AVALIAÇÃO DA EFICIÊNCIA E APLICABILIDADE DE UM SISTEMA INTEGRADO DE TRATAMENTO

DE RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS E DE CHORUME

Paulo Augusto Cunha Libânio

PAULO AUGUSTO CUNHA LIBÂNIO

AVALIAÇÃO DA EFICIÊNCIA E APLICABILIDADE DE UM SISTEMA INTEGRADO DE TRATAMENTO

DE RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS E DE CHORUME

Dissertação de Mestrado apresentada ao Programa de Pós-Graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos da Escola de Engenharia da Universidade Federal de Minas Gerais, como requisito parcial para a obtenção do título de mestre. Área de Concentração: Meio Ambiente Orientador: Prof. Carlos Augusto de Lemos Chernicharo

Belo Horizonte Escola de Engenharia

2002

L694a Libânio, Paulo Augusto Cunha 2002 Avaliação da eficiência e aplicabilidade de um sistema integrado de tratamento de resíduos sólidos urbanos e de chorume. / Paulo Augusto Cunha Libânio. - 2002.

156f. : il. Orientador: Carlos Augusto de Lemos Chernicharo Dissertação (mestrado) – Universidade Federal de Minas Gerais, Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental, Departamento de Engenharia Hidráulica e Recursos Hídricos. 1.Resíduos Sólidos Urbanos - Tratamento - Teses I.Chernicharo, Carlos Augusto de Lemos II.Universidade Federal de Minas Gerais, Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental III.Universidade Federal de Minas Gerais, Departamento de Engenharia Hidráulica e Recursos Hídricos. IV. Título. CDU: 628.4

DEDICATÓRIA

Aos meus pais, Paulo e Suzana, pelo amor, apoio e confiança incondicionais. A minha avó Silvia e – in memoriam – aos avós Paulo, Adalberto e Dalzira,

sempre presentes. A Flaviane, pelo amor e companheirismo.

AGRADECIMENTOS Ao Professor Carlos Chernicharo, exemplo de dedicação e ética profissional, pela orientação deste trabalho, pela amizade e apoio dispensados em todos os momentos. Ao Professor Marcelo Libânio, responsável por ter me despertado o interesse pela engenharia sanitária e ambiental ainda quando estudante na graduação, a quem serei eternamente grato. À Professora Ilka Soares Cintra, sempre companheira nas divergências, ponto de equilíbrio e harmonia da equipe. Ao amigo Bruno, companheiro de trabalho e co-responsável pelo sucesso da pesquisa. Aos laboratoristas do PROSAB, técnicos e bolsistas, Lucy, Jussara, Carolina, Jacson, Lucilaine, Toninho e Prof. Emílio. Aos funcionários do DESA, Norma e Dona Francisca. Às catadoras e associadas da ASMARE, em especial à Taninha. Aos funcionários e técnicos da Secretaria Municipal de Limpeza Urbana (SMLU-BH), pelo apoio logístico em diversos momentos do trabalho. À CAPES, pela concessão da bolsa de estudo. À FINEP,CNPq e CAIXA, pelo financiamento e custeio do experimento.

RESUMO Certamente, a redução do tempo médio de biodegradação dos resíduos sólidos orgânicos, postergando-se a fase de operação dos aterros, é o principal objetivo e vantagem da inoculação da digestão dos resíduos sólidos urbanos (RSU), especialmente nos grandes conglomerados populacionais. Neste sentido, a recirculação do chorume apresenta-se como uma das perspectivas de tratamento mais promissoras, sendo amplamente estudada.

Este processo consiste basicamente no incremento da concentração de microrganismos junto à fração orgânica biodegradável da massa de lixo aterrada. No Brasil, esta tecnologia tem sido bastante difundida e empregada em importantes centros urbanos: Belo Horizonte (MG), Recife (PE), Caxias do Sul (RS). Entretanto, uma série de parâmetros físico-químicos devem ser observados para a manutenção das condições ótimas de digestão anaeróbia dos resíduos, assim como alguns critérios técnicos e sócio-econômicos de interesse.

Desta forma, implementou-se um experimento, em laboratório, a fim de se investigar os aspectos mais relevantes da digestão anaeróbia dos RSU, necessários à elaboração de futuros estudos de viabilidade e análises de custo-benefício. Tal experimento consiste na análise comparativa entre duas diferentes linhas de operação, com 3 reatores anaeróbios de RSU cada: linha de tratamento convencional (Reatores R1, R2 e R3) e linha de tratamento integrado, com recirculação do chorume enriquecido com inóculo (Reatores R7, R8 e R9). Adicionalmente, foi instalado um reator UASB na linha de tratamento integrado, objetivando-se a remoção da carga orgânica dos líquidos lixiviados dos reatores de RSU e a utilização do lodo biológico produzido para inoculação da digestão dos resíduos.

Os reatores experimentais, apresentando um volume útil de 700 litros cada, foram completamente preenchidos com uma massa total de aproximadamente 3.000 kg de lixo urbano, durante um período de nove dias. Diariamente, obtinha-se uma amostra representativa a partir da carga de um caminhão resultante de um dia típico de coleta em área residencial. Assim, ao final desta etapa, observando-se critérios e metodologias pré-estabelecidas para a amostragem, preparação de amostras e análises laboratoriais, procedeu-se à caracterização físico-química do lixo urbano amostrado: composição gravimétrica, teor de umidade, sólidos voláteis, metais e outros.

Finalmente, um conjunto de parâmetros concernentes às condições de bioestabilização dos resíduos sólidos orgânicos – disponibilidade de nutrientes, toxicidade – foram monitorados através da análise do lixiviado drenado dos reatores de RSU e do efluente do reator UASB: pH, alcalinidade, ácidos graxos voláteis, DBO, DQO, nitrogênio Kjeldahl, fósforo, cloreto, sulfeto, metais pesados. Ademais, foram determinadas a produção de biogás e as proporções de seus principais constituintes: metano e dióxido de carbono.

A inoculação endógena promovida na linha de tratamento integrado, através da recirculação do chorume e retorno do lodo biológico produzido no reator UASB, parece ter favorecido a etapa inicial de fermentação e acidogênese: maiores concentrações dos principais ácidos graxos voláteis precursores da formação de metano tais como ácido acético, propiônico e butírico; teores iniciais de metano mais elevados. A inoculação endógena promoveu também a aceleração da atividade metanogênica nesta linha de tratamento, uma vez que se pode observar, simultâneamente, uma significativa redução do substrato orgânico solúvel (DQO filtrada, DBO, sólidos dissolvidos) e um rápido incremento na produção de biogás.

ABSTRACT Reducing the average time of solid waste biodegradation and prolonging the operation of landfills is the primary goal and advantage of seeding the digestion of municipal solid waste (MSW), especially in highly populated municipal areas. Leachate recycling presents a promising and largely studied perspective in municipal solid waste treatment and final disposal. The process consists in the addition of a microorganism concentration to the biodegradable organic fraction that is contained within the landfill cells. In Brazil this technology has been largely employed in the important cities of Belo Horizonte (Minas Gerais), Recife (Pernambuco) and Caxias do Sul (Rio Grande do Sul). However, a number of chemical and physical parameters should be observed to promote optimum conditions for the anaerobic digestion of the solid waste, as well as certain social, economical and technical criteria. A pilot scale experiment was set up in laboratory conditions with the aim of investigating what are considered the most relevant aspects in anaerobic digestion of MSW, requirements for future elaboration of feasibility studies and cost benefit studies. The experiment consists in a comparative analysis between two different treatment lines, each with three anaerobic MSW digesters: conventional landfilling (Reactors R1, R2 and R3) and integrated treatment with seeded leachate recycling (Reactors R7, R8 and R9). A UASB reactor was placed in the integrated treatment line with the objective of removing the organic load in the leachate of the MSW digesters, with the biological sludge produced being used for the inoculation of the solid waste digestion. The experimental digesters, each with a volume of 700 litres, were completely filled in nine days, with a total mass of approximately 3000kg of municipal solid waste. Truckloads from a typical weekday collection route in a residential area were taken as a representative daily sample. Then a sample from each day was analysed in terms of composition, moisture content, volatile organic compounds, metals and others, observing all pre-established scientific criteria and methodology concerning solid waste sampling, preparation, and laboratory analysis. Finally, the following series of parameters concerning the environmental conditions of nutrient availability and toxicity for the anaerobic biodegradation of organic solid waste were monitored in the leachate generated by the solid waste digesters and the effluent from the UASB reactor: pH, alkalinity, volatile fatty acids, BOD, COD, Kjeldahl nitrogen, phosphorous, sulphide and metals. The biogas production and its principal gas constituents, methane, and carbon dioxide were also monitored. The endogenous inoculation promoted in integrated treatment, through leachate recycling and return of the excess biological sludge produced in the UASB reactor, has favoured the initial fermentation stage, with higher concentrations of the most important volatile acids precursors of methane such as acetic, propionic and butyric acids and higher initial methane concentration in the biogas. It also seems to have promoted the acceleration of the methanogenic phase since a significant reduction of soluble organic matter (filtered COD, BOD, dissolved solids) and a rapid increase in biogas production were simultaneously observed.

SUMÁRIO LISTA DE FIGURAS

LISTA DE TABELAS

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

1.1. A Questão dos Resíduos Sólidos.............................................................11.2. Digestão Anaeróbia de Resíduos Sólidos Urbanos

em Aterros.................................................................... ............................5

2. OBJETIVOS........................................................................ ............................6

3. REVISÃO DA LITERATURA.......................................... ............................7

3.1. Considerações sobre a Realidade dos Resíduos Sólidos...........................................................................

............................7

3.1.1. Alguns Aspectos sobre a Realidade no Brasil e no Mundo............................................................

...........................7

3.1.2. Alguns Aspectos sobre a Realidade em Belo Horizonte.............................................................

..........................11

3.2. Possibilidades de Minimização da Geração de Resíduos Sólidos..........................................................

..........................15

3.3. Tratamento e Disposição Final dos Resíduos Sólidos Urbanos...........................................................

..........................18

3.3.1. Incineração.......................................................... ..........................183.3.2. Compostagem...................................................... ..........................193.3.3. Reciclagem.......................................................... ..........................203.3.4. Aterros................................................................. ..........................20

3.4. Processos Anaeróbios.................................................. ..........................233.4.1. Fundamentos da digestão anaeróbia..............................................233.4.2. Digestão anaeróbia dos resíduos sólidos

urbanos aterrados................................................ ..........................25

3.5. Emissão de Gases...................................................................................303.6. Poluição por Lixiviado de Aterros.......................................................31

3.6.1. Fatores determinantes da vazão e das características físico-químicas do chorume........

..........................31

3.6.2. Alternativas de tratamento do chorume.........................................33

3.7. Aprimoramento da Operação de Aterros................. ..........................393.7.1. Inoculação da digestão anaeróbia de RSU.......... ..........................40

3.7.1.1. Recirculação do chorume............................ ..........................403.7.1.2. Outras modalidades de inoculação da

digestão de RSU......................................... ..........................44

3.7.2. Sistema integrado de tratamento de chorume e de resíduos sólidos urbanos.................................

..........................46

3.8. Definições Importantes............................................... ..........................503.8.1. Definição de “resíduos sólidos urbanos”.......................................503.8.2. Definição de “chorume”...................................... ..........................513.8.3. Definição de “inóculo”........................................ ..........................53

4. MATERIAL E MÉTODOS................................................ ..........................54

4.1. Plano de Amostragem dos Resíduos Sólidos Urbanos........................................................................

..........................54

4.1.1. Definição do tipo de amostra.............................. ..........................554.1.2. Definição da forma de amostragem...............................................574.1.3. Definição dos critérios de classificação dos

materiais constituintes do lixo urbano................ ..........................59

4.1.4. Definição do volume das amostras................................................614.1.5. Composição da equipe de trabalho................................................63

4.2. Amostragem dos Resíduos Sólidos Urbanos de Belo Horizonte no Aterro Sanitário Municipal........

..........................64

4.3. Preenchimento dos Reatores Anaeróbios com os Resíduos Sólidos Urbanos Amostrados.....................

..........................68

4.4. Preenchimento dos Reatores Anaeróbios com Chorume de Aterro Sanitário....................................

..........................69

4.5. Preparação das Amostras de RSU para as Análises Laboratoriais...............................................................

..........................72

4.6. Caracterização Físico-Química dos Resíduos Sólidos Urbanos...........................................................

..........................74

4.6.1. Determinação da composição gravimétrica........ ..........................74

4.6.2. Determinação do teor de umidade.................................................744.6.3. Determinação do teor de metais.......................... ..........................754.6.4. Determinação dos teores de carbono,

hidrogênio e nitrogênio....................................... ..........................76

4.6.5. Determinação do teor de sólidos voláteis......................................764.7. Aparato Experimental................................................ .........................77 4.8. Operação do sistema................................................... .........................83 4.9. Monitoramento do sistema......................................... .........................85

4.9.1. Inferências analíticas........................................... .........................85 4.9.2. Metodologias modificadas.................................. .........................86

4.9.2.1. Demanda Bioquímica de Oxigênio............. .........................86 4.9.2.2. Alcalinidade e Ácidos Voláteis................... .........................87 4.9.2.3. Nitrogênio Kjeldahl..............................................................88 4.9.2.4. Fósforo........................................................ .........................88 4.9.2.5. Sulfeto......................................................... .........................89

4.9.3. Análises instrumentais..................................................................89 4.9.3.1. Ácidos Graxos Voláteis........................................................90 4.9.3.2. Metais Pesados............................................ .........................91 4.9.3.3. Biogás (Metano e Dióxido de Carbono)..... .........................93

5. RESULTADOS E DISCUSSÃO........................................ .........................95

5.1. Resíduos Sólidos Urbanos Amostrados..................... .........................95 5.1.1. Determinação da Densidade Média dos

Resíduos Confinados nos Reatores Anaeróbios Experimentais......................................................

. .........................95

5.1.2. Caracterização Física dos Resíduos Sólidos Urbanos Amostrados...........................................

.........................97

5.1.2.1. Composição gravimétrica.....................................................97 5.1.2.2. Teor de umidade..................................................................102

5.1.3. Caracterização Química dos Resíduos Sólidos Urbanos Amostrados...........................................

........................104

5.1.3.1. Teores de carbono, hidrogênio e nitrogênio ........................1045.1.3.2. Teor de sólidos voláteis.......................................................1055.1.3.3. Verificação da correlação entre o teor de

carbono e de sólidos voláteis...................... ........................106

5.1.3.4. Teor de metais pesados............................... ........................108

5.2. Chorume Drenado nos Reatores de RSU.................. ........................1115.2.1. Matéria Orgânica................................................. ........................1115.2.2. Sólidos................................................................. ........................1165.2.3. Nutrientes............................................................ ........................1185.2.4. Sistema Ácido/Base.....................................................................1215.2.5. Toxicidade........................................................... ........................126

5.2.5.1. Cloreto.................................................................................1265.2.5.2. Sulfeto......................................................... ........................1265.2.5.3. Nitrogênio Amoniacal................................. ........................1285.2.5.4. Metais.......................................................... ........................130

5.3. Biogás Produzido na Digestão Anaeróbia dos Reatores de RSU..........................................................

........................133

5.4. Avaliação da Produção de Sólidos no Sistema Integrado......................................................................

........................136

6. CONCLUSÕES................................................................... ........................143

7. RECOMENDAÇÕES......................................................... ........................147

8. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS.............................. ........................148

LISTA DE FIGURAS Figura 1.1: Geração dos resíduos sólidos em diversos momentos da seqüência de transformação e utilização dos recursos naturais...........................................

.......................2

Figura 3.1: Comparação entre as diferentes regiões do território nacional quanto à destinação final dos resíduos domiciliares (IBGE, 1991)....................

.......................9

Figura 3.2: Comparação entre as alternativas empregadas na destinação final dos resíduos sólidos urbanos, no Brasil e nos Estados Unidos...........................

.....................11

Figura 3.3: Destinação do lixo urbano coletado no município de Belo Horizonte (PBH, 2001).......................................................................................

.....................13

Figura 3.4: Possibilidades de minimização dos impactos ambientais devido à menor geração de resíduos sólidos e utilização de recursos naturais.................

......................15

Figura 3.5: Crescimento da reciclagem e compostagem nos Estados Unidos, possibilitando a manutenção das quantidades de lixo urbano destinadas à incineração ou aterramento. Dados obtidos em pesquisas realizadas entre 1960 e 1997 e projeções até 2005 (EPA, 1999)..................................................

. . ......................17

Figura 3.6: Importância da técnica de aterramento no atual quadro de alternativas de tratamento e disposição final do lixo urbano..............................

......................21

Figura 3.7: Destinação final dos resíduos sólidos industriais gerados pelas empresas associadas à Abetre – Associação Brasileira de Empresas de Tratamento, Recuperação e Disposição Final de Resíduos Especiais. Modificado de DIAS (2001)...............................................................................

. . ......................22

Figura 3.8: Alternativas de tratamento dos líquidos lixiviados de aterros sanitários por processos biológicos e físico-químicos, em unidades de tratamento próprias ou em estação de tratamento de esgoto sanitário................

. ......................38

Figura 3.9: Sistema integrado de tratamento dos RSU e do lixiviado de aterro sanitário, proposto no presente estudo......................................................

......................48

Figura 4.1: Procedimentos de amostragem e caracterização dos resíduos sólidos..................................................................................................................

......................55

Figura 4.2: Avaliação comparativa da geração média de resíduos na regional centro e em Belo Horizonte. Modificado de MERCEDES (1997).....................

......................58

Figuras 4.3: Avaliação das diferentes condições sócio-econômicas entre as regionais de limpeza pública do Barreiro e Sul. Modificado de MERCEDES (1997)..................................................................................................................

. ......................58

Figura 4.4: Esquema diário de trabalho para amostragem, determinação da composição gravimétrica e preenchimento dos reatores.....................................

......................62

Figura 4.5: Identificação das regionais de limpeza pública de Belo Horizonte.. ......................64

Figura 4.6: Identificação dos distritos amostrados durante o preenchimento dos reatores..........................................................................................................

......................64

Figura 4.7: Descarregamento do lixo urbano...................................................... ......................66

Figura 4.8: Volume inicial amostrado................................................................. ......................66

Figura 4.9: Quarteamento com pá mecânica....................................................... ......................66

Figura 4.10: Vista dos quartos vis a vis.............................................................. ......................66

Figura 4.11: Identificação dos tambores............................................................. ......................67

Figura 4.12: Equipe da UFMG e ASMARE...................................................... ......................67

Figura 4.13: Caminhão “carroceria” utilizado no transporte dos tambores metálicos..............................................................................................................

......................67

Figura 4.14: Compactação manual dos resíduos................................................. ......................69

Figura 4.15: Frente de aterramento do lixo urbano na célula AC-05 (maio/2001).........................................................................................................

......................69

Figura 4.16: Impermeabilização da área ainda não ocupada pela célula AC-05 (maio/2001).........................................................................................................

......................69

Figura 4.17: Poço PLQ-5.................................................................................... ......................71

Figura 4.18: Coleta do chorume bombeado do poço PLQ-5.............................. ......................71

Figura 4.19: Transferência do chorume para bombonas..................................... ......................71

Figura 4.20: Transporte das bombonas plásticas de 50 litros em caminhão tipo“carroceria”.........................................................................................................

......................71

Figura 4.21: Vista do moinho de faca................................................................. ......................73

Figura 4.22: Amostras secas e trituradas em sacos plásticos hermeticamente vedados................................................................................................................

......................73

Figura 4.23: Vista do moinho de bola................................................................. ......................73

Figura 4.24: Vista da peneira vibratória.............................................................. ......................73

Figura 4.25: Segregação manual dos diversos componentes do lixo pela equipe ASMARE................................................................................................

......................74

Figura 4.26: Pesagem dos tambores ao chegarem ao galpão para triagem e segregação...........................................................................................................

......................74

Figura 4.27: Esquema de determinação do teor de umidade nas amostras de RSU.....................................................................................................................

......................75

Figura 4.28: Frascos plásticos contendo soluções diluídas e concentradas de amostras já digeridas e filtradas..........................................................................

......................76

Figura 4.29: Detalhe do espectrofotômetro de absorção atômica....................... ......................76

Figura 4.30: Vista geral do aparato experimental utilizado na pesquisa............. ......................77

Figura 4.31: Esquema dos reatores experimentais de digestão dos resíduos sólidos urbanos....................................................................................................

......................78

Figura 4.32: Dispositivos de amostragem do chorume drenado nos reatores de RSU.....................................................................................................................

......................79

Figura 4.33: Vista do topo dos reatores de RSU. Detalhe do sifão e do dispositivo de coleta do biogás. ..........................................................................

......................79

Figura 4.34: Sistema de coleta, amostragem e medição do biogás, e bombas peristálticas para recirculação do chorume. .......................................................

......................79

Figura 4.35: Configuração geral do reator UASB. ............................................. ......................80

Figura 4.36: Dispositivo de entrada do reator UASB. ....................................... ......................80

Figura 4.37: Vista do compartimento de decantação do reator UASB, bomba de dosagem de solução tampão, e caixa de distribuição do chorume tratado.....

......................81

Figura 4.38: Detalhe da caixa de distribuição e mistura do chorume tratado em reator UASB. ................................................................................................

......................81

Figura 4.39: Fluxograma das duas linhas operacionais do experimento contempladas neste estudo. ................................................................................

......................82

Figura 4.40: Recipiente contendo o inóculo para análise de DBO. Aeração contínua do chorume por um soprador................................................................

......................87

Figura 4.41: Destilador para análise do nitrogênio amoniacal e orgânico segundo método macro-Kjeldahl. ......................................................................

......................88

Figura 4.42: Microdestilador de vidro idealizado por MORAES et al. (2001)... ......................90

Figura 4.43: Microdestilação dos ácidos graxos voláteis (MORAES et al., 2001). ..................................................................................................................

......................90

Figura 4.44: Ultra-som para separação das fases orgânica e inorgânica............. ......................91

Figura 4.45: Cromatógrafo para análise de ácidos graxos voláteis..................... ......................91

Figura 4.46: Comparação de resultados de ferro em chorume, pelos métodos de rotina e adição.................................................................................................

......................93

Figura 4.47: Sistema adaptado para amostragem e injeção do biogás no cromatógrafo. .....................................................................................................

......................94

Figura 4.48: Seringas conectadas a dispositivo de três vias para amostragem do biogás. ...........................................................................................................

......................94

Figura 4.49: Cromatógrafo para determinação dos teores de metano e dióxido de carbono. .........................................................................................................

......................94

Figura 5.1: Composição gravimétrica média do lixo urbano amostrado para preenchimento dos reatores anaeróbios (LIBÂNIO, 2002). ...............................

......................99

Figura 5.2: Composição gravimétrica média do lixo urbano do município de Belo Horizonte. Modificado de MERCEDES (1997).........................................

......................99

Figura 5.3: Comparação dos resultados obtidos na caracterização do lixo urbano em trabalhos preliminares e durante o preenchimento dos reatores experimentais......................................................................................................

. ....................101

Figura 5.4: Dispersão dos pontos amostrais após ajuste inicial de modelo linear. ..................................................................................................................

....................107

Figura 5.5: Visualização da boa correlação entre as grandezas após tratamentoestatístico. ...........................................................................................................

....................107

Figura 5.6: Determinação do fator de correlação para estimativa do teor de carbono a partir da determinação dos sólidos voláteis........................................

....................108

Figura 5.7: Avaliação da interferência da granulometria na determinação das concentrações médias dos diversos metais em amostras de resíduos sólidos urbanos (N = 10 amostras). ...............................................................................

. ....................110

Figura 5.8: Evolução temporal da DBO nas duas linhas de operação................ ....................112

Figura 5.9: Evolução temporal da DQO filtrada nas duas linhas de operação.... ....................112

Figura 5.10: Evolução temporal da DQO total nas duas linhas de operação...... ....................112

Figura 5.11: Variação da razão DQO filtrada/DQO total nas duas linhas de operação. ............................................................................................................

....................113

Figura 5.12: Variação da razão DBO/DQO total nas duas linhas de operação.. ....................113

Figura 5.13: Avaliação da eficiência de remoção de DQO no reator UASB, considerando-se a hidrólise total da fração particulada......................................

....................115

Figura 5.14: Evolução temporal da concentração de sólidos suspensos e dissolvidos voláteis na linha de tratamento convencional dos RSU (linha 1)....

....................116

Figura 5.15: Evolução temporal da concentração de sólidos suspensos e dissolvidos voláteis na linha de tratamento integrado dos RSU (linha 3)...........

....................116

Figura 5.16: Variação da razão SSV/STV nas duas linhas de operação............. ....................117

Figura 5.17: Evolução temporal da concentração de nitrogênio orgânico nas duas linhas de operação.......................................................................................

....................118

Figura 5.18: Evolução temporal das concentrações de nutrientes, NTK e fósforo, no afluente e efluente do reator UASB..................................................

....................119

Figura 5.19: Evolução temporal das concentrações de ácidos graxos voláteis, alcalinidade total e pH nas duas linhas de operação...........................................

....................121

Figura 5.20: Evolução das concentrações de ácidos graxos voláteis, alcalinidade total e pH no efluente do reator UASB...........................................

....................122

Figura 5.21: Variação das concentrações de alcalinidade bicarbonato e de ácidos voláteis na linha de tratamento integrado (linha 3)..................................

....................122

Figura 5.22: Variação da relação AGV/AT em ambas as linhas de operação.... ....................124

Figura 5.23: Concentrações médias de ácidos graxos voláteis em ambas as linhas de operação e no efluente do reator UASB, imediatamente antes do início dos procedimentos de correção do pH da linha 3, determinadas por cromatografia gasosa (N = 6 amostras)..............................................................

. . ....................125

Figura 5.24: Evolução temporal das concentrações de cloreto nas duas linhas de operação..........................................................................................................

....................126

Figura 5.25: Evolução temporal das concentrações de sulfeto nas duas linhas de operação..........................................................................................................

.....................127

Figura 5.26: Avaliação da redução das concentrações de sulfeto no efluente do reator UASB...................................................................................................

.....................128

Figura 5.27: Evolução temporal das concentrações de nitrogênio amoniacal em ambas as linhas de operação..........................................................................

.....................128

Figura 5.28: Evolução da concentração de nitrogênio amoniacal no afluente e efluente do reator UASB.....................................................................................

.....................128

Figura 5.29: Evolução das concentrações de manganês e alumínio nas duaslinhas de operação e no efluente do reator UASB..............................................

.....................130

Figura 5.30: Evolução das concentrações de zinco e ferro nas duas linhas deoperação e no efluente do reator UASB..............................................................

.....................130

Figura 5.31: Evolução das concentrações de cálcio e magnésio nas duas linhasde operação e no efluente do reator UASB.........................................................

.....................131

Figura 5.32: Evolução das concentrações de níquel e cobre nas duas linhas de operação e no efluente do reator UASB..............................................................

.....................131

Figura 5.33: Evolução da concentração de cromo nas duas linhas de operação e no efluente do reator UASB.............................................................................

.....................131

Figura 5.34: Evolução das concentrações médias de metano e dióxido de carbono nas 2 linhas de operação e no reator UASB, por cromatografia gasosa..................................................................................................................

. .....................133

Figura 5.35: Produção acumulada de biogás nas duas linhas de operação......... .....................134

Figura 5.36: Avaliação qualitativa da produção de sólidos na digestãoanaeróbia, destacando-se a correlação dos principais fatores intervenientes(substrato e microrganismos). Adaptado de CHERNICHARO (1997)..............

. .....................136

Figura 5.37: Balanço de massa no sistema de tratamento integrado dos RSU e do chorume..........................................................................................................

.....................137

Figura 5.38: Evolução do perfil de sólidos no reator UASB, determinado nas 4 fases de operação do sistema integrado (linha 3).............................................

.....................139

Figura 5.39: Avaliação das concentrações de metais pesados no lodobiológico em diferentes níveis do reator UASB, no início e término doperíodo de monitoramento..................................................................................

. .....................141

LISTA DE TABELAS Tabela 4.1: Critérios adotados para caracterização dos resíduos sólidos urbanos.. .............................61

Tabela 4.2: Dados relativos às condições climáticas e ao caminhão de coleta, nos dias de amostragem dos resíduos sólidos urbanos de Belo Horizonte.....................

.............................65

Tabela 4.3: Evolução do preenchimento dos reatores anaeróbios........................... .............................68

Tabela 4.4: Identificação das fases de operação do sistema integrado (linha 3)..... .............................84

Tabela 4.5: Parâmetros hidráulicos de operação do reator UASB.......................... .............................84

Tabela 4.6: Relação dos parâmetros físico-químicos de interesse, freqüência das análises, e dos respectivos métodos de preparação de amostras e de determinaçãode seus valores. .................................................................................

. .............................86

Tabela 4.7: Relação dos parâmetros físico-químicos de interesse, freqüência das análises, e dos respectivos métodos de preparação de amostras, utilizando-se técnicas de instrumentação por cromatografia líquida, gasosa e espectrofotometria de absorção atômica..................................................................

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

Tabela 5.1: Estimativa da densidade inicial dos resíduos sólidos urbanos.............. .............................95

Tabela 5.2: Avaliação do grau de compactação dos resíduos sólidos urbanos....... .............................95

Tabela 5.3: Composição gravimétrica do lixo urbano amostrado nas diversas regionais...................................................................................................................

............................ 98

Tabela 5.4: Determinação da composição gravimétrica do lixo urbano segundo diferentes metodologias e em épocas distintas........................................................

...........................100

Tabela 5.5: Teor de umidade da fração “potencialmente biodegradável” do lixo urbano......................................................................................................................

...........................102

Tabela 5.6: Teor de umidade corrigido, considerando-se a massa total de resíduos amostrada...................................................................................................

...........................103

Tabela 5.7: Teores de carbono, hidrogênio e nitrogênio pela análise instrumental.............................................................................................................

...........................104

Tabela 5.8: Estimativa da composição química de materiais constituintes do lixo urbano......................................................................................................................

...........................105

Tabela 5.9: Teores de sólidos voláteis no lixo urbano amostrado........................... ...........................106

Tabela 5.10: Teores de metais pesados determinados em amostras de RSU, por espectrofotometria de absorção atômica (EAA)......................................................

...........................109

Tabela 5.11: Comparação entre os teores de metais pesados em amostras de RSUaferidos no presente estudo e em outros trabalhos..................................................

...........................109

Tabela 5.12: Relação entre as concentrações de DQO total, nitrogênio Kjeldahl (NTK) e fósforo total, aferidas no chorume drenado dos reatores de RSU de ambas as linhas de operação....................................................................................

. ...........................120

Tabela 5.13: Avaliação da produção de biogás e metano nas duas linhas de operação...................................................................................................................

...........................134

Tabela 5.14: Comparação entre os teores de metais pesados em amostras do lodo biológico do reator UASB tratando chorume, após 140 dias de operação, e aqueles referenciados em alguns outros trabalhos, relativos ao lodo de esgoto sanitário....................................................................................................................

. . ...........................142

Tabela 5.15: Avaliação da possibilidade de reciclagem do lodo biológico do reator UASB............................................................................................................

...........................142

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1. INTRODUÇÃO

1.1. A Questão dos Resíduos Sólidos

Desde o fim do feudalismo europeu, observa-se o fenômeno do êxodo rural na sociedade

ocidental, mas, somente a partir da Revolução Industrial, pôde-se notar uma significante

deterioração da qualidade de vida nos aglomerados populacionais, evidenciada pela

insalubridade e ausência das mínimas condições de saneamento e higiene em residências e

locais de trabalho. No Brasil, a segunda metade do século XX foi marcada pela transição entre

uma sociedade tipicamente rural, caracterizada por um padrão de vida médio simples, e uma

população urbana extremamente heterogênea e desigual.

O crescimento acelerado dos centros urbanos nos últimos cinqüenta anos pôs em cheque a

capacidade do homem moderno de solucionar a equação do “desenvolvimento com

preservação” ou, simplesmente, “desenvolvimento sustentável”, isto é, produzir os bens

necessários à civilização sem, no entanto, comprometer o bem estar e a sobrevivência das

gerações futuras.

Diferentemente de épocas passadas, nas quais a maior preocupação se restringia ao

atendimento das necessidades vitais primárias e à manutenção da estrutura sócio-econômica;

devido ao crescente esgotamento das reservas naturais de mais fácil exploração e à severa

deterioração das condições de seu hábitat, a humanidade começou a voltar seus olhos na

busca de um equilíbrio estável entre o homem e o meio ambiente. Neste sentido, a gestão dos

resíduos sólidos urbanos, juntamente com o suprimento da demanda hídrica, serão,

possivelmente, os maiores desafios da sociedade no século XXI.

Apesar do enorme conhecimento e sofisticada tecnologia sob domínio do homem, não se pode

prever, no campo das ciências aplicadas, processos com eficiência absoluta, sem nenhuma

perda de massa ou de energia. A geração de “resíduos”, sejam eles líquidos, gases ou sólidos,

é uma realidade inerente a toda e qualquer operação física ou processo bioquímico pertinentes

à transformação e utilização dos recursos naturais e, portanto, de interesse da engenharia

sanitária e ambiental.

- 1 -

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Os resíduos sólidos se constituem basicamente de subprodutos ou rejeitos do setor primário,

industrial e de serviço, de materiais e utilitários sem mais valia ou com algum grau de

periculosidade, bem como dos próprios poluentes retidos em estações e equipamentos de

controle da poluição. Desta forma, é interessante destacar que, caso viabilizem-se meios de

re-inserção e aproveitamento econômico, a denominação de “resíduo” ou simplesmente “lixo”

não mais se aplicará a um grande contingente de materiais hoje descartados.

Estes resíduos são gerados em diversos momentos do processo produtivo, desde a extração da

matéria-prima, passando pelo transporte e beneficiamento em indústrias de base ou de bens

duráveis, até as etapas de distribuição e consumo das mercadorias. Como apresentado na

Figura 1.1, ao se analisar a delicada relação produção versus poluição, os resíduos sólidos

podem ser classificados em dois grandes grupos: industriais e urbanos.

Figura 1.1: Geração dos resíduos sólidos em diversos momentos da seqüência de transformação e utilização dos recursos naturais.

Os resíduos sólidos industriais estão intrinsecamente relacionados às atividades iniciais de

exploração dos recursos naturais, transporte, e transformação de materiais em estado bruto em

produtos semi-acabados ou manufaturados, de maior valor agregado. Devido à considerável

gama de processos industriais e produtos auxiliares envolvidos – corantes, catalisadores,

solventes e outros – os resíduos sólidos resultantes da atividade industrial comumente

apresentam riscos potenciais ao meio ambiente e à saúde pública, merecendo especial atenção

no seu trato. O ônus e a responsabilidade pelo manuseio, acondicionamento, armazenagem,

coleta, transporte e disposição final dos resíduos industriais ficam geralmente a cargo das

- 2 -

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próprias indústrias, cabendo às autoridades e órgãos públicos a fiscalização e coibição do

descumprimento à legislação ambiental vigente. No Brasil, a ABNT – Associação Brasileira

de Normas Técnicas – editou um conjunto de normas que tratam dos procedimentos e

critérios para classificação dos resíduos sólidos industriais: perigosos, não inertes e inertes;

classes I, II e III, respectivamente (ABNT, 1987).

Por sua vez, a geração dos resíduos sólidos urbanos (RSU) se dá nas etapas finais de

distribuição das mercadorias ou após o consumo dos bens, envolvendo o descarte ou perda de

uma infinidade de materiais: embalagens plásticas, de papel ou papelão; recipientes de vidro,

lata ou alumínio; produtos putrescíveis; objetos de uso pessoal, artigos de higiene, peças de

vestuário e diversos utilitários; bens duráveis tais como eletrodomésticos, mobílias e outros.

Somam-se ainda aqueles provenientes da prestação de serviço público – varrição, capina e

poda –, unidades de saúde, entulhos da construção civil e materiais de disposição complicada,

como medicamentos, pilhas e baterias.

A coleta e disposição final dos resíduos sólidos urbanos, diferentemente daqueles de origem

industrial, são usualmente de responsabilidade do poder público municipal. Apesar dos

primeiros muitas vezes não apresentarem a mesma periculosidade dos últimos, por não

possuírem a mesma natureza inflamável, tóxica ou reativa, o equacionamento da questão dos

resíduos sólidos urbanos nas municipalidades se mostra ainda mais aflitivo e de difícil

solução.

Tal assertiva é mais facilmente crível se observados alguns fatores de distinção entre estes

dois grandes grupos de resíduos sólidos. Primeiramente, devido aos meios e recursos

disponíveis, à responsabilidade da gestão dos próprios resíduos, e ao ambiente organizado e

disciplinado, os resíduos gerados no processo industrial podem ser mais facilmente coletados

e dispostos em separado, por etapa, processo ou máquina, evitando-se, assim, a contaminação

de materiais inertes por aqueles considerados não-inertes ou perigosos. A coleta e

acondicionamento em separado dos resíduos permitem a reutilização de certos materiais pela

própria indústria ou por outras, seja como matéria-prima ou combustível.

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Diferentemente, a coleta em separado dos materiais constituintes do lixo urbano, conhecida

por “coleta seletiva”, se mostra muito mais complicada, devido à natureza extremamente

heterogênea dos resíduos e à necessidade de viabilização de toda uma infra-estrutura de coleta

e transporte dos resíduos segregados nos domicílios, estabelecimentos comerciais ou prédios

públicos. Além disto, o sucesso desta estratégia depende da ampla aceitação dos produtos

reciclados e da constante mobilização social.

Outros fatores complicadores da gestão dos resíduos sólidos urbanos residem na

descontinuidade de políticas públicas de saneamento a médio e longo prazo, e na menor

eficiência e comprometimento do poder público municipal, pouco exigido e fiscalizado pela

sociedade e órgãos competentes, com seus recursos financeiros quase sempre limitados.

Considerando-se estas dificuldades encontradas para uma adequada gestão do lixo urbano, o

que se observa é um quadro alarmante nos municípios de pequeno, médio e grande porte.

Enquanto os primeiros sofrem pela carência de uma infra-estrutura adequada, com baixos

índices de atendimento à população pelos serviços de limpeza pública, os últimos se deparam

com o esgotamento da capacidade instalada para disposição final das enormes quantidades de

resíduos diariamente coletadas.

A consciência ainda incipiente da sociedade, traduzida no descaso das classes mais abastadas

pela questão do lixo urbano, compromete o desejável “desenvolvimento sustentável”.

Ironicamente, a “revolução” dos costumes e hábitos, tão necessária neste caso, vem sendo

impulsionada não pelas elites, mas sim, pela população excluída da estrutura social e

econômica, e que, diante de sua miséria e instinto de sobrevivência, conseguiu atribuir valor a

diversos materiais constituintes do lixo urbano.

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1.2. Digestão Anaeróbia de Resíduos Sólidos Urbanos em Aterros

Apesar das inúmeras experiências bem sucedidas na recuperação e reciclagem de constituintes

dos resíduos sólidos urbanos, o montante total reaproveitado ainda não faz frente ao volume

de lixo gerado diariamente. Assim, tendo em vista que a incineração dos resíduos tem sua

aplicabilidade técnica e econômica restrita àqueles considerados perigosos, usualmente de

origem industrial ou hospitalar, o aterramento do lixo urbano responde, forçosamente, pela

destinação final da quase totalidade dos resíduos coletados.

Os aterros não devem ser entendidos meramente como locais de confinamento do lixo urbano,

mas sim como obras de engenharia, reatores dentro dos quais se processam inúmeros

fenômenos físicos, químicos e biológicos, sendo necessárias diversas intervenções para

contenção de poluentes líquidos e gasosos. Assim, faz-se urgente e necessário o conhecimento

destes processos e domínio das técnicas de operação.

Esta preocupação consta de dois dos quatro temas prioritários do PROSAB – Programa de

Pesquisa em Saneamento Básico: “alternativas de disposição de resíduos sólidos urbanos para

pequenas comunidades” (Tema 3) e “digestão anaeróbia de resíduos sólidos orgânicos e

aproveitamento de biogás” (Tema 4). Este estudo se insere no contexto de um projeto maior

de doutoramento, financiado pelo PROSAB, Edital III, Tema 4, no qual buscar-se-á entender

mais objetivamente a dinâmica dos processos físicos e bioquímicos observados durante a

digestão anaeróbia do lixo urbano aterrado, submetido a diferentes condições de operação.

Desta forma, a avaliação de procedimentos operacionais que visam a redução dos tempos de

estabilização da fração orgânica dos resíduos sólidos urbanos (FORSU) confinados em

aterros, através do tratamento e recirculação dos líquidos drenados, será o eixo norteador da

dissertação.

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2. OBJETIVOS

O objetivo geral desta pesquisa é a avaliação, em laboratório, da eficiência e aplicabilidade de

um sistema integrado “aterro celular / reator UASB” no tratamento de resíduos sólidos

urbanos e de chorume. Este tratamento consiste na recirculação contínua do chorume, através

das duas unidades complementares (aterro celular e reator UASB), e inoculação da digestão

anaeróbia dos resíduos sólidos urbanos (RSU) com o lodo biológico excedente produzido no

reator UASB.

Por sua vez, ter-se-ão ainda como objetivos específicos:

• caracterização físico-química dos resíduos sólidos urbanos amostrados em aterro

sanitário e confinados nos reatores experimentais;

• verificação da evolução de parâmetros físico-químicos do chorume drenado nos

reatores anaeróbios de resíduos sólidos urbanos;

• quantificação da produção de biogás nos reatores anaeróbios de resíduos sólidos

urbanos e no reator UASB, determinando-se as concentrações de seus principais

constituintes: metano e dióxido de carbono;

• avaliação do comportamento e eficiência do tratamento biológico do chorume por via

anaeróbia, com a quantificação da produção e aferição das características do lodo

biológico no interior do reator UASB.

- 6 -

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3. REVISÃO DA LITERATURA

3.1. Considerações sobre a Realidade dos Resíduos Sólidos

3.1.1 Alguns Aspectos sobre a Realidade no Brasil e no Mundo

Desejosa de um número cada vez maior de objetos manufaturados, outrora não tão

indispensáveis, senhora de técnicas e meios de produção agrícola e industrial capazes de

suprir por completo uma demanda voraz, a população dos grandes centros urbanos

acostumou-se ao superconsumismo, não significando, contudo, a supressão das básicas

necessidades de um enorme contingente de pessoas.

A capitalização das classes menos abastadas, refugiadas em zonas periféricas geralmente não

atendidas pelo poder público, não se traduziu na melhoria das condições de vida dessas

populações, mas sim, no simples incremento do consumo, tão desejável em uma sociedade

industrializada. Ademais, a extremada injustiça social, somada à conscientização ainda

incipiente acerca da preservação ambiental, contribuem para o agravamento do quadro

sanitário e de saúde púbica na grande maioria dos países em desenvolvimento.

Por outro lado, a mesma sociedade ainda não conseguiu administrar as enormes quantidades

de rejeitos sólidos geradas ao longo do processo produtivo ou após o consumo final. Vários

fenômenos contribuem para o incremento da geração de resíduos sólidos per capita, entre os

quais destacam-se a forte tendência de substituição do renovável e necessário pelo descartável

e fugaz, e o aumento do valor agregado de manufaturados pela inserção de subprodutos na

cadeia produtiva.

No Brasil, uma pesquisa realizada pelo IPT/CEMPRE (1995) apud TÁVORA JÚNIOR et al.

(2000) apontou o aumento na quantidade de lixo gerado, destacando uma rápida mudança na

composição do lixo urbano, com o decréscimo dos resíduos orgânicos facilmente degradados

– 76% em 1965 para cerca de 47% em 1990 – e uma maior presença de resíduos inertes ou

lentamente biodegradáveis, embora os primeiros continuem sendo a fração predominante.

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Em seu trabalho, LIMA et al. (2000b) apresentaram uma série histórica de dados sobre a

composição gravimétrica do lixo urbano no município do Rio de Janeiro, verificando uma

estreita relação entre o percentual de matéria orgânica e o poder aquisitivo da população. Os

autores observaram, ainda, uma nítida tendência de queda na proporção de papel e papelão,

atribuindo tal fato à substituição destes materiais por embalagens plásticas e à maior

reciclagem dos mesmos.

A Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos descreve a forte correlação observada

entre o incremento da geração de resíduos sólidos urbanos e o crescimento da atividade

econômica, medida pelo Produto Interno Bruto (PIB) e pelos gastos no consumo, estimando

um volume total de 217 milhões de toneladas de lixo urbano em 1997, cerca de

aproximadamente 1,5 kg/hab.dia. Este montante é bem superior àquele reportado no período

entre 1960 e 1990, que subiu de aproximadamente 90 para 200 milhões de toneladas/ano.

Papel e papelão, e os resíduos orgânicos vegetais – podas, folhagens, restos de jardinagem,

capina e roçagem – foram as duas maiores categorias identificadas, respectivamente,

respondendo por 51% da massa de lixo urbano. (EPA, 1999). O papel é o maior constituinte

do lixo urbano em países industrializados, 40% nos Estados Unidos e 33% no Reino Unido

(CAIRNCROSS, 1993).

Ademais, face às rápidas mudanças nos hábitos de consumo e da escala de produção

industrial, a escolha da melhor tecnologia para tratamento dos resíduos sólidos, bem como a

determinação da forma mais adequada de dispô-los no meio ambiente, tornou-se uma equação

crucial e de difícil solução.

A Pesquisa Nacional de Saneamento Básico, realizada em 1991 pelo Instituto Brasileiro de

Geografia e de Estatística (IBGE), estimou uma produção diária de 90.000 toneladas de lixo

doméstico no Brasil, sendo uma grande parcela não coletada ou descartada em locais

impróprios, próximos à população e cursos d’água, enquanto que do volume coletado, 76%

eram transportados para lixões, locais sem nenhuma infra-estrutura, igualmente inapropriados

à destinação final dos rejeitos.

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A Figura 3.1 apresenta uma compilação dos dados estatísticos do censo demográfico do IBGE

(1991), referentes à porcentagem da população segundo a destinação de seu lixo. Pode-se

observar que o atendimento à população pelo serviço público de coleta é bem mais

significativo nas regiões Sudeste, Sul e Centro-Oeste, havendo uma carência maior nas

regiões Norte e Nordeste.

0

10

20

30

40

50

60

70

80

Norte Nordeste Sudeste Sul Centro-Oeste

Região

Porc

enta

gem

da

popu

laçã

o (%

) ColetadoQueimadoEnterradoJogado em local impróprio *Outro

* Terrenos baldios, rios, lagos e mares

Figura 3.1: Comparação entre as diferentes regiões do território nacional quanto à destinação final dos resíduos domiciliares. Adaptado do IBGE (1991).

SOARES et al. (2000) citaram um estudo do Ministério da Ação Social, no qual constatou-se

que das 80 mil toneladas de resíduos geradas diariamente nas cidades, apenas a metade era

coletada, sendo o restante disposto indevidamente em logradouros públicos, encostas de

morros, terrenos baldios ou às margens de cursos d’água. A situação descrita é ainda pior,

uma vez que o mesmo estudo ainda revela que, do volume total coletado, somente 3% têm

uma destinação final adequada, enquanto os demais são transportados pelo próprio serviço de

coleta até os lixões ou “bota-foras”, locais sem a mínima infra-estrutura para contenção dos

poluentes e impedimento da proliferação de vetores sanitários.

Conforme descrito por TÁVORA JÚNIOR et al. (2000), o despejo a céu aberto corresponde a

90% da destinação dos resíduos sólidos urbanos coletados na região Nordeste do país.

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Segundo os autores, os aterros controlados e sanitários respondem, respectivamente, por 10 e

13% da disposição final do lixo coletado, estando estes últimos concentrados na região

Sudeste.

Usualmente, no Brasil, a incineração destina-se basicamente aos resíduos perigosos sendo,

portanto, pouco praticada com o lixo urbano. Assim, este tratamento é empregado com

apenas 0,1% dos resíduos sólidos, correspondente aos resíduos provenientes de centros de

saúde (TÁVORA JÚNIOR et al., 2000). Segundo CAIRNCROSS (1993), os hospitais norte-

americanos geram diariamente, em média, cerca de 2 kg de resíduos sólidos por leito, desde

seringas e agulhas descartáveis até lençóis e restos cirúrgicos, sendo 80% destes resíduos

incinerados.

A compostagem e reciclagem respondem por apenas 0,9 e 2,2% do lixo urbano gerado e

coletado no país (TÁVORA JÚNIOR et al., 2000). Estas estatísticas demonstram que tais

alternativas de tratamento ainda têm uma utilização muito aquém de seu potencial, sendo

inexpressivas quando comparadas às de outros países. Segundo PEREIRA NETO (1993) apud

LEITE et al. (1996), do volume total dos resíduos coletados no país, apenas 1% destina-se às

usinas de compostagem. Vale destacar que são os catadores, trabalhadores informais, de baixa

renda e que, salvas raras exceções, trabalham em condições inadequadas, os responsáveis por

80% do “negócio” da reciclagem, coletando, classificando, separando e preparando os

materiais recicláveis para a comercialização (DIAS, 2001).

DIAS (2001) apresentou estatísticas diferentes e ainda mais preocupantes, afirmando que os

serviços de coleta de lixo atendem a 76% da população urbana do país. Infelizmente, 97% dos

quase 12 mil locais de destinação final dos resíduos sólidos utilizados pelas municipalidades

em todo o país são impróprios e tecnicamente condenáveis – 63% são corpos d’água e 34%

são vazadouros ou lixões a céu aberto – e, apenas 3%, dispostos por meios adequados – aterro

sanitário, compostagem, reciclagem ou incineração.

Nos Estados Unidos, os percentuais de recuperação de materiais constituintes do lixo urbano,

por compostagem ou reciclagem, cresceram de 2,0 e 14,2%, em 1990, para 5,6 e 22,4%,

- 10 -

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

respectivamente, em 1997 (EPA, 1999). A Figura 3.2 ilustra a diferente situação no Brasil e

nos Estados Unidos, em 2000, concernentes ao tratamento e disposição final dos resíduos

sólidos urbanos.

2,2

2324,1

16,7

53,3

0,9 0,15,9

0

10

20

30

40

50

60

Reciclagem Compostagem Incineração Aterramento

Destinação Final dos RSU

Porc

enta

gem

da

Ger

ação

(%) Brasil (TÁVORA JÚNIOR et al., 2000) *

Estados Unidos (EPA,1998) **

* Dados relativos aos resíduos coletados.** Estimativas apresentadas no relatório para o ano de 2000.

Figura 3.2: Comparação entre as alternativas empregadas na destinsólidos urbanos, no Brasil e nos Estados Unidos.

3.1.2 Alguns Aspectos sobre a Realidade em Belo Ho

Diferentemente, a situação da limpeza urbana em Belo Horizonte

realidade nacional, com atendimento de 91% de sua população, s

atendimento por coleta em vilas e favelas (PBH, 2001). Ademais, a

programas que visam a recuperação e reaproveitamento dos resíduos r

Existem duas estações de reciclagem de entulho da construção civil (

produzem, juntas, cerca de 260 toneladas de material britado por dia.

construção civil, substituindo os agregados (areia e brita) ou o minér

pavimentação, como base e sub-base de vias públicas. Entretanto, a m

- 11 -

LIBÂNIO (2002)

ação final dos resíduos

rizonte

é bem melhor que a

endo 78% o índice de

capital mineira possui

ecicláveis e orgânicos.

Pampulha e Estoril) que

Este material retorna à

io de ferro em obras de

aior parte do entulho de

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obras civis – aproximadamente 1800 toneladas/dia ou 40% da massa total de resíduos

aterrados diariamente – destina-se, ainda, ao aterro sanitário do município, compondo o

material de cobertura das células.

Os materiais recicláveis, obtidos em locais de entrega voluntária, por veículos da Prefeitura e

da Associação dos Catadores de Papel e de Materiais Recuperáveis (ASMARE), ou

recolhidos junto aos estabelecimentos comerciais, instituições públicas e privadas, através de

carrinhos individuais de tração humana, são levados aos galpões de triagem, nos quais os

materiais são segregados e, então, encaminhados para a ASMARE para sua comercialização.

A coleta seletiva de materiais recicláveis – vidro, papel/papelão, metal e plástico – é ainda

bem modesta, de aproximadamente 500 a 600 toneladas/mês, ou seja, 0,5% da geração total

de resíduos no município (PBH, 2001).

Por sua vez, uma pequena fração dos resíduos orgânicos, constituídos da mistura de material

palhoso e restos de alimentos putrescíveis, é encaminhada à unidade de compostagem, situada

no aterro sanitário municipal. O composto orgânico obtido é destinado às hortas de escolas

públicas e às áreas verdes da cidade, para condicionamento do solo (PBH, 2001). A Figura

3.3 apresenta um esquema geral da gestão do lixo urbano no município de Belo Horizonte.

- 12 -

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Figura 3.3: Destinação do lixo urbano coletado no município de BeAdaptado de PBH (2001).

Entretanto, apesar dos esforços da prefeitura em minimizar a quantid

urbanos destinados ao aterro sanitário municipal, a cidade enfrentar

dispor de aproximadamente 3,5 a 4 mil toneladas de lixo geradas diari

A Central de Tratamento de Resíduos Sólidos da BR-040, único aterro

encontra-se em fase final de operação. A outra área disponível pa

urbano de Belo Horizonte, Capitão Eduardo, foi ocupada pela popula

ex-prefeito Ferrara, dificultando a implantação de um novo aterro sani

conflita com os interesses dos moradores da região, receosos de event

de problemas com odor e poeira, ocasionados pela proximidade deste

Desta forma, a Secretaria Municipal de Limpeza Urbana (SMLU) bu

ao máximo o término das operações no aterro municipal, adotando, d

- 13 -

LIBÂNIO (2002)

lo Horizonte.

ade de resíduos sólidos

á sérios problemas para

amente.

sanitário do município,

ra a destinação do lixo

ção na administração do

tário naquele local, pois

uais riscos à sua saúde e

empreendimento.

sca meios de prorrogar

esde 1996, a técnica de

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recirculação do chorume drenado, com objetivo de acelerar o tratamento dos resíduos sólidos

confinados. Todavia, apesar dos aspectos benéficos da recirculação do chorume para a

estabilização da fração orgânica dos resíduos aterrados (LIMA, 1988; BALDOCHI et al.,

1996; PESSIN et al., 1997; CINTRA et al., 2001b), muito ainda se desconhece sobre a real

influência e magnitude de seus efeitos. Adicionalmente, é difícil de se imaginar quais os

ganhos advindos deste procedimento referentes ao reaproveitamento das enormes quantidades

aterradas de materiais inertes, pouco ou lentamente biodegradáveis.

- 14 -

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3.2. Possibilidades de Minimização da Geração de Resíduos Sólidos

O incremento da parcela de resíduos sólidos recuperados junto aos rejeitos públicos ou

provenientes das indústrias, sendo, então, reaproveitados pela atividade econômica, será a

questão crucial e definitiva para o desenvolvimento sustentável da sociedade atual e futura.

Entretanto, a minimização dos impactos ambientais relativos aos resíduos sólidos passa pela

sensibilização dos diversos agentes – governo, indústria, comércio, sociedade civil

organizada, entre outros – e por diversas ações integradas. Além disto, as alternativas

usualmente adotadas mostram-se, por vezes, inadequadas à realidade local de pequenas e

grandes cidades. A Figura 3.4 correlaciona algumas das diversas alternativas de recuperação

dos resíduos com as respectivas etapas do processo produtivo, na geração e/ou recebimento

dos rejeitos: reciclagem primária ou industrial, secundária ou pós-consumo, terciária ou

química, e quaternária ou energética (TEIXEIRA et al., 1999).

Fd

S

d

e

LIBÂNIO (2002)

igura 3.4: Possibilidades de minimização dos impactos ambientais devido à menor geração e resíduos sólidos e utilização de recursos naturais.

egundo a CETESB (1992), a minimização dos resíduos sólidos industriais objetiva a redução

a sua carga poluidora, obtida pela diminuição dos volumes gerados ou de sua toxicidade,

xistindo, basicamente, duas estratégias possíveis a serem adotadas: redução na fonte e/ou

- 15 -

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

reciclagem. A primeira consiste em modificações dentro do próprio processo industrial, com

alterações de matérias-primas, produtos auxiliares, tecnologia ou de procedimentos

operacionais. A reciclagem, por sua vez, implica na recuperação ou reuso de resíduos ou de

seus constituintes que apresentem algum valor econômico.

O reaproveitamento dos resíduos sólidos industriais é, hoje, uma realidade para diversos

setores industriais, que se beneficiam pela aquisição de matérias-primas ou combustível de

menor custo, pela redução do ônus com o tratamento e disposição de seus resíduos, ou, ainda,

pela receita advinda com o recebimento e destinação final dos resíduos gerados em outras

indústrias. Diversas experiências bem sucedidas são relatadas na literatura (SILVA et al.,

1992; CERQUEIRA & ALVES, 1999; DIAS, 2001), com soluções que envolvem diferentes

modalidades de gestão, desde o co-processamento dos resíduos sólidos, até a venda ou doação

dos rejeitos sólidos em “bolsas de resíduos”.

Entretanto, o cenário relativo à recuperação dos resíduos sólidos urbanos no Brasil, seja

através da reciclagem de alguns de seus materiais constituintes, seja através da compostagem

da fração orgânica, mostra-se pouco significativo e restrito a alguns poucos elementos:

metais, papel e papelão, plástico e vidro. Salvo algumas exceções, notadamente o alumínio, os

índices de reciclagem e reaproveitamento no Brasil são bem inferiores aos de outros países

desenvolvidos. A Figura 3.5 ilustra a evolução temporal da geração de resíduos sólidos

urbanos nos Estados Unidos, e o aumento significativo da importância da reciclagem e

compostagem, dentre as alternativas de disposição final.

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Figura 3.5: Crescimento da reciclagem e compostagem nos Estados Unidos, possibilitando a manutenção das quantidades de lixo urbano destinadas à incineração ou aterramento. Dados de pesquisas realizadas entre 1960 e 1997 e projeções até 2005. Adaptado de EPA (1999).

Entretanto, apesar de todas as possibilidades e estratégias de minimização da geração de

resíduos sólidos, enormes quantidades de resíduos ainda não se mostram potencialmente

recuperáveis, seja pela inexistência de tecnologias economicamente viáveis ou pela

indisponibilidade das mesmas, sendo, então, submetidos a processos de pré-tratamento ou

simplesmente incinerados e/ou aterrados. Ademais, parte dos resíduos sólidos submetidos aos

processos de recuperação permanecem inapropriados para uma posterior utilização.

Especificamente com relação aos resíduos sólidos urbanos, os itens seguintes apresentam uma

breve descrição das alternativas usualmente empregadas no pré-tratamento, tratamento e

destinação final dos mesmos. Ademais, procura-se mostrar a importância da técnica de

aterramento do lixo urbano dentro do quadro de alternativas existentes e, ao mesmo tempo, a

necessidade de aprimoramento ou reformulação de algumas das variáveis operacionais

envolvidas.

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3.3. Tratamento e Disposição Final dos Resíduos Sólidos Urbanos

3.3.1. Incineração

A incineração, entendida como a queima controlada de resíduos sólidos ou semi-sólidos, é

amplamente empregada em países desenvolvidos, nos quais a indisponibilidade de área, o

elevado custo com mão-de-obra qualificada e a possibilidade de grandes investimentos

iniciais, justificam a automação de processos e a adoção de operações de controle da poluição

sofisticadas. Esta não é, ainda, a realidade dos países em desenvolvimento, onde a incineração

tem sua aplicabilidade restrita a alguns casos, notadamente resíduos de unidades de saúde e

perigosos, secagem de lodos de estações de tratamento de esgotos e outros.

A incineração é mais usualmente empregada no tratamento dos resíduos sólidos industriais. A

CETESB (1992) aponta a incineração como a melhor solução para tratar resíduos altamente

persistentes, tóxicos e muito inflamáveis, tais como solventes e óleos não passíveis de

recuperação, defensivos agrícolas halogenados e várias drogas farmacêuticas.

No caso dos resíduos sólidos urbanos, sua aplicabilidade é bem mais restrita. Todavia, seu

emprego justifica-se em alguns casos como, por exemplo, em grandes metrópoles, onde, por

indisponibilidade de áreas, ou pelo elevado custo com o transporte dos resíduos até regiões

mais distantes, a incineração se faz mais interessante que o simples aterramento.

Adicionalmente, existe a possibilidade de produção de energia através da combustão do lixo

urbano. Nos Estados Unidos, em 1997, 36,7 milhões de toneladas de resíduos foram

queimadas (17% da geração de lixo urbano), sendo 97,6% em plantas de combustão de

resíduos com geração de energia e apenas 2,4% em incineradores, sem geração de energia

(EPA, 1999).

Apesar dos rigorosos procedimentos operacionais na incineração dos resíduos sólidos

urbanos, cerca de 25% do lixo incinerado tornam-se cinzas remanescentes da combustão,

devendo-se, então, dispô-las em separado, nos aterros. O percentual de resíduos da combustão

do lixo urbano pode variar conforme a eficiência e configuração dos equipamentos, e dos

tipos de resíduos incinerados (EPA, 1999).

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3.3.2. Compostagem

Num primeiro momento, a compostagem – processo aeróbio de bioestabilização da matéria

orgânica – revela-se interessante devido à relativa simplicidade operacional e vasto

conhecimento acerca da produção do composto, condicionador orgânico do solo. Porém, tal

prática necessita fundamentalmente da separação da fração orgânica putrescível – restos de

alimentos, podas de árvores e produto da capina e roçagem – dos demais constituintes do lixo

urbano, seja ainda nas residências e estabelecimentos comerciais ou, posteriormente, em

locais usualmente denominados “Unidades de Triagem e Compostagem (UTC)”.

No primeiro caso, faz-se necessário não somente o envolvimento da comunidade, mas,

também, a implementação da coleta seletiva pelo poder público e toda infra-estrutura para

transformação dos materiais potencialmente recicláveis. Por sua vez, a posterior separação da

fração orgânica e dos materiais recicláveis é algo extremamente difícil em larga escala pois,

se realizada manualmente, requer um grande número de pessoas para segregação de

quantidades modestas e, quando a automação é possível, nem sempre o ônus da instalação e

manutenção pode ser acomodado no orçamento municipal.

Desta forma, o emprego da técnica de compostagem fica geralmente restrito às pequenas

comunidades, nas quais se verificam benefícios sócio-educativos, ainda que a receita gerada

seja inferior aos custos de manutenção e operação. Em alguns casos, quando há um modelo

descentralizado de gestão dos resíduos sólidos urbanos, no qual diversas instituições são co-

responsáveis pela destinação e tratamento de seus resíduos, a compostagem pode se mostrar

uma alternativa interessante em centros urbanos de maior porte.

Semelhantemente às demais modalidades de tratamento dos resíduos sólidos, a compostagem

também produz rejeitos. Após a fase final de maturação, o material é peneirado para retirada

de possíveis materiais inertes, tais como pedras, fragmentos de metais, plásticos, ossos e

resíduos orgânicos de difícil degradação, presentes na fração de lixo urbano utilizada quando

da montagem das leiras. Os resíduos inertes, segregados do composto maturado, devem ser

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aterrados, enquanto que os rejeitos orgânicos, ainda não estabilizados, podem ser

incorporados na configuração de novas leiras (PEREIRA NETO, 1999).

3.3.3. Reciclagem

Utopicamente, poder-se-ia prever o reaproveitamento de toda massa de resíduos sólidos

gerada na produção e consumo de mercadorias – reutilização ou reciclagem – porém, seja pela

inexistência de tecnologia viável, pelo descaso ou despreparo das autoridades responsáveis,

ou mesmo pela necessidade de uma grande e perpétua mobilização social, tal idéia torna-se

proibitiva e impraticável.

A reciclagem não é, portanto, suficientemente importante para se prescindir de um aterro e,

ainda se fosse, não se poderia desconsiderar as perdas significativas inerentes ao processo de

reciclagem. A EPA (1999) cita que, em média, de 5 a 10% do volume total de resíduos

processados não são recuperados.

3.3.4. Aterros

O aterramento dos resíduos sólidos implica no seu confinamento no solo, objetivando o

tratamento e/ou disposição final dos mesmos. É a forma de destinação dos resíduos sólidos

mais difundida e de menor custo (CETESB, 1992).

Conforme descrito nos itens anteriores, independentemente da forma de gestão dos resíduos

sólidos, a técnica de aterramento deve ser sempre considerada, seja para dispor do volume de

resíduos excedentes à capacidade instalada de tratamento ou recuperação, seja para dispor dos

rejeitos gerados nestes processos. Portanto, deve-se reconhecer que por mais antipática e

casual que possa parecer a idéia de aterrar os rejeitos sólidos, é sempre necessário prever no

balanço de massa, a destinação de consideráveis quantidades de materiais não recuperáveis

para confinamento adequado no solo (Figura 3.6).

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Figura 3.6: Importância da técnica de aterramento no atual quadrotratamento e disposição final do lixo urbano.

Os aterros devem ser capazes de conter os poluentes, reduzindo os riscos

meio ambiente, destinando-se para estes somente aqueles resíduos qu

passíveis de atenuação no solo, por processos de degradação ou rete

(CETESB, 1992).

A configuração dos aterros industriais, usualmente responsáveis pela

maior parcela dos resíduos sólidos industriais, depende basicamente

classificação dos resíduos – perigosos (Classe I) ou não perigosos e não in

das condições locais geotécnicas e climatológicas, podendo-se prescind

elementos de projeto (CETESB, 1992). DIAS (2001) apresentou um leva

que confirma a maior importância do aterramento dentre as outras modali

e destinação dos resíduos industriais no país (Figura 3.7).

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LIBÂNIO (2002)

de alternativas de

à saúde pública e ao

e contêm poluentes

nção físico-química

destinação final da

da caracterização e

ertes (Classe II) – e

ir ou não de alguns

ntamento estatístico

dades de tratamento

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71,3

24,4

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10

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70

80

Aterro Co-Processamento Incinerador TratamentoPorc

enta

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(%)

Figura 3.7: Destinação final dos resíduos sólidos industriais gerados pelas empresas associadas à Abetre – Associação Brasileira de Empresas de Tratamento, Recuperação e Disposição Final de Resíduos Especiais. Modificado de DIAS (2001).

Algumas situações podem exigir certos cuidados adicionais no aterramento dos resíduos

sólidos industriais, sendo necessário o pré-tratamento dos resíduos –

estabilização/solidificação – ou mesmo, a cobertura de toda a superfície exposta do aterro,

eliminando-se a infiltração de água pela precipitação diretamente incidente. Apesar de todos

estes cuidados, não se recomenda a disposição de certos tipos de resíduos industriais em

aterros, notadamente aqueles inflamáveis, oleosos, orgânico-persistentes ou que contenham

líquidos livres (CETESB, 1992).

Por sua vez, os resíduos sólidos urbanos podem ser dispostos em aterros controlados ou

sanitários. A operação dos aterros controlados se restringe basicamente à cobertura dos

resíduos, objetivando minimizar os riscos advindos da proliferação de vetores sanitários, bem

como impedir o carreamento do lixo despejado pelas águas pluviais. Ainda assim, diversos

problemas não são devidamente contemplados por esta técnica de aterramento.

Os aterros sanitários apresentam uma melhor infra-estrutura para o controle da poluição,

dispondo de drenos para coleta de gases e líquidos lixiviados, e impermeabilização da base.

Existem diferentes métodos para execução de aterros sanitários – método da trincheira, rampa

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e área – adotados em função das condições do relevo, profundidade do lençol freático,

disponibilidade de área e material de cobertura, entre outros.

O aterro sanitário é a forma de disposição de resíduos sólidos urbanos mais utilizada em todo

o mundo, entretanto, em diversos momentos esta técnica é mal empregada (BORZACCONI et

al., 1996b). No Brasil, os aterros sanitários respondem por somente 10% da disposição final

dos resíduos sólidos urbanos coletados (IBGE, 1991).

Existe, ainda, a possibilidade de co-disposição de resíduos urbanos e industriais em aterros.

Segundo PIMENTEL JÚNIOR (1996), a co-disposição de resíduos sólidos industriais, inertes

e não-inertes, com os resíduos sólidos domiciliares, em aterros sanitários, tem se mostrado

uma alternativa interessante para municípios e indústrias.

3.4. Processos Anaeróbios

3.4.1. Fundamentos da Digestão Anaeróbia

Os ciclos dos elementos na biosfera, ou ciclos biogeoquímicos, se caracterizam pela contínua

e cíclica transformação da matéria, com o aproveitamento energético (fluxo energético)

através da cadeia trófica e o contínuo intercâmbio de elementos químicos entre meio biótico e

abiótico (MOTA, 1997). Mais especificamente, tais fenômenos são possíveis pela constante

síntese (seres autótrofos fotossintetizantes, como vegetais e algas, ou bactérias

quimiossintetizantes) e decomposição de compostos orgânicos (seres heterótrofos,

consumidores ou decompositores, através da digestão aeróbia ou anaeróbia).

Enquanto na decomposição aeróbia, reação inversa à fotossíntese, ocorre a oxidação completa

dos compostos orgânicos, convertidos em água, gás carbônico e sais minerais, a

decomposição anaeróbia resultada em subprodutos orgânicos – metano, álcoois, sulfetos,

amônia – ainda passíveis de posterior oxidação. Na decomposição por via anaeróbia,

diferentemente da aeróbia, o oxigênio não é utilizado como aceptor de elétrons, mas sim,

outros compostos, tais como nitratos, sulfatos e o dióxido de carbono.

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Na engenharia ambiental, os fundamentos da digestão anaeróbia vêm sendo aplicados na

concepção de sistemas de tratamento de águas residuárias (efluentes industriais líquidos e

esgotos dométicos), aterros de resíduos sólidos, digestores (lodo de esgoto sanitário, biomassa

vegetal) com ou sem aproveitamento energético do biogás.

As possibilidades de sucesso para redução significativa do teor de matéria orgânica em

efluentes tratados por reatores anaeróbios dependem da observância de uma série de

requisitos ambientais para desenvolvimento de organismos decompositores. Entre os fatores

ambientais, pode-se citar a temperatura e o pH, assim como a presença de nutrientes ou de

compostos em concentrações suficientemente tóxicas.

Primeiramente, seja pelo fato dos microrganismos não possuírem mecanismos para controle

de sua temperatura interna, seja pela intrínseca relação entre a temperatura e as taxas de

reação do meio – síntese ou dissolução de compostos – os microrganismos, notadamente os

anaeróbios, são bastante sensíveis às variações de temperatura. Segundo LETTINGA et al.

(1996) apud CHERNICHARO (1997), existem três faixas de temperatura associadas ao

crescimento microbiano: psicrófila (0 a 20oC), mesófila (20 a 45oC) e termófila (45 a 70oC).

Na faixa mesófila, a temperatura ótima para a atividade metanogênica situa-se entre 30 e 35oC

e, para valores de temperaturas acima desta faixa observa-se a inibição da metanogênese

(ARAGÃO et al., 1999).

Outra questão de grande importância diz respeito ao sistema ácido/base, descrito

conjuntamente por três parâmetros de controle: pH, alcalinidade e ácidos voláteis. A faixa de

pH ótima ao desenvolvimento de algum tipo de microrganismo depende de suas próprias

características e também do tipo de substrato metabolizado. Os microrganismos formadores

de metano se desenvolvem satisfatoriamente em uma faixa de pH bem mais restrita (pH entre

6,6 e 7,4) que os de outros grupos, tais como os acidogênicos, capazes de tolerar valores de

pH abaixo de 5,0 (CHERNICHARO, 1997).

Por sua vez, o efeito da toxicidade se dá, basicamente, pela presença de compostos inibidores

do crescimento dos microrganismos, ou mesmo pela eliminação total da atividade microbiana.

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A toxicidade se manifesta pela presença de determinados compostos em concentrações

nocivas à atividade biológica, tais como cátions de sais inorgânicos dissolvidos (Na+, NH4+,

K+ e outros), amônia (amônia livre, mais tóxica, ou íon amônia, menos tóxica), sulfeto (forma

não dissociada, mais tóxica, ou dissociada, menos tóxica), metais pesados (Cr, Ni, Zn, Cu), e

outras toxinas inorgânicas (cianetos) e orgânicas (detergentes, pesticidas).

Finalmente, deve-se ressaltar a necessidade de suprimento dos requisitos nutricionais,

macronutrientes e micronutrientes. MALINA (1992) apud NASCIMENTO et al. (1996)

propõe a seguinte aproximação para descrever a composição química típica das células

procarióticas: C60H87O23N12P, com teores de 12 a 13% em peso de nitrogênio e 2 a 3% de

fósforo. Ainda segundo o autor, o desempenho de todo o processo anaeróbio pode ficar

comprometido caso não se satisfaçam todos os requisitos nutricionais para o metabolismo

microbiano: energia (carbono), macronutrientes inorgânicos (nitrogênio e fósforo),

micronutrientes inorgânicos principais (enxofre, potássio, cálcio, magnésio, ferro, sódio e

cloro) e secundários (zinco, manganês, molibdênio, selênio, cobalto, cobre, níquel, vanádio e

tungstênio), bem como fatores orgânicos de crescimento (vitaminas, aminoácidos, pirimidinas

e outros).

3.4.2. Digestão anaeróbia dos resíduos sólidos urbanos aterrados

A digestão anaeróbia dos resíduos sólidos urbanos em aterros é, usualmente, sub-dividida em

três etapas: decomposição aeróbia, fermentação e, por fim, metanogênese.

Conforme descrito pelo IPT/CEMPRE (2000), a decomposição aeróbia é relativamente curta,

com duração média de aproximadamente um mês, período no qual a quantidade ainda

disponível de oxigênio é consumida rapidamente. Segundo LO (1996) apud IPT/CEMPRE

(2000), em aterros rasos, com profundidades de até 3 metros, esta fase pode perdurar mais

tempo.

A etapa seguinte de fermentação pode ser entendida como a sucessão de três momentos

distintos: hidrólise, acidogênese e acetogênese. Estas etapas ocorrem de forma semelhante ao

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que foi descrito no item anterior, com a conversão do material orgânico particulado em

compostos mais simples, solúveis, assimiláveis pelos microrganismos. Durante este período, o

lixiviado drenado de aterros sanitários caracteriza-se por uma elevada concentração de

nitrogênio amoniacal e ácidos graxos voláteis, com a solubilização de materiais inorgânicos e

metais pesados (IPT/CEMPRE, 2000).

Se mantidas condições minimamente favoráveis, desenvolver-se-á um grupo específico de

microrganismos responsáveis pelo consumo dos ácidos orgânicos simples: as arqueas

metanogênicas. Estes microrganismos, se valendo da grande disponibilidade de substrato

acidificado para seu metabolismo, produzem grandes quantidades de metano que, por ser

pouco solúvel, perde-se facilmente para a atmosfera ou, preferivelmente, é tratado e/ou

aproveitado na geração de energia.

Por fim, após a redução da concentração de ácidos voláteis, restam os compostos

recalcitrantes, de difícil degradação bioquímica, como os ácidos fúlvicos e húmicos,

resultantes da decomposição de tecido vegetal morto, que contribuem significativamente para

a coloração escura do chorume nesta etapa (IPT/CEMPRE, 2000).

LIMA (2000a) propõe, ainda, uma fase posterior à metanogênese, denominada de “fase

alcalinogênica”, caracterizada essencialmente pela formação de hidróxidos e a precipitação de

metais pesados que se tornam, assim, mais estáveis e pouco solúveis. Conforme descrito por

CHERNICHARO (1997), a degradação de certos compostos orgânicos podem resultar no

incremento da alcalinidade do meio – por exemplo, conversão de ácidos graxos voláteis

intermediários, proteínas e aminoácidos, com a formação de bicarbonatos.

Entretanto, apesar de haver uma compreensão geral do encadeamento e das fases de

decomposição anaeróbia do lixo urbano aterrado, faz-se necessário o entendimento mais

completo e aprofundado dos fenômenos observados. Isto, passa, primeiramente, pela

caracterização do lixo, através da determinação de suas propriedades físico-químicas e da

comunidade microbiana presente.

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Neste sentido, a determinação da composição química do lixo é, por certo, uma ferramenta

valiosa para a elaboração de diagnósticos precisos e de modelos probabilísticos para

estimativas do comportamento de variáveis de controle: carga orgânica dos líquidos

lixiviados, produção de biogás, lixiviação de metais, solubilização de compostos tóxicos e

outros.

Segundo GOMES et al. (1999), a celulose constitui a maior fração de carbono orgânico nos

resíduos sólidos. Em seu trabalho, os autores verificaram a degradação da celulose a açúcares

e ácidos orgânicos, afirmando o potencial dos microrganismos anaeróbios celulolíticos na

degradação da fração celulósica dos resíduos sólidos urbanos.

Ademais, faz-se também necessário o monitoramento da evolução temporal das condições de

biodegradação anaeróbia dos resíduos, o que possibilita a identificação e correção de

situações anômalas de temperatura, umidade, pressão, acidez e outros.

A determinação in situ da temperatura no interior das células de aterramento pode fornecer

dados importantes sobre a digestão anaeróbia do lixo. ARAGÃO et al. (1999) aferiram,

através do uso de termopares, uma grande variação de temperatura a partir da superfície do

aterro, da ordem de 27 a 56oC, atribuindo tais resultados ao aumento da umidade e,

conseqüentemente, da atividade microbiana nas zonas mais profundas. O mesmo autor ainda

cita como possível causa da elevação da temperatura, a conversão de óxidos de cálcio e

magnésio a hidróxidos, com liberação de grande quantidade de calor. TCHOBANOGLOUS et

al. (1993) descreveram que a degradação da massa orgânica de resíduos é acompanhada pela

elevação da temperatura.

O teor de umidade constitui-se em outro fator de interesse. CHRISTENSEN et al. (1989) apud

HAMADA (1997) estimaram o consumo de água durante a decomposição anaeróbia dos

constituintes orgânicos facilmente degradáveis através da seguinte formulação química

aproximada:

C66H111O50N + 16H2O → 35CH4 + 33CO2 + NH3

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Alguns autores propuseram faixas ótimas de umidade, correspondentes às condições nas quais

a biodigestão anaeróbia da fração putrescível se processa em taxas elevadas. PINTO et al.

(2000b), ao se reportar à literatura, comentou que um teor de umidade igual a 74% é ideal

para ocorrer a metanogênese. Segundo PALMA et al. (2000), observa-se uma notável

melhoria no processo de bioestabilização da fração orgânica dos resíduos aterrados quando o

teor de umidade situa-se entre 50 e 70%.

Todavia, aparentemente, não faz nenhum sentido a definição de um limite máximo de

umidade para a digestão anaeróbia. Esta preocupação se justifica somente na biodegradação

de resíduos orgânicos por via aeróbia – por exemplo, na compostagem – pois, neste caso, um

alto teor de umidade pode ocasionar a colmatação de macroporos, restringindo a

disponibilidade de ar e, conseqüentemente, de oxigênio no meio.

Se por um lado, é usualmente simples a verificação e manutenção de condições ambientais

adequadas para o desenvolvimento da comunidade de microrganismos decompositores, por

outro, o amplo entendimento das interações entre os seus diversos grupos, bem como a

definição precisa de seus papéis na complicada trama da biodigestão dos resíduos aterrados,

nem sempre é fácil ou, mesmo, possível.

BARLAZ et al. (1990) apud GOMES et al. (1999) destacaram a necessidade de uma melhor

compreensão da comunidade de microrganismos em aterros sanitários, definido-se,

claramente, os níveis tróficos existentes e, em particular, as relações entre bactérias

acetogênicas e arqueas metanogênicas hidrogenotróficas na competição pelo mesmo substrato

gasoso.

Várias pesquisas têm apresentado esforços neste sentido, dentre as quais merecem destaque as

referenciadas por BALDOCHI et al. (1996), que citam diversos estudos nos quais muitas das

espécies de microrganismos envolvidos nos processos anaeróbios de degradação dos RSU

foram isoladas e identificadas: arqueas metanogênicas – Methanosarcina sp,

Methanobrevibacter sp, Methanobacterium sp, Methanosarcina barkeri, Methanogenium sp –

e bactérias acidogênicas – Megasphaera elsdenii, Selenomonas sp.

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SOARES et al. (2000) citaram alguns trabalhos que registram um alto grau de contaminação

dos resíduos sólidos domésticos por microrganismos patogênicos. Entre os trabalhos

referenciados, deve-se destacar os de ALTHUS et al. (1983) e de ZANON e EIGENHEER

(1991), ambos afirmando que os resíduos domiciliares apresentam maior contaminação que os

resíduos de serviços de saúde, bem como o estudo de COLLINS e KENNEDY (1992) que

alertaram para o risco de contaminação microbiana do chorume de aterros, após serem

identificadas várias espécies de patógenos. TUMBERG (1991) apud SOARES et al. (2000)

atribuiu a elevada contaminação dos resíduos domiciliares à eventual presença de fezes,

sangue, excreções e secreções em lenços de papel, absorventes higiênicos, preservativos,

curativos, seringas e outros descartáveis.

Entretanto, SOARES et al. (2000) alertaram para a incorreção quando da análise somente do

número de microrganismos encontrados, desconsiderando-se a cepa a qual pertencem. Os

autores ressalvaram que as cepas presentes nos resíduos hospitalares são mais resistentes que

aquelas presentes nos resíduos domiciliares e, portanto, oferecem um risco maior à saúde

pública. Assim, justifica-se a preocupação de confinamento em separado dos resíduos de

centros de saúde em aterros sanitários.

Finalmente, o conhecimento prévio dos tempos médios usualmente observados na degradação

dos diversos constituintes do lixo urbano aterrado, bem como das taxas pelas quais se

processam tais fenômenos, permite a elaboração de estudos de concepção e

dimensionamentos da infra-estrutura de aterros com maior precisão e acuidade.

Na avaliação da inoculação da digestão de RSU com lodo de esgoto sanitário, LEITE et al.

(1999) verificaram um tempo de bioestabilização da fração orgânica putrescível dos resíduos

sólidos urbanos superior a 600 dias. Segundo HAMADA (1997), sob condições normais de

operação, os resíduos considerados “rapidamente biodegradáveis” – restos de alimentos,

papel, papelão – levam, em média, 6 anos para sua estabilização. Por sua vez, os resíduos

“lentamente biodegradáveis” – têxteis, madeira – necessitam de um período bem maior,

estimando-se um tempo médio para sua total estabilização de aproximadamente 16 anos.

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Entretanto, os processos de biodegradação do lixo urbano confinado em aterros sanitários

podem se estender por muitos anos, fazendo-se necessário o monitoramento por até mais 30

anos após o encerramento das operações de aterramento, período durante o qual ainda se pode

detectar alguma produção de biogás (GONZÁLEZ et al., 1996).

3.5. Emissão de Gases

A produção de gás é efeito direto do processo de estabilização de materiais orgânicos

biologicamente decomponíveis. No caso dos aterros, a estabilização dos resíduos orgânicos

ocorre basicamente por via anaeróbia e, portanto, os subprodutos gasosos do metabolismo

intracelular são majoritariamente o gás metano e o dióxido de carbono e, em menor monta,

gás sulfídrico e outros, cabendo ainda ressaltar que, normalmente, os gases de aterro

encontram-se saturados de vapor d’água (IPT/CEMPRE, 2000).

A proporção destes gases no biogás gerado em aterros, é função das condições de biodigestão

existentes – substrato, presença das populações de bactérias específicas, equilíbrio entre os

grupos de microrganismos, pressão parcial do gás dissolvido na fase líquida, e outros – sendo

variáveis ao longo do tempo, com a sucessão de fases mais ou menos definidas.

Enquanto, por um lado, a produção de biogás é desejável do ponto de vista do seu

aproveitamento como matriz energética, por outro lado, diversos riscos estão associados à

migração do biogás em aterros. GANDOLLA (2000) ressaltou que a migração dos gases e sua

progressiva diluição não diminuem seu perigo potencial, haja visto que a mistura do gás

metano com o ar é inflamável mesmo em baixas proporções (5 a 15%).

Devem ser citados, ainda, os problemas relativos à emanação de maus odores, notadamente

devido à presença de gás sulfídrico, assim como os prejuízos ambientais ocasionados pela

emissão de gases responsáveis pelo efeito estufa, tais como CH4 e CO2.

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3.6. Poluição por Lixiviado de Aterros

3.6.1. Fatores Determinantes da Vazão e das Características Físico-

Químicas do Chorume

A vazão e as características do chorume estão intrinsecamente relacionadas e dependem,

basicamente, das condições climatológicas e hidrogeológicas existentes na região do aterro

(precipitação pluviométrica, contribuições pelo escoamento superficial ou subterrâneo), das

características dos resíduos aterrados (teor de umidade, composição química de seus

constituintes), e, por fim, da infra-estrutura e das condições de operação do aterro (existência

de drenos para coleção das águas superficiais, tipo de material utilizado na cobertura das

células de aterramento, grau de compactação dos resíduos, recirculação ou não dos líquidos

lixiviados).

Desta forma, ao se considerar os limites do volume de resíduos aterrados, todos estes fatores

impõem as condições de contorno do problema, sendo possível , então, estimar a produção

dos líquidos lixiviados e a concentração de seus poluentes através do balanço hídrico e de

massa, identificando-se as mais significativas contribuições e perdas de massa e de água no

sistema.

A compreensão do balanço de massa e do balanço hídrico, com a identificação das principais

rotas metabólicas de transformação microbiana do substrato orgânico e de assimilação de

nutrientes, permite dimensionar apropriadamente as unidades de tratamento do chorume.

Adicionalmente, o balanço de massa e o balanço hídrico são ferramentas essenciais para a

construção de modelos teóricos que possibilitam vislumbrar cenários futuros prováveis, sendo

possível estimar o tempo médio para observação dos diversos estágios de degradação dos

resíduos sólidos.

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TCHOBANOGLOUS (1993) apresentou uma equação geral para o balanço hídrico de um

aterro, computando-se toda a massa de água por unidade de área para uma determinada

camada. Além do teor de umidade presente no lixo a ser confinado e no material de cobertura,

deve-se prever a infiltração de água superficial e as perdas de água na formação do biogás,

como vapor d’água saturado, assim como na evaporação e na drenagem do lixiviado. Assim,

após o cálculo da variação da quantidade de água armazenada no interior do aterro e,

considerando-se a capacidade de campo, ou seja, a capacidade de retenção de água submetida

ao empuxo gravitacional, pode-se estimar a produção do chorume.

Por sua vez, o balanço de massa traduz-se na metabolização contínua, por via anaeróbia, da

fração orgânica dos resíduos sólidos urbanos, lentamente ou rapidamente biodegradáveis, por

comunidades de microorganismos decompositores, principalmente fungos e bactérias

saprófitas. Os fenômenos físico-químicos observados ao longo do lento mecanismo de

conversão microbiana dos compostos orgânicos encontram-se descritos em maiores detalhes

nos itens 3.4.1 e 3.4.2.

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3.6.2. Alternativas de tratamento do chorume

Existem diversas alternativas para o tratamento dos líquidos lixiviados de aterro sanitário que,

sob uma perspectiva mais geral, podem ser classificadas em três grandes grupos: tratamento

por meio de equipamentos e unidades internas aos limites do próprio aterro – tratamento in

situ –, tratamento conjunto com o esgoto sanitário em estações localizadas fora dos domínios

do aterro, ou mesmo, a combinação das duas possibilidades anteriores.

Nos Estados Unidos, a opção mais comum de tratamento do chorume se dá através de sua

descarga na rede pública de esgotamento sanitário, e tratamento combinado com o esgoto

doméstico. Entretanto, diversos estudos mostram que, caso a aplicação do lixiviado for

superior a 2% da carga hidráulica afluente de esgoto sanitário, as estações de tratamento de

esgoto podem ter suas operações prejudicadas (EPA, 1995). ROBINSON & MARIS (1985)

apud CLARETO et al. (1996) constataram que o tratamento combinado do chorume e das

águas residuárias, através de processo aeróbio, foi capaz de remover DBO e DQO com

eficiência superior a 90%.

Por sua vez, independentemente do local de tratamento dos líquidos lixiviados, sob a

perspectiva da natureza dos processos envolvidos na remoção dos poluentes, o tratamento do

chorume usualmente envolve ambas ou alguma das seguintes modalidades de processo:

físico-químico e biológico.

O tratamento físico-químico do chorume pode envolver o emprego de diversas tecnologias,

dentre as quais pode-se citar: diluição, filtração/ultrafiltração, coagulação/floculação,

precipitação, sedimentação, adsorção/absorção, troca iônica, oxidação química, osmose

reversa, evaporação/vaporização e lavagem com ar (QASIM & CHIANG, 1994 e

CHRISTENSEN et al., 1989 apud IPT/CEMPRE, 2000).

ARRUDA et al. (1996) apud PESSIN et al. (1997) citaram que a eficiência do tratamento

físico-químico do chorume do aterro sanitário de São Giácomo (Caxias do Sul – RS), no qual

se empregam operações de coagulação, floculação, sedimentação, filtração e oxidação, tem

atingido valores de 60% de remoção de metais pesados e 30% de DQO.

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SILVA et al. (2000) ressaltaram que a eficiência da precipitação química depende da

quantidade e do controle da dosagem do produto, citando valores de 80 a 90% de remoção de

sólidos suspensos, 70 a 80% de DBO5 e 80 a 90% de bactérias. Estes autores sugeriram ainda

a aplicação de cloreto férrico como coagulante/floculante, ao invés sulfato de alumínio,

devido ao elevado grau de impurezas deste último e à dificuldade de solubilização em

elevadas concentrações. É ainda possível o emprego de processos físico-químicos no

tratamento de lixiviados oriundos de aterros que apresentam baixa relação área/volume e,

conseqüentemente, menor vazão drenada. Isto se justifica pois, o aumento do consumo de

produtos químicos não é proporcional ao incremento da concentração de contaminantes no

chorume.

FORGIE (1988) apud HAMADA et al. (2000) diz ser indicado o tratamento biológico

(aeróbio ou anaeróbio) do chorume quando o mesmo apresenta elevada DQO (acima de

10.000 mg/L), baixa concentração de nitrogênio amoniacal, uma relação DBO5/DQO entre

0,4 e 0,8 e elevada concentração de ácidos graxos voláteis. No caso de um chorume mais

antigo, com DQO na faixa de 1.500 a 3.000 mg/L, DBO5/DQO menor que 0,4 e elevada

concentração de nitrogênio amoniacal, o autor indica o tratamento físico-químico, sendo ainda

interessante o emprego do tratamento aeróbio como auxiliar na remoção de nitrogênio

amoniacal (N-NH3 ou N-NH4+). Para uma relação DBO5/DQO muito baixa, menor que 0,1,

possivelmente devido à baixa concentração de ácidos voláteis, a única alternativa apontada é

o tratamento físico-químico. Segundo HAMADA et al. (2000), o tratamento físico-químico

deve ser entendido como uma alternativa complementar ao tratamento biológico pois, se

considerado isoladamente, sua aplicabilidade fica restrita ao chorume proveniente de aterros

bastante antigos.

Entretanto, não é correto imaginar que o tratamento do chorume, drenado em células antigas

de aterro sanitário, encontra-se restrito aos processos físico-químicos. Alguns trabalhos

afirmaram que a vermicompostagem propicia um efetivo arrefecimento das cargas poluidoras

do lixiviado de células antigas (BIDONE, 1999; REICHERT et al., 2000). Em seu

experimento, REICHERT et al. (2000) utilizaram o chorume para a rega de leiras constituídas

de composto de lixo urbano e estrume bovino, na presença ou ausência de minhocas (minhoca

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vermelha da Califórnia, Eisenia Foetida). Em ambos os casos, ou seja, durante a

vermicompostagem ou após a obtenção do vermicomposto, os autores aferiram uma elevada

remoção das cargas orgânicas, metais pesados e, principalmente, nitrogênio total Kjeldahl,

atribuindo tal fato à capacidade quelante e complexante do húmus.

Algumas outras modalidades de tratamento biológico consistem na aplicação do lixiviado de

aterros em ecossistemas especiais, wetlands naturais ou construídos, com a metabolização dos

compostos orgânicos, e incorporação e fixação de poluentes na biomassa vegetal (GOMES et

al., 1996; GSCHLOBL et al., 1998; ROBINSON et al., 1991 apud FERREIRA et al., 2001).

A partir da constatação da elevada produtividade de biomassa vegetal em um banhado

recebendo o lixiviado de aterro sanitário, previamente tratado em reatores anaeróbios e num

sistema de lagoas de estabilização e maturação, WALDEMAR (2000) ressalta o elevado

potencial de um conjunto de espécies de macrófitas aquáticas atuando em consórcio com

microrganismos no tratamento do chorume.

Existem, ainda, diversos outros tipos de tratamento biológico de chorume descritos na

literatura, envolvendo o emprego de processos aeróbios e/ou anaeróbios. Os processos

aeróbios incluem, necessariamente, os sistemas de lodos ativados, filtros biológicos aerados e

lagoas aeradas. Por sua vez, os processos de digestão anaeróbia de lixiviados de aterros

podem se dar em lagoas anaeróbias, filtros percoladores anaeróbios, reatores UASB e outros.

EPA (1995) citou que, na impossibilidade de tratamento combinado do esgoto doméstico com

o chorume diretamente lançado na rede pública de coleta, sem nenhum tratamento prévio, o

sistema de lagoas de estabilização – lagoas aeradas ou facultativas – mostra-se uma

alternativa interessante. O pré-tratamento em sistemas de lagoas de estabilização é capaz de

tratar líquidos lixiviados com DBO < 100 mg/L e promover a nitrificação, viabilizando o

tratamento posterior destes efluentes conjuntamente com o esgoto sanitário.

Semelhantemente, MAEHLUM et al. (1995) apud FERREIRA et al. (2001) comentaram que

as lagoas aeradas são utilizadas como etapa que precede o tratamento combinado do chorume

em estações de tratamento de esgoto.

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Adicionalmente, em seu estudo de concepção para implantação de um sistema de tratamento

de lixiviado de aterro sanitário, HAMADA et al. (2000) apontaram o tratamento anaeróbio

seguido de lagoa facultativa como uma alternativa bastante interessante. Enquanto o primeiro

é recomendável para redução de elevadas cargas orgânicas, a lagoa facultativa, na ausência de

bacias de equalização e devido à sua elevada capacidade volumétrica, torna-se capaz de

responder bem às variações de carga hidráulica aplicada, bem como de promover a

nitrificação e desnitrificação. BORZACCONI et al. (1996a), avaliando experiências passadas,

consideraram a combinação do tratamento anaeróbio seguido do aeróbio como a melhor

alternativa.

Alguns autores consideram os processos de tratamento do chorume por via anaeróbia mais

vantajosos que os aeróbios (IGLESIAS et al., 1999; BORZACCONI et al., 1999 apud

FERREIRA et al., 2001) e, usualmente, recomendam seu emprego quando do tratamento de

chorume proveniente de aterros “jovens”, com elevada carga orgânica e razão DBO/DQO.

Conforme descrito pela EPA (1995), o tratamento anaeróbio do chorume com tais

características propicia uma remoção maior ou igual a 90% da DBO afluente.

Entretanto, devido à elevada carga orgânica do chorume acidificado, correspondente às fases

iniciais de digestão dos RSU em aterros, com a fermentação pela hidrólise de polímeros e

formação de ácidos orgânicos, BOOPATHY e TILCHE (1991) apud CLARETO et al. (1996)

sugeriram a utilização de reatores compartimentados para o tratamento do chorume, ao invés

daqueles de câmara única.

Os filtros biológicos, dentre as alternativas de tratamento por via anaeróbia, são uma das

modalidades mais extensivamente pesquisadas. BIDONE et al. (1997) afirmaram que a

utilização de aparas de couro “wet blue” como meio suporte de filtros percoladores no

tratamento de lixiviados de aterros é uma interessante opção técnica e econômica.

Além disto, deve-se também ressaltar o grande potencial de aplicação dos reatores anaeróbios

de fluxo ascendente e manta de lodo (reatores UASB) no tratamento dos líquidos lixiviados

de aterros sanitários. IPT/CEMPRE (2000) apontaram o reator UASB como uma alternativa

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“privilegiada” para o tratamento do chorume, justificando tal assertiva pela pequena área

requerida, baixo custo de implantação e relativa simplicidade operacional do sistema.

BARRUETA & CASTRILLÓN (1992) apud CLARETO et al. (1996) observaram uma

eficiência de remoção de DBO de 88% para o tratamento de chorume em reator UASB

operando com um tempo de detenção hidráulica de 2,4 dias.

Além da já reconhecida capacidade e viabilidade de tratamento dos esgotos municipais em

reatores UASB, SIEGFRIED et al. (1996) discursaram acerca da utilização destes reatores

para o tratamento de diversos outros tipos de efluentes no Brasil: vinhaça gerada na produção

do álcool etílico, efluentes das indústrias de papel, amido, laticínios e cerveja. Entretanto,

especificamente quanto ao tratamento do lixiviado de aterros sanitários em reator UASB,

ainda não se dispõem de muitos dados sobre a partida destes reatores (IPT/CEMPRE, 2000).

Por fim, a recirculação do chorume para as células do aterro, além dos benefícios advindos da

inoculação da digestão anaeróbia do lixo urbano aterrado (item 3.7.1), se apresenta como

uma interessante alternativa para o tratamento do chorume. Esta técnica de tratamento

combina uma etapa de pré-tratamento anaeróbio no interior do aterro, com a perda por

evaporação dos líquidos recirculados. Em regiões com condições climáticas favoráveis

(temperatura, ventos, radiação solar), a evaporação de parte dos líquidos lixiviados que

retornam ao aterro propicia uma considerável redução da demanda sobre as unidades de

tratamento (IPT/CEMPRE, 2000). Segundo FERREIRA et al. (2001), a recirculação do

chorume permite uma maior flexibilidade operacional ao possibilitar o gerenciamento das

vazões afluentes às unidades de tratamento.

A Figura 3.8 apresenta um resumo das principais possibilidades de tratamento dos líquidos

lixiviados de aterros sanitários.

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Figura 3.8: Alternativas de tratamento dos líquidos lixiviados de aterros sanitários por processos biológicos e físico-químicos, em unidades de tratamento próprias ou em estação de tratamento de esgoto sanitário.

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3.7. Aprimoramento da Operação de Aterros

A busca pelo aprimoramento dos procedimentos operacionais em aterros, seja pela

necessidade de se estender ao máximo o tempo de vida útil dos mesmos, através da aceleração

do processo de estabilização da fração putrescível dos resíduos, seja pela maior exigência no

cumprimento à legislação ambiental, transcrita em parâmetros de controle mais rigorosos e

restritivos, tornou-se uma das principais questões abordadas por pesquisadores e instituições

envolvidas com o projeto e gerenciamento de aterros.

CAIRNCROSS (1993) citou estimativas da Agência de Proteção Ambiental norte-americana,

segundo as quais, até 2006, haveria uma redução de 80% do número de aterros em operação

nos Estados Unidos. Em seu relatório sobre a situação dos resíduos sólidos urbanos nos

Estados Unidos, a EPA (1999) confirmou a redução do número de aterros em operação,

ressaltando, porém, que a capacidade para aterramento se manteve constante. O relatório

informou que, para 42 estados americanos, ainda restavam mais de 10 anos de capacidade de

aterramento e, em outros 6 estados, a capacidade já havia se esgotado.

Segundo CAINRCROSS (1993), a capacidade de operação dos aterros na Holanda já se

esgotara, e prevê o mesmo para o Japão até 2005, atribuindo a indisponibilidade de área para

aterramento às crescentes exigências da legislação ambiental, com maior controle e regulação

da atividade, e não propriamente, à inexistência de espaço físico.

O aprimoramento das operações e da concepção dos aterros sanitários é uma necessidade

verificada em vários países. CAIRNCROSS (1993) citou um estudo realizado no Reino

Unido, divulgado em 1990, o qual descreve um quadro alarmante quanto à realidade dos

aterros naquele país. Segundo este estudo, dos 100 aterros pesquisados, 62% não

apresentavam medidas para drenagem da água de chuva superficial, 54% não verificavam a

possível contaminação das águas subterrâneas nas áreas adjacentes, 63% não dispunham de

poços para monitorar o acúmulo de gases tóxicos, e 80% não se preocupavam com a gestão de

odores.

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O simples confinamento dos resíduos no solo, ainda que de forma adequada, com a drenagem

e tratamento dos líquidos lixiviados, controle da emissão de gases tóxicos, poeira e demais

matérias particulados, e gestão de odores, não mais atende às demandas de grandes centros

urbanos. Cada vez mais, faz-se necessário entender e conceber os aterros de lixo urbano não

como meros volumes recipientes de materiais indesejados, mas sim, como “reatores”,

devendo-se, então, operá-los como tal. Neste sentido, a inoculação da digestão anaeróbia dos

resíduos sólidos urbanos aterrados é uma das variáveis de controle mais importantes.

3.7.1. Inoculação da digestão anaeróbia dos RSU

A inoculação da massa de RSU com organismos metanogênicos é essencial para aceleração

da etapa de produção de metano (COLMANETTI et al., 2000). Este procedimento pode se dar

de diversas formas: recirculação do chorume, recirculação do chorume com adição de algum

inóculo – rúmen e/ou fezes de bovinos, lodo biológico proveniente do tratamento anaeróbio

de esgoto sanitário, efluente industrial (LEITE, 1997) ou do próprio chorume, ou ainda, uma

combinação de alguns destes materiais – ou, apenas, recirculação de lodos concentrados.

3.7.1.1. Recirculação do chorume

A técnica da recirculação de chorume é uma das formas mais conhecidas e empregadas na

promoção da digestão acelerada dos resíduos sólidos urbanos confinados em aterros. Segundo

PALMA et al. (2000), a técnica de recirculação dos líquidos drenados em aterros sanitários

vem sendo aplicada em diferentes países desenvolvidos da Europa, na Austrália, Estados

Unidos e outros. No Brasil, LIMA (2000) descreveu diversas experiências nas quais buscou-

se, através da recirculação de chorume inoculado, a remediação de sítios contaminados ou a

aceleração dos processos de degradação dos resíduos, em municípios de médio e grande porte.

LACAVA et al. (1987) trataram o chorume em reatores de fluxo ascendente, filtro biológico e

suporte poroso, de forma que se constituísse em diferentes inóculos para ensaios laboratoriais

relativos à otimização da digestão anaeróbia. Utilizando diferentes tipos de inóculos, os

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autores demonstraram que o lixiviado tratado em reatores biológicos apresentou propriedades

interessantes, consistindo de um complexo enzimático extracelular com capacidade

celulolítica, lipolítica e proteolítica, e com elevado número de células microbianas

específicas, tais como os organismos metanogênicos, termofílicos e fungos de alta capacidade

celulolítica.

LIMA (1984) constatou o elevado potencial da inoculação através da recirculação do chorume

ao observar os efeitos sobre o processo de biodegradação. Ao final de seu doutoramento,

LIMA (1988) apontou a recirculação do percolado tratado biologicamente como uma das

mais promissoras tentativas de tratamento de resíduos, lembrando que tal procedimento

fundamenta-se no mesmo princípio dos “lodos ativados”: refluxo da biomassa, com vistas à

manutenção de uma alta concentração de microrganismos ativos. Todavia, LIMA (2000) ao

comentar sobre sérios problemas advindos da recirculação do chorume tratado em lagoas de

estabilização – inibição da degradação dos resíduos confinados, liberação de odores – para

remediação do lixão de Santa Bárbara, em Campinas (SP), afirmou que a simples recirculação

de chorume, sem inoculação prévia, não é benéfica ao processo de biodigestão dos resíduos

aterrados.

GANDOLLA (1983) comentou acerca dos benefícios ao fenômeno da metanogênese em

aterros sanitários, consubstanciados na utilização da atividade biológica existente nas partes

mais antigas do aterro, para tratamento do percolado produzido nas partes mais recentes,

através da inoculação com lodo de esgoto e a recirculação de chorume bruto ou

biologicamente tratado, com a adição de soluções tampão e nutrientes.

Contudo, devido à presença de diversos micropoluentes orgânicos e inorgânicos no líquido

drenado nas camadas inferiores dos aterros, deve-se prestar especial atenção à manutenção

das condições ótimas de adaptação e crescimento de uma biomassa ativa, capaz de interagir

com o substrato orgânico complexo e assimilá-lo.

BALDOCHI et al. (1996) verificaram que a inoculação de reatores de RSU promoveu uma

maior diversidade de espécies fluorescentes e morfologias bacterianas, favorecendo o

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desenvolvimento de algumas espécies de bactérias, notadamente aquelas de morfologia

semelhante às das sarcinas metanogênicas. Além disto, os autores constataram através do

potencial metanogênico (produto da atividade metanogênica pela concentração de biomassa)

um elevado metabolismo celular nos reatores inoculados, concluindo pela potencialidade da

utilização do chorume como inóculo na digestão anaeróbia do lixo “fresco”.

POHLAND & MAYER (1973) verificaram que os procedimentos de recirculação do

chorume, com adição de lodo de esgoto digerido e solução tampão, favoreceram a digestão

anaeróbia dos resíduos sólidos. Posteriormente, POHLAND (1996) ressaltou os benefícios da

recirculação do percolado devido ao largo alcance para a estabilização acelerada dos resíduos,

dentro de um período de tempo mais curto e previsível que aquele observado em um aterro

convencional.

Entretanto, através da recirculação dos líquidos lixiviados de aterros sanitários, com ou sem

adição de inóculo, e não somente do lodo concentrado, os benefícios à digestão anaeróbia do

lixo urbano confinado não se restringem somente à inoculação de organismos metanogênicos.

Esta técnica pode também ser benéfica na digestão dos resíduos aterrados, ao contribuir para a

disponibilidade de nutrientes, correção do pH e manutenção do teor de água, substância e

meio essencial para as mais diversas reações bioquímicas. Segundo PALMA et al. (2000), a

recirculação do chorume pode ser uma opção muito interessante para a manutenção da

umidade ótima no interior de aterros situados em zonas de baixo índice pluviométrico.

GONZÁLEZ et al. (1996) discursaram sobre a necessidade de aprimoramento das operações

convencionais em aterros sanitários, apontando a recirculação do chorume como uma das

técnicas mais promissoras para tratamento dos resíduos sólidos urbanos confinados.

Conforme descrito pelo autor, a recirculação do chorume permite a manutenção de uma

umidade adequada aos processos de degradação dos resíduos sólidos confinados.

Outra significativa vantagem na adoção deste procedimento operacional consiste na atenuação

da carga poluente do chorume. PALMA et al. (2000) apontaram a recirculação do chorume

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tratado em filtro anaeróbio como um dos métodos de tratamento dos líquidos lixiviados mais

atrativos e de maior aplicabilidade no Chile.

Segundo PIMENTEL JÚNIOR (1996), a técnica da recirculação de chorume, além de ser

benéfica para a degradação da massa de resíduos aterrada, mostrou-se eficiente no tratamento

dos líquidos lixiviados do aterro sanitário de Limeira (SP), no qual se praticava a

codisposição de resíduos sólidos industriais classes II e III com resíduos domiciliares.

PESSIN et al. (1997) observaram uma drástica redução do potencial poluidor dos líquidos

lixiviados do aterro sanitário de São Giácomo, em Caxias do Sul (RS), após 400 dias de

operação de um sistema de tratamento constituído de um filtro biológico anaeróbio cujo

efluente é recirculado para o interior das células. Os autores descreveram a técnica de

recirculação como de fundamental importância para manutenção das condições ótimas de

desenvolvimento de microrganismos anaeróbios no interior das células do aterro (pH,

umidade e nutrientes), redução da carga orgânica e viabilização da etapa posterior de

tratamento físico-químico. Posteriormente, após um período maior de monitoramento,

PESSIN et al. (2000b) afirmaram que a célula do aterro monitorada, recebendo o chorume

tratado e recirculado, apresentou comportamento análogo ao de um filtro biológico operando

em regime de carregamento contínuo.

Entretanto, as taxas de recirculação do chorume devem ser cuidadosamente controladas pois,

caso haja uma aplicação em excesso, podem surgir problemas geotécnicos relativos à

estabilidade dos taludes. PALMA et al. (2000) afirmaram que os recalques observados em

aterros sanitários, operados com a recirculação dos líquidos lixiviados, estão associados,

principalmente, ao colapso estrutural ocasionado pela manta líquida, e não, pela atividade

microbiana de degradação dos resíduos. Adicionalmente, a infiltração do excesso de chorume

recirculado pode ocasionar a poluição do solo e das águas subterrâneas (IPT/CEMPRE 2000).

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3.7.1.2. Outras modalidades de inoculação da digestão de RSU

Algumas formas de inoculação da digestão de RSU consistem na introdução de substâncias

e/ou microrganismos estranhos ao meio abiótico e biótico existente em aterros. LIMA (2000),

ao apresentar os procedimentos adotados na inoculação e partida de um sistema integrado de

tratamento dos resíduos aterrados, proposto pelo próprio autor, descreveu mecanismos de

recombinação do genótipo de bactérias presentes no trato de ruminantes e no lixiviado de

aterros sanitários – conjugação e transformação – através dos quais, torna-se-ia possível a

obtenção de uma biomassa melhor adaptada ao ambiente inóspito. Entretanto, o autor parece

ter desconsiderado aspectos de extrema relevância em processos de biotecnologia, referentes

às técnicas de DNA recombinante, não descrevendo em maiores detalhes as condições de

reação e de compatibilidade genômica entre os organismos.

Outra possibilidade de utilização de inóculo “exógeno” na digestão anaeróbia do lixo urbano é

a inoculação com lodo de esgoto doméstico, citada na literatura por vários pesquisadores.

GANDOLLA (1983) avaliou um sistema em escala real de disposição final do lixo, no qual,

antes do aterramento dos resíduos, procedia-se à segregação mecânica e inoculação dos

mesmos com lodo de esgoto digerido. LEITE et al. (1996) observaram uma considerável

redução no tempo de bioestabilização dos RSU inoculados com lodo de esgoto sanitário.

Posteriormente, LEITE et al. (1999) constataram uma redução do tempo de bioestabilização

dos líquidos percolados, diretamente proporcional a percentagem em peso de inóculo (lodo de

esgoto sanitário) adicionado ao substrato.

Entretanto, a inoculação da fração orgânica dos resíduos sólidos urbanos com o lodo de

esgoto tem sua aplicabilidade comprometida, primeiramente, pela dificuldade em se

estabelecer, no mesmo local, ou nas proximidades do aterro sanitário, uma planta de

tratamento de águas residuárias, eliminando-se, assim, os inconvenientes relativos ao

manuseio, acondicionamento e transporte do lodo.

Os critérios e requisitos a serem observados na seleção de áreas para implantação de estações

de tratamento de esgoto doméstico e aterros sanitários são bem diferentes. No primeiro caso,

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usualmente, buscam-se locais de menor altitude, pois o esgotamento sanitário, em quase toda

sua extensão, se dá por escoamento em conduto livre, por diferença de carga potencial.

Adicionalmente, por vezes, é interessante o tratamento descentralizado, em plantas menores,

localizadas possivelmente próximas a corpos d’água. Diferentemente, a disposição final do

lixo urbano ocorre freqüentemente em um único local, de forma centralizada, em regiões de

maior cota altimétrica, suficientemente distantes do lençol freático e dos mananciais hídricos.

Esta preocupação não se faz presente quando utilizado o lodo biológico proveniente do

tratamento do chorume pois, em muitas situações, o tratamento ocorre in situ, em unidades de

tratamento próprias, nos limites do aterro sanitário.

Adicionalmente, a disposição final de lodos de esgoto sanitário em aterros, embora bastante

utilizada, sofre cada vez maiores restrições e, desta forma, os indicadores atuais apontam para

o crescimento do seu uso na agricultura, ou sua incineração nos grandes centros urbanos. A

Comunidade Econômica Européia apresenta diretriz que proíbe a disposição de resíduos

sólidos em aterros a partir de 2002, com exceção dos chamados resíduos últimos : teor de

matéria orgânica e água inferior a 5% (PROSAB, 1999).

Por sua vez, caso a idéia seja dispor da matéria orgânica putrescível em biodigestores,

inoculados com o lodo de esgoto sanitário, para o aproveitamento energético do biogás e

aplicação da fração estabilizada na agricultura, seria necessário a viabilização da coleta

seletiva destes materiais ou de sua segregação em larga escala, algo ainda pouco crível.

Desta forma, pelos motivos descritos anteriormente, o confinamento do lixo urbano em

aterros sanitários, e a inoculação da digestão anaeróbia destes resíduos com o lodo biológico

excedente, proveniente de reatores que tratam o próprio chorume, ainda se constituem numa

melhor alternativa para gestão dos resíduos sólidos urbanos. Deve-se também ressaltar o fato

de que, neste caso, a biomassa já se encontra aclimatada ao substrato e à toxicidade do meio.

Segundo RUSSO et al. (2000a) a recirculação de lodos com concentração de sólidos superior

a 90%, proveniente do tratamento do chorume por processos de separação físicos, físico-

químicos e térmicos – membranas, evaporação, adsorção e outros – juntamente com cerca de

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30% do chorume, visando facilitar seu bombeamento, é um procedimento bastante comum em

vários países (Estados Unidos, Alemanha, Reino Unido, Itália, Holanda, Áustria).

3.7.2. Sistema integrado de tratamento de chorume e de resíduos sólidos urbanos

Conforme descrito no item 3.7, o aterramento do lixo urbano, apesar de se constituir numa

obra civil por vezes adequada à contenção de contaminantes e substâncias tóxicas presentes

nos resíduos sólidos e no percolado, à eliminação de maus odores e ao impedimento da

proliferação de vetores, não é uma solução viável e “auto-sustentável” quando examinadas as

condições limites futuras relativas à disponibilidade de área e recursos.

A escassez de áreas apropriadas não muito distantes dos centros produtores de lixo, a difícil

remediação e a restrita incorporação dos aterros ao patrimônio público após seu

preenchimento total, assim como a dificuldade no tratamento adequado dos líquidos e gases

gerados pela degradação biológica dos resíduos sólidos, exigem o aprimoramento da

concepção convencional dos aterros.

LIMA (2000), ao fazer uma revisão da literatura, aponta inúmeras vantagens de um sistema

postulado por ele próprio e denominado “sistema integrado”, o qual permitiria a aceleração do

processo de degradação do lixo urbano aterrado em até 10 vezes, e a ampliação da vida útil

dos aterros por períodos não inferiores a 20 anos. O sistema descrito consiste, basicamente, de

uma célula de aterramento de lixo urbano e três reatores, dois reatores físico-químicos, e um

terceiro reator biológico, com fluxo misto e crescimento de biomassa aderida a meio suporte.

Segundo LIMA (2000), a execução do sistema se dá em 4 fases distintas: estudo preliminar,

tratamento primário (aterramento do lixo urbano), secundário (inoculação e partida dos

reatores) e terciário (abertura das células do aterro e recuperação dos resíduos sólidos

aterrados). Durante a segunda etapa, os reatores atuariam em circuito fechado, com a

inoculação do chorume no reator biológico e recirculação para os demais por 5 dias

consecutivos e, então, para o aterro celular. Somente após a conclusão desta fase,

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correspondente à sucessão das fases acetogênica e metanogênica, haveria, então, o descarte do

lixiviado drenado do aterro, empregando-se os reatores contíguos no arrefecimento de seu

potencial poluidor.

Diferentemente do que é descrito por LIMA (2000), o termo “sistema integrado” empregado

no presente estudo, não se refere simplesmente ao tratamento dos resíduos aterrados em um

conjunto “reator biológico e aterro celular”, mas sim, à possibilidade de tratamento

simultâneo dos resíduos sólidos aterrados e do chorume. Esta última idéia consiste na

utilização do lodo biológico excedente, produzido no tratamento do lixiviado por via

anaeróbia, para a inoculação da digestão dos resíduos sólidos biodegradáveis no interior das

células do aterro.

A concepção de “sistema integrado” apresentada neste estudo, pressupõe, portanto, o

funcionamento de um sistema de tratamento em fluxo contínuo, prevendo-se possíveis

intervenções a partir do monitoramento das variáveis inerentes ao processo, sem a distinção

de fases para execução de procedimentos específicos. Isto se justifica pois, na maioria das

situações, por melhor que seja o planejamento e a execução das operações em aterros, é quase

sempre muito difícil isolar os grupos de células mais antigas daquelas contendo resíduos

recentemente aterrados. Ademais, ainda que isto fosse possível, a intervenção específica em

cada célula de aterramento necessitaria de sistemas de drenagem e recirculação próprios, o

que é certamente mais oneroso. A Figura 3.9 apresenta um esquema geral do conceito de

sistema integrado postulado neste trabalho.

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Figura 3.9: Sistema integrado de tratamento dos RSU e do lixiviadproposto no presente estudo.

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LIBÂNIO (2002)

o de aterro sanitário,

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Adicionalmente, o sistema proposto por LIMA (2000) se vale da premissa de que é viável a

recuperação dos resíduos já aterrados, após a mineralização da fração orgânica putrescível,

visando seu reaproveitamento econômico e, ao mesmo tempo, disponibilizando novos

volumes para futuros aterramentos. Entretanto, em nenhum dos projetos existentes

referenciados por LIMA (2000), o autor cita a conclusão das etapas propostas em seu sistema,

ou seja, a abertura de células do aterro e o reaproveitamento do material potencialmente

reciclável.

A inertização ou mineralização de diversos dos materiais constituintes do lixo urbano,

rapidamente ou lentamente biodegradáveis, mesmo quando propiciadas as condições ótimas

de crescimento da população de microrganismos decompositores, necessitam, por vezes, de

longos períodos para sua finalização. CAIRNCROSS (1993) citou o trabalho de um

arqueólogo do Arizona, Estados Unidos, que ao perfurar poços em aterros sanitários, a fim de

determinar o percentual de cada um dos materiais aterrados, afirmou ter encontrado folhas de

jornais, datando de 1952, “tão legíveis quanto as que havia lido no seu café da manhã”.

Adicionalmente, o sistema descrito por LIMA (2000), ainda que viável, é possivelmente mais

oneroso que a alternativa de se promover a coleta seletiva e/ou segregação de materiais

recicláveis antes de seu aterramento, considerando-se todos os esforços e recursos

dispensados em sua operacionalização: aterramento, implantação e manutenção de sistemas

de recirculação, desterramento e, então, segregação final dos resíduos desterrados.

Por fim, pode-se imaginar um cenário bastante promissor a partir de um sistema integrado de

tratamento dos resíduos sólidos e do percolado em unidades complementares, aterro celular e

reator UASB, com a recirculação contínua da fase líquida e a retenção prolongada dos

biossólidos. Tal perspectiva de tratamento em larga escala do lixo urbano, através da

conversão hidrolítica da matéria orgânica (carboidratos, proteínas, lipídios) em subprodutos

intermediários (ácidos voláteis) e destes, em produtos finais (metano, gás carbônico e água)

por via anaeróbia, seja nas células do aterro ou na câmara de digestão do reator UASB, é a

motivação fundamental do presente trabalho, no qual avaliar-se-á, em laboratório, sua

eficiência e aplicabilidade.

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3.8. Definições importantes

3.8.1. Definição de “resíduos sólidos urbanos”

Primeiramente, é importante definir claramente um dos objetos do presente estudo: os

resíduos sólidos urbanos ou, simplesmente, o lixo urbano. Assim, faz-se necessário destacar

algumas das definições propostas por diferentes autores e instituições envolvidas com a

pesquisa do tema, a fim de se compreender melhor as limitações e abrangência de tais

assertivas.

Por se tratar de um material de natureza extremamente heterogênea, cujas características

físicas, químicas e biológicas são as mais diversas possíveis – função da combinação de

inúmeros fatores geográficos, sócio-culturais, econômicos e, por fim, ainda, sujeitos às

variações temporais periódicas (diárias ou sazonais) e irreversíveis (aparecimento de novos

materiais e técnicas incorporadas ao processo produtivo) – a definição dos resíduos sólidos

urbanos não deve se propor a discriminar em pormenores os constituintes da massa de

resíduos, mas sim, delinear o conjunto das atividades que contribuem mais diretamente para

sua geração.

Neste sentido, transcreve-se uma importante e abrangente definição de “resíduos sólidos” da

Associação Brasileira de Normas Técnicas (ABNT), apresentada na NBR 10.004 de 1987:

“Resíduos nos estados sólido e semi-sólido, que resultam de atividades da comunidade de

origem: industrial, doméstica, hospitalar, comercial, agrícola, de serviços e de varrição.

Ficam incluídos nesta definição lodos (...), bem como determinados líquidos cujas

particularidades tornem inviável o seu lançamento na rede pública de esgotos ou corpos

d’água, ou exijam para isso soluções técnicas e economicamente inviáveis em face à melhor

tecnologia disponível.”

Outra definição interessante é dada por BARROS (1998), que define “resíduos públicos”

como sendo aqueles que: “(...) ainda que possam ser domésticos, industriais, comerciais, etc

(...), produzidos por pessoas físicas e/ou instituições, interessa aqui que eles são deixados em

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logradouros públicos, cabendo ao governo municipal a função de recolhê-los e dar-lhes

destino adequado.”

Estas definições compreendem um universo de resíduos ou rejeitos bem mais extenso que o

dos resíduos sólidos urbanos, podendo-se excluir deste último os sólidos de origem industrial,

hospitalar e agrícola; os semi-sólidos, tais como os lodos de estações de tratamento de águas

residuárias; e os próprios efluentes líquidos industriais.

Portanto, a fim de se restringir melhor o campo de estudo, deve-se mencionar

TCHOBANOGLOUS (1993) que define “resíduos sólidos municipais” : “(...) resíduos sólidos

municipais incluem todos os resíduos gerados pela comunidade à exceção daqueles de origem

industrial ou agrícola.”

Esta definição de “resíduos sólidos municipais” (municipal solid waste or MSW) é a que

melhor descreve os resíduos investigados neste estudo, podendo-se, então, entender por estes

o mesmo que “resíduos sólidos urbanos” ou, simplesmente, “lixo urbano”.

3.8.2. Definição de “chorume”

O IPT/CEMPRE (2000) descreve o “chorume” como um líquido de coloração escura, turvo e

malcheiroso, resultante do armazenamento e tratamento do lixo. Estas instituições

apresentam, ainda, outras denominações comuns deste líquido, tais como: sumeiro, chumeiro,

lixiviado e percolado.

A discussão pretendida neste item concentra-se nas duas últimas nomenclaturas apresentadas,

percolado e lixiviado, a fim de se estabelecer critérios de diferenciação no seu uso, evitando-

se, assim, incorreções comuns quando do emprego destas terminologias.

Segundo SILVEIRA BUENO (1980), “percolação” é a “ação ou processo de um líquido que

atravessa os interstícios, como o movimento das águas no subsolo”. PRADO & SILVA

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(1979) registram dois significados de interesse: “1. Passagem lenta de um líquido através de

um meio filtrante, 2. Métodos de extração ou purificação por meio de filtros”.

Como se pode observar, a ação de “percolação” implica na idéia do simples movimento de

um fluido através de um meio poroso, sem a solubilização de substâncias ou transporte de

materiais particulados em suspensão ou, ao contrário, com a retenção de seus poluentes no

meio “percolador” e conseqüente redução da concentração dos mesmos na fase líquida. Por

exemplo, poder-se-ia utilizar o termo “percolado” ao se referenciar ao efluente filtrado de

plantas de potabilização de água, ou às águas de mananciais subterrâneos cujas propriedades

físico-químicas – concentração de sais, metais e outros – não tenham sofrido deterioração.

Contrariamente, tal terminologia não se mostra adequada para denominar os líquidos

drenados em células do aterro sanitário.

Apesar de SILVEIRA BUENO (1980) apresentar o substantivo “percolação” como sinônimo

de “lixiviação”, os outros significados listados por ele próprio conduzem a uma idéia distinta:

“(...) lavagem das cinzas para extrair as partes solúveis; esgotamento de uma substância,

pulverizada por líquido dissolvente”.

Na descrição do dicionário AURÉLIO (1986), o termo “percolação” admite duas idéias

opostas, ou seja, a transferência de poluentes da fase líquida para a sólida e vice-versa:

“operação de passar um líquido através de um meio para filtrá-lo ou para extrair substâncias

deste meio.” Entretanto, uma vez que o substantivo “lixiviação” é descrito neste mesmo

dicionário como “(...) operação de separar de certas substâncias, por meio de lavagem, os sais

nelas contidos”, tal termo implica apenas na idéia de transferência de poluentes para a fase

líquida, não correspondendo totalmente ao significado de “percolação”.

PRADO & SILVA (1979) citaram significados semelhantes para lixiviação: “operação que

consiste em fazer passar um solvente através de um material pulverizado (como cinzas ou

resíduos), para conseguir a separação de um ou vários elementos solúveis”. Tal idéia explica

melhor os fenômenos que ocorrem com a águas que se infiltram na massa de resíduos

aterrados, participando das reações bioquímicas de degradação dos mesmos, dissolvendo

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poluentes e carreando sólidos suspensos, e finalmente, após vencida a capacidade de campo,

escoam pelos drenos construídos sobre uma base impermeável.

Entretanto, o termo “lixiviado” pode ser aplicado a uma infinidade de líquidos sob diversas

condições – águas pluviais em escoamento superficial sobre solos sem cobertura vegetal, água

de infiltração em aterros industriais e outros – só podendo ser entendido por “chorume”,

quando sua origem estiver bem explícita: aterros contendo lixo urbano.

Resumidamente, enquanto as terminologias “percolação” e “percolado” dão a idéia de

transferência de poluentes da fase líquida para a fase sólida, com a retenção de poluentes no

leito percolador, “lixiviação” implica necessariamente no fenômeno em sentido oposto, ou

seja, solubilização de substâncias da fase sólida para a fase líquida. Portanto, ou se diz

“lixiviado de aterro sanitário”, “lixiviado de lixão” ou se diz, simplesmente “chorume”; e não

“percolado”.

3.8.3. Definição de “inóculo”

Especificamente neste trabalho, entender-se-á por inóculo, a comunidade de microrganismos

decompositores – fermentativos, acidogênicos, acetogênicos ou metanogênicos – que crescem

em suspensão, nos interstícios da massa de resíduos sólidos confinados nos reatores

experimentais de RSU, aderidos à superfície destes resíduos, ou ainda, em suspensão na

manta de lodo do reator UASB, em consórcio com demais grupos de micróbios, formando

grânulos ou flocos. Assim, a inoculação pretendida ocorrerá de duas maneiras combinadas:

com a recirculação do efluente tratado no reator UASB e de seu lodo biológico excedente.

Ademais, será também descrita uma breve avaliação do emprego de inóculo no teste da DBO

(item 4.9.2.1), o qual necessita da existência de uma biomassa aeróbia ativa, aclimatada ao

substrato e à presença de fatores de inibição. Esta é uma preocupação concernente à análise de

DBO para qualquer efluente de processo ou tratamento anaeróbio.

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4. MATERIAL E MÉTODOS

4.1. Plano de Amostragem dos Resíduos Sólidos Urbanos

Em maio de 2001, objetivando-se o preenchimento dos nove reatores anaeróbios com os

resíduos sólidos urbanos de Belo Horizonte, nos quais se simulariam diferentes condições

operacionais de um aterro celular e, após a constatação da ausência de uma padronização de

metodologias de amostragem e caracterização do lixo urbano, fez-se necessária à elaboração e

execução de um plano de trabalho viável e adequado, respaldado por uma análise crítica de

trabalhos concernentes ao tema.

O plano deveria contemplar as atividades concernentes à amostragem do lixo fresco,

transporte dos resíduos desde o aterro até o local do experimento, preenchimento dos reatores

de RSU, determinação da composição gravimétrica, bem como a obtenção e preparação de

amostras para análises laboratoriais (LIBÂNIO et al., 2001).

Desta forma, após uma ampla revisão das metodologias empregadas em análises de amostras

de resíduos sólidos urbanos e outros materiais (MALAVOLTA et al., 1989; ALEF &

NANNIPIERI; SILVA, 1981; OHLWEILER; EMBRAPA; WHO, 1978) e da realização de

inúmeras reuniões entre os docentes do Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental e

do Departamento de Química da UFMG com os alunos de pós-graduação diretamente

envolvidos com o experimento, definiram-se metodologias próprias para cada etapa do

trabalho – amostragem, preparação das amostras e análise de parâmetros físico-químicos.

As metodologias investigadas e a discussão dos pontos conflitantes nas análises dos

parâmetros de interesse, constam do documento intitulado “Avaliação e Proposta Inicial de

Metodologias para Análises dos Resíduos Sólidos Urbanos na Rede 4 do PROSAB”

(CINTRA et al., 2001c), apresentado na reunião do PROSAB, Edital III, Tema IV, em

Florianópolis. A Figura 4.1 apresenta um delineamento das diversas atividades previstas no

plano de trabalho elaborado.

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Figura 4.1: Procedimentos de amostragem e caracterização dos resíduos sólidos.

4.1.1. Definição do Tipo de Amostra

Inicialmente, verificou-se a possibilidade de preenchimento dos reatores com uma massa de

resíduos composta de materiais segregados e não contaminados, em proporções usualmente

descritas na literatura. Entretanto, devido ao grande volume dos reatores experimentais (cerca

de 700 litros cada) e à preocupação com a perda do caráter fidedigno do experimento, seja

pela dificuldade em se reproduzir com veracidade a atual composição do lixo urbano, seja

pela interferência em fatores cujos efeitos são desconhecidos – ausência de populações de

microrganismos, compostos tóxicos – tal hipótese foi rejeitada.

Desta forma, escolhida a opção de amostragem do lixo urbano gerado no município, outra

questão se punha ao grupo de trabalho: Como obter uma amostra representativa, evitando

possíveis distorções na composição dos resíduos amostrados, considerando-se a grande

variabilidade da natureza do lixo urbano e a existência das diversas atividades econômicas no

município de Belo Horizonte?

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Primeiramente, considerando-se a escala do experimento, correspondente a três módulos ou

linhas de operação distintas com 2,1 m3 cada (3 reatores de 700 litros, por linha), tomou-se

como válida a premissa de que a exclusão de materiais potencialmente tóxicos à comunidade

de microrganismos decompositores era necessária.

Adicionalmente, em muitos casos, não se pratica a co-disposição do lixo urbano com o lixo

hospitalar – drogas farmacêuticas, seringas, materiais descartáveis contaminados e demais

resíduos provenientes de farmácias, postos de saúde, hospitais, clínicas médicas,

odontológicas, veterinárias e outras – que é destinado a uma célula em separado.

Diferentemente, a Resolução CONAMA no 283/2001 torna facultativa a disposição em

separado dos resíduos infectantes provenientes dos serviços de saúde, à exceção de

medicamentos com data de validade prescrita, os quais devem ser devolvidos ao fabricante.

No aterro sanitário de Belo Horizonte, a SMLU pratica a co-disposição destes resíduos com o

lixo urbano desde 1999.

Por sua vez, para outros resíduos perigosos, tais como pilhas e baterias, existe uma legislação

em vigor – Resolução CONAMA no 257/1999 – que induz as indústrias à reciclagem ou

reutilização de seus produtos, prolongando o ciclo de vida destes materiais e restringindo a

disposição final dos mesmos em aterros, mesmo que, ainda, a realidade seja bastante

diferente.

Procurar-se-ia, então, excluir da massa de lixo amostrada todos os resíduos potencialmente

tóxicos ou cujas dimensões inviabilizassem seu confinamento no interior dos reatores

experimentais: pneus, mobílias, eletrodomésticos, etc. Neste sentido, buscou-se preencher os

digestores (reatores de RSU) com o lixo de origem predominantemente domiciliar (ou

residencial), retirando algum destes materiais da amostra, caso identificados por simples

inspeção visual.

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4.1.2. Definição da forma de amostragem

Após a definição do tipo da amostra – lixo urbano majoritariamente composto por resíduos

gerados nas residências, isento de materiais potencialmente tóxicos – fez-se necessário decidir

qual a forma de obtenção das amostras, se através da coleta do lixo em domicílios pré-

estabelecidos ou se pela amostragem aleatória da carga de um veículo coletor.

A primeira opção fazia-se interessante pela possibilidade de se amostrar o lixo em regiões

previamente conhecidas, evitando-se, assim, resíduos de origem predominantemente

comercial, hospitalar, industrial ou oriundos de atividades atípicas – feiras-livres, entulho de

obras civis ou “bota-foras” – e, com isso, reduzir a probabilidade de distorções pela

especificidade da natureza destes resíduos. Ademais, a etapa de segregação dos materiais seria

facilitada pois os resíduos ainda não teriam sofrido uma mistura mais íntima durante a coleta

por caminhão tipo “compactador”.

Contudo, considerando-se as restrições de equipamento e os prazos relativamente curtos para

a realização desta atividade, somadas à possibilidade de não concordância por parte dos

moradores dos domicílios selecionados em ter seu lixo “investigado”, a opção de

recolhimento do lixo porta a porta ficou comprometida.

Logo, restou a segunda opção, ou seja, de se amostrar aleatoriamente o lixo urbano coletado e

transportado até o aterro municipal. Desta forma, conjuntamente com a instituição parceira do

projeto (SMLU) e, observando-se o disposto na definição do tipo de amostra (item 4.1.1),

foram listados uma série de distritos de coleta que deveriam ser excluídos quando da

amostragem do lixo no aterro sanitário. Estes distritos correspondiam a trechos percorridos

pelos caminhões de coleta nos quais havia uma intensa densidade ocupacional por pequenos e

médios estabelecimentos comerciais, industriais ou centros de saúde.

Uma vez reduzida a possibilidade de amostragem de resíduos de origem predominantemente

comercial, industrial ou hospitalar, e, na impossibilidade de realização de uma ampla

campanha de amostragem do lixo urbano de Belo Horizonte, definiu-se pela amostragem de 9

das 10 regionais de limpeza pública do município, à exceção da regional Centro.

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Tal medida se justifica pelo fato de que a coleta dos resíduos nesta regional é noturna, sendo,

assim, difícil adequá-la ao cronograma de trabalho. Ademais, o lixo gerado na regional centro

é predominantemente comercial e, portanto, apresenta composição gravimétrica

significantemente diferente à do lixo urbano amostrado nas demais regionais, nas quais

predominam residências (Figura 4.2).

0102030405060708090

100

Comercial Residencial

Geração de Resíduos

Por

cent

agem

(%)

Regional Centro

Belo Horizonte

Figura 4.2: Avaliação comparativa da geração média de resíduos na regional centro e em Belo Horizonte. Modificado de MERCEDES (1997).

MERCEDES (1997) apresentou um levantamento das características sócio-econômicas em

todas as regionais de limpeza pública do município de Belo Horizonte, no qual se verificam,

através dos indicadores estatísticos, grandes diferenças entre estas regiões. Como ilustração, a

Figura 4.3 apresenta uma síntese dos resultados obtidos na avaliação sócio-econômica da

população de duas regionais.

0

10

20

30

40

Alto Baixo

Padrão das Habitações

Por

cent

agem

(%)

Regional Barreiro

Regional Sul

0

20

40

60

80

100

Prédios TérreosGrau de Verticalização

Por

cent

agem

(%)

Regional Barreiro

Regional Sul

Figuras 4.3: Avaliação das diferentes condições sócio-econômicas entre as regionais de limpeza pública do Barreiro e Sul. Modificado de MERCEDES (1997).

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4.1.3. Definição dos critérios de classificação dos materiais constituintes do lixo urbano

Outra dificuldade encontrada no planejamento da amostragem dos resíduos sólidos urbanos

foi a adoção de critérios para segregação e classificação dos materiais constituintes da massa

de resíduos.

Devido à composição extremamente heterogênea e diversificada do lixo, função de uma série

de variáveis sócio-econômicas, temporais e sazonais, particulares de cada região, não existe

um consenso geral entre os pesquisadores ou uma regra geral previamente estabelecida na

definição dos critérios classificatórios, cabendo a cada um a identificação dos critérios

prioritários, sejam eles referentes à natureza dos materiais, tratabilidade ou mesmo ao valor

econômico agregado – por exemplo, a possibilidade ou não da reciclagem ou recuperação dos

resíduos.

BARROS (1998) apontou possíveis critérios para classificação dos resíduos, entre os quais

pode-se citar aqueles referentes à origem (domiciliar, comercial, público), tratabilidade

(biodegradável, descartável, reciclável), biodegradabilidade (facilmente, dificilmente ou não

degradável) e reatividade (inerte, orgânico, reativo).

Entretanto, a inexistência de uma abordagem única e amplamente aceita, que satisfaça o rigor

técnico-científico, dificulta um entendimento mais amplo das características físico-químicas e

biológicas dos resíduos sólidos urbanos e, conseqüentemente, a construção de modelos

teóricos capazes de explicar os fenômenos de estabilização dos materiais potencialmente

biodegradáveis.

GOMES (1989) discursou acerca da falta de apresentação franca das metodologias de

amostragem empregadas para determinação da composição física dos resíduos sólidos,

apontando tal problema como um grande empecilho à realização de pesquisas futuras na área.

O autor alerta ainda para a necessidade de uma maior normatização neste campo de estudo.

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CASTILHOS JÚNIOR apud PINTO (2000b) ressaltou que a variedade e a complexidade dos

resíduos sólidos são uma questão delicada do ponto de vista experimental, devido à

dificuldade em se reproduzir os experimentos quando se utiliza, como substrato, pequenas

quantidades de resíduos. Além disso, a sua aplicação fica limitada para estudos em diferentes

locais e momentos.

Havia duas possibilidades a serem consideradas: a relação de materiais apresentada na

literatura especializada ou a identificação dos principais materiais constituintes do lixo urbano

de Belo Horizonte em trabalhos de caracterização física preliminares, antes do início do

experimento.

Por não se encontrarem disponíveis dados atualizados e confiáveis na região de interesse do

estudo, uma vez que o estudo mais recente (MERCEDES, 1997) reportava-se a um trabalho

desenvolvido entre maio de 1995 a maio de 1996 pela extinta autarquia SLU

(Superintendência de Limpeza Urbana), optou-se pela realização de estudos prévios de

determinação da composição gravimétrica dos resíduos sólidos urbanos de Belo Horizonte.

Assim, em dezembro de 2000 e abril de 2001, foram amostrados os resíduos sólidos urbanos

coletados nas regionais de limpeza publica noroeste e nordeste, respectivamente. Os

resultados e conclusões concernentes a ambos os trabalhos foram descritos por COSTA et al.

(2001), e se mostraram de fundamental importância na elaboração de uma proposta de

classificação dos resíduos sólidos urbanos de Belo Horizonte, quando da determinação da

composição gravimétrica dos resíduos sólidos confinados nos reatores anaeróbios.

Finalmente, a partir da revisão bibliográfica e, principalmente, destes trabalhos preliminares

de caracterização, decidiu-se pelo critério de classificação apresentado na Tabela 4.1,

elaborando-se planilhas para o registro da pesagem. Assim, cada material foi classificado

como “excluído”, “não identificável” ou “identificável”, sendo este último subdividido em

três grandes grupos: “rapidamente biodegradável” (grupo I), “lentamente biodegradável”

(grupo II) e “inerte ou pouco biodegradável” (grupo III).

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Tabela 4.1: Critérios adotados para caracterização dos resíduos sólidos urbanos. Definição Grupo Categoria Exemplos

Vidro Embalagens, espelho, superfícies vítreas Metal ferroso Arames, peças, lâminas Metal não ferroso Embalagens de alumínio, fios de cobre Plástico fino Sacos plásticos Plástico duro Garrafas, tampas e embalagens plásticas PET Garrafas de refrigerante Entulho Entulhos da construção civil, pedras

GRUPO III

Inertes ou Pouco

Biodegradáveis

Outros (1)

Material de higiene pessoal (fraldas descartáveis, absorventes), palhas de aço, parafinas, drogas farmacêuticas, látex (borrachas, preservativos, películas), peças de couro e derivados de petróleo (isopor, espumas)

Papel reciclável Papel de escritório, jornais, revistas Papel não reciclável Embalagens de alimentos, papel higiênico Papelão Embalagens de papelão Tetra Pak Embalagens de sucos e leite Tecidos Roupas, trapos

GRUPO II

Lentamente Biodegradáveis

Madeira Peças de madeira, mobílias Matéria Orgânica Putrescível

Restos de alimento, tecido animal morto

Podas Folhas, galhos, restos da capina

Identificável

GRUPO I Rapidamente

Biodegradáveis Ossos Ossos de animais Não

Identificável Material Particulado de Difícil Identificação

Material orgânico e inertes úmidos e miúdos, grãos de solo, todos intimamente misturados.

Material hospitalar Seringas, restos de operação Excluído (2)

Material condenável (3) Pneus, pilhas, baterias (1) – Todo material não excluído, identificado, não passível de classificação nas demais categorias (2) – Material segregado da massa de resíduos, descartados antes da determinação de seu peso úmido (3) – Material cuja destinação ao aterro sanitário acredita-se tecnicamente inadequada ou condenável por força da legislação ambiental

4.1.4. Definição do volume das amostras

A definição do volume de amostra necessária à determinação da composição gravimétrica da

massa total de resíduos amostrados fez-se segundo TCHOBANOGLOUS (1993), o qual

considerou a carga total de um caminhão, em um dia típico de coleta, uma amostra

representativa do lixo urbano residencial. O mesmo autor citou ainda outros estudos nos quais

aferiram-se variações pouco significativas entre amostras de 90 kg a 770 kg (200 a 1700

libras). Assim, devido à dificuldade em se pesar os resíduos no local de amostragem – pátio

de triagem e compostagem do aterro sanitário de Belo Horizonte – e, estimando-se o peso

específico médio do lixo não compactado em torno de 200 kg/m3, procurou-se preencher

plenamente o volume correspondente a cinco tambores metálicos de 100 litros cada.

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Por sua vez, devido às condições operacionais relativas aos equipamentos, tempo e mão-de-

obra disponíveis, definiu-se um volume de preenchimento diário, por reator, de cerca de 40 kg

(2 tambores metálicos de 100 litros), ou seja, um volume diário correspondente a 360 kg (18

tambores metálicos de 100 litros). Desta forma, planejou-se a amostragem de um volume

diário total de 460 kg de lixo urbano, sendo 360 kg para preenchimento simultâneo dos nove

reatores de RSU e 100 kg para determinação da composição gravimétrica.

Diante da impossibilidade de se determinar a variação do peso durante os procedimentos de

amostragem, estimou-se um volume inicial da ordem de 7 a 9 toneladas e a redução da massa

de resíduos pela metade após cada quarteamento. A Figura 4.4 apresenta o esquema geral de

amostragem e caracterização física dos resíduos sólidos urbanos utilizados para o

preenchimento dos reatores anaeróbios.

Figura 4.4: Esquema diário de trabalho para amostragem, determinação da composição gravimétrica e preenchimento dos reatores.

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DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

4.1.5. Composição da equipe de trabalho

Nos trabalhos anteriores de amostragem e caracterização dos resíduos da regional noroeste e

nordeste, devido à natural rejeição ao manuseio dos materiais presentes na massa de resíduos,

verificou-se uma grande dificuldade em se compor uma equipe apta ao cumprimento das

atividades planejadas. Os funcionários da SMLU mostraram-se descontentes com as tarefas

propostas e, nas duas oportunidades, após pouco tempo iniciada a segregação dos materiais, o

rendimento do trabalho já era insatisfatório e incompatível com o tempo disponível.

Tal fato motivou a contratação de pessoal junto à Associação dos Catadores de Papel e

Materiais Recicláveis de Belo Horizonte (ASMARE). A equipe ASMARE, em sua totalidade

de mulheres, já afeitas ao trabalho árduo e minucioso de segregação de diversos materiais no

lixo, conseguiu cumprir com eficiência as tarefas designadas.

A equipe ASMARE foi dividida em duas frentes de atividades. Na primeira frente, após a

segregação mecanizada da massa de resíduos, ainda pela manhã, juntamente com a equipe

UFMG (2 mestrandos e 1 doutoranda), 2 contratadas ajudavam no preenchimento dos 23

tambores metálicos de 100 litros para transporte até o laboratório (Figuras 4.12 e 4.26).

A segunda frente da ASMARE, por sua vez, contava com o auxílio de mais 3 contratadas que,

juntamente com as outras 2 da 1a frente e, sob a orientação da doutoranda Ilka Soares Cintra,

faziam a identificação, segregação e pesagem dos materiais contidos em 5 tambores

aleatoriamente escolhidos. À tarde, após o término desta atividade, as equipes UFMG e

ASMARE trabalhavam conjuntamente no preenchimento dos reatores anaeróbios, com o

despejo do conteúdo dos 18 tambores restantes (2 tambores por reator).

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4.2. Amostragem dos resíduos sólidos urbanos de Belo Horizonte no aterro sanitário municipal Em maio de 2001, iniciaram-se os procedimentos de amostragem do lixo urbano de Belo

Horizonte, objetivando-se o preenchimento dos reatores anaeróbios. A amostragem dos

resíduos repetiu-se por nove dias, em duas semanas consecutivas: de 7 a 11/05/2001 e de 14 a

17/05/2001.

Em cada dia, foi amostrado o lixo urbano coletado em uma regional diferente, abrangendo-se,

assim, todas as regionais do município à exceção da regional centro. As Figuras 4.5 e 4.6

apresentam o mapa do município de Belo Horizonte com a identificação das regionais de

limpeza pública e dos distritos amostrados, respectivamente.

Figura 4.5: Identificação das regionais de limpeza pública de Belo Horizonte

Figura 4.6: Identificação dos distritos amostrados durante o preenchimento dos reatores.

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As amostras foram obtidas com seguidas etapas de espalhamento, quarteamento, descarte dos

quartos vis a vis e homogeneização da metade restante, até a obtenção de uma massa final de

aproximadamente 460 kg, necessária ao preenchimento dos reatores e caracterização dos

resíduos.

Assim, registrava-se, diariamente, pela manhã, os dados relativos ao caminhão de coleta –

tipo, procedência, carga – e às condições climáticas, como recomendado por alguns autores,

entre os quais LIMA (1988), que sugerem o registro da umidade relativa do ar e da

temperatura ambiente no dia da amostragem. A Tabela 4.2 apresenta os dados relativos aos

dias de amostragem dos resíduos.

Tabela 4.2: Dados relativos às condições climáticas e ao caminhão de coleta, nos dias de amostragem dos resíduos sólidos urbanos de Belo Horizonte. LIBÂNIO (2002)

Dia Segunda Terça Quarta Quinta Sexta Data 7/5/2001 8/5/2001 9/5/2001 10/5/2001 11/5/2001

Tempo Ensolarado Ensolarado Ensolarado Ensolarado Ensolarado Temperatura1 (oC) 20.3 20.1 22.3 23.5 23.2

Umidade1 (%) 50 57 50 48 57 Tipo Empreiteira Empreiteira SLU Empreiteira SLU Placa JZZ 8296 JJZ 8236 GMM 3250 CXA 0138 HMM 0605

Regional Oeste Barreiro Noroeste Pampulha Leste Distrito O13A B9B NO22A P3B L12A

Peso Bruto 16000 15720 15580 17380 12720 Peso Líquido 6760 6320 6080 7040 4420

Dia Segunda Terça Quarta Quinta

Data 14/5/2001 15/5/2001 16/5/2001 17/5/2001 Tempo Ensolarado Nublado Nublado Nublado

Temperatura1 (oC) 20.6 19.5 18.9 17.7 Umidade1 (%) 71 73 76 87

Tipo Empreiteira Empreiteira Empreiteira Empreiteira Placa CDL 6167 JJZ 8326 CDL 8481 CDL 6980

Regional Venda Nova Sul Nordeste Norte Distrito V10A SXD NE19A N5B

Peso Bruto 18040 15980 17060 15900 Peso Líquido 8220 6660 7220 6160

(1) - Fonte: Seção de Observação e Meteorologia Aplicada do 5o Distrito do INMET

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Como se pode observar nas fotos das Figuras 4.7 e 4.8, o grande volume inicial de resíduos,

descarregados diariamente no pátio de triagem e compostagem do aterro sanitário, exigiu o

emprego de uma pá mecânica durante os procedimentos de amostragem.

Figura 4.7: Descarregamento do lixo urbano Figura 4.8: Volume inicial amostrado

Figura 4.9: Quarteamento com pá mecânica Figura 4.10: Vista dos quartos vis a vis.

Como descrito anteriormente, utilizando-se a pá mecânica, realizaram-se , por 4 vezes, etapas

consecutivas de espalhamento e mistura dos resíduos (homogeneização da amostra),

quarteamento e descarte dos quartos vis a vis, até a obtenção de uma massa de

aproximadamente 460 kg.

Então, ao final desta rotina, ainda pela manhã, preenchiam-se os 23 tambores metálicos (100

litros cada) com o volume final amostrado (Figura 4.10). Deve-se ressaltar que grande parte

do lixo se encontrava envolta por sacos plásticos, os quais foram rasgados um a um,

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despejando-se seu conteúdo no interior dos tambores metálicos. Tal preocupação justifica-se

pelo volume limitado de resíduos confinados no interior dos reatores, os quais poderiam não

ser efetivamente degradados, caso isolados da massa de lixo pela película plástica. Além

disto, não se poderia alegar uma distorção da realidade do aterramento dos resíduos, uma vez

que, em escala real, grande parte dos sacos plásticos é destruída durante as operações na

frente de serviço.

Figura 4.11: Identificação dos tambores. Figura 4.12: Equipe da UFMG e ASMARE

Finalmente, efetuava-se o transporte dos tambores metálicos, devidamente envoltos por lona

plástica, até o local do experimento, em um caminhão tipo “carroceria” cedido pela Secretaria

Municipal de Limpeza Pública de Belo Horizonte (SMLU), instituição parceira na pesquisa

(Figura 4.13).

Figura 4.13: Caminhão “carroceria” utilizado no transporte dos tambores metálicos

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4.3. Preenchimento dos Reatores Anaeróbios com os Resíduos Sólidos Urbanos Amostrados

O preenchimento dos reatores anaeróbios se deu simultaneamente, procurando-se, assim,

evitar uma desigual distribuição das frações constituintes do lixo urbano entre os reatores e

entre as linhas de operação. Tal preocupação se justifica dada a grande variabilidade das

características do lixo urbano em função de diversos fatores, como os reportados por

BARROS (1998) e outros. Entre estes fatores, destacam-se neste trabalho aqueles referentes à

condição sócio-econômica do local de geração dos resíduos e às variações temporais (dia da

semana), descritas nos itens 4.1.2 e 4.1.3.

Conforme o plano de amostragem descrito no item 4.1, registravam-se os pesos e o destino de

cada um dos 18 tambores metálicos, ou seja, em qual reator o conteúdo do tambor seria

despejado. Desta forma, ao final de cada dia, podia-se calcular com precisão a massa total de

resíduos já confinada em cada reator. A Tabela 4.3 apresenta os pesos diários adicionados nos

reatores anaeróbios de interesse neste estudo.

Tabela 4.3: Evolução do preenchimento dos reatores anaeróbios. DIA DA REATORES ANAERÓBIOS

SEMANA DATA

R1 R2 R3 R7 R8 R9

Segunda 7/5/2001 45,06 70,66 15,46 19,82 21,76 24,34

Terça 8/5/2001 23,96 38,26 60,62 55,58 65,14 38,24

Quarta 9/5/2001 20,52 42,38 36,70 21,74 22,20 45,46

Quinta 10/5/2001 20,14 28,36 46,92 17,28 12,00 35,72

Sexta 11/5/2001 51,30 45,78 14,52 23,58 25,26 23,82

Segunda 14/5/2001 50,42 46,14 48,60 46,50 57,92 46,98

Terça 15/5/2001 36,04 34,96 39,62 37,70 35,26 36,34

Quarta 16/5/2001 56,20 32,08 36,58 40,22 32,30 21,32

Quinta 17/5/2001 65,04 19,38 26,10 84,54 74,50 64,22

PESO TOTAL (kg) 368,68 358,00 325,12 346,96 346,34 336,44

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Diariamente, na manhã seguinte ao despejo dos

resíduos, enquanto se realizava uma nova amostragem,

dois operários contratados realizavam a compactação

manual dos resíduos despejados no interior dos

reatores no dia anterior, desferindo golpes com um

soquete de haste longa em toda a superfície exposta de

cada reator.

Figura 4.14: Compactação manual dos resíduos

4.4. Preenchimento dos Reatores Anaeróbios com Chorume de Aterro

Sanitário Após o término da amostragem e caracterização dos resíduos sólidos urbanos, procedeu-se,

então, em cada reator, à inserção de 200 litros de chorume proveniente da célula AC-05 do

aterro sanitário de Belo Horizonte. O aterro municipal da BR-040 teve suas operações

iniciadas em 1972 e, desde 1996, vem se praticando a recirculação do chorume produzido,

objetivando-se o tratamento dos resíduos sólidos confinados.

Figura 4.15: Frente de aterramento do lixo urbano na célula AC-05 (maio/2001).

Figura 4.16: Impermeabilização da área ainda não ocupada pela célula AC-05 (maio/2001).

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A célula AC-05 é a mais recente do aterro sanitário municipal, tendo sua operação iniciada

em dezembro de 2000 e, portanto, quando da amostragem do chorume, os resíduos sólidos

urbanos encontravam-se confinados há apenas 6 meses, ou seja, em fase inicial de

degradação. Ademais, a célula AC-05 corresponde à última frente de aterramento do lixo

urbano do aterro municipal da BR-040, uma vez que o encerramento de sua operação está

previsto para o final de 2004.

A idéia inicial era de se coletar os líquidos lixiviados e drenados em células antigas do aterro,

nas quais a estabilização da fração biodegradável do lixo urbano encontrar-se-ia em estágio

avançado, com a presença de uma comunidade microbiana já bem adaptada à toxicidade e às

outras condições ambientais adversas e, conseqüentemente, capaz de utilizar prontamente o

substrato disponível na síntese celular. Adicionalmente, tal idéia estaria em conformidade

com os preceitos da técnica de recirculação do chorume, segundo a qual uma célula recente,

ainda com baixo teor de umidade, recebe o chorume de uma região mais antiga do aterro, por

vezes saturada, com a acumulação do lixiviado em “bolsões” e afloramento da manta líquida.

Entretanto, a escolha pela amostragem do chorume em uma célula nova do aterro se impôs

pela razão de que as demais células do aterro sanitário municipal já haviam recebido chorume

inoculado, seja pelo bombeamento de parte dos líquidos drenados das diversas células e

acumulados em tanques, seja pela possibilidade de infiltração sub-superficial da manta líquida

entre células adjacentes. Tal fato se tornou um empecilho devido à impossibilidade de total

conhecimento das características físico-químicas do inóculo adicionado ao chorume

recirculado. Este inóculo utilizado é um “segredo comercial” da empresa contratada pela

Prefeitura Municipal, co-responsável pelo gerenciamento das operações de tratamento e

disposição final do lixo urbano de Belo Horizonte.

Assim, em maio de 2001, realizou-se a coleta do chorume da célula AC-05 através do

bombeamento de aproximadamente 1800 litros do poço piezométrico PLQ-5 (Figura 4.17). O

chorume bombeado era coletado em um recipiente de “boca larga” e, então, transferido com

auxílio de um funil para uma bombona plástica de 50 litros (Figuras 4.18 e 4.19).

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Figura 4.17: Poço PLQ-5. Figura 4.18: Coleta do chorume bombeado do poço PLQ-5.

Após o preenchimento das 20 bombonas disponíveis, as mesmas foram transportadas até o

local do experimento por um caminhão tipo “carroceria” cedido pelo Departamento de

Serviços Gerais da UFMG (Figura 4.20). Este procedimento repetiu-se por mais uma vez, na

semana seguinte. O chorume amostrado foi inserido até saturação de toda a massa de resíduos

confinados nos reatores experimentais.

Figura 4.19: Transferência do chorume para bombonas

Figura 4.20: Transporte das bombonas plásticas de 50 litros em caminhão tipo “carroceria”.

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4.5. Preparação das amostras dos RSU para as análises laboratoriais

Após a identificação e pesagem das diversas categorias listadas na Tabela 4.1, determinando-

se a composição gravimétrica do lixo urbano amostrado, aquelas pertencentes ao Grupo III,

ou seja, correspondentes à fração inerte ou pouco biodegradável, eram descartadas.

Por sua vez, os materiais denominados “excluídos” eram segregados da massa de resíduos já

durante o preenchimento dos tambores e, eventualmente, na determinação da composição

gravimétrica, caso algum fosse encontrado por mera inspeção visual, sem nenhum registro da

quantidade ou peso dos mesmos.

O restante da massa de resíduos, já identificados, segregados e pesados, correspondentes

àqueles classificados como “material particulado não identificável”, “rapidamente

biodegradável” (Grupo I) ou “lentamente biodegradável” (Grupo II), eram encaminhados para

uma nova série de procedimentos de quarteamento e homogeneização consecutivos, até a

obtenção de uma amostra de aproximadamente 2 kg para determinação de parâmetros físico-

químicos.

Esta amostra era, então, dividida em duas outras, dispostas em duas bandejas de alumínio.

Posteriormente, ainda ao final dos dias de preenchimento, colocavam-se as bandejas de

alumínio com as amostras já devidamente pesadas no interior de uma estufa (Estufa FANEM

Modelo 315/2), deixando-as por um período inicial de 24 horas (65oC) e, por fim, mais 4

horas de desidratação (105oC).

Uma vez já secas, as amostras foram, primeiramente, trituradas em um moinho de faca

pertencente ao Laboratório de Operações Unitárias do Departamento de Engenharia Química

da UFMG (Figura 4.21), e em seguida, conservadas à baixa temperatura, em sacos plásticos

hermeticamente vedados, no interior de um refrigerador (Figura 4.22).

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DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

Figura 4.21: Vista do moinho de faca. Figura 4.22: Amostras secas e trituradas em sacos plásticos hermeticamente vedados.

Entretanto, observou-se que o processo de moagem no moinho de faca não foi suficiente para

obtenção de uma amostra com granulometria máxima inferior a 100 mesh, ideal para sua

utilização na determinação do teor de metais. Sendo assim, as amostras sofreram novamente

uma moagem, desta vez, num moinho de bolas do DESA/UFMG (Figura 4.23).

A cada ciclo de trituração, os grãos das amostras eram segregados em um conjunto de

peneiras vibratórias (Pavitest Contenco), retornando-se ao moinho de bolas (Pulverisette 5

Fritsch) aqueles de granulometria superior a 100 mesh (Figuras 4.24).

Finalmente, após a obtenção de uma granulometria máxima inferior ao limite estabelecido,

preservou-se as amostras, conservando-as em tubos de ensaio, à baixa temperatura.

Figura 4.23: Vista do moinho de bola. Figura 4.24: Vista da peneira vibratória.

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DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

4.6. Caracterização físico-química dos resíduos sólidos urbanos

4.6.1. Determinação da composição gravimétrica

A determinação da composição gravimétrica do lixo urbano de Belo Horizonte se deu

segundo a classificação apresentada na Tabela 4.1 (item 4.1.3), durante os nove dias de

amostragem dos resíduos para preenchimento dos reatores anaeróbios, simulando células de

um aterro sanitário.

Simultaneamente ao preenchimento, foram caracterizados aproximadamente 100 kg de lixo,

dos 460 kg amostrados diariamente, determinando-se, após a segregação manual e pesagem

dos mesmos em balança de prato digital (Figuras 4.25 e 4.26), a porcentagem em peso úmido

de seus diversos componentes.

Figura 4.25: Segregação manual dos diversos componentes do lixo pela equipe ASMARE.

Figura 4.26: Pesagem dos tambores ao chegarem ao galpão para triagem e segregação

4.6.2. Determinação do teor de umidade

Como descrito anteriormente, ao final de cada um dos dias de amostragem e preenchimento,

obtinham-se 2 amostras representativas (aproximadamente 1 kg cada) do conjunto daqueles

materiais considerados “potencialmente biodegradáveis”, ou seja, “material particulado” e dos

Grupos I e II.

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DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

Estas amostras eram dispostas em bandejas de alumínio, pesadas e, por fim, mantidas no

interior de uma estufa por um período de 24 horas à temperatura de 65oC. Durante este tempo,

as amostras eram reviradas, buscando-se uma desidratação por igual em toda a amostra.

Seguia-se, então, a 1a determinação do peso seco, um novo período de desidratação (105oC, 4

horas) e, finalmente, a última pesagem. A Figura 4.27 ilustra os procedimentos descritos.

Figura 4.27: Esquema de determinação do teor de umidade nas amostras de RSU.

4.6.3. Determinação do teor de metais

As amostras já devidamente preparadas – desidratadas, trituradas, peneiradas e conservadas à

baixa temperatura – foram digeridas através do ataque com ácidos nítrico e sulfúrico

concentrado (3030 G), com aquecimento em banho-maria, no interior de uma capela para

exaustão de gases tóxicos. Em seguida, os teores de metais pesados foram determinados por

espectrofotometria de absorção atômica, através da técnica da emissão por chama (método

3111 B), descrito no Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater

(AWWA/APHA/WEF,1998).

Após a digestão, as soluções eram filtradas em papel de filtro e recolhidas em um balão

volumétrico. Finalmente, para a determinação de alguns “analitos”, faziam-se diluições da

solução inicial de forma que, como observado em estudo preliminar (OSÓRIO NETO et al.,

2001), era possível determinar suas concentrações na faixa ideal de leitura do aparelho

(Perkin-Elmer 3300).

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Figura 4.28: Frascos plásticos contendo soluções diluídas e concentradas de amostras já digeridas e filtradas.

Figura 4.29: Detalhe do espectrofotômetro de absorção atômica.

4.6.4. Determinação dos teores de carbono, hidrogênio e nitrogênio

Na impossibilidade da realização destas análises no DESA/UFMG, as mesmas amostras

utilizadas na determinação do teor de metais foram encaminhadas à Fundação Centro

Tecnológico de Minas Gerais (CETEC) para determinação das concentrações de carbono,

nitrogênio e hidrogênio, através da análise instrumental.

Semelhantemente ao realizado nas análises de metais, foram investigadas as amostras

correspondentes a cada um dos dias de amostragem e mais outras quatro correspondentes à

mistura de todos estes dias.

4.6.5. Determinação do teor de sólidos voláteis

As amostras já preparadas, utilizadas na determinação do teor de umidade, metais pesados e

na análise instrumental das concentrações de carbono, hidrogênio e nitrogênio, foram

submetidas à calcinação em mufla (550oC, 2h, cadinhos destampados) e resfriamento em

dessecador (60 min). Deve-se ressaltar que as amostras não foram pré-calcinadas (bico de gás,

10 a 15 minutos, 550oC) como recomendado por EGREJA (1996), o qual relata a importância

da pré-calcinação e aponta discrepância nos teores de sólidos voláteis obtidos em experiências

com e sem este procedimento.

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DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

4.7. Aparato Experimental

Primeiramente, deve-se destacar que, como mencionado anteriormente, este estudo compõe

um projeto de pesquisa maior, que objetiva avaliar a influência da recirculação do chorume,

inoculado ou não, na degradação dos resíduos sólidos urbanos.

Neste projeto maior, foram instalados 9 reatores experimentais no Laboratório de Instalações

Piloto (LIP) do DESA/UFMG (Figura 4.30), subdivididos em três conjuntos, com três

reatores por conjunto – experimento em triplicata, buscando-se reduzir a interferência devido

à heterogeneidade dos resíduos sólidos urbanos – correspondentes a condições de operação

distintas:

linha 1 (vermelha): aterramento convencional dos resíduos, sem recirculação de chorume;

linha 2 (verde): aterramento dos resíduos com recirculação de chorume não inoculado;

linha 3 (azul): aterramento dos resíduos com recirculação de chorume inoculado.

Desta forma, somente as linhas de operação 1 e 3, correspondentes ao tratamento

convencional e ao “sistema integrado” de tratamento do chorume e dos RSU,

respectivamente, serão de interesse desta dissertação.

Figura 4.30: Vista geral do aparato experimental utilizado na pesquisa.

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DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

Cada reator foi composto por uma coluna de fibra de vidro de 2,50 m de altura útil e diâmetro

interno de 60 cm, perfazendo um volume de aproximadamente 700 litros. Os reatores são

equipados com 2 piezômetros correspondentes a mangueiras plásticas tipo cristal, dispositivos

de coleta dos líquidos e gases, recirculação e distribuição do chorume no seu topo, conforme

observado na Figura 4.31. Ao final de seu preenchimento, as células foram hermeticamente

fechadas com a colocação do flange superior e vedação com anel de borracha, garantido-se a

condição de anaerobiose no interior destes reatores.

O dispositivo de coleta do chorume foi basicamen

gnaisse no fundo dos reatores, seguido de registro e

foram introduzidas as mangueiras de sucção das

recirculação do chorume e alimentação do reator UA

registro para amostragem do chorume drenado em am

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Figura 4.31: Esquema dos reatores experimentais de digestão dos resíduos sólidos urbanos.

te composto por um dreno de brita de

tubos de PVC. No trecho de tubo vertical

bombas peristálticas, responsáveis pela

SB. Neste tubo vertical, conectou-se um

bas as linhas operacionais (Figura 4.32).

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

Figura 4.32: Dispositivos de amostragem do chorume drenado nos reatores de RSU

Figura 4.33: Vista do topo dos reatores de RSU. Detalhe do sifão e do dispositivo de coleta do biogás.

Na linha 3, o efluente do reator UASB, após passar pela caixa de mistura e distribuição,

retornava por gravidade aos digestores, passando primeiramente por um sifão que não permite

a perda do biogás através do conduto de recirculação. O chorume recirculado, era lançado em

uma camada superior de brita, objetivando-se uma melhor distribuição do fluxo pelo digestor.

Por sua vez, os gases gerados nos reatores de RSU e reator UASB eram coletados em

mangueiras plásticas tipo cristal de ½” (Figura 4.33), e conduzidos até seus respectivos

frascos lavadores. Após vencida a coluna d’água no interior dos mesmos, os volumes de

biogás são armazenados e periodicamente determinados em gasômetros (Figura 4.34).

Figura 4.34: Sistema de coleta, amostragem e medição do biogás, e bombas peristálticas para recirculação do chorume.

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DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

Na linha de operação com recirculação de chorume inoculado (linha 3), objetivando-se a

produção de inóculo a partir do próprio sistema, sem a introdução de nenhum fator externo,

substância exógena, implantou-se um reator UASB (Figuras 4.35 a 4.37), confeccionado em

tubos de PVC e com volume útil de aproximadamente 30 litros, inoculado inicialmente com

lodo biológico granulado de outro reator UASB tratando águas residuárias.

Figura 4.35: Configuração geral do reator UASB. Figura 4.36: Dispositivo de entrada do reator UASB.

A configuração da câmara de digestão, composta de dois trechos consecutivos de mesmo

comprimento mas com diferentes diâmetros – 54,6 mm (tubo de PVC DN 50) e 100 mm (tubo

de PVC DN 100), respectivamente – permitiu atender simultaneamente os requisitos

operacionais relativos ao tempo de detenção hidráulica (TDH) e velocidade ascensional do

fluxo, dentro das limitações de espaço físico existentes no laboratório.

Considerando-se a pequena vazão afluente na partida do reator UASB, caso fosse adotada a

menor bitola em toda sua extensão, a altura necessária para atendimento de um TDH mínimo

– TDH > 4,8 horas, usualmente 8 < TDH < 10 horas no tratamento de esgotos domésticos, a

20oC (CHERNICHARO, 1997) – seria incompatível com o pé direito disponível. Por outro

lado, se a câmara de digestão fosse projetada como um trecho contínuo de bitola maior, a

velocidade ascensional do fluxo seria muito menor que os valores preconizados na literatura –

0,5 < U < 0,7 m/h para 5 < COV < 6 kgDQO/m3.dia (CHERNICHARO, 1997) – e,

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DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

conseqüentemente, não propiciaria um mistura adequada entre a biomassa em suspensão

(manta de lodo) e o substrato orgânico afluente.

Desta forma, projetou-se a câmara de digestão do reator UASB com um trecho inicial de

menor diâmetro, propiciando-se um maior grau de mistura na entrada do reator, região na

qual, devido à existência de uma atividade biológica mais intensa, grande parte da matéria

orgânica afluente é prontamente consumida (CALLADO et al., 1997). O trecho consecutivo,

de maior diâmetro, serviria basicamente para abrigar a biomassa “reserva”, responsável por

conferir ao reator uma maior resistência à inibição (LEWANDOUSKI, 1986 apud

CALLADO et al., 1997), não sendo necessário, então, o mesmo grau de mistura anterior.

Procurou-se desenvolver, no interior do reator UASB, uma biomassa apta à degradação ativa

do substrato orgânico presente no efluente dos digestores (reatores de RSU). Caso não

houvesse o descarte periódico do lodo biológico excedente produzido, as células bacterianas

se perderiam no efluente tratado do reator UASB, implicando em uma inoculação “não

controlada” da digestão dos reatores de RSU. Entretanto, se fosse adotado o procedimento de

inoculação “controlada”, a caixa de mistura e distribuição do efluente tratado do reator UASB

(Figura 4.38) serviria, também, para a adição do inóculo.

Figura 4.37: Vista do compartimento de decantação do reator UASB, bomba de dosagem de solução tampão, e caixa de distribuição do chorume tratado.

Figura 4.38: Detalhe da caixa de distribuição e mistura do chorume tratado em reator UASB.

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Ademais, em vista da necessidade de correção do pH do chorume afluente ao reator UASB,

favorecendo-se a atividade metanogênica e, conseqüentemente, evitando-se o acúmulo de

ácidos orgânicos voláteis e o “azedamento” do sistema, instalou-se uma linha de dosagem de

solução tampão de hidróxido de sódio junto à linha de alimentação do reator UASB,

controlada por uma bomba peristáltica de baixa rotação (Figura 4.37).

Finalmente, a Figura 4.39 apresenta um fluxograma completo do experimento, com a

recirculação contínua do chorume entre os reatores anaeróbios de resíduos sólidos urbanos e o

reator UASB (linha 3), e a coleta, medição e descarte do biogás (linhas 1 e 3).

Figura 4.39: Fluxograma das duas linhas operacionais do experimento contempladas neste estudo.

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4.8. Operação do sistema

Na linha de tratamento convencional dos resíduos sólidos urbanos (linha 1), à exceção do

reator experimental R3, que não recebeu nenhum chorume da célula AC-05 do aterro sanitário

de Belo Horizonte (item 4.4), os procedimentos operacionais se restringiram à amostragem

semanal do chorume e do biogás através dispositivos de coleta próprios (Figuras 4.32 e 4.34).

A opção de não preencher o reator R3 com chorume se deu pela consideração de que seria

interessante e necessário avaliar a digestão anaeróbia dos RSU sob tais condições, ou seja,

sem nenhuma inoculação. O reator R3 poderia receber, posteriormente, volumes de água de

chuva correspondentes aos dados estatísticos de precipitação pluviométrica no município de

Belo Horizonte, reproduzindo-se as condições reais de campo.

Por sua vez, a operação da linha de tratamento integrado dos RSU e do chorume (linha 1) foi

mais complexa, envolvendo a manutenção periódica dos equipamentos e dispositivos de

recirculação do chorume, bem como o acompanhamento constante e intervenções periódicas

nas condições hidráulicas de operação do reator UASB.

Além disto, devido ao baixo pH do chorume, após os 100 primeiros dias de monitoramento,

deu-se início aos procedimentos de correção do pH afluente ao reator UASB, através da

injeção de solução de hidróxido de sódio na linha alimentação do reator UASB, controlada

por uma bomba peristáltica de baixa rotação (Figura 4.37). A dosagem requerida para

correção do pH do chorume – fornecimento de alcalinidade bicarbonato – foi determinada

num experimento de bancada, adicionando-se volumes de solução de NaOH com

concentração conhecida, até a elevação do pH em valores adequados à metanogênese (entre

6,5 e 7,5).

Assim, considerando a vazão de recirculação aplicada aos reatores de RSU e os

procedimentos de correção do pH do chorume afluente ao reator UASB, pode-se identificar 4

fases de operação na linha 3. A Tabela 4.4 lista estas diferentes fases de operação do sistema

integrado, apresentando os principais parâmetros operacionais.

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Tabela 4.4: Identificação das fases de operação do sistema integrado (linha 3).

Fase Período Duração Vazão de recirculação(1) DQOCHORUME

(2) Vazão de adição solução NaOH

Concentração solução NaOH

(dias) (L/d) (gDQO/L) (L/d) (gNaOH/L)

1 12/7/2001

a 20/10/2001

100 3 41,75 - -

2 21/10/2001

a 10/11/2001

20 3 48,58 0,3 0,02

3 11/11/2001

a 31/11/2001

20 6 31,13 0,3 0,04

4 1/12/2001

a 20/12/2001

20 36 8,52 - -

Total 160 (1) – Vazão conjunta dos reatores R7,R8 e R9, afluente ao reator UASB (2) – Concentração de DQO filtrada média, nos respectivos períodos de operação (item 5.2.1)

Por sua vez, o reator UASB também foi submetido a diferentes condições de operação, as

quais podem ser caracterizadas pelos parâmetros hidráulicos listados na Tabela 4.5.

Tabela 4.5: Parâmetros hidráulicos de operação do reator UASB. Fase Período Duração U(1) COV(2) CB(3) TDH(1)

(dias) (m/h) (gDQO/m3.d ) (gDQO/gSTV.d) (h)

1 12/7/2001

a 20/10/2001

100 0,053 0,016 0,005

4,35 0,08 43,2 145,6 41,6

2 21/10/2001

a 10/11/2001

20 0,107 0,032 0,010

5,06 0,11 43,2 145,6 41,6

3 11/11/2001

a 31/11/2001

20 0,107 0,032 0,010

6,48 0,15 21,6 72,8 20,8

4 1/12/2001

a 20/12/2001

20 0,641 0,191 0,058

10,65 0,23 3,6

12,3 3,5

Total 160 (1) – Valores relativos à câmara de digestão (1o e 2o trechos) e ao compartimento de decantação (2) – Carga orgânica volumétrica calculada considerando-se a DQO filtrada média (Tabela 4.4) (3) – Carga biológica calculada a partir das concentrações STV no perfil de sólidos (item 5.4)

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4.9. Monitoramento do sistema

O monitoramento do sistema se deu através da analise conjunta de parâmetros físico-químicos

de interesse, determinados no chorume drenado dos 6 reatores de RSU (afluente ao reator

UASB na linha 3), efluente tratado do reator UASB (chorume recirculado para os reatores de

RSU), lodo biológico do reator UASB, e no biogás produzido nos 6 reatores de RSU (3 em

cada linha) e no reator UASB.

Os valores determinados serviram para a avaliação comparativa da evolução da digestão

anaeróbia dos resíduos sólidos urbanos confinados nos reatores experimentais – redução da

carga orgânica, produção de sólidos, produção de biogás – e observação das condições

ambientais internas ao experimento em ambas as linhas de operação: sistema ácido/base,

nutrientes e toxicidade.

4.9.1. Inferências analíticas

Em diversas das análises listadas na Tabela 4.6, fez-se necessário algum tipo de modificação

ou cuidado especial, seja através de adaptações de metodologias constantes do Standard

Methods for the Examination of Water and Wastewater (AWWA/APHA/WEF,1998), seja

pela adoção de outros métodos mais adequados à realização destas análises. Estas

preocupações e os procedimentos de preparação das amostras e de análise adotados são

descritos mais detalhadamente no item 4.9.2.

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Tabela 4.6: Relação dos parâmetros físico-químicos de interesse, freqüência das análises, e dos respectivos métodos de preparação de amostras e de determinação de seus valores.

Método(1)Parâmetro Freqüência Preparação Determinação

Chorume drenado nos reatores de RSU pH semanal 4500-H+ B 4500-H+ B Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO5) (2) semanal 5210 B 4500-O B Demanda Química de Oxigênio (DQOtotal e filtrada) semanal 5220 C 5220 C Alcalinidade bicarbornato (AB) (2) semanal Alcalinidade de ácidos voláteis (AAV) (2) semanal Alcalinidade total (AT) (2) semanal Ácidos graxos voláteis (AGV) (2) semanal

método de Buchauer (1998)

Sólidos Totais, Fixos e Voláteis semanal 2540 B e E 2540 B e E Sólidos Suspensos, Fixos e Voláteis semanal 2540 D e E 2540 D e E Nitrogênio Orgânico (2) semanal 4500-Norg B 4500-NH3 C Nitrogênio Amoniacal semanal 4500-NH3 C 4500-NH3 C Fósforo total (2) quinzenal 4500-P B.4 4500-P C Sulfeto (2) quinzenal 4500-S2- B e C 4500-S2- F Cloreto semanal 4500-Cl- C 4500-Cl- C

Lodo Biológico do reator UASB Sólidos Totais, Fixos e Voláteis mensal 2540 B e E 2540 B e E (1) – AWWA/APHA/WEF (1998). (2) – Análise especial, com alguma modificação, ou que não consta da AWWA/APHA/WEF (1998).

4.9.2. Metodologias modificadas

4.9.2.1. Demanda Bioquímica de Oxigênio

Entre os diversos fatores interferentes da análise de DBO de efluentes anaeróbios, talvez o

mais importante e, na maioria das vezes, pouco observado pelos laboratoristas e

pesquisadores, seja a inexistência de uma biomassa aeróbia ativa, capaz de degradar o

substrato orgânico disponível, utilizando o oxigênio dissolvido em seu metabolismo celular.

Esta foi uma das preocupações quando da realização das análises do chorume drenado dos

reatores experimentais, sendo necessário um estudo preliminar, objetivando-se a obtenção de

um inóculo para o teste da DBO.

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O inóculo foi obtido conforme proposto no item 5210B.4d. pela AWWA/APHA/WEF (1998),

e pela FEEMA (1983), através da aeração contínua da mistura de esgoto doméstico com uma

proporção crescente de chorume (Figura 4.40). Os procedimentos para obtenção deste

inóculo, adaptado ao substrato orgânico e à presença de compostos em concentrações tóxicas

no chorume analisado, são detalhadamente descritos por CINTRA et al. (2001a).

Figura 4.40: Recipiente contendo o inóculo para análise de DBO. Aeração contínua do chorume por um soprador.

4.9.2.2. Alcalinidade e ácidos voláteis

A determinação da alcalinidade total, bicarbonato e de ácidos voláteis (negativa), bem como a

concentração total de ácidos graxos voláteis, se deu segundo o método Kapp (BUCHAUER,

1998). O método Kapp consiste da titulação acidimétrica das amostras até 3 valores

específicos de pH e, através da determinação dos volumes correspondentes titulados, obtêm-

se, por meio de equações derivadas de procedimentos interativos, os valores de alcalinidade

(AT, AAV, AB) e ácidos graxos voláteis (AGV).

CAVALCANTI & VAN HAANDEL (2001) fizeram uma comparação entre os métodos

titulométricos de Dilallo, Dilallo Modificado e Kapp, recomendando, por fim, a utilização do

método Kapp para as análises de rotina de controle de processos de digestão anaeróbia e

caracterização de efluentes. Os autores justificaram sua opção pelos seguintes aspectos:

equivalência entre os métodos investigados; capacidade de recuperação significativamente

maior, quando da determinação dos ácidos voláteis; e pela sua maior simplicidade de

execução (sem fervura prévia da amostras).

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4.9.2.3. Nitrogênio Kjeldahl Segundo AWWA/APHA/WEF (1998) os métodos Kjeldahl – macro e semi-micro-kjeldahl –

determinam o nitrogênio no seu estado de valência (–3). A escolha por um dos métodos

consiste basicamente na concentração de nitrogênio orgânico da amostra.

Em função do aparato de destilação disponível – Destilador Büchi K-314 (Figura 4.41) – e da

elevada concentração de nitrogênio orgânico no chorume, bem superior à concentração limite

do método macro-Kjeldahl (100 mg/L), procedeu-se à diluição prévia da amostra na razão

1:5. Tal procedimento permitiu a determinação do nitrogênio orgânico segundo o método

macro-Kjeldahl, sem problemas com a formação de espumas no frasco de destilação.

Figura 4.41: Destilador para análise do nitrogênio amoniacal e orgânico segundo método macro-Kjeldahl.

4.9.2.4. Fósforo

Na determinação do fósforo, realizada através do método colorimétrico do ácido

vanadomolibdofosfórico, fez-se necessário alguns cuidados especiais quanto à preparação das

amostras. Primeiramente, devido à elevada concentração de material orgânico no chorume,

procedeu-se uma diluição da amostra de 10 vezes. O diluído foi submetido à digestão com

ácido sulfúrico e fosfórico, redução do volume (aquecimento em chapa), resfriamento e,

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então, neutralização com adição de NaOH até coloração rosa-claro (indicador fenolftaleína),

todos procedimentos constantes do item 4500-P B.4c. (AWWA/APHA/WEF, 1998).

A modificação do método se deu após tais procedimentos, com a adição de carvão ativado e

agitação por 5 minutos, eliminando-se, assim, a interferência da cor das amostras de chorume.

A preparação das amostras foi concluída com a filtração para remoção do material

particulado, adição de molibdato ao filtrado e, por fim, nova diluição.

4.9.2.5. Sulfeto

Conforme apresentado na Tabela 4.6, após o pré-tratamento para remoção de interferências,

determinou-se a concentração do sulfeto através do método iodométrico. A modificação neste

procedimento refere-se à substituição do reagente bi-iodato, de difícil aquisição, pelo

dicromato de potássio (1/60 N), na preparação da solução padrão de Na2S2O3 (4500-O.C.2e.),

semelhante à utilizada na titulação de amostras para determinação do oxigênio dissolvido.

4.9.3. Análise Instrumental

Tabela 4.7: Relação dos parâmetros físico-químicos de interesse, freqüência das análises, e dos respectivos métodos de preparação de amostras, utilizando-se técnicas de instrumentação por cromatografia líquida, gasosa e espectrofotometria de absorção atômica.

Método Parâmetro Freqüência Preparação Determinação(1)

Chorume drenado nos reatores de RSU Ácidos graxos voláteis (2) semanal MORAES et al. Cromatografía

gasosa

Metais pesados (3) semanal OSÓRIO NETO et al. Espectrofometria de Absorção Atômica

Lodo Biológico do reator UASB

Metais pesados (3) 2 vezes OSÓRIO NETO et al. Espectrofometria de Absorção Atômica

Biogás

Metano e dióxido de carbono quinzenal - Cromatografía gasosa

(1) – AWWA/APHA/WEF (1998) (2) – Ácido acético, butírico, isobutírico, propiônico, valérico e isovalérico. (3) – Fe, Ca, Mg, Mn, Al, Zn, Ni, Cu, Pb, Cd e Cr.

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4.9.3.1. Ácidos Graxos Voláteis Além da determinação da concentração total de ácidos graxos voláteis no chorume drenado

dos reatores de RSU, pelo método titulométrico de Kapp (item 4.9.2.2), foram também

quantificadas, por cromatografia gasosa, as concentrações específicas para algumas espécies:

ácido acético, butírico, isobutírico, propiônico, valérico e isovalérico.

Adotou-se o método da microdestilação proposto por MORAES et al. (2001), que alertaram

para a perda de sensibilidade das análises cromatográficas quando da análise de chorume rico

em ácidos húmicos, devido ao comprometimento do injetor e detector pela impregnação de

material não volátil. A metodologia proposta por MORAES et al. (2001) consiste na análise

cromatográfica de destilados diluídos de soluções artificiais de chorume, extraídos com éter e

contendo ácido crotônico como padrão interno. A destilação das amostras é realizada em um

microdestilador de vidro idealizado por MORAES (Figuras 4.42 e 4.43), para volumes entre

100 mL e 1000mL, posteriormente diluídos para 10,00 mL.

Figura 4.42: Microdestilador de vidro idealizado por MORAES et al. (2001).

Figura 4.43: Microdestilação dos ácidos graxos voláteis (MORAES et al., 2001).

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Após a microdestilação de brancos, padrões e das amostras, realizava-se a extração dos ácidos

em solução etérea, no interior tubos de ensaio semelhantes àqueles utilizados na determinação

da DQO, e a adição do padrão interno (ácido crotônico). Posteriormente, com o auxílio de um

aparelho de ultra-som – Sonorex Super RK 103H (Figura 4.44) –, obtinha-se uma nítida

separação das fases, removendo-se, então, através de uma seringa, a fase orgânica

sobrenadante. A solução etérea contendo os ácidos voláteis era então, finalmente, injetada no

cromatógrafo – Perkin Elmer AutoSystem GC (Figura 4.45) – para determinação das diversas

espécies.

Figura 4.44: Ultra-som para separação das fases orgânica e inorgânica.

Figura 4.45: Cromatógrafo para análise de ácidos graxos voláteis.

4.9.3.2. Metais Pesados

As concentrações de metais pesados no chorume foram aferidas semanalmente por

espectrofotometria de absorção atômica, técnica de chama, através do método de rotina. Os

metais analisados foram Fe, Ca, Mg, Mn, Al, Zn, Ni, Cu, Pb, Cd e Cr.

Primeiramente, realizava-se a destruição do substrato orgânico através do ataque com HNO3

concentrado e redução do volume para 1/5 do inicial. Apesar deste ataque rigoroso, houve

ainda necessidade de filtração das amostras (OSÓRIO NETO et al., 2001). É importante

ressaltar que o resíduo retido no papel-filtro não foi testado para verificação quanto aos metais

ainda remanescentes.

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Outra importante questão diz respeito à complexidade da matriz do chorume. As amostras de

chorume apresentavam maior viscosidade que os padrões, impossibilitando, assim, a

determinação exata das concentrações dos metais por comparação direta entre suas

absorbâncias através do método de rotina (OSÓRIO NETO, 1996). A diferença de

viscosidade entre as amostras e os padrões implicou em diferentes velocidades de aspiração

da solução através do tubo capilar e, portanto, em diferentes taxas de emissão de átomos em

estado fundamental na chama.

Em um estudo preliminar ao início do experimento, contatou-se esta interferência – efeito da

matriz – pela leitura da absorbância em amostras diluídas de chorume que, por vezes,

resultavam na determinação de teores de metais maiores que os aferidos em amostras mais

concentradas.

Entretanto, após a constatação de uma forte correlação entre os teores de metais determinados

pelo método da rotina e método das adições (OSÓRIO NETO et al., 2001), observando-se um

erro aproximadamente constante para diversas amostras, optou-se pela utilização do primeiro,

mais rápido e simples, uma vez que o interesse maior consistia na avaliação da evolução

destes parâmetros. Portanto, não era essencial um método exato, mas sim, um método preciso.

A Figura 4.46 apresenta uma comparação entre as concentrações de ferro em amostras de

chorume, obtidas pelo método da rotina e das adições.

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050

100150200250300350400450500

R1 R2 R4 R5 R6 R7 R8 R9 Ef.UASB

Ponto de Amostragem

Con

cent

raçã

o do

Fe

(mg/

L)

0

5

10

15

20

25

Erro

(%)

Método da RotinaMétodo da AdiçãoErro

Figura 4.46: Comparação de resultados de ferro em chorume, pelos métodos de rotina e adição.

Diferentemente, na determinação de metais em amostras de resíduos sólidos, resíduos sólidos

urbanos e lodo biológico, a interferência pelo efeito da matriz não foi uma preocupação, mas

sim, os procedimentos de preparação das análises.

Após a determinação do perfil de sólidos na câmara de digestão do reator UASB

(concentrações de SST e SSV), as amostras de lodo calcinado eram maceradas e, então,

submetidas às mesmas etapas de digestão, filtração e análise descritas para as amostras de

resíduos sólidos urbanos (itens 4.5 e 4.6.3).

4.9.3.3. Biogás (Metano e Dióxido de Carbono)

Após a amostragem do biogás através de um sistema adaptado de seringas de 50mL

conectadas a um dispositivo de três vias (Figuras 4.47 e 4.48), as concentrações de metano e

dióxido de carbono eram determinadas em termos percentuais, por cromatografia gasosa. As

amostras do biogás produzido nos reatores experimentais eram injetadas no cromatógrafo –

Perkin Elmer AutoSystem XL GC (Figura 4.49) – de forma semelhante quando de sua

amostragem.

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Figura 4.47: Sistema adaptado para amostragem e injeção do biogás no cromatógrafo.

Figura 4.48: Seringas conectadas a dispositivo de três vias para amostragem do biogás.

Figura 4.49: Cromatógrafo para determinação dos teores de metano e dióxido de carbono.

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5. RESULTADOS E DISCUSSÃO

5.1. Resíduos Sólidos Urbanos Amostrados

5.1.1. Determinação da Densidade Média dos Resíduos Confinados nos Reatores Anaeróbios Experimentais

Primeiramente, a densidade do lixo amostrado – lixo “solto” – pôde ser estimada a partir da

relação peso/volume dos tambores metálicos plenamente preenchidos (Tabela 5.1).

Tabela 5.1: Estimativa da densidade inicial dos resíduos sólidos urbanos DIAS DE AMOSTRAGEM

Seg Ter Qua Qui Sex Seg Ter Qua Qui

7/5 8/5 9/5 10/5 11/5 14/5 15/5 16/5 17/5

lixo solto1

(kg/m3)235 287 205 190 223 307 241 235 276

(1) –Valor médio da densidade dos 23 tambores diariamente preenchidos

Adicionalmente, após o preenchimento total dos reatores, de posse da massa contida em cada

um deles, bem como do volume ocupado pelos resíduos compactados, tornou-se possível

calcular sua densidade final. A Tabela 5.2 apresenta os resultados obtidos no cálculo do peso

específico do lixo urbano após o adensamento no interior dos reatores anaeróbios.

Tabela 5.2: Avaliação do grau de compactação dos resíduos sólidos urbanos REATORES DE RSU

R1 R2 R3 R7 R8 R9

d (cm) 17 27 26 17 10 19

vol. resíduos (m3) 0,659 0,631 0,633 0,659 0,679 0,653

lixo adensado(kg/m3) 560 568 513 527 510 515

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Considerando-se a densidade do lixo antes (190 – 287 kg/m3, média de 244 kg/m3) e após a

compactação dos mesmos (510 – 568 kg/m3, média de 532 kg/m3), pode-se aferir uma

compressibilidade média da ordem de 1:2. Contudo, por mais bem executada que fosse, a

compactação manual dos resíduos com soquete jamais alcançaria os resultados de campo,

com o trabalho das máquinas.

Segundo BARROS (1998), a compressibilidade do lixo situa-se em torno de 1:3 a 1:4 para

uma pressão equivalente de 4 kg/cm2. Entretanto, deve-se ressaltar que o lixo amostrado

apresenta uma densidade superior ao valor médio de 200 kg/m3 ao qual o mesmo autor se

reporta, em função do adensamento prévio nos caminhões de coleta tipo “compactador”.

DECKA (1995) apud GOMES et al. (1997) dizem que a densidade média do lixo fresco varia

entre 100 e 300 kg/m3, após a compactação deste material nas células do aterro, a densidade

situa-se entre 700 a 900 kg/m3 e, finalmente, devido aos processos de bioestabilização, chega-

se a valores de 1000 a 1300 kg/m3.

O grau de compactação dos resíduos aterrados é uma importante variável de controle em

campo, uma vez que esta pode influir significativamente na estabilidade dos taludes de

contenção de aterros sanitários. Ademais, sabe-se que quanto maior for a compactação dos

resíduos, menor será a produção de chorume e a livre drenagem. CETESB (1979) e LIMA

(1995) apud IPT/CEMPRE (2000) predizem uma produção de chorume equivalente a 25 a

50% da precipitação média anual incidente sobre a área de aterros pouco compactados (400 a

700 kg/m3), e 15 a 25% em aterros mais compactados (densidade superior a 700 kg/m3).

Adicionalmente, uma adequada compactação da massa de resíduos é essencial para a redução

da porosidade e, conseqüentemente, da quantidade de ar e oxigênio disponíveis, abreviando a

duração da etapa aeróbia inicial de degradação (GONZÁLEZ et al., 1996). Neste

experimento, considerando-se a saturação completa da massa de resíduos com a adição de 200

litros de chorume por reator, assim como a vedação dos reatores experimentais com a

colocação do flange superior, a compactação dos resíduos não se constituiu em uma real

preocupação.

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5.1.2. Caracterização Física dos Resíduos Sólidos Urbanos Amostrados

5.1.2.1. Composição Gravimétrica

A composição gravimétrica do lixo urbano é uma importante informação para o planejamento

de ações e intervenções relativas à gestão dos resíduos sólidos. Somente através do

conhecimento prévio dos percentuais, em peso úmido, dos diversos materiais constituintes do

lixo urbano, juntamente com a determinação de sua produção per capita, é possível a

definição de parâmetros de projeto confiáveis, seja no dimensionamento de áreas e/ou

volumes de aterros, seja na definição de outras estratégias para disposição final, recuperação

ou reciclagem de parte dos resíduos.

Devido à grande heterogeneidade do lixo, função de uma série de variáveis sócio-econômicas,

temporais, sazonais e climáticas, recomenda-se a realização de campanhas de amostragem e

caracterização física dos resíduos na região de interesse do projeto, preferencialmente à

adoção de valores médios preconizados na literatura. Caso contrário, as políticas públicas,

concernentes à minimização dos impactos negativos advindos da questão dos resíduos sólidos

urbanos, podem ficar comprometidas pelo dispêndio de grandes quantias de recursos

financeiros nos chamados “projetos prontos”, muitas vezes inadequados às condições locais.

Neste estudo, especificamente, pretendeu-se, através da determinação da composição

gravimétrica dos resíduos amostrados, aferir a razão entre a massa dos materiais

“potencialmente biodegradáveis” e a dos considerados “pouco biodegradáveis ou inertes”.

Deve-se ressaltar ainda que, apesar do considerável trabalho despendido na caracterização

física do lixo urbano amostrado, não se tem subsídios para fazer uma extrapolação para a

realidade global do município de Belo Horizonte, uma vez que seria necessária uma

investigação mais ampla, como a realizada por MERCEDES (1997), com a definição de pesos

proporcionais à geração dos resíduos nas diversas regionais de limpeza pública. Como

objetivo maior do projeto de doutoramento, no qual este estudo está inserido, avaliar-se-á

também, ao final da pesquisa, a redução de massa das diversas categorias do lixo urbano

confinado nos reatores.

- 97 -

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A Tabela 5.3 lista os pesos e respectivos percentuais dos vários materiais identificados na

massa de resíduos sólidos urbanos, determinados durante os nove dias de preenchimento dos

reatores experimentais, segundo a classificação proposta pelo grupo de trabalho e apresentada

no item 4.1.3.

Tabela 5.3: Composição gravimétrica do lixo urbano amostrado nas diversas regionais. Dia da Semana SEG TER QUA QUI SEX SEG TER QUA QUI

Data 7/5 8/5 9/5 10/5 11/5 14/5 15/5 16/5 17/5

Regional Oeste Barreiro Noroeste Pampulha Leste V.Nova Sul Nordeste Norte

Amostra (kg) 83,52 112,74 96,76 80,46 97,88 97,76 84,52 92,10 89,64

Categorias Peso Úmido (%) Média

Vidro 2,16 2,80 2,77 3,41 1,66 2,00 3,43 2,61 3,35 2,69

Metal ferroso 2,20 1,15 1,69 2,21 1,29 1,92 0,69 3,15 3,28 1,95

Metal não ferroso 0,43 0,43 0,58 0,50 0,94 0,45 0,52 0,39 0,54 0,53

Plástico fino 9,51 8,00 9,90 7,33 10,85 15,05 12,80 15,40 10,11 10,99

Plástico duro 4,77 3,69 3,06 1,84 3,60 3,14 3,98 2,43 3,24 3,30

PET 0,55 1,45 1,43 1,62 1,41 1,71 1,61 0,96 1,63 1,37

Entulho 6,49 6,46 0,89 1,22 1,82 0,86 - 0,65 0,96 2,15

Outros 6,13 7,24 5,13 7,31 4,47 3,00 4,50 9,66 6,76 6,06

Papel reciclável 4,26 10,43 7,67 5,42 6,85 10,70 11,88 7,49 7,83 8,06

Papel não reciclável 7,78 5,85 4,49 3,73 5,15 6,72 4,99 9,38 3,75 5,76

Papelão 4,53 2,41 1,32 5,15 1,49 1,43 2,46 2,50 3,41 2,74

Tetra Pak 1,29 1,61 1,53 1,79 1,35 1,51 1,42 1,24 1,12 1,43

Tecidos 2,97 2,34 2,17 3,63 1,35 1,84 1,56 2,17 1,32 2,15

Madeira 2,85 0,18 1,22 0,00 0,59 0,82 0,43 2,21 0,96 1,03

Matéria Orgânica 35,32 37,86 50,27 41,21 34,08 30,40 43,63 30,88 35,79 37,70

Podas 2,04 3,12 1,74 6,89 11,18 8,02 4,28 2,65 7,94 5,32

Ossos 0,00 0,50 0,54 1,24 0,78 1,33 0,35 0,78 0,83 0,70

Material Particulado 6,73 4,47 3,62 5,52 11,16 9,11 1,47 5,45 7,21 6,08

Biodegradáveis/Inertes 2,08 2,20 2,93 2,94 2,84 2,55 2,63 1,84 2,35 2,48

Biodegradáveis/Total 0,68 0,69 0,75 0,75 0,74 0,72 0,72 0,65 0,70 0,71

Observando-se o gráfico da Figura 5.1, pode-se facilmente notar que as três maiores

categorias, por ordem percentual em peso – matéria orgânica, plástico fino e papel reciclável

– correspondem, conjuntamente, por aproximadamente 60% do peso total.

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Plás

tico

fino

Pape

l rec

icláv

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Out

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recic

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soTe

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al nã

o fe

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Mat

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Org

ânica

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10

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30

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50P

eso

Úm

ido

(%)

0

20

40

60

80

100

Por

cent

agem

Acu

mul

ada

(%)

Figura 5.1: Composição gravimétrica média do lixo urbano amostrado para preenchimento dos reatores anaeróbios (LIBÂNIO, 2002).

Este resultado é semelhante ao obtido no mais recente estudo de amostragem e caracterização

dos resíduos sólidos urbanos de Belo Horizonte, realizado pela Secretaria Municipal de

Limpeza Urbana (SMLU) e descrito por MERCEDES (1997), no qual estas categorias se

apresentam, também, como as três de maiores percentuais em peso úmido, respectivamente

(Figura 5.2).

Plás

tico

fino

Pape

l rec

icláv

el

Pape

lão

Vid

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Tecid

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Met

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rroso

Plás

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0

15

30

45

60

75

Pes

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o (%

)

0

20

40

60

80

100

Por

cent

agem

Acu

mul

ada

(%)

Figura 5.2: Composição gravimétrica média do lixo urbano do município de Belo Horizonte. Modificado de MERCEDES (1997).

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Pode-se observar, ainda, que o percentual de matéria orgânica putrescível é inferior àquele

usualmente reportado na literatura. Segundo COLMANETTI et al. (1996), a fração orgânica

dos resíduos sólidos urbanos compõe cerca de 50% em peso da massa total dos resíduos.

Por sua vez, nos dois trabalhos preliminares de caracterização do lixo urbano das regionais de

limpeza pública Noroeste e Nordeste, também se aferiu percentuais menores que 50%, iguais

a 49,8% e 42,1%, respectivamente. Deve-se ressaltar, entretanto, que nesta análise

comparativa, diferentemente da Tabela 5.3, somou-se o percentual correspondente à categoria

“podas” àquele da “matéria orgânica putrescível”, a fim de se estabelecer um paralelo com os

trabalhos anteriores. A Tabela 5.4 lista os percentuais em peso úmido dos diversos

constituintes do lixo urbano identificados.

Tabela 5.4: Determinação da composição gravimétrica do lixo urbano segundo diferentes metodologias e em épocas distintas.

Trabalho Regional NO Regional NE Preenchimento dos Reatores

Data dezembro/2000 abril/2001 maio/2001 Metodologia Simplificada (1) Convencional (2) Convencional (2)

Categoria Peso (kg)

%Peso (%)

Peso (kg)

%Peso (%)

Peso (kg)

%Peso (%)

Vidro 0,38 1,84 8,19 1,73 22,26 2,66 Metal 0,51 2,44 14,01 2,96 20,56 2,46 Plástico fino 2,09 10,10 49,11 10,37 91,86 10,99 Plástico duro e PET 0,43 2,05 25,18 5,32 39,22 4,69 Entulho 0,21 1,03 9,68 2,05 18,62 2,23 Outros 1,03 4,95 28,14 5,95 50,50 6,05 Papel (3) 3,99 19,27 98,36 20,78 150,70 18,03 Tecidos e Espuma 0,55 2,64 16,17 3,42 17,76 2,12 Madeira 0,20 0,98 9,14 1,93 8,40 1,00 Matéria Orgânica Putrescível (4) 10,32 49,82 199,39 42,13 358,94 42,94 Ossos 0,38 1,85 1,64 0,35 5,90 0,71 Material Particulado 0,63 3,02 14,30 3,02 51,16 6,12 TOTAL 20,71 100,00 473,32 100,00 835,88 100,00

(1) – Metodologia descrita por COSTA et al. (2001). (2) – Metodologia descrita por TCHOBANOGLOUS et al. (1993). (3) – Referente às categorias de “papel reciclável”, “não reciclável”, “papelão” e “tetra pak”. (4) – Incluindo a categoria “podas”.

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Observa-se uma satisfatória coerência entre os resultados obtidos nos trabalhos preliminares

(caracterização do lixo urbano das regionais Noroeste e Nordeste) e aqueles obtidos durante o

preenchimento dos reatores experimentais, considerando-se que os estes trabalhos se reportam

a épocas distintas e os volumes caracterizados são significativamente diferentes: 21, 473 e

836 kg, respectivamente (Figura 5.3)

igura 5.3: Comparação dos resultados obtidos na caracterização do lixo urbano em trabalhos

OSTA et al. (2001) descreve mais detalhadamente os procedimentos metodológicos

05

10152025303540455055

Mat

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Org

ânic

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pes

o úm

ido

(%)

Regional NO - Dezembro/2000Regional NE - Abril/2001Preenchimento dos Reatores - Maio/2001

Fpreliminares e durante o preenchimento dos reatores experimentais.

C

utilizados na amostragem dos resíduos sólidos urbanos gerados na regional Noroeste, fazendo

uma avaliação comparativa entre a metodologia simplificada, empregada nesta ocasião, e a

metodologia convencional referida por TCHOBANOGLOUS et al. (1993), usualmente

adotada pelos pesquisadores e empregada quando do preenchimento dos reatores

experimentais.

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5.1.2.2. Teor de Umidade

onforme descrito no item 4.5, somente aqueles materiais constituintes da fração

ssim, ao final de cada dia de amostragem dos resíduos no aterro sanitário, duas amostras

abela 5.5: Teor de umidade da fração “potencialmente biodegradável” do lixo urbano. )

C

biodegradável do lixo urbano, sujeitos mais intensamente às transformações bioquímicas pela

atividade microbiana, foram objeto das análises laboratoriais. A massa de inertes foi

segregada e pesada, sendo de interesse somente quando da determinação da composição

gravimétrica dos resíduos amostrados.

A

representativas do material “potencialmente biodegradável”, aproximadamente 1 kg cada,

eram encaminhadas para desidratação em estufa. A Tabela 5.5 apresenta os resultados obtidos

na determinação do teor de umidade destas amostras.

TTeor de Umidade (%Data Dia da Semana Regional Amostra

Amostra Médio 1 55,3 7/5/2001 Segunda Oeste 2 52,1

53,7

1 47,4 8/5/2001 Terça Barreiro 2 49,5

48,4

1 58,8 9/5/2001 Quarta Noroeste 2 65,5

62,2

1 52,7 10/5/2 Pam001 Quinta pulha 2 50,4

51,6

1 46,6 11/5/2001 Sexta Leste 2 42,9

44,8

1 53,9 14/5/2001 Segunda Venda Nova 2 54,7

54,3

1 47,6 15/5/2001 Terça Sul 2 61,5

54,6

1 49,8 16/5/2001 Quarta Nordeste 2 57,8

53,8

1 58,5 17/5/2001 Quinta Norte 2 59,4

58,9

Média 53,6

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Logo, ao término do período de amostragem e preenchimento dos reatores anaeróbios, pôde-

se determinar um teor de umidade médio de 53,6% (44,8% a 62,2%). Deve-se ressaltar que

estes valores correspondem à fração biodegradável e, assumindo-se desprezível o teor de

umidade dos materiais inertes, pode-se facilmente estimar a umidade da massa total de

resíduos, multiplicando-se os valores aferidos pela razão massa de resíduos potencialmente

biodegradáveis / massa total de resíduos.

Tabela 5.6: Teor de umidade corrigido, considerando-se a massa total de resíduos amostrada.

Data Dia da Semana Regional Razão

Biodegradáveis Total

Teor de UmidadeCorrigido

(%) 7/5/2001 Segunda Oeste 0,68 36,5 8/5/2001 Terça Barreiro 0,69 33,4 9/5/2001 Quarta Noroeste 0,75 46,6

10/5/2001 Quinta Pampulha 0,75 38,7 11/5/2001 Sexta Leste 0,74 33,1 14/5/2001 Segunda Venda Nova 0,72 39,1 15/5/2001 Terça Sul 0,72 39,3 16/5/2001 Quarta Nordeste 0,65 35,0 17/5/2001 Quinta Norte 0,70 41,3

Média 38,1

Finalmente, como apresentado na Tabela 5.6, chega-se a um teor médio de umidade corrigido

de 38,1 % (33,1 a 46,6%). É importante destacar ainda a não ocorrência de chuvas durante a

campanha de amostragem do lixo urbano no aterro municipal de Belo Horizonte (Tabela 4.2),

o que poderia ter contribuído significativamente para o aumento do teor de umidade dos

resíduos.

Segundo BARROS (1998), o teor de umidade do lixo urbano no Brasil, devido à grande

quantidade de matéria orgânica presente, pode ser bastante elevado, superior a 30%.

IPT/CEMPRE (2000) estimaram um teor de umidade do lixo urbano bem superior, em uma

faixa típica de 60 a 80% em peso.

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5.1.3. Caracterização Química dos Resíduos Sólidos Urbanos Amostrados

5.1.3.1. Teores de Carbono, Hidrogênio e Nitrogênio

Os teores de carbono, hidrogênio e nitrogênio foram determinados pela Fundação Centro

Tecnológico de Minas Gerais (CETEC), através da análise instrumental das amostras já

devidamente preparadas, correspondentes aos dias de amostragem e às diferentes

granulometrias obtidas no processo de trituração em moinho de faca e de bolas,

respectivamente. A Tabela 5.7 lista as concentrações destes elementos, determinadas em 10

diferentes amostras. Tabela 5.7: Teores de carbono, hidrogênio e nitrogênio pela análise instrumental.

Amostra Carbono (%) Hidrogênio (%) Nitrogênio (%) Dia 08/05/2001 30,8 5,1 1,4 Dia 09/05/2001 41,9 6,3 2,4 Dia 10/05/2001 31,6 4,9 1,8 Dia 11/05/2001 21,6 3,1 1,7 Dia 14/05/2001 32,6 4,6 2,3 Dia 15/05/2001 35,9 5,7 2,4 Dia 16/05/2001 41,2 6,4 2,3 Dia 17/05/2001 28,1 4,5 1,8 Amostra composta (1) 35,3 5,5 2,4 Amostra composta (1) 37,3 5,7 2,4 Teores médios (%) 33,6 5,2 2,1

(1) – Amostra composta pela mistura de iguais alíquotas de cada de dia amostragem.

É importante observar que os valores extremos do teor de carbono, hidrogênio e nitrogênio

são correspondentes, coincidindo com os mesmos dias de amostragem (dias 9, 11 e 16 de

maio) nos quais se observam os percentuais extremos de matéria orgânica (Tabela 5.3). Assim, considerando-se as concentrações médias de 33,6 % Carbono (30,8 a 41,9%), 5,2%

Hidrogênio (3,1 a 6,4%) e 2,1 % Nitrogênio (1,4 a 2,4%), bem como a massa atômica dos

respectivos elementos, fez-se possível estimar a formulação empírica dos resíduos

classificados como “potencialmente biodegradáveis”:

No moles de Carbono ⇒ 33,6/12 * 14/2,1 = 18,7 ≅ 19 C19H35N No moles de Hidrogênio ⇒ 5,2/1 * 14/2,1 = 34,7 ≅ 35

No moles de Nitrogênio ⇒ 2,1/14 * 14/2,1 = 1

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Tal estimativa mostra-se coerente com as formulações básicas de HAMADA (1997) para

resíduos “lentamente e rapidamente biodegradáveis”, obtidas a partir de relações C:H:N

aferidas em restos de alimentos, papel e papelão, têxteis e madeira, se observadas as razões

C:H e C:N, listadas na Tabela 5.8.

Tabela 5.8: Estimativa da composição química de materiais constituintes do lixo urbano. Composição Química Resíduos

%C %H %N Velocidade de Degradação Formulação

Restos de alimentos 48,0 6,4 2,6

Papel, papelão 44,0 6,0 0,3 Rapidamente Biodegradável C40H64N

Têxteis 55,0 6,6 4,6

Madeira 49,5 6,0 0,2 Lentamente Biodegradável C16H23N

Fonte: Modificado de HAMADA (1997).

Pode-se notar que a razão C:H e C:N, iguais a 6,5 e 16, respectivamente, obtidas nas análises

de amostras dos resíduos “potencialmente biodegradáveis” (Grupos I, II e material

particulado), são bem próximas àquelas aferidas por HAMADA (1997) para a categoria

denominada “restos de alimentos” (C:H = 7,5 e C:N = 18,5). Este resultado mostra-se válido,

uma vez que a matéria orgânica putrescível, composta majoritariamente por restos de

alimentos, corresponde a aproximadamente 53% da fração de resíduos analisada, ou seja, da

fração de resíduos classificados como potencialmente biodegradáveis.

5.1.3.2. Teor de Sólidos Voláteis

A massa de composto ou da fração orgânica dos resíduos sólidos perdida por ignição (550oC)

é denominada por alguns pesquisadores, entre os quais KIEHL (1981) e PINTO (2000a),

como teor de matéria orgânica total, ou simplesmente, teor de matéria orgânica. Por sua vez,

AZEVEDO (1993), LIMA (1988), EGREJA (1996) e GOMES (1989) apresentaram os

resultados do material volatilizado como teor de sólidos voláteis.

A Tabela 5.9 apresenta os teores de sólidos voláteis determinados em amostras

correspondentes aos dias de amostragem e em duas amostras compostas pela mistura de iguais

alíquotas de cada de dia amostragem.

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Tabela 5.9: Teores de sólidos voláteis no lixo urbano amostrado. Amostra SV (%)

Dia 08/05/2001 65,3 Dia 09/05/2001 73,2 Dia 10/05/2001 65,3 Dia 11/05/2001 41,7 Dia 14/05/2001 64,7 Dia 15/05/2001 80,2 Dia 16/05/2001 60,6 Dia 17/05/2001 70,3 Amostra composta (1) 68,9 Amostra composta (1) 78,3 Teores médios (%) 66,3

(1) – Amostra composta pela mistura de iguais alíquotas de cada de dia amostragem. O teor médio de sólidos voláteis, determinado na fração dos resíduos “potencialmente

biodegradáveis” do lixo urbano amostrado, variou significativamente, sendo de

aproximadamente 66,3% (41,7% a 80,2%).

5.1.3.3. Verificação da Correlação entre o Teor de Carbono e de Sólidos Voláteis

Diversos pesquisadores, na impossibilidade de determinar o teor de carbono total através da

técnica instrumental, notadamente em amostras de solo ou composto, valem-se da correlação

entre o teor de carbono e de sólidos voláteis, uma vez que a determinação deste último não

apresenta grande dificuldade. Ademais, tal procedimento se justifica dado o elevado custo e a

possível inacessibilidade aos instrumentos laboratoriais necessários à realização desta análise.

Neste sentido, KIEHL (1981) propõe a inferência do teor de carbono total (C% total) e do teor

de carbono orgânico total (C% orgânico) a partir das determinações da matéria orgânica total

(método de ignição) e decomponível (por via úmida), respectivamente.

Por sua vez, nas inferências analíticas de amostras essencialmente orgânicas – solos

orgânicos, compostos, fração orgânica putrescível do lixo urbano – nas quais a massa de

inertes é desprezível, deve valer a consideração de que a matéria orgânica decomponível

equivale à total e, logo, % carbono total = % carbono orgânico total. Assim, considerando-se

que a porcentagem de carbono na matéria volatilizada é fixa (56 a 58%), utiliza-se fatores de

correlação que não expressam o teor real de carbono, uma vez que este varia em função de

- 106 -

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uma série de parâmetros, inclusive da composição da matéria-prima. No Brasil, um fator

muito utilizado é 1,8, embora alguns autores sugiram 1,78; 1,72 e até 2 para a determinação

do teor de carbono total.

Neste estudo, objetivou-se avaliar a correlação entre o teor de carbono total e de sólidos

voláteis, a partir da determinação de ambos em amostras do lixo urbano de Belo Horizonte,

através da análise instrumental e método da ignição, respectivamente. Uma vez que tais

amostras foram obtidas de acordo com os procedimentos descritos no item 4.5, ou seja, com

quarteamentos e homogeneizações consecutivas da massa dos materiais potencialmente

biodegradáveis (grupos I e II) e exclusão dos componentes inertes (grupo III), assumiu-se

válida, como já mencionado, a hipótese de que os teores de carbono orgânico e total são

equivalentes.

Além disto, estes procedimentos de amostragem podem ter contribuído significativamente

para minimização do carbono inorgânico – carbonatos, cianetos e carbono elementar, tal

como grafite – reduzindo-se, assim, a necessidade de eliminá-lo antes da análise instrumental,

o que, por outro lado, poderia também implicar na eliminação de ácidos graxos voláteis. As

Figuras 5.4 e 5.5 os gráficos de dispersão dos teores de carbono e sólidos voláteis aferidos nas

amostras de lixo urbano correspondentes a cada dia de amostragem e à mistura destes.

Figura entre as

Figura 5.4: Dispersão dos pontos amostrais após ajuste inicial de modelo linear.

- 107 -

y = 0,4316x + 3,6134 R2 = 0,9524

5.5: Visualização da boa correlação grandezas após tratamento estatístico.

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Após a eliminação dos pontos amostrais fora do intervalo de confiança de 95% para o modelo

de regressão linear, obteve-se um bom reajuste das observações à reta de regressão

(coeficiente de correlação R > 0,97). Verificou-se também o reajuste de outro modelo de

regressão linear com intercepto nulo, apresentado na Figura 5.6.

y = 0,4857xR2 = 0,9370

20,0

25,0

30,0

35,0

40,0

35,0 45,0 55,0 65,0 75,0 85,0

% Sólidos Voláteis

% C

arbo

no

Figura 5.6: Determinação do fator de correlação para estimativa do teor de carbono a partir da determinação dos sólidos voláteis.

%Carbono = 0,4857. %Sólidos Voláteis (coeficiente de correlação R > 0,95) Reescrevendo-se a equação, tem-se: % Carbono = % Sólidos Voláteis / FC sendo, FC = fator de correlação = 1 / 0,4857 %Carbono = %Sólidos Voláteis / 2,06

Por fim, aferiu-se uma boa correlação entre o teor de carbono total (teor de carbono orgânico

total) e o teor de sólidos voláteis em amostras correspondentes à fração potencialmente

biodegradável do lixo urbano de Belo Horizonte. Assim, o modelo de regressão linear

mostrou-se adequado para explicar a variabilidade amostral, determinando-se um fator de

correlação (FC ≅ 2) bem próximo ao preconizado na literatura.

5.1.3.4. Teor de Metais Pesados

As concentrações médias de metais pesados aferidas em amostras correspondentes aos

volumes de resíduos sólidos urbanos amostrados, encontram-se listadas na Tabela 5.10.

Apesar da significativa amplitude de valores entre os diferentes dias de amostragem, observa-

se uma satisfatória coerência com relação à ordem de grandeza dos resultados.

- 108 -

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

Tabela 5.10: Teores de metais pesados determinados em amostras de RSU, por espectrofotometria de absorção atômica (EAA).

Metais Pesados (mg kg-1) Amostra Ni Cr Cd Pb Cu Mn Zn Ca Mg Al

Dia 08/05/2001 17 22 <1 54 375 63 321 26533 2027 2709Dia 09/05/2001 44 24 <1 <10 217 95 125 15833 1495 1553Dia 10/05/2001 30 27 1 78 262 176 283 14867 1163 2761Dia 11/05/2001 22 36 <1 56 226 181 209 26600 2497 4933Dia 14/05/2001 14 23 9,5 <10 71 160 156 22633 1700 2899Dia 15/05/2001 10 16 2 <10 360 88 196 16356 1533 2225Dia 16/05/2001 21 14 2 <10 102 261 113 31444 1364 4742Dia 17/05/2001 16 13 <1 <10 58 92 102 18589 1641 3572Amostra composta (1) 22 32 <1 <10 133 104 125 17433 1760 3157Amostra composta (1) 22 25 <1 <10 189 115 153 21500 2011 2674Teores médios 22 23 2 26 199 134 178 21179 1719 3123(1) – Amostra composta pela mistura de iguais alíquotas de cada de dia amostragem.

Adicionalmente, devido ao caráter extremamente heterogêneo dos resíduos sólidos urbanos e

à falta de padronização dos procedimentos de amostragem e caracterização, é possível

observar, na Tabela 5.11, uma grande discrepância entre as concentrações de metais pesados

aferidas em amostras de lixo urbano, apresentadas por diferentes autores.

Tabela 5.11: Comparação entre os teores de metais pesados em amostras de RSU aferidos no presente estudo e em outros trabalhos.

Metais Pesados (mg kg-1) Referência Ni Cr Cd Pb Cu Mn Zn Ca Mg Al

Presente estudo 22 23 2 26 199 134 178 21179 1719 3123

Rao & Shantaram, 1995 (1) 12 26 2 135 113 - 235 - - -

Tisdell & Breslin, 1995 (1) 80 73 11 603 762 - 1190 - - -

Miyazawa et al., 1998 (1) 4 23 <1 11 66 - 427 - - -

Schalch, 1999 - - - - - 1 10 21 42 - (1) – Trabalhos referenciados por ANDREOLI et al. (1999).

Por sua vez, os gráficos da Figura 5.7 destacam a importância dos procedimentos

preparatórios, preliminares à determinação do teor de metais por EAA, uma vez que se

observam, nas mesmas amostras, maiores concentrações dos metais em frações de menor

granulometria.

- 109 -

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

05

10152025303540

Ni Cr Cd Pb

Con

cent

raçã

o (p

pm)

0

50

100

150

200

250

Cu Mn ZnC

once

ntra

ção

(ppm

)

d < 35 mesh35 < d < 60 meshd > 60 mesh

0

5000

10000

15000

20000

25000

30000

Ca Mg Al

Con

cent

raçã

o (p

pm)

Figura 5.7: Avaliação da interferência da granulometria na determinação das concentrações médias dos diversos metais em amostras de resíduos sólidos urbanos (N = 10 amostras).

Tal fato pode ser explicado pela maior área específica das amostras de menor granulometria,

favorencendo o ataque das amostras quando da digestão com ácido forte (item 4.6.3).

Adicionalmente, diversos trabalhos descrevem a associação das partículas ínfimas com os

metais pesados.

BRILHANTE (1990) apud PALADINO et al. (1997) sugeriram que a poeira das ruas e nos

domicílios pode ser importante fonte de metais tóxicos, implicando em riscos à saúde pública

quando da ingestão de alimentos sujos, contaminados por estas partículas. Apesar de que

ainda não exista, no Brasil, padrões de qualidade do ar concernentes às concentrações de

metais pesados (Resolução CONAMA no3 de 1990), tal realidade é uma preocupação em

muitos centros urbanos, sendo recomendado o seu monitoramento e atendimento aos limites

máximos preconizados pela Organização Mundial de Saúde (WHO, 1977).

Desta forma, uma vez que seja significativa a presença destas partículas sedimentáveis (poeira

total em suspensão na atmosfera) nos resíduos gerados pelo serviço de varrição da limpeza

pública, os teores de metais podem ser consideravelmente maiores nas frações de menor

granulometria, após trituração e peneiramento das amostras.

- 110 -

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

5.2. Chorume Drenado nos Reatores de RSU

O conjunto de dados apresentados neste item, relativos ao diversos parâmetros e variáveis de

interesse na avaliação da digestão dos resíduos sólidos urbanos, refere-se ao monitoramento

dos primeiros 160 dias de operação da linha de tratamento convencional dos RSU (linha 1) e

da linha de tratamento integrado (linha 3). Considerando-se a lenta dinâmica de

biodegradação da fração orgânica do lixo urbano, este período inicial de monitoramento deve

ser entendido como a partida do sistema e, portanto, as discussões e conclusões devem ser

relativizadas.

Os valores relativos aos pontos amostrais, apresentados nos diversos gráficos, encontram-se

listados nas tabelas em anexo (Tabelas A1 a A17).

5.2.1. Matéria Orgânica

A avaliação do teor de matéria orgânica presente no chorume drenado dos reatores

experimentais se deu, basicamente, pela determinação da DBO, DQO filtrada e total.

A carga orgânica dos lixiviados de aterros sanitários pode variar significativamente em função

de uma série de fatores: condições climatológicas e hidrogeológicas da região do aterro, livre

drenagem dos líquidos lixiviados, constituição química dos resíduos aterrados, variáveis

operacionais, idade do aterro, entre outros.

Como se pode observar nas Figuras 5.8 e 5.9, diferentemente da linha de tratamento

convencional dos RSU (linha 1), o sistema integrado (linha 3) apresentou uma forte tendência

de redução da DBO e da DQO filtrada após 100 dias de operação do sistema, devido,

certamente, à significativa diminuição da concentração dos compostos orgânicos solúveis, ou

mais especificamente, à redução da concentração dos ácidos graxos voláteis (Figura 5.19). Os

valores de DBO apresentados na Figura 5.8 correspondem às análises realizadas sem

procedimento de inoculação.

- 111 -

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

010203040506070

0 30 60 90 120 150 180

Tempo de Operação (dias)

DBO

(g/L

)

R1 R2

0

10

20

30

40

50

60

70

0 30 60 90 120 150 180

Tempo de Operação (dias)

DBO

(g/L

)

R7 R8 R9

Figura 5.8: Evolução temporal da DBO nas duas linhas de operação.

0

20

40

60

80

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

DQ

O fi

ltrad

a (g

/L)

R1 R20

20

40

60

80

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

DQ

O fi

ltrad

a (g

/L)

R7 R8 R9

Figura 5.9: Evolução temporal da DQO filtrada nas duas linhas de operação.

0

20

40

60

80

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

DQ

O to

tal (

g/L)

R1 R2

0

20

40

60

80

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

DQ

O to

tal (

g/L)

R7 R8 R9

Figura 5.10: Evolução temporal da DQO total nas duas linhas de operação.

- 112 -

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

Na linha 1, a razão DQO total / DQO filtrada permaneceu em torno de 70% (40% a 100%) ao

longo de todo o período de observação. O mesmo é observado na linha 3 durante os primeiros

100 dias de operação, havendo, então, em função da redução da DQO filtrada (redução de

AGV) uma drástica diminuição desta razão, obtendo-se valores da ordem de 20% da DQO

total (Figura 5.11).

0

20

40

60

80

100

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

DQ

O fi

lt / D

QO

tota

l (%

)

R1 R2

0

20

40

60

80

100

0 30 60 90 120 150 180

Tempo de Operação (dias)

DQ

O fi

lt. /

DQ

O to

tal (

%)

R7 R8 R9

Figura 5.11: Variação da razão DQO filtrada/DQO total nas duas linhas de operação.

Adicionalmente, ao se avaliar a relação DBO/DQO total no lixiviado das linhas 1 e 3, pode-se

perceber, nitidamente, uma acentuada diminuição deste valor na linha 3 (DBO/DQO ≅ 0,8

para < 0,4), enquanto, na linha 1, esta razão permaneceu em torno de 0,8 ao longo de todo o

período de observações (Figura 5.12).

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

0 30 60 90 120 150 180

Tempo de Operação (dias)

DBO

/DQ

O to

tal

R1 R20,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

0 30 60 90 120 150 180

Tempo de Operação (dias)

DBO

/DQ

O to

tal

R7 R8 R9

Figura 5.12: Variação da razão DBO/DQO total nas duas linhas de operação.

- 113 -

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

A razão DBO/DQO é uma informação importante na avaliação da biodegradabilidade de

efluentes líquidos, podendo auxiliar na definição do tipo de tratamento a ser adotado:

biológico, físico-químico ou ambos. Diversos autores (HAMADA, 1997; RUSSO et al.,

2000b) propuseram que a razão DBO5/DQO do chorume situa-se em torno de 0,5 ou maior na

fase inicial de degradação dos resíduos aterrados, enquanto que, em aterros mais antigos, a

mesma varia entre 0,05 e 0,2.

Ademais, este quociente pode também fornecer informações importantes sobre a sucessão de

etapas da digestão anaeróbia do lixo urbano aterrado. ROBINSON et al. (1979) apud PESSIN

et al. (1997) afirmaram que uma razão DBO5/DQO no chorume igual 0,4 é indicativa da

mudança da fase acetogênica para a metanogênica.

Por sua vez, os gráficos da Figura 5.13 não evidenciam um bom desempenho do reator UASB

na redução da carga orgânica afluente, independentemente dos parâmetros hidráulicos de

operação. Ainda que se admita válida a hipótese de que toda a carga orgânica afluente em

suspensão ter sido hidrolisada, ou seja, completa conversão da DQO particulada em DQO

solúvel no interior do reator UASB, verifica-se uma baixa eficiência de remoção da DQO

afluente.

A Deliberação Normativa COPAM 46/2001, objetivando incentivar maiores investimentos do

poder público no tratamento de águas residuárias e de lixiviados de aterros sanitários, alterou

os limites de eficiência de remoção em termos de DBO e DQO até então vigentes (COPAM

10/86), admitindo um limite máximo de 60 e 90 mg/L, respectivamente, ou então, uma

redução da carga poluidora em 60%, desde que a qualidade da água do corpo receptor

permaneça compatível à sua classe de enquadramento.

Ao flexibilizar estas restrições, o Conselho Estadual de Política Ambiental (COPAM)

pretendeu adequar as exigências da legislação ambiental às reais condições e possibilidades

técnicas e econômicas de tratamento destes efluentes, favorecendo o emprego e a

disseminação de tecnologias de tratamento de menor custo, notadamente os sistemas de

tratamento anaeróbio.

- 114 -

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

Apesar disto, constata-se ainda a necessidade de um pós-tratamento para o cumprimento da

legislação estadual concernente aos padrões de lançamento em coleções de águas, uma vez

que as concentrações de DQO no efluente do reator UASB encontram-se muito acima do

limite máximo estabelecido (DQO efluente >> 90 mg/L) e somente 20% dos resultados

correspondem a uma eficiência superior a 60%. Todavia, tais resultados devem ser vistos com

ressalvas, considerando-se tratar apenas da partida do reator.

0

20

40

60

80

100

0 30 60 90 120 150 180

Tempo de Operação (dias)

DQ

O (g

/L)

DQO total afl.DQO filtrada ef.

0

20

40

60

80

100

0 20 40 60 80 100

Freqüência Acumulada (%)

Efic

iênc

ia (%

)

Efluente do reator UASB

Figura 5.13: Avaliação da eficiência de remoção de DQO no reator UASB, considerando-se a hidrólise total da fração particulada.

Apesar da baixa eficiência de remoção da carga orgânica afluente observada, diversos outros

pesquisadores já obtiveram maior sucesso no tratamento anaeróbio do chorume. CLARETO

et al. (1996) atestaram a eficiência de um reator anaeróbio compartimentado no tratamento de

chorume proveniente de aterro sanitário “jovem”, com alta concentração de matéria orgânica,

observando um bom desempenho até uma carga orgânica volumétrica máxima (COVmax) de

11 kgDQO/m3.dia. Posteriormente, CLARETO (1997) apud PESSIN et al. (2000) sugeriu

uma Taxa de Carregamento Orgânico (ou Carga Orgânica Volumétrica) para sistemas de

tratamento anaeróbio de chorume na faixa de 0,8 a 10 kgDQO/m3.d.

BORZACCONI et al. (1996b), ao avaliarem o tratamento do chorume proveniente do aterro

sanitário de Montevidéu (Uruguai), com características típicas de um lixiviado drenado de

células recentemente aterradas – razão DBO5/DQO ≅ 0,6 e elevada carga orgânica,

constataram um bom desempenho do reator UASB – até 80% remoção de DQO – operando

em condições de COV < 10 kgDQO/m3.dia e TDH = 2 dias.

- 115 -

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

5.2.2. Sólidos

Como se pode observar pelos gráficos da Figura 5.14, a concentração de sólidos suspensos

voláteis e sólidos dissolvidos voláteis na linha de tratamento convencional de RSU (linha 1)

apresenta pequenas variações durante todo o período de observação. É importante também

notar, em ambas as linhas de operação, a elevada concentração de sólidos voláteis dissolvidos,

que respondem por cerca de 95% da concentração de sólidos totais voláteis.

0

1

2

3

4

5

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

SS

V (g

/L)

R1 R2

0

20

40

60

80

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

SD

V (g

/L)

R1 R2

Figura 5.14: Evolução temporal da concentração de sólidos suspensos e dissolvidos voláteis na linha de tratamento convencional dos RSU (linha 1). Diferentemente, na linha com recirculação do chorume e inoculação da digestão dos RSU

com o lodo biológico (linha 3), observa-se uma nítida redução do teor de sólidos dissolvidos

voláteis, enquanto que, por outro lado, a concentração de sólidos suspensos voláteis apresenta

um incremento, passando de aproximadamente 1,5 para 2,5 g/L (Figura 5.15).

0

1

2

3

4

5

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

SS

V (g

/L)

R7 R8 R9

0

20

40

60

80

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

SD

V (g

/L)

R7 R8 R9

Figura 5.15: Evolução temporal da concentração de sólidos suspensos e dissolvidos voláteis na linha de tratamento integrado dos RSU (linha 3).

- 116 -

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

A primeira constatação se justifica pois, uma vez que os ácidos orgânicos de cadeia curta

(ácidos voláteis) são sólidos dissolvidos voláteis, a diminuição de sua concentração também

implica na redução das concentrações destes últimos. Este fato também se mostra coerente

com as observações referentes à redução das concentrações da matéria orgânica de mais fácil

assimilação e na forma solúvel, aferidas pelos parâmetros DBO e DQO filtrada,

respectivamente (Figuras 5.8 e 5.9).

Por sua vez, o incremento na concentração de sólidos suspensos voláteis pode significar o

crescimento da população de microrganismos a partir do consumo dos ácidos voláteis (por

exemplo, organismos metanogênicos acetotróficos), uma vez que a biomassa responde, em

parte, pela concentração de sólidos suspensos voláteis.

A Figura 5.16 ilustra bem este mesmo comportamento, podendo-se observar, claramente, na

linha 3, à exceção do reator R7, o aumento da razão SSV/STV de 5% para cerca de 25% da

fração de sólidos totais voláteis. Na linha 1, entretanto, esta razão permaneceu constante,

menor ou igual a 15%.

0

10

20

30

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

Raz

ão S

SV

/STV

(%)

R1 R2

0

10

20

30

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

Raz

ão S

SV

/STV

(%)

R7 R8 R9

Figura 5.16: Variação da razão SSV/STV nas duas linhas de operação.

- 117 -

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

5.2.3. Nutrientes

A presença de nutrientes, em concentrações adequadas ao metabolismo intracelular dos

microrganismos é uma questão fundamental para o sucesso dos sistemas de tratamento

biológico de efluentes. Se no tratamento dos esgotos sanitários, à exceção do ferro, verifica-se

geralmente a disponibilidade de todos os tipos apropriados de nutrientes (CHERNICHARO,

1997), o mesmo não é válido para o tratamento de outros efluentes.

Em ambas as linhas de operação do experimento, não se observou um padrão nítido quanto à

utilização de nitrogênio orgânico pelos microrganismos anaeróbios, ocorrendo apenas

variações pontuais das concentrações deste composto (Figura 5.17).

0

150

300

450

600

750

900

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

N o

rgân

ico

(mg/

L)

R1 R2

0

150

300

450

600

750

900

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

N o

rgân

ico

(mg/

L)

R7 R8 R9

Figura 5.17: Evolução temporal da concentração de nitrogênio orgânico nas duas linhas de operação.

Enquanto na linha 1, a concentração de nitrogênio orgânico oscilou entre 100 e 300 mg/L

(80% dos resultados), na linha 3, a sua concentração foi um pouco menor, entre 50 e 250

mg/L (75% dos resultados).

Verifica-se, ainda, nos gráficos da Figura 5.18, um desempenho deficiente do reator UASB na

remoção de nutrientes – nitrogênio total Kjeldahl e fósforo total – independentemente dos

parâmetros hidráulicos de operação.

- 118 -

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

0200400600800

1000120014001600

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

NTK

(mg/

L)

Afl. reator UASBEfl. reator UASB

0

20

40

60

80

100

120

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

NTK

(mg/

L)

Afl. reator UASBEfl. reator UASB

Figura 5.18: Evolução temporal das concentrações de nutrientes, NTK e fósforo, no afluente e efluente do reator UASB.

Conforme descrito por REICHERT et al. (2000), o tratamento anaeróbio, que usualmente

precede o tratamento aeróbio e/ou físico-químico do chorume, não é capaz de remover o

nitrogênio.

Porém, se por um lado, a baixa remoção dos teores de nitrogênio no tratamento anaeróbio é

uma reconhecida desvantagem deste processo, havendo apenas a conversão do nitrogênio

orgânico à amônia, é possível a obtenção de elevada eficiência na remoção de fósforo em

reatores anaeróbios operando em faixas neutras de pH, com a formação de precipitados

insolúveis, tais como fosfatos de cálcio e de ferro, que são incorporados aos grânulos do lodo

biológico (SOUZA, 1997).

Segundo BORZACCONI et al. (1996a), o fósforo não se encontra disponível no chorume em

uma concentração adequada aos processos aeróbios e anaeróbios, sendo que, nestes últimos, o

seu requerimento é de menor monta. O autor comentou que tal fato pode prejudicar as

características de granulação do lodo biológico no interior do reator UASB.

A Tabela 5.12 apresenta uma avaliação sucinta da disponibilidade de nutrientes na digestão

anaeróbia dos resíduos sólidos urbanos confinados nos reatores anaeróbios de resíduos sólidos

urbanos, nas duas linhas de operação do experimento.

- 119 -

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

Tabela 5.12: Relação entre as concentrações de DQO total, nitrogênio total Kjeldahl (NTK) e fósforo total, aferidas no chorume drenado dos reatores de RSU de ambas as linhas de operação.

Linha de tratamento convencional (1) Linha de tratamento integrado (2)

Dias de Operação NTK (mg/L)

P (mg/L)

NTK (mg/L)

P (mg/L)

33 1001 34 1080 19

50 798 23 939 21

113 1527 66 1416 32

126 1239 153 1153 89

141 1148 181 985 91

155 1456 45 1503 32 Razões médias DQO : NTK : P 1195:22:1 1660:36:1

(1) – Valores médios determinados nos reatores R1 e R2. (2) – Valores médios determinados nos reatores R7, R8 e R9.

Como se pode observar, com relação à demanda nutricional no metabolismo dos

microrganismos anaeróbios, a disponibilidade de fósforo no chorume pode ter sido o fator

limitante de seu crescimento. As razões médias entre as concentrações de DQO total, NTK e

fósforo, determinadas nos líquidos lixiviados dos reatores experimentais, são superiores

àquelas referidas por LETTINGA et al. (1996) apud CHERNICHARO (1997) no tratamento

de esgotos domésticos:

• DQO:NTK:P =1000 : 5 : 1 (arqueas metanogênicas)

• DQO:NTK:P =350 : 5 : 1 (bactérias fermentativas)

- 120 -

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

5.2.4. Sistema Ácido/Base

O sistema ácido/base de processos biológicos anaeróbios é descrito basicamente por três

parâmetros: pH, alcalinidade e ácidos graxos voláteis. Estes três fatores encontram-se

intrinsecamente relacionados e, portanto, a interpretação dos dados relativos ao seu

monitoramento envolve a compreensão conjunta dos mesmos.

O sistema ácido/base descreve as condições nas quais os fenômenos bioquímicos se

processam, direcionando as reações no sentido da síntese ou dissociação de certos compostos,

favorecendo ou não sua concentração no meio, regulando as formas e espécies químicas

predominantes.

Conforme descrito por CHERNICHARO (1997), o efeito do pH pode se manifestar de forma

direta sobre a atividade enzimática ou, ainda, afetar indiretamente a toxicidade do meio. Por

sua vez, a alcalinidade tem papel fundamental na manutenção do pH, restringindo variações

bruscas deste parâmetro que poderiam afetar significativamente a atividade microbiana.

O monitoramento do pH, alcalinidade e dos ácidos voláteis nas duas linhas de operação do

sistema, permitiu a constatação da elevada dependência dos processos biológicos de

degradação quanto às condições do sistema ácido/base. As Figuras 5.19 a 5.21 apresentam os

dados obtidos segundo a metodologia de análise de BUCHAUER (1998), ilustrando a íntima

relação entre os parâmetros monitorados.

Linha 1

0

10

20

30

40

8 29 50 78 99 120 141 161

Tempo de Operação (dias)

AG

V e

AT

(g/L

)

4

5

6

7

8

9

pH

AGVATpH

Linha 3

0

10

20

30

40

8 29 50 78 99 120 141 161

Tempo de Operação (dias)

AG

V e

AT

(g/L

)

4

5

6

7

8

9

pH

AGVATpH

Figura 5.19: Evolução temporal das concentrações de ácidos graxos voláteis, alcalinidade total e pH nas duas linhas de operação.

- 121 -

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

Reator UASB

0

10

20

30

40

8 29 50 78 99 120 141 161

Tempo de Operação (dias)

AG

V e

AT

(g/L

)

4

5

6

7

8

pH

AGVATpH

Figura 5.20: Evolução das concentrações de ácidos graxos voláteis, alcalinidade total e pH no efluente do reator UASB.

Figura 5.21: Variação das concentrações de alcalinidade bicarbonato e de ácidos voláteis na linha de tratamento integrado (linha 3).

0

3

6

9

12

15

0 30 60 90 120 150 180

Tempo de Operação (dias)

Alca

linid

ade

(g/L

) AB AAV

É fácil observar que a correção do pH através da adição de solução de NaOH na linha 3 (item

4.8) foi acompanhada da acentuada diminuição da concentração de ácidos graxos voláteis. Tal

fato pode ser explicado pela intensificação da atividade metanogênica após a correção do pH

para valores neutros, com consumo dos ácidos voláteis e formação de metano. A

intensificação da metanogênese neste período é também evidenciada pelo monitoramento dos

outros parâmetros já mencionados: redução da DBO e DQO filtrada (item 5.2.1), diminuição

do teor de sólidos dissolvidos voláteis e aumento da concentração de SSV (item 5.2.2).

POHLAND (1973) verificou, em laboratório, que a recirculação do chorume, associada ao

lodo de esgoto digerido e com adição de soluções tampão, consistiu em um procedimento

eficiente para neutralização da acidez, estimulando a digestão anaeróbia dos resíduos sólidos.

Conforme observado por BALDOCHI et al. (1996), a inoculação da digestão anaeróbia do

lixo urbano com chorume de pH neutro favoreceu as interações entre as arqueas

metanogênicas e os demais grupos de microrganismos envolvidos na biodigestão anaeróbia da

fração orgânica dos resíduos sólidos urbanos (FORSU).

Adicionalmente, o monitoramento da alcalinidade forneceu outra informação relevante: a

redução da alcalinidade de ácidos voláteis (AAV) e o aumento da alcalinidade bicarbonato

(AB), coincidentes com o início dos procedimentos de correção do pH (Figura 5.21).

- 122 -

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

Apesar da elevada concentração de alcalinidade total nas duas linhas de operação durante todo

o período inicial de monitoramento (AT > 10.000 mgCaCO3/L), quase toda ela correspondia à

alcalinidade consumida por ácidos voláteis, sendo desprezível a concentração de alcalinidade

bicarbonato. Desta forma, somente com a suplementação de alcalinidade bicarbonato de

forma direta (adição de solução de NaOH), foi possível ajustar as condições do sistema

ácido/base em níveis favoráveis à metanogênese.

McCARTY (1964) apud MONTEGGIA et al. (1996) indicou ser necessário valores de

alcalinidade bicarbonato entre 1.000 a 5.000 mgCaCO3/L para a manutenção do pH na faixa

ótima de síntese celular dos microrganismos metanogênicos, ou seja, entre 6,5 e 7,5.

A alcalinidade de bicarbonatos constitui a principal fonte de tamponamento do sistema

anaeróbio em pH neutro, podendo ser fornecida pela degradação de compostos orgânicos

nitrogenados, sabões ou sais de ácidos orgânicos, bem como pela redução de sulfitos e

sulfatos (MONTEGGIA et al., 1996; CHERNICHARO, 1997). Entretanto, na fase inicial de digestão anaeróbia dos RSU em aterros, observam-se valores de

pH mais baixos, compreendidos na faixa de 3,75 a 5,75, na qual a capacidade de

tamponamento se deve basicamente à alcalinidade de ácidos voláteis (CHERNICHARO,

1997).

Diferentemente, na etapa inicial de degradação do lixo urbano aterrado na célula AC-05 do

aterro sanitário de Belo Horizonte, na qual foram obtidos os volumes iniciais de chorume para

saturação do resíduos sólidos confinados nos reatores experimentais, verificou-se que o pH

dos líquidos lixiviados provenientes desta célula encontravam-se na faixa de 5,7 a 7,6, ou

seja, mais elevado que os valores teóricos esperados. Tal fato pode ser explicado pela grande

presença de entulho da construção civil, rejeito que contêm substâncias ricas em bicarbonatos,

utilizado na composição do material de cobertura das células de aterramento.

PESSIN et al. (1997) apontaram o equilíbrio carbonato/bicarbonato e amônia/amônio como os

possíveis responsáveis pela manutenção de uma elevada alcalinidade e do pH no interior das

- 123 -

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

células do aterro monitorado, benéfica ao desenvolvimento dos microrganismos

metanogênicos. BORZACCONI et al. (1996a) atribuiram a elevada alcalinidade do lixiviado

de aterro sanitário à significativa presença de nitrogênio amoniacal, apesar da elevada

concentração de ácidos voláteis.

É importante, ainda, mencionar a variação da relação AGV/AT na linha de operação

submetida aos procedimentos de correção do pH (linha 3). Verifica-se, nos gráficos da Figura

5.22, a manutenção da relação AGV/AT > 2,0 na linha 1 e o acentuado decaimento desta

razão na linha 3 (AGV/AT < 0,5), após a suplementação de alcalinidade bicarbonato e

correção do pH para valores neutros.

0,00,51,01,52,02,53,03,54,0

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

AG

V/A

T

R1 R2

0,00,51,01,52,02,53,03,54,0

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

AG

V/A

T

R7R8R9

Figura 5.22: Variação da relação AGV/AT em ambas as linhas de operação.

KASPAR & WHURMAN (1978) apud MONTEGGIA et al. (1996) indicaram o uso da

relação entre acidez e alcalinidade como parâmetro de controle operacional, sendo indicado a

manutenção de uma razão AGV/AT < 0,1. Particularmente, LOPES et al. (2000) sugeriram

que a razão AGV/AT próxima a 0,5 é ideal para a digestão anaeróbia de resíduos sólidos.

Por fim, a avaliação das concentrações de espécies específicas de ácidos orgânicos voláteis

por cromatografia gasosa (Figura 5.23), correspondentes ao momento imediatamente anterior

ao início dos procedimentos operacionais de correção do pH afluente ao reator UASB,

evidenciou que a recirculação do chorume proporcionou um melhor desempenho das bactérias

fermentativas – hidrolíticas, acidogênicas e/ou acetogênicas – com a produção dos principais

ácidos precursores da metanização – acético, propiônico e butírico – em concentrações

- 124 -

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

significativamente maiores que as observadas na linha de tratamento convencional (linha 1).

Segundo GOMES et al. (1999), enquanto na digestão anaeróbia de lodos de esgotos, 70% do

metano é formado a partir do ácido acético, não se pode supor valores semelhantes na

degradação do lixo urbano aterrado.

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

Acético Butírico Isobutírico Propiônico Isovalérico Valérico

Ácidos Voláteis

Con

cent

raçã

o (m

g/L)

Linha 1Linha 3Efl. UASB

Figura 5.23: Concentrações médias de ácidos graxos voláteis em ambas as linhas de operação e no efluente do reator UASB, imediatamente antes do início dos procedimentos de correção do pH da linha 3, determinadas por cromatografia gasosa (N=6 amostras).

Adicionalmente, é possível notar uma redução das concentrações de AGV no efluente do

reator UASB, indicador da existência de alguma atividade metanogênica, ainda que

incipiente, sob condições de pH bastante desfavoráveis. Esta constatação é coerente com o

gradual incremento da concentração de metano no biogás, observado em ambas as linhas de

monitoramento durante todo o período de investigação (item 5.3).

- 125 -

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

5.2.5. Toxicidade

5.2.5.1. Cloreto

Segundo CHERNICHARO (1997), a toxicidade por sais está normalmente associada ao

cátion, e não ao ánion do sal. Ademais, a combinação de íons cloreto com cátions metálicos

pode levar à formação de complexos estáveis (SAWYER & McCARTY, 1985), reduzindo a

concentração e a toxicidade pela disponibilidade de metais solúveis.

Ao se observar os gráficos da Figura 5.24, constata-se que as concentrações de cloretos (Cl-)

foram de aproximadamente 4 g/L em ambas as linhas de operação, permanecendo

aproximadamente constantes durante todo o período monitorado.

0

1500

3000

4500

6000

7500

9000

0 30 60 90 120 150 180

Tempo de Operação (dias)

Clo

reto

(mg/

L)

R1 R2

0

1500

3000

4500

6000

7500

9000

0 30 60 90 120 150 180

Tempo de Operação (dias)

Clo

reto

(mg/

L)

R7 R8 R9

Figura 5.24: Evolução temporal das concentrações de cloreto nas duas linhas de operação.

Em seu trabalho sobre a influência da salinidade no tratamento aeróbio de efluentes de

abatedouros, CHIURATO (1987) verificou que a presença de íons cloreto em concentrações

inferiores a 10 g/L (baixa salinidade) estimulava a atividade microbiana.

5.2.5.2. Sulfeto

O efeito inibitório do sulfeto, quando associado à presença de sulfato em altas concentrações,

pode ocasionar alterações significativas nas rotas metabólicas da digestão anaeróbia em

diversos momentos do processo, devido à competição entre as bactérias redutoras de sulfato

- 126 -

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

(BRS) e outros microrganismos anaeróbios: competição com as bactérias fermentativas por

compostos monoméricos (açúcares, peptídeos, aminoácidos), com as bactérias produtoras de

hidrogênio pelos produtos intermediários da fermentação (propionato, butirato, etanol e

outros), com as bactérias homoacetogênicas pelo hidrogênio gasoso ou, ainda, com as

metanogênicas hidrogenotróficas e acetoclásticas pelos compostos precursores diretos da

metanogânese, H2 e acetato, respectivamente (CALLADO et al., 1997).

Segundo CALLADO et al. (1997), é ainda difícil concluir qual a causa principal da inibição

da digestão anaeróbia, observada em reatores submetidos a altas concentrações de sulfato no

afluente: competição pelo substrato, toxicidade do sulfeto, toxicidade do cátion, ou associação

destes fatores?

Na fase inicial do experimento, em ambas as linhas de operação, observa-se condições

desfavoráveis quanto à toxicidade por sulfeto (Figura 5.25), uma vez que o mesmo encontra-

se predominantemente sob a forma não dissociada H2S (mais tóxica) na faixa de pH inferior a

6, e em concentrações superiores a 200 mg/L (CHERNICHARO, 1997).

0

50

100

150

200

250

300

0 30 60 90 120 150Tempo de Operação (dias)

Sulfe

to (m

g/L)

R1 R2

0

50

100

150

200

250

300

0 30 60 90 120 150Tempo de Operação (dias)

Sulfe

to (m

g/L)

R7 R8 R9

Figura 5.25: Evolução temporal das concentrações de sulfeto nas duas linhas de operação.

Entretanto, a toxicidade por sulfeto não pode ser considerada significativa, haja visto o

gradual incremento da proporção de metano nas linhas de operação 1 e 3, durante todo o

experimento (Figura 5.34). Segundo SPEECE (1983) apud CALLADO et al. (1997), a

inibição da metanogênese só ocorre a partir de concentrações de sulfeto dissolvido

correspondentes a concentrações de 6% de gás sulfídrico no biogás.

- 127 -

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

Pode-se ainda observar, na Figura 5.26, uma redução do sulfeto no efluente do reator UASB,

seja pela complexação com cátion metálicos, seja pela perda para a fase gasosa.

Figura 5.26: Avaliação da redução das concentrações de sulfeto no efluente do reator UASB.

0

50

100

150

200

250

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

Sulfe

to (m

g/L)

Linha 3Efl. UASB

Assim, a presença de sulfeto pode ter sido benéfica ao sistema, com a precipitação de sais de

sulfeto insolúveis (não tóxicos), a partir da reação entre o sulfeto na forma não dissociada

(tóxico) e metais pesados em estado solúvel (tóxicos).

5.2.5.3. Nitrogênio Amoniacal

Na fase inicial de operação do experimento, devido ao pH ácido, pode-se considerar a

presença predominante do nitrogênio amoniacal sob a forma ionizada (menos tóxica), para a

qual o limite máximo de tolerância das metanogênicas é da ordem de 3000 mg/L

(CHERNICHARO, 1997). Assim, na linha 1, como observado na Figura 5.27, a toxicidade

pelo íon amônia não foi motivo de preocupação, pois a concentração de nitrogênio amoniacal

foi de aproximadamente de 800 a 1200 mg/L.

0

400

800

1200

1600

2000

0 30 60 90 120 150 180

Tempo de Operação (dias)

N a

mon

iaca

l (m

g/L) R1 R2

0

400

800

1200

1600

2000

0 30 60 90 120 150 180

Tempo de Operação (dias)

N a

mon

iaca

l (m

g/L) R7 R8 R9

Figura 5.27: Evolução temporal das concentrações de nitrogênio amoniacal em ambas as linhas de operação.

- 128 -

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

Entretanto, após a elevação do pH na linha 3, verifica-se que a concentração de amônia livre,

apesar de bem superior ao limite de toxicidade de 150 mg N-NH3/L (CHERNICHARO,

1997), não parece ter causado efeitos adversos à metanogênese (itens 5.2.1, 5.2.2, 5.2.4 e 5.3).

0

400

800

1200

1600

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

N a

mon

iaca

l (m

g/L)

Linha 3 Efl. UASB

Figura 5.28: Evolução da concentração de nitrogênio amoniacal no afluente e efluente do reator UASB.

Quanto ao reator UASB, apesar da provável conversão microbiológica do nitrogênio orgânico

em nitrogênio amoniacal, por via anaeróbia, no interior do reator UASB, não se verifica um

significativo acréscimo na concentração deste composto no efluente (Figura 5.28). Tal fato

pode ser explicado pela adsorção do íon amônio em sítios negativamente carregados do

material orgânico retido na manta de lodo. KIEHL (1985) apud REICHERT et al. (2000)

descreve o trabalho de WAY (1950), o qual observou a retenção eletrostática de cátions

metálicos e do amônio nas micelas coloidais húmicas.

- 129 -

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

5.2.5.4. Metais

Alguns metais pesados, tais como o cromo, níquel, zinco, cobre e outros são considerados

toxinas inorgânicas altamente nocivas ao tratamento anaeróbio, seja no estado solúvel (cátions

metálicos), seja na forma de sais (CHERNICHARO, 1997).

Entretanto, como descrito no item 5.2.5.2, a disponibilidade de sulfetos pode ter minimizado

os problemas relativos à toxicidade por metais, devido à formação de sulfetos metálicos

bastante insolúveis e pouco tóxicos. As Figuras 5.29 a 5.33 apresentam os teores de metais

aferidos no lixiviado dos reatores experimentais de ambas as linhas de tratamento dos RSU e

no efluente do reator UASB, à exceção do cádmio e do chumbo, pois as concentrações destes

elementos foram quase sempre inferiores aos limites de detecção do aparelho.

05

10152025303540

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

Man

ganê

s (m

g/L)

Linha 1Linha 3Efl. UASB

05

10152025303540

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

Alum

ínio

(mg/

L)

Linha 1Linha 3Efl. UASB

CONAMA 20/86

Figura 5.29: Evolução das concentrações de manganês e alumínio nas duas linhas de operação e no efluente do reator UASB.

0

5

10

15

20

25

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

Zinc

o (m

g/L)

Linha 1Linha 3Efl. UASB

0

200

400

600

800

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

Ferro

(mg/

L)

Linha 1Linha 3Efl. UASB

CONAMA 20/86

CONAMA 20/86

Figura 5.30: Evolução das concentrações de zinco e ferro nas duas linhas de operação e no efluente do reator UASB.

- 130 -

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

0

100

200

300

400

500

600

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

Cál

cio

(mg/

L)

Linha 1Linha 3Efl. UASB

0

100200

300

400

500600

700

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

Mag

nési

o (m

g/L)

Linha 1Linha 3Efl. UASB

Figura 5.31: Evolução das concentrações de cálcio e magnésio nas duas linhas de operação e no efluente do reator UASB.

0,0

0,4

0,8

1,2

1,6

2,0

2,4

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

Níq

uel (

mg/

L) Linha 1Linha 3Efl. UASB

0,00,51,01,52,02,53,03,5

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

Cob

re (m

g/L)

Linha 1Linha 3Efl. UASB

CONAMA 20/86

CONAMA 20/86

Figura 5.32: Evolução das concentrações de níquel e cobre nas duas linhas de operação e no efluente do reator UASB.

Figura 5.33: Evolução da concentração de cromo nas duas linhas de operação e no efluente do reator UASB.

0,0

0,4

0,8

1,2

1,6

2,0

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

Cro

mo

(mg/

L) Linha 1Linha 3Efl. UASB

CONAMA 20/86 - Cr (VI)

CONAMA 20/86 - Cr (III)

- 131 -

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

Observa-se, nos gráficos apresentados, a tendência de manutenção (Zn, Ni, Ca, Mg, Fe) ou

redução (Mn, Al, Cu, Cr) dos teores inicialmente aferidos.

Os elevados teores de cálcio e magnésio podem ser explicados pela considerável quantidade

de material orgânico e entulhos da construção civil no lixo urbano amostrado (Tabela 5.3),

enquanto que o material eletrônico, latas e outros metais ferrosos contribuem

significativamente para a elevada concentração de ferro no chorume (IPT/CEMPRE, 2000).

As concentrações de manganês e de ferro no lixiviado dos reatores de RSU e no efluente do

reator UASB foram bem superiores aos limites máximos de lançamento estabelecidos pela

Resolução CONAMA 20/86: Mn < 1 mg/L e Fe < 15 mg/L.

Contrariamente, é interessante observar que o efluente tratado do reator UASB cumpriu

satisfatoriamente os padrões de lançamento de efluentes (CONAMA 20/86) para vários dos

metais analisados, durante os 120 primeiros dias de operação do sistema: zinco (<5,0 mg/L),

níquel (<2,0 mg/L), cobre (<1,0 mg/L) e cromo (III) e (VI) (<2,0 mg/L e 0,5 mg/L,

respectivamente).

Entretanto, após este período, com o incremento da produção de biogás na linha de tratamento

integrado dos RSU e do chorume (Figura 5.35), ocorreu possivelmente a “lavagem” do sulfeto

no sistema, uma vez que, quanto maior a produção de metano, maior é a quantidade de sulfeto

na forma gasosa retirada da fase líquida (CHERNICHARO, 1997).

Desta forma, considerando-se ainda o fato do lodo biológico não ter sido descartado em

momento algum, os metais pesados removidos, até então, sob a forma de sais de sulfeto junto

à manta de sólidos em suspensão, podem ter se solubilizado, tornando-se disponíveis como

cátions metálicos. Tal hipótese explica a deterioração do efluente do reator UASB verificada

no período final de monitoramento, com grandes oscilações e sucessivos picos de

concentração destes metais.

- 132 -

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

5.3. Biogás Produzido na Digestão Anaeróbia dos Reatores de RSU

O incremento gradual nas concentrações médias de metano em ambas as linhas de operação

do experimento – de 20 para 40% (linha 1) e de 30% para 60% (linha 3) – desperta a atenção

sobre um fato curioso: o desenvolvimento da atividade metanogênica no interior dos reatores

anaeróbios de RSU, mesmo em condições iniciais de pH bastante desfavoráveis (pH ≅ 5,5).

Adicionalmente, é fácil notar o enorme incremento da atividade metanogênica no interior do

reator UASB após o início dos procedimentos de correção do pH afluente ao reator (100o dia

de operação do sistema), com o aumento da proporção do gás metano de aproximadamente

10% para cerca de 80%, no final do período de monitoramento (Figura 5.34).

0

20

40

60

80

100

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

CH

4 (%

)

Linha 1Linha 3Reator UASB

0

20

40

60

80

100

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

CO

2 (%

)

Linha 1Linha 3Reator UASB

Figura 5.34: Evolução das concentrações médias de metano e dióxido de carbono nas 2 linhas de operação e no reator UASB, por cromatografia gasosa.

Os gráficos da Figura 5.34 evidenciam que os reatores de RSU apresentam uma dinâmica de

reação mais lenta que a do reator UASB e, por conseguinte, menos susceptível às variações

das condições de acidez/alcalinidade.

Outro aspecto relevante diz respeito à produção de biogás nas duas linhas de operação. Após a

correção do pH do chorume afluente ao reator UASB, verifica-se, também, um enorme salto

na produção acumulada de biogás nos reatores da linha 3 (Figura 5.35).

- 133 -

DESA/UFMG __________________________________________________________________________________________

Figura 5.35: Produção acumulada de biogás nas duas linhas de operação.

0

1

10

100

1000

10000

0 30 60 90 120 150 180Tempo de Operação (dias)

Pro

duçã

o ac

umul

ada

de

biog

ás (l

itros

)

Linha 1Linha 3

Tal fato faz-se coincidente com a constatação de uma significativa redução da concentração

dos ácidos graxos voláteis no chorume drenado destes reatores (Figura 5.19). Assim, é correto

deduzir que o salto na quantidade de biogás produzido na linha 3 deve-se ao grande acúmulo

e disponibilidade de substrato orgânico acidificado, até então não metabolizado pelas arqueas

metanogênicas em taxas compatíveis com as das bactérias acidogênicas.

Tabela 5.13: Avaliação da produção de biogás e metano nas duas linhas de operação.

Concentração de metano

(%)

Produção acumulada de biogás

(litros)

Produção acumulada (1)

de metano (litros) Fase Dia de

Operação Linha 1 Linha 3 Linha 1 Linha 3 Linha 1 Linha 3

2 20,7 29,7 0,1 0,1 0,0 0,0 48 32,3 46,4 5,1 0,8 1,6 0,4 64 38,4 50,4 5,8 0,8 1,9 0,4 85 34,2 50,8 11,6 1,2 3,9 0,6

1

92 39,8 54,6 11,6 1,2 3,9 0,6 2 106 38,4 57,9 11,6 2,0 3,9 1,2

126 40,1 61,7 11,6 2,1 3,9 1,2 132 41,0 61,1 11,6 1906,4 3,9 1164,7 3 135 41,7 61,2 11,6 3089,1 3,9 1888,4 142 42,9 58,1 11,6 3375,1 3,9 2054,6 149 45,4 59,9 11,6 3375,7 3,9 2054,9 156 45,1 58,6 14,0 3598,2 5,0 2185,2 163 44,7 58,5 14,0 4845,4 5,0 2915,3

4

169 45,0 59,0 16,5 5342,4 6,1 3208,5 (1) – Produção estimada de metano (litros) = CH4 (%) x Produção de biogás (litros)

- 134 -

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Os reatores da linha 3 (sistema integrado de tratamento) produziram, conjuntamente, cerca de

5,30 m3 de biogás, enquanto que, na linha 1 (sistema convencional de aterramento), a

produção acumulada total somou pouco mais de 0,01 m3 (Tabela 5.13). Assim, considerando-

se a redução da concentração da DQO filtrada na linha 3 neste mesmo período (Figura 5.9), e

o volume total de chorume nesta linha (3 reatores com 200 litros cada), é possível estimar a

relação entre a produção de biogás e metano, com a assimilação do substrato orgânico:

Como pode-se observar, a produção de metano estimada a partir da remoção de DQO no

sistema integrado de tratamento (linha 3) é um pouco inferior à produção teórica máxima

(CHERNICHARO, 1997):

- 135 -

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5.4. Avaliação da Produção de Sólidos no Sistema Integrado

A cinética de crescimento dos microrganismos está diretamente associada a uma série de

fatores: temperatura, disponibilidade de nutrientes, toxicidade e outras. Entretanto, apesar das

complexas interações entre o meio abiótico e a microflora bacteriana, o crescimento biológico

pode ser estimado satisfatoriamente por modelos teóricos simplificados, construídos a partir

da descrição de dois processos antagônicos por funções matemáticas aproximadas:

crescimento celular específico (reação de primeira ordem e equação de Monod) e respiração

endógena (reação de primeira ordem).

Adicionalmente, a produção líquida de biossólidos pode variar significativamente em função

da maior ou menor capacidade de assimilação de determinado tipo substrato (atividade

específica da biomassa). A Figura 5.36 ilustra resumidamente a correlação entre a biomassa e

o tipo de substrato metabolizado.

Figura 5.36: Avaliação qualitativa da produção de sólidos na digestão anaeróbia, destacando-se a correlação dos principais fatores intervenientes (substrato e microrganismos). Adaptado de CHERNICHARO (1997).

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O coeficiente de produção de biomassa é um parâmetro cinético importante, que correlaciona

a produção de sólidos (SSV) com a utilização do substrato orgânico (DQO removida), mas, na

prática, sua determinação mostra-se difícil. HENZE & HARREMOËS (1983) apud

CHERNICHARO (1997) apresentam os seguintes coeficientes de produção de biomassa para

organismos anaeróbios, determinados a 35oC: bactérias acidogênicas (0,15 gSSV/gDQO),

arqueas metanogênicas (0,03 gSSV/gDQO), e população combinada (0,18 gSSV/gDQO).

Neste experimento, considerando-se tratar de um “circuito fechado”, com a recirculação de

todo o volume de lixiviado drenado dos reatores de RSU, após tratamento no reator UASB, e

inoculação da digestão dos RSU com toda a massa de lodo biológico excedente, sem a

manutenção do teor de umidade ou alguma outra contribuição ao balanço de massa do

sistema, a única possibilidade de redução do teor de matéria orgânica consiste na conversão

dos compostos orgânicos complexos (DQO particulada) em outros mais simples (AGV), e

estes, por sua vez, em metano e dióxido de carbono (Figura 5.37).

Fig

LIBÂNIO (2002)

ura 5.37: Balanço de massa no sistema de tratamento integrado dos RSU e do chorume.

- 137 -

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Portanto, uma vez que a degradação da matéria orgânica está intrinsecamente relacionada à

síntese celular dos microrganismos decompositores, pôde-se estimar o coeficiente de

produção de biomassa na linha de tratamento integrado se considerados o incremento do teor

de sólidos suspensos voláteis (Figura 5.14) e o decaimento da DQO filtrada (Figura 5.9), após

o início dos procedimentos de correção do pH para favorecimento da atividade metanogênica:

O valor estimado do coeficiente de produção de biomassa (Y ≅ 0,03 gSSV/gDQO removida),

correspondente ao crescimento dos SSV na linha 3 (Figura 5.14) após a correção do pH, é

igual ao valor preconizado na literatura para as arqueas metanogênicas (HENZE &

HARREMOËS, 1983 apud CHERNICHARO, 1997).

Através da regressão linear de pontos amostrais correspondentes à evolução temporal da

massa de sólidos totais no lodo biológico de um reator UASB, submetido a diferentes cargas

orgânicas afluentes, OLIVA et al. (1996) sugeriram a adoção de uma taxa de produção de

sólidos igual a 0,025 gST/gDQOafluente.

Por fim, considerando-se também as demais observações simultâneas referentes ao acentuado

incremento da produção de biogás (item 5.3), redução da DBO, DQO filtrada e da razão

DBO/DQO (item 5.2.1); além da constatação do aumento dos teores de sólidos suspensos

voláteis e diminuição da concentração de sólidos dissolvidos voláteis (item 5.2.2) e de ácidos

graxos voláteis (item 5.2.4), é correto afirmar que a correção do pH do lixiviado dos reatores

experimentais da linha 3, de cerca de 5,5 até 7,5, propiciou o desenvolvimento da população

de organismos metanogênicos.

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Diferentemente, nada se pode afirmar quanto ao crescimento da biomassa no interior do reator

UASB, haja visto que não se procedeu ao descarte periódico do lodo biológico. A

determinação do perfil de sólidos, com a amostragem do lodo em três diferentes níveis

(torneiras 1, 8 e 12) e análise da concentração de sólidos totais (voláteis e fixos), evidencia a

simples manutenção da massa de sólidos quando da inoculação do reator (Figura 5.38).

Figura 5.38: Evolução do perfil de sólidos no reator UASB, determinado nas 4 fases de operação do sistema integrado (linha 3). Ironicamente, se considerado o interesse no uso do lodo biológico excedente para inoculação

da digestão dos resíduos sólidos urbanos aterrados, a baixa taxa de produção de biossólidos

em reatores anaeróbios, atribuída por diversos autores como um das vantagens da

estabilização da matéria orgânica por via anaeróbia, não pode ser apontada como um fator

positivo no tratamento do lixiviado de aterros sanitários, pelo menos durante a fase inicial de

operação dos aterros, quando uma maior quantidade de inóculo seria benéfica.

A inoculação da digestão dos RSU com lodo biológico, seja através da recirculação de parte

do chorume tratado, ou simplesmente, com a recirculação de lodos concentrados, minimiza os

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inconvenientes com o transporte, estabilização e disposição final do lodo. Uma vez que o seu

destino são as próprias células de aterramento, o transporte do lodo consubstancia-se no

carreamento destes sólidos junto à fase líquida que retorna por bombeamento, enquanto que a

estabilização e disposição final do mesmo dar-se-ão no interior do aterro, que funciona como

um verdadeiro biodigestor.

Contudo, a caracterização físico-química do lodo biológico não pode ser negligenciada e,

dentre as maiores preocupações concernentes ao seu uso ou disposição final, pode-se citar os

elevados teores de metais pesados.

A remoção de metais no chorume bruto, tratado biologicamente, pode ocorrer através da

formação de sulfetos metálicos, por processo anaeróbio, ou de hidróxidos metálicos, por via

aeróbia (HAMADA et al., 2000). Entretanto, por vezes, faz-se ainda necessário uma maior

remoção de metais pesados, empregando-se usualmente a precipitação química entre outras

alternativas de tratamento físico-químico.

Neste experimento, efetuaram-se determinações de metais no lodo do reator UASB em duas

oportunidades: quando do preenchimento do reator UASB com o lodo biológico excedente

produzido por outro reator UASB tratando esgoto doméstico, e ao final dos primeiros 140

dias de operação do sistema, após a correção do pH do chorume afluente ao reator. A Figura

5.39 apresenta os teores de metais pesados determinados em três pontos distintos ao longo do

perfil de lodo do reator UASB.

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Figura 5.39: Avaliação das concentrações de metais pesados no lodo biológico em diferentes níveis do reator UASB, no início e término do período de monitoramento. Pode-se observar que para todos os elementos analisados, à exceção do cálcio e do manganês,

houve um acréscimo em suas concentrações após 140 dias de operação. Tal fato pode ser

explicado pela formação de precipitados insolúveis, notadamente os sulfetos metálicos, que

ficam retidos junto à biomassa em suspensão (item 5.2.5.2).

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As concentrações iniciais de metais pesados aferidas no lodo biológico do reator UASB são

da mesma ordem daquelas determinadas em lodos de esgotos sanitários por outros autores,

apresentadas na Tabela 5.14.

Tabela 5.14: Comparação entre os teores de metais pesados em amostras do lodo biológico do reator UASB tratando chorume, após 140 dias de operação, e aqueles referenciados em alguns outros trabalhos, relativos ao lodo de esgoto sanitário.

Metais Pesados (mg kg-1) Referência

Ni Cr Cd Cu Mn Zn Ca Mg Al

Presente estudo (1) 340 101 <5 626 943 2000 73000 12000 27000

Miyazawa et al., 1996 (2) 81 125 <2,5 401 - 1340 - - -

Tsadilas et al., 1995 (2) 77 103 4,1 101 - 137 - - -

Tan, 1995 80 250 - 800 - 3000 - - -

(1) – Média ponderada das concentrações de metais pesados no lodo, correspondente aos diferentes trechos do reator UASB (torneiras 1, 6 e 11)

(2) – Trabalhos referenciados por ANDREOLI et al. (1999).

Ademais, verificou-se também que as concentrações de metais no lodo do reator UASB, após

140 dias de operação, à exceção do níquel, não são proibitivas com relação à sua aplicação na

agricultura (Tabela 5.15), uma vez que seus valores são menores que os limites máximos

recomendados por ANDREOLI et al. (1999). Entretanto, seu emprego dependerá ainda da

avaliação dos efeitos cumulativos, das características químicas do solo e de outras

especificidades da cultura agrícola em questão.

Tabela 5.15: Avaliação da possibilidade de reciclagem do lodo biológico do reator UASB.

Elemento Concentração determinada no (1)

Lodo Biológico do reator UASB (mg/kg matéria seca)

Valor Limite (2)

p/ Reciclagem na Agricultura (mg/kg matéria seca)

Cd <5 20 Cu 626 1000 Ni 340 300 Pb - 750 Zn 2000 2500 Hg - 16 Cr 101 1000

(1) – Análise do lodo biológico após 160 dias de operação. (2) – Valores recomendados por ANDREOLI et al. (1999).

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6. CONCLUSÕES

Os procedimentos metodológicos adotados neste estudo consideraram alguns aspectos de

caráter específico do lixo urbano, notadamente referentes à heterogeneidade destes resíduos,

com a definição de critérios de classificação e segregação, e seleção dos constituintes a serem

analisados. Além disto, em função da lacuna existente neste campo, buscou-se adaptar alguns

métodos convencionais, já amplamente aceitos, empregados nas análises de outros materiais –

composto de lixo urbano, solos orgânicos, alimentos e outros.

Os resultados obtidos na caracterização físico-química dos resíduos sólidos urbanos

amostrados – composição gravimétrica, teor de umidade, teor de carbono, hidrogênio e

nitrogênio, teor de sólidos voláteis e de metais – se mostraram coerentes com aqueles

divulgados em outros trabalhos técnicos concernentes ao tema. Assim, ainda que se faça

necessária uma maior investigação acerca de sua aplicabilidade e da magnitude dos erros

envolvidos, as premissas e metodologias adotadas mostram-se válidas e adequadas para

estudos semelhantes.

Por sua vez, o monitoramento da fase inicial de biodegradação da fração orgânica dos

resíduos sólidos urbanos confinados nos reatores experimentais, submetidos a duas condições

distintas de operação – sistema convencional de aterramento e sistema integrado de

tratamento dos resíduos sólidos e do chorume, através da recirculação do efluente tratado em

reator UASB e da inoculação da digestão anaeróbia dos resíduos com o lodo biológico

produzido – permitiu a constatação de algumas premissas e observação de vários outros

aspectos relevantes.

No período inicial de operação das linhas 1 e 3, correspondente aos 100 primeiros dias de

operação, a evolução dos parâmetros físico-químicos monitorados em ambas as linhas de

tratamento se deu de forma bastante similar, à exceção dos teores de metano que foram

sempre superiores na linha de tratamento integrado (linha 3). Assim, independentemente das

condições de operação dos reatores, não foi possível identificar nenhuma nítida diferenciação

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no processo de biodigestão da fração orgânica putrescível pois, nas duas linhas de tratamento,

verificou-se:

• baixa produção acumulada de biogás, sendo o volume total de biogás produzido neste

período inferior a 12 litros, e o volume total de metano inferior a 5 litros;

• elevados teores de matéria orgânica solúvel e particulada, observando-se elevadas

concentrações de DBO (> 30 g/L), DQO filtrada (≅ 40 g/L) e DQO total (≅ 60 g/L);

• elevada razão DBO/DQO ≅ 0,8 , correspondente à fase inicial de degradação dos

resíduos aterrados (DBO/DQO > 0,5), na qual, usualmente, existe uma grande

disponibilidade de substrato facilmente biodegradável. Este quociente é ainda bem

superior ao valor indicativo da sucessão entre as fases acetogênica e metanogênica

(DBO/DQO ≅ 0,4).

• elevado teor de sólidos dissolvidos voláteis (SDV > 20 g/L), os quais correspondem,

em grande parte, aos ácidos orgânicos de cadeia curta, ou seja, ácidos graxos voláteis

(AGV ≅ 20 g/L);

• elevada alcalinidade total (AT ≅ 10 g/L) devida quase que integralmente à elevada

alcalinidade de ácidos voláteis;

Entretanto, a análise posterior de ácidos graxos voláteis por cromatografia gasosa, realizada

ao final deste período, mostrou que a recirculação do chorume e a inoculação com o lodo

biológico intensificaram a fermentação dos compostos orgânicos, promovendo um

significativo incremento na concentração dos principais ácidos voláteis precursores da

formação de metano. As concentrações de ácido acético, propiônico e butírico, determinadas

na linha de tratamento integrado (linha 3), foram bem mais expressivas que aquelas aferidas

na linha de tratamento convencional. Tal fato pode também explicar a maior proporção de gás

metano no biogás coletado junto aos reatores da linha 3, verificada ao longo de todo o período

inicial de monitoramento dos reatores de RSU, considerando-se a maior disponibilidade de

substrato acidificado necessário ao metabolismo dos microrganismos metanogênicos.

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É importante ressaltar também que, neste período, ainda que de forma modesta, observa-se,

em todos os reatores experimentais, a metanogênese em condições ambientais bastante

desfavoráveis:

• pH ácido (pH ≅ 5,5), abaixo da faixa ótima para a metanogênese (6,5 < pH < 7,5);

• alcalinidade bicarbonato praticamente nula, bem inferior ao valores considerados

adequados à manutenção do pH na faixa ótima de síntese celular das bactérias

metanogênicas (1 < AB < 5 gCaCO3/L);

• elevada toxicidade por sulfetos (S-2 ≅ 200 mg/L), os quais se encontram

predominantemente sob a forma não dissociada (H2S), mais tóxica, em concentrações

superiores aos níveis máximos de toxicidade (S-2 > 150 mg/L, pH < 6).

Entretanto, após a suplementação da alcalinidade bicarbonato, iniciada no 100o dia de

operação do sistema, com a elevação do pH até valores aproximadamente neutros e redução

da razão AGV/AT até valores inferiores a 0,5, foi possível notar a sucessão entre as etapas de

fermentação e metanogênese nos reatores experimentais de linha 3 (R7, R8 e R9), evidenciada

por uma série de indicadores:

• alteração das características organolépticas do lixiviado drenado, com o

desenvolvimento de uma coloração escura, possivelmente pela presença de compostos

recalcitrantes, como os ácidos fúlvicos e húmicos, e significativa suavização do odor;

• acentuado incremento na produção de biogás, observando-se, neste período, uma

produção total de biogás em torno de 5340 litros (≅ 0,25 L biogás/gDQO remov),

correspondente a um volume acumulado total de aproximadamente 3208 litros de gás

metano (0,15 L de CH4/g DQO remov);

• redução da razão DBO/DQO até valores iguais ou inferiores a 0,4, indicativo da

sucessão entre as fases acetogênica e metanogênica;

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• diminuição da concentração do substrato orgânico solúvel (DQO filtrada < 10 mg/L),

acidificado (AGV ≅ 10 mg/L), e de mais fácil assimilação pelos microrganismos

decompositores (DBO ≅ 10 mg/L).

Adicionalmente, diferentemente dos reatores da linha 1, operados de forma similar a um

aterro convencional, observa-se, neste mesmo período, o aumento da concentração de sólidos

suspensos voláteis, de aproximadamente 1,5 para 2,5 gSSV/L.

A verificação do aumento simultâneo na concentração de SSV na linha 3, e da correspondente

redução de DQO filtrada, permitiu a correlação entre estas duas grandezas, obtendo-se um

coeficiente de produção de biomassa com valor bem próximo ao dos microrganismos

metanogênicos, Y ≅ 0,03 gSSV / gDQO removida.

Tal constatação reforça a hipótese de uma significativa intensificação da atividade

metanogênica na fase final de monitoramento, apesar do possível efeito inibidor ocasionado

pela presença de nitrogênio amoniacal (1500 < N amoniacal < 3000 mg N-NH3/L, pH > 7,4).

Desta forma, com relação aos procedimentos operacionais envolvidos neste estudo, verifica-

se ser adequada e benéfica a implementação de um sistema de tratamento, com a recirculação

dos líquidos lixiviados de aterros sanitários e inoculação da digestão anaeróbia dos resíduos

aterrados com lodo biológico produzido no tratamento do chorume, considerando-se que:

• a simples recirculação do chorume e a inoculação com lodo biológico produzido no

próprio tratamento dos líquidos lixiviados, sem nenhuma adição de alcalinidade

bicarbonato, ainda que não tenham se mostrado suficientes para promover o

desenvolvimento da metanogênese, parecem ter favorecido significativamente a etapa

anterior de fermentação. Todavia, é importante ressaltar que tais observações advém

de um curto período de monitoramento, correspondente a apenas 160 dias de operação

dos reatores. É possível que, após um maior período de observações, se constate que a

recirculação do chorume também abrevia o início da metanogênese, favorecendo a

digestão dos resíduos sólidos urbanos, conforme já demonstrado em outros estudos;

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• a suplementação da alcalinidade bicarbonato, requerida para o desenvolvimento da

atividade metanogênica, mostrou ser imprescindível para a obtenção de um equilíbrio

entre as diversas comunidades de microrganismos envolvidos na digestão anaeróbia

dos resíduos aterrados. Somente através da recirculação do chorume com pH neutro

foi possível observar a redução da carga orgânica do lixiviado, com a conversão final

do substrato orgânico acidificado em gás metano e dióxido de carbono.

Por fim, ao se constatar uma sucessão mais breve das fases de hidrólise e acetogênese para a

fase final de metanogênese na linha correspondente ao sistema de tratamento integrado

proposto neste estudo (linha 3), correspondente ao sistema integrado de tratamento dos RSU

e do chorume, admite-se um melhor desempenho desta linha de operação.

7. RECOMENDAÇÕES

Primeiramente, a discussão sobre os aspectos metodológicos, apresentada no item 4, ressalta a

urgente necessidade de padronização e divulgação de metodologias de amostragem e

preparação de amostras, na caracterização físico-química de resíduos sólidos urbanos.

Verifica-se, também, a necessidade de continuidade do monitoramento do experimento por

um período de tempo que possibilite a efetiva conversão da grande quantidade de matéria

orgânica ainda remanescente em metano e dióxido de carbono, o que permitirá a aferição mais

criteriosa das taxas e rotas metabólicas de bioestabilização dos resíduos sólidos por via

anaeróbia.

Adicionalmente, após o término deste período maior de monitoramento, com a abertura dos

reatores experimentais de RSU e avaliação da quantidade remanescente da fração orgânica,

será possível avaliar adequadamente a magnitude dos benefícios do sistema integrado de

tratamento de lixo urbano e de chorume.

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8. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS

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