Larissa Aparecida Góes Damasceno EMISSÕES DE METANO ... · Figura 15. Esquema de ensaio de...
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i UNIVERSIDADE FEDERAL DA BAHIA ESCOLA POLITÉCNICA PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM ENGENHARIA CIVIL Larissa Aparecida Góes Damasceno EMISSÕES DE METANO ATRAVÉS DO SISTEMA DE COBERTURA DE UM ATERRO SANITÁRIO Salvador 2017
Transcript of Larissa Aparecida Góes Damasceno EMISSÕES DE METANO ... · Figura 15. Esquema de ensaio de...
iUNIVERSIDADE FEDERAL DA BAHIA
ESCOLA POLITÉCNICA
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM ENGENHARIA CIVIL
Larissa Aparecida Góes Damasceno
EMISSÕES DE METANO ATRAVÉS DO SISTEMA DE COBERTURA DE UM ATERRO
SANITÁRIO
Salvador
2017
iiUNIVERSIDADE FEDERAL DA BAHIA
ESCOLA POLITÉCNICA
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM ENGENHARIA CIVIL
EMISSÕES DE METANO ATRAVÉS DO SISTEMA DE COBERTURA DE UM ATERRO
SANITÁRIO
Larissa Aparecida Góes Damasceno
Trabalho apresentado ao Programa de Pós-
Graduação em Engenharia Civil como
requisito necessário para a aprovação na
componente curricular ENGM31 –
Qualificação de Mestrado.
Orientadora: Prof. Dra. Miriam de Fátima Carvalho Machado
Salvador
2017
iiiRESUMO
O sistema de cobertura dos resíduos é um dos mecanismos para evitar ou minimizar a emissão
de metano produzido em aterros sanitários para a atmosfera. Porém, ao longo do tempo e, em
contato com as condições ambientais, a cobertura tem sua eficiência reduzida. As emissões
fugitivas são influenciadas por alguns parâmetros tais como tipo de solo usado, densidade e
teor de umidade do solo, presença de caminhos preferenciais de fluxo (fissuras na camada),
bem como técnica operacional do aterro. Este trabalho tem como objetivo avaliar o
comportamento do sistema de cobertura de um aterro sanitário de grande porte localizado em
uma região de clima tropical, através de investigações realizadas em campo e em laboratório.
A área objeto de estudo está localizada em uma célula do Aterro Sanitário Metropolitano
Centro (Salvador – Ba), uma vez que emissões fugitivas de metano constituem uma das
hipóteses para explicar a redução da produção de metano reaproveitável neste aterro. Em
campo estão sendo realizados ensaios de placa de fluxo estática, com medidas do fluxo de
metano, das pressões estática e diferencial para cada ponto ensaiado; também são
determinadas a umidade e a massa específica do solo da camada de cobertura; além de tomar
informações sobre precipitação até 10 dias antes de cada ensaio e pressão nos drenos de
biogás próximos ao ponto ensaiado. Uma planilha contendo todas as variáveis foi elaborada
para estudar as correlações entre elas, obtendo até o momento baixas correlações para análises
linear e multivariada. Em laboratório, serão feitos a caracterização geotécnica do solo e
ensaios para a determinação da permeabilidade do solo de cobertura à água e a um gás
(nitrogênio), informações que serão usadas para testar correlações. Até o momento, o fluxo
mássico de metano pela camada de cobertura tem variado entre 0 e 245,72 g/m2.dia, valores
que se enquadram nas taxas de emissões reportadas na literatura. Ensaios em trincas e
afastando-se dela até 3 vezes a dimensão da placa estão sendo feitos para compreender melhor
a influência dessa variável nas emissões fugitivas.
Palavras-chave: Aterros sanitários; Sistemas de cobertura; Emissões fugitivas de metano.
ivSUMÁRIO
RESUMO....................................................................................................................................3
SUMÁRIO..................................................................................................................................4
ÍNDICE DE FIGURAS...............................................................................................................6
ÍNDICE DE QUADROS............................................................................................................8
ÍNDICE DE TABELAS..............................................................................................................9
SÍMBOLOS E ABREVIATURAS............................................................................................10
1 INTRODUÇÃO......................................................................................................................1
1.1 Problema de pesquisa......................................................................................................3
1.2 Hipóteses do trabalho......................................................................................................3
1.3 Objetivos geral e específicos...........................................................................................3
2 REVISÃO DE LITERATURA...............................................................................................5
2.1 Aterros sanitários de resíduos sólidos urbanos................................................................5
2.2 Sistemas de cobertura de aterros sanitários.....................................................................5
2.2.1 Coberturas convencionais........................................................................................7
2.2.2 Coberturas evapotranspirativas................................................................................9
2.2.3 Barreiras capilares.................................................................................................13
2.2.4 Coberturas metanotróficas (ou oxidativas ou biocoberturas)................................16
2.3 Geração de gases em aterros sanitários.........................................................................21
2.3.1 Emissões gasosas através das camadas de cobertura.............................................26
2.4 Métodos de quantificação de emissões fugitivas..........................................................31
2.4.1 Análise da pluma de contaminação com gás traço (infravermelho)......................34
2.4.2 Placas de fluxo.......................................................................................................35
2.4.2.1 Quantidade de ensaios....................................................................................40
2.5 Fluxo de gases em meios porosos.................................................................................42
2.5.1 Determinação da permeabilidade ao gás...............................................................45
3 METODOLOGIA.................................................................................................................50
3.1 Área de Estudo – O Aterro Sanitário Metropolitano Centro.........................................50
3.1.1 Sistema de captação e reaproveitamento de biogás no ASMC..............................51
3.2 Delimitação da Área de Estudo.....................................................................................53
3.3 Materiais e Métodos......................................................................................................55
3.3.1 Ensaio de placa de fluxo........................................................................................57
v 3.3.1.1 Ensaios de placa realizados............................................................................61
3.3.1.2 Ensaios realizados em trincas........................................................................64
3.3.1.3 Cálculo da vazão de saída do analisador de gás............................................66
3.3.1.4 Cálculo do fluxo de metano através da superfície.........................................68
3.3.2 Determinação do teor de umidade e da massa específica do solo.........................69
3.3.3 Caracterização geotécnica do solo.........................................................................70
3.3.4 Análise dos dados..................................................................................................70
4 RESULTADOS PARCIAIS...................................................................................................72
4.1 Caracterização do solo de coberturas............................................................................72
4.2 Fluxo de metano através da camada de cobertura.........................................................74
4.2.1 Influência das variáveis no fluxo de metano.........................................................75
4.2.2 Ensaios de placa sobre e próximos a trincas..........................................................80
CRONOGRAMA......................................................................................................................85
REFERÊNCIAS........................................................................................................................87
viÍNDICE DE FIGURAS
Figura 1. Balanço hídrico de uma cobertura evapotranspirativa...............................................10
Figura 2. Cobertura evapotranspirativa monolítica...................................................................10
Figura 3. Barreira capilar..........................................................................................................13
Figura 4. Representação da distância de falha de uma barreira capilar....................................14
Figura 5. Biocobertura..............................................................................................................16
Figura 6. Fluxograma com fatores que afetam a oxidação do metano em coberturas de aterro
de RSU......................................................................................................................................17
Figura 7. Fases da produção de biogás em aterros sanitários...................................................23
Figura 8. Geração de biogás em função da presença de microorganismos...............................25
Figura 9. Fluxo de metano em função da pressão atmosférica.................................................27
Figura 10. Correlação entre o fluxo de metano e a temperatura do solo: a) verão; b) outono; c)
inverno......................................................................................................................................29
Figura 11. Esquema geral do método da análise de dispersão da pluma dos gases: estudado e
traço...........................................................................................................................................35
Figura 12. Esquemas dos ensaios de placa estática e dinâmica................................................36
Figura 13. Log da permeabilidade do solo ao gás em função do log do teor volumétrico de ar
no solo.......................................................................................................................................45
Figura 14. Esquema do ensaio de permeabilidade ao gás sob carga constante.........................46
Figura 15. Esquema de ensaio de permeabilidade ao ar em câmara triaxial.............................47
Figura 16. Esquema do ensaio de permeabilidade em edômetro..............................................48
Figura 17. Esquema do ensaio de permeabilidade ao gás sob carga variável...........................49
Figura 18. Localização do ASMC na Região Metropolitana de Salvador – Bahia...................50
Figura 19. Comparação entre as medidas de metano previstas pelo modelo de Machado et al.
(2009) e recuperadas pelo sistema de drenagem.......................................................................52
Figura 20. Vista aérea do ASMC e localização da área de estudo............................................54
Figura 21. Detalhe da planta do ASMC apresentando a área delimitada para este estudo.
Legenda.....................................................................................................................................55
Figura 22. Fluxograma de atividades........................................................................................56
Figura 23. a) Dimensões da placa; b) Placa utilizada nos ensaios............................................58
Figura 24. a) Analisador de gás utilizado nos ensaios de placa de fluxo; b) Detalhe da tela....59
viiFigura 25. Ensaio de placa: a) Formação da vala; b) Vedação da placa; c) Sonda de
temperatura introduzida na placa; d) Ensaio em execução; e) Ponto onde houve um ensaio
após retirada da placa................................................................................................................60
Figura 26. Distribuição de alguns pontos em que foram realizados os ensaios de placa..........63
Figura 27. Precipitação no ASMC durante o período dos ensaios............................................64
Figura 28. Esquema dos ensaios nas proximidades de uma trinca...........................................65
Figura 29. EP-26 após a retirada da placa, ensaio sobre a trinca TR-03...................................66
Figura 30. Medida de profundidade da trinca TR-03................................................................66
Figura 31. Procedimento para medir a vazão de saída do analisador de gás utilizado.............66
Figura 32. Esquema adotado para o cálculo do fluxo mássico de metano................................69
Figura 33. Retirada de amostra para determinação da massa específica aparente do solo.......69
Figura 34. Determinação do teor de umidade: amostras úmidas..............................................69
Figura 35. Curva granulométrica do solo..................................................................................72
Figura 36. Fluxo de CH4: previsto pela equação (18) versus obtido em ensaio.......................79
Figura 37. Fluxo de CH4: previsto pela equação (19) versus obtido em ensaio.......................80
Figura 38. Resultados dos ensaios realizados sobre e próximo a trinca TR-01 (EP-17, EP-18,
EP-19 e EP-20), períodos seco e chuvoso.................................................................................81
Figura 39. Resultados dos ensaios realizados sobre e próximo a trinca TR-02 (EP-50, EP-51,
EP-52 e EP-53), período chuvoso.............................................................................................83
Figura 40. Resultados dos ensaios realizados sobre e próximo a trinca TR-03 (EP-26, EP-27,
EP-28 e EP-29), período chuvoso.............................................................................................84
viiiÍNDICE DE QUADROS
Quadro 1. Camadas que comumente compõem um sistema de cobertura, sua função e
materiais utilizados.....................................................................................................................6
Quadro 2. Composição de algumas coberturas convencionais finais reportadas na literatura.. .7
Quadro 3. Cobertura adotada em alguns aterros brasileiros.......................................................8
Quadro 4. Alguns estudos realizados com coberturas evapotranspirativas...............................11
Quadro 5. Alguns estudos realizados com barreira capilar.......................................................14
Quadro 6. Parâmetros recomendados para testar a aptidão de materiais compostados na
construção de biocoberturas......................................................................................................18
Quadro 7. Alguns estudos realizados com biocoberturas.........................................................19
Quadro 8. Composição do biogás gerado em aterros sanitários...............................................21
Quadro 9. Principais fatores intervenientes no processo de geração de gases em aterros
sanitários...................................................................................................................................23
Quadro 10. Efeito das variáveis que influenciam na geração de biogás em aterros sanitários.25
Quadro 11. Parâmetros geotécnicos que afetam a emissão de biogás .....................................28
Quadro 12. Fluxo de metano em diferentes camadas de cobertura de aterro sanitário.............31
Quadro 13. Forma, dimensões e volume de placas de fluxo (estática e dinâmica) encontradas
na literatura...............................................................................................................................37
Quadro 14: Valores encontrados na literatura para área de células investigadas e número de
ensaios de placa de fluxo realizados.........................................................................................40
Quadro 15. Fatores intervenientes na movimentação dos gases no aterro................................44
Quadro 16. Normas que descreve os procedimentos dos ensaios.............................................56
Quadro 17. Cronograma de atividades......................................................................................85
ixÍNDICE DE TABELAS
Tabela 1. Coordenadas de alguns pontos onde foram realizados ensaios de placa...................61
Tabela 2. Dimensões das trincas estudadas e informações dos ensaios realizados no entorno
delas..........................................................................................................................................65
Tabela 3. Determinação da vazão de saída do analisador de gás..............................................67
Tabela 4. Resultados da caracterização geotécnica do solo da área de estudo.........................72
Tabela 5. Umidade e massa específica seca do solo nos pontos onde os ensaios foram
realizados..................................................................................................................................73
Tabela 6. Resultados: fluxo de CH4 obtidos em ensaios realizados em 20 pontos da área de
estudo........................................................................................................................................74
Tabela 7. Resumo dos resultados obtidos em todos os ensaios.................................................76
Tabela 8. Matriz de correlação linear entre as variáveis medidas.............................................77
Tabela 9. Correlação linear entre as variáveis ajustadas pela função (19)................................78
Tabela 10. Correlação linear entre as variáveis ajustadas pela função (20)..............................79
xSÍMBOLOS E ABREVIATURAS
A Área
ABNT Associação Brasileira de Normas Técnicas
ASMC Aterro Sanitário Metropolitano Centro
BATTRE Bahia Transferência e Tratamento de Resíduos
C Concentração da substância por unidade de volume
cm centímetro
ºC Graus Celsius
CH4 Metano
CO Monóxido de carbono
CO2 Dióxido de carbono
CONDER Companhia de Desenvolvimento Urbano do Estado da Bahia
DD Coeficiente de difusão do gás no meio poroso
DE Dreno de espinha
DG Dreno de gás
DJ Dreno de junção
DM Coeficiente de dispersão mecânica do gás no meio poroso
DP Dreno perfurado
DS Dreno de superfície
DT Dreno transversal
∂C/∂z Gradiente de concentração
dh/dz Gradiente de carga hidráulica
∂P/∂z Gradiente de pressão
ϕ Diâmetro
e Espaçamento
f Emissão fugitiva
Ef Eficiência
g Grama
GEOAMB Laboratório de Geotecnia Ambiental
GCL Geocomposto bentonítico
GMLGSE Guidance on Mnitoring Landfill Gas Surface Emissions
GPR Ground Penetrating Radar
h Hora
H2O Água
xi
H2S Ácido sufídrico
IP Índice de plasticidade
JA Fluxo advectivo mássico
JD Fluxo difusivo mássico
JM Fluxo dispersivo mecânico
JmES Taxa de emissão mássica
K Permeabilidade intrínseca do meio poroso
kPa Quilopascal
l Litro
L Comprimento
m Metro
mm milímetro
mbar Milibar
min Minuto
MM Massa molecular
Nm3 Metro cúbico padronizado
μmol Micromol
μ Viscosidade dinâmica de um fluido
n Número de pontos de ensaios de placa
η Porosidade do meio
NBR Norma Brasileira
O2 Oxigênio
P Pressão
PVC Policloreto de vinila
Patm Pressão atmosférica
PZ Piezômetro
Q Vazão
R2 Coeficiente de determinação
RMS Região Metropolitana de Salvador
RSU Resíduos sólidos urbanos
s Segundo
SUCS Sistema Unificado de Classificação dos Solos
ρ Densidade de um material
t Tempo
T Temperatura
xii
UCSal Universidade Católica do Salvador
UFBA Universidade Federal da Bahia
V Volume
WL Limite de liquidez
WP Limite de plasticidade
% Porcentagem
1 1 INTRODUÇÃO
Do ponto de vista técnico a NBR 8419 (ABNT, 1992, p. 1) define aterro sanitário de
resíduos sólidos urbanos (RSU) como técnica de disposição no solo que não causa danos à
segurança nem à saúde pública e minimiza os impactos ambientais.
Um dos pontos críticos dos projetos de aterros sanitários é o sistema de cobertura final
que deve ser concebido para diminuir a infiltração de água pela superfície, o fluxo de biogás
para a atmosfera e a proliferação de vetores e odores. A cobertura final de um aterro sanitário
muda conforme as características climáticas locais e as geotécnicas do material utilizado, bem
como com a finalidade a que se destina o aterro no que se refere à recuperação de gás e
geração de energia ou apenas tratamento.
O sistema de cobertura dos resíduos é um dos mecanismos para evitar ou minimizar o
escape de metano no aterro sanitário. Porém, ao longo do tempo e em contato com as
condições ambientais, a camada de cobertura reduz a sua eficiência e amplia a possibilidade
de fuga dos gases para a atmosfera. Esta emissão é influenciada por alguns parâmetros
geotécnicos do solo tais como a granulometria, a densidade e o teor de umidade do solo, a
presença de caminhos preferenciais de fluxo (fissuras na camada), bem como a técnica
operacional do aterro.
Uma parte do biogás gerado em aterros atravessa o sistema de cobertura dos resíduos
(camada de solo) e escapa para a atmosfera, mesmo quando o aterro sanitário apresenta um
sistema de captação de biogás.
A biodegradação aeróbia e anaeróbia dos RSU, lançados em aterros (sanitários e
controlados) e lixões, gera produtos na forma líquida e gasosa. Estes necessitam ser
monitorados, tratados e/ou aproveitados a fim de que seja atendido um dos mais importantes
requisitos da implantação de um aterro sanitário que é não degradar o meio ambiente.
O biogás, subproduto da biodegradação de RSU, é constituído por metano (CH4) (55 –
60% do volume produzido), dióxido de carbono (CO2) (40 – 45% do volume produzido), além
de outros gases em menores concentrações.
O metano é um importante gás de efeito estufa, sendo a sua contribuição para o
aquecimento global estimada em 18% e com poder de aquecimento global 25 vezes maior que
o gás carbônico (PAINEL INTERGOVERNAMENTAL DE MUDANÇAS CLIMÁTICAS,
2007 apud SALIM, 2011, p.40; COSTA et al., 2015, p. 2). Os aterros sanitários são
responsáveis por até 20% das emissões de metano geradas pelas atividades antrópicas.
2Os sistemas de coleta de biogás têm ganhado muita aceitação por diversas razões, tais
como reaproveitamento energético, regulamentações do governo, redução dos odores, de
problemas de saúde e segurança. Entretanto, esses sistemas, não são completamente
eficientes, capturando entre 50 e 90% do total de biogás produzido (MACIEL, JUCÁ, 2011,
p. 974; VALENCIA et al., 2015, p. 7).
A avaliação das emissões fugitivas de biogás é uma importante ferramenta para a
gestão de aterros sanitários, pois permite determinar a eficiência dos sistemas de cobertura e
de coleta de biogás. Para a medição do fluxo de gases pelas camadas de cobertura, os
principais métodos de investigação correspondem à placa de fluxo (estática ou dinâmica) e
análises por infravermelho.
As placas de fluxo são utilizadas para medições pontuais, em que caixas fechadas ou
semiabertas são cravadas no solo, enquanto as análises por infravermelho são utilizadas para
grandes áreas e para uma avaliação geral das emissões nas quais a concentração do biogás é
determinada acima da superfície do aterro por processos óticos e/ou térmicos através da
passagem de luz infravermelha (MARIANO, 2008, p. 58).
Conforme Mariano e Jucá (2010, p. 223), a utilização de placas de fluxo é um método
mais preciso para a determinação do fluxo pontual que não exige mão de obra especializada;
possibilita a determinação das características do solo de cobertura no local do ensaio; permite
a avaliação simultânea de diversos gases; e possibilita a análise da influência da idade do
resíduo, condições atmosféricas e pressões do gás no contato entre o solo e o resíduo. Porém,
possui como maior desvantagem a necessidade de realização de grande quantidade de ensaios
para a determinação da emissão total de um aterro.
No contexto de que a camada de cobertura final de aterros sanitários deve contribuir
para a mitigação das emissões fugitivas (independente da presença de um sistema de
drenagem de biogás); assim como reduzir a infiltração de águas pluviais é que se propões este
estudo.
Este trabalho visa avaliar o comportamento do sistema de cobertura do Aterro
Metropolitano Centro - ASMC (Salvador - Ba) quanto à emissão de metano através de ensaios
de placa de fluxo estática, considerando a influência de trincas, dos drenos de biogás, da
densidade e teor de umidade do solo.
3 1.1 Problema de pesquisa
Medidas obtidas no sistema de captação de biogás, mostraram que a capacidade de
produção de metano no Aterro Sanitário Metropolitano Centro passou a apresentar valores
cerca de 35 % menor em relação a prevista (em intervalo de confiança de 70 %) considerando
a quantidade de matéria orgânica que entra no aterro (SANTOS, 2011, p. 142). Essa redução
na produção vem sendo estudada e acompanhada pela empresa e por projetos de pesquisa e de
monitoramento com Instituições de Ensino Superior (Universidade Federal da Bahia – UFBA
e Universidade Católica do Salvador – UCSal).
Algumas hipóteses estão sendo investigadas como alteração do ambiente de
decomposição no interior do aterro devido as práticas de operação (como colocar resíduo
novo sobre o antigo), e a aplicação de forte sucção nos drenos de extração de gás, umidade da
massa de resíduo e condições da camada de cobertura.
Este trabalho apresenta um estudo das emissões de metano através do sistema de
cobertura em uma das células do ASMC, considerando a influência de fatores ambientais
(como a precipitação), do sistema de captação de biogás, de parâmetros geotécnicos (como
tipo, teor de umidade e densidade do solo, presença de trincas e fissuras) e das técnicas
operacionais do aterro.
1.2 Hipóteses do trabalho
Dentre as hipóteses de trabalho são destacadas:
• A emissão fugitiva é influenciada pelo efeito da sazonalidade que se expressa na
mudança de umidade do solo;
• A emissão fugitiva é influenciada pela ocorrência de trincas na camada de cobertura
do aterro;
• A ação conjunta de alguns fatores são responsáveis para a variação das emissões de
metano.
1.3 Objetivos geral e específicos
Este estudo possui o objetivo geral de avaliar o comportamento do sistema de
cobertura do Aterro Metropolitano Centro quanto à emissão de metano através de ensaios de
placa de fluxo estática.
4Dentre os objetivos específicos são destacados:
• Estimar a taxa de emissão superficial de metano pela camada de cobertura em duas
épocas do ano através de ensaios de campo;
• Avaliar a variação das emissões com a ocorrência de trincas;
• Avaliar a influência de algumas variáveis (como sucção nos drenos, massa específica
e umidade do solo, precipitação, permeabilidade do solo ao gás) na emissão fugitiva
de metano.
5 2 REVISÃO DE LITERATURA
2.1 Aterros sanitários de resíduos sólidos urbanos
Conforme a NBR 8.419 (ABNT, 1992, p. 1), o aterro sanitário de resíduos sólidos
urbanos
é uma técnica de disposição de resíduos sólidos urbanos no solo sem causardanos à saúde pública e à sua segurança, minimizando os impactosambientais, método este que utiliza princípios de engenharia para confinar osresíduos sólidos à menor área possível e reduzi-los ao menor volumepermissível, cobrindo-os com uma camada de terra na conclusão de cadajornada de trabalho, ou a intervalos menores, se necessário.
O projeto de implantação de um aterro sanitário requer sistemas de drenagens
superficial, do lixiviado e do biogás produzidos; de impermeabilização das células;
monitoramento geotécnico e ambiental durante a operação e após o encerramento das
atividades. Também são necessários estudos sobre a área de instalação considerando a
topografia e o tipo de solo, o clima da região e a população atendida.
Um dos pontos importantes desses projetos é o sistema de cobertura do aterro, que
deve ser concebido para reduzir a infiltração de água pela superfície, o fluxo de biogás para a
atmosfera e a proliferação de vetores e odores, ou seja, atenuar a interação da massa de
resíduos com o ambiente externo.
2.2 Sistemas de cobertura de aterros sanitários
As camadas de cobertura são executadas durante o período de operação dos aterros,
chamadas de coberturas intermediárias; e após o encerramento das atividades, conhecidas
como cobertura final. As primeiras geralmente têm menor espessura e são removidas sempre
que há necessidade de disposição de novos resíduos.
A cobertura final de um aterro de resíduos deve ter um desempenho que assegure a
proteção à saúde humana e ao meio ambiente, reduzindo os impactos através da eliminação de
vetores e redução da exalação de odores, a redução da infiltração de água de chuva no aterro,
redução do fluxo de gases e da erosão e recomposição da paisagem (CATAPRETA, 2007;
SANTOS, 2009), além de ter capacidade de suporte para permitir acesso e movimentação na
superfície.
Suas propriedades e critérios de projeto dependem de características geotécnicas do
material utilizado e do clima da região em que o aterro se localiza, além das diretrizes da
6gestão dos gastos definidos para a unidade. Desta forma, não há um padrão de construção de
sistemas de cobertura e, mesmo havendo uma classificação de acordo a concepção e objetivo
principal dos tipos reportados na literatura, cada projeto é único. Isto torna necessário um
estudo para cada localidade.
De maneira geral, o sistema de cobertura é constituído por uma série de camadas de
solo, por vezes combinadas com algum geossintético (geotêxteis, geomembranas,
geocompostos argilosos, resíduos, entre outros), que devem controlar a infiltração de água
para a massa de resíduos. O Quadro 1 apresenta camadas que comumente constituem um
sistema de cobertura, sua função e os materiais utilizados.
Quadro 1. Camadas que comumente compõem um sistema de cobertura, sua função e materiais
utilizados.
Camada Função Materiais utilizados
Superfície Fazer a interface da atmosfera com as camadas
inferiores; evitar erosão; controlar a temperatura,
infiltração e a evaporação das camadas inferiores.
Solo com vegetação,
geossintéticos, material de
pavimentação, pedregulho.
Proteção Reter infiltração de água; proteger o homem,
animais e vegetais dos contaminantes; proteger as
camadas inferiores do ciclo de molhagem e
secagem; proteger as camadas inferiores do frio e
do degelo.
Solo, materiais reciclados.
Drenagem Reduzir altura da coluna de água em cima da
camada de baixa permeabilidade; reduzir a
saturação das camadas superiores no período de
chuva.
Areia e pedregulhos.
Baixa
permeabilidade
Minimizar a percolação de água; diminuir a saída
de gases.
Argila compacta,
geomembranas, materiais
reciclados
Coleta de gás Coletar; remover os gases liberados do resíduo Areia, pedregulho, geotexteis,
materiais reciclados
Fundação Servir de base para a construção das camadas
superiores sobre o resíduo
Resíduos ou materiais
reciclados
Fonte: Teixeira (2008, p. 9).
7 2.2.1 Coberturas convencionais
O conceito de sistema de cobertura convencional de aterro sanitário propõe que a
cobertura funcione como uma barreira impermeável entre os resíduos e o ambiente externo.
Esse tipo de barreira, também chamada de resistiva, atua de modo a tentar impedir a
infiltração de água de chuva e a liberação de gases para a atmosfera.
Geralmente, é composta por: camadas de solo com baixa condutividade hidráulica
saturada (entre 1.10-5 e 1.10-9 cm/s), compactadas e com espessura variável (em média 60
cm); uma ou mais camadas de geossistéticos; além de uma camada de solo orgânico para
suporte de vegetação.
Nos Estados Unidos, segundo os requisitos para projetos de aterros sanitários de
resíduos municipais, o sistema de cobertura final deve possuir uma camada de argila
compactada com coeficiente de permeabilidade menor ou igual a 10-5 cm/s. No caso de
aterros sanitários para resíduos perigosos, deve ser menos ou igual a 1.10-7 cm/s (UNITED
STATES ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY - USEPA, 2003, p. 1-2). O Quadro
2 apresenta a composição de alguns sistemas de cobertura final convencionais adotados em
alguns países.
Quadro 2. Composição de algumas coberturas convencionais finais reportadas na literatura.
Referência Aterro Composição da cobertura
Capaccioni et al.
(2011)
Aterro Fano (Itália),
Seção I encerrada em
1996.
Uma camada de argila não compactada sobreposta de
uma camada de argila compactada, uma camada
drenante de geotêxtil e uma camada de solo orgânico.
Scheutz et al.
(2011, A)
Aterro AV Miljø
(Dinamarca), Célula 1.3
encerrada em 2001.
Uma camada de cascalho (espessura: 20 cm)
sobreposta por uma camada de solo argiloso
(espessura: 1,0 m) e solo orgânico (espessura: 20 cm).
Scheutz et al.
(2011, B)
Aterro Fakse
(Dinamarca), Seção I
encerrada em 1997.
Uma camada de solo argiloso (espessura: 3,0 m).
Schroth et al.
(2012)
Aterro Lindenstock
(Suíça), atividades
encerradas em 1994.
Camada de areia siltosa (espessura: 2 – 2,5 m)
contendo intermitentes camadas de argila, cascalho e
pedregulho.
Gallego et al.
(2014)
Aterro Can Planas
(Espanha), atividades
encerradas em 1995.
Uma camada de argila compactada (espessura: 1,0 m),
sobreposta de uma camada de pedregulho (espessura:
20 cm) e solo orgânico (espessura: 20 cm)
8Scheutz et al.
(2014)
Aterro Klintholm
(Dinamarca), Célula 0
encerrada em 1997.
Uma camada de solo argiloso (espessura: 3,0 – 4,0 m).
É possível notar no Quadro 2 a variabilidade na composição de coberturas resistivas,
inclusive em aterros construídos no mesmo país.
No Brasil, é comum o uso coberturas resistivas como sistema de cobertura de aterros
sanitários. Em geral, os recobrimentos utilizados no Brasil são constituídos por uma camada
de solo argiloso pouco erodível (espessura: entre 0,6 e 1,5 m), sobre a qual é realizada a
implantação da vegetação, normalmente espécies gramíneas (MAGALHÃES, 2005, p. 11) O
Quadro 3 apresenta a composição de coberturas adotadas em alguns aterros brasileiros.
Quadro 3. Cobertura adotada em alguns aterros brasileiros.
Referência Aterro Tipo de
cobertura
Composição da cobertura
Machado et al.
(2009)
Aterro Sanitário
Metropolitano Centro
(Salvador - Ba)
Final Uma camada de solo argiloso (espessura:
60 cm), drenos superficiais, uma membrana
geotêxtil de PVC, uma camada de solo
orgânico (espessura: 20 cm).
Temporária Uma camada de solo (k < 10-5 cm/s,
espessura: 60 cm)
Rosa,
Dalmolin,
Pedron (2011)
Aterro de RSU de
Santa Maria (Santa
Maria - RS)
Final Uma camada de solo argiloso (espessura:
0,20 – 1,00 m)
Silva, Freitas
e Candiani
(2013)
Aterro Bandeirantes
(São Pulo - SP)
Temporária Uma camada de solo argiloso (espessura:
50 cm)
Aterro Caieiras
(Caieiras - SP)
Temporária Uma camada de solo argiloso (espessura:
50 cm)
Catapreta e
Simões (2011)
Aterro Sanitário de
Belo Horizonte (Belo
Horizonte - MG)
Temporária Uma camada de resíduos da construção
civil (espessura: 50 cm)
Magalhães
(2005)
Final Uma camada de solo misturada com
resíduos da construção civil (espessura:
0,50 – 2,00 m) sobreposta de uma camada
de solo argiloso (espessura: 0,50 – 2,00 m)
9É possível perceber no Quadro 3 que há uma variação na espessura das camadas
porém dentro da faixa citada por Magalhães (2005, p. 11). A cobertura temporária geralmente
tem uma única camada de solo com espessura média de 50 cm, certamente pelo fato que são
removidas sempre que há uma necessidade.
O desempenho satisfatório das barreiras resistivas tem sido observado em regiões de
clima úmido, onde há um excesso de precipitação sobre a evaporação, de modo que a camada
solo argiloso compactado tende a se manter saturada. A baixa condutividade hidráulica da
cobertura restringe a infiltração, convertendo o excesso de precipitação em escoamento
superficial.
Entretanto, em regiões de clima árido ou semi-árido, a formação de fissuras, devido o
ressecamento de camadas de argila, têm proporcionado um desempenho inadequado
(CATAPRETA, 2007, p. 15).
Albrecht e Benson (2001) analisaram o efeito da dissecação em oito solos argilosos
(com índice de plasticidade entre 11 e 46%) utilizados em camadas de cobertura. Neste
estudo, amostras foram compactadas nas energias Proctor normal e modificado; submetidas a
ciclos de secagem e umedecimento; e a ensaios de permeabilidade. Os autores observaram
que as amostras fissuradas após secagem tiveram sua permeabilidade aumentada em até 500
vezes, que os maiores aumentos ocorreram após o fim do primeiro ciclo e nas amostras com
umidade ótima.
Ainda neste sentido, Osinubi e Bello (2009) estudaram a retração em amostras de solo
a fim de avaliar seu uso em camadas de contenção de contaminantes. As amostras foram
compactados a -2, 0, 2 e 4% da umidade ótima e submetidas a secagem ao ar. Os autores
observaram que as amostras que a menor retração volumétrica foram as compactadas a 2%
abaixo da umidade ótima.
A retração volumétrica do solo e, consequente, formação de fissuras aumenta a
permeabilidade da cobertura à água e aos gases proporcionando um aumento da infiltração de
água e da emissão fugitiva de biogás (OLIVEIRA, 2013, p. 15).
2.2.2 Coberturas evapotranspirativas
Sistema de cobertura cuja limitação da percolação ao longo do perfil é garantida pela
capacidade do solo de armazenar água durante os períodos de chuva e da vegetação de
devolver para a atmosfera através de evapotranspiração durante os períodos de estiagem.
10Coberturas evapotranspirativas utilizam elementos do balanço hídrico para minimizar
a percolação, dentre tais elementos podem ser citados a capacidade de campo do material
utilizado, precipitação pluviométrica, escoamento superficial, evapotranspiração e infiltração
(USEPA, 2003, p. 1-2). A Figura 1 mostra um esquema típico do balanço hídrico de uma
cobertura evapotranspirativa.
Figura 1. Balanço hídrico de uma cobertura evapotranspirativa.
Fonte: Zonrberg et al. (2010, p. 22).
O perfil típico de uma cobertura evapotranspirativa é composto por uma espessa
camada de solo relativamente fino e graduado, tal como areia siltosa ou argila arenosa, capaz
de suportar vegetação. Esse perfil é conhecido como cobertura monolítica ou monocamada,
justamente por ser composta de uma única camada de solo. O esquema da cobertura
monolítica é apresentado na Figura 2.
Figura 2. Cobertura evapotranspirativa monolítica.
Fonte: Santos (2009, p. 42).
Conforme Sun, Yuen e Fourie (2010, p. 2082), o uso de uma camada de geotêxtil entre
a massa de resíduos e a camada de solo possibilita a criação de uma barreira capilar capaz de
reter até 70 mm a mais de água se comparado a uma camada monolítica sem geotêxtil.
Evaporação
Vegetação
Massa de resíduos
11As coberturas evapotranspirativas ganharam interesse nos últimos anos, o que tem
conduzido estudos avaliando sua performance quanto a percolação principalmente. O Quadro
4 cita alguns exemplos.
Quadro 4. Alguns estudos realizados com coberturas evapotranspirativas.
Referência Local Método de
avaliação
Descrição da cobertura Resultados obtidos
Benson et
al. (2002)
Califórnia
(Estados Unidos)
Lisímetro de
drenagem
Uma camada de areia
argilosa (espessura: 1,38 m)
sobreposta de uma camada
de solo orgânico (espessura:
15 cm), vegetação com
gramas e arbustos.
Durante 775 dias de
monitoramento, com
precipitação total de
87,4 cm, a percolação
média foi de 0,09
cm/ano.
Geórgia (Estados
Unidos)
Uma camada de solo argiloso
(espessura: 80 cm)
sobreposta de uma mistura de
resíduo de compostagem e
argila (espessura: 60 cm),
vegetação com gramas e
álamos.
Durante 510 dias de
monitoramento, com
precipitação total de
125,4 cm, a percolação
média foi de 12,8
cm/ano.
Barnswell e
Dwyer
(2011)
Aterro no
nordeste de Ohio
(Estados Unidos)
Lisímetro de
drenagem
Uma camada de areia
(espessura: 30 cm)
sobreposta de uma mistura de
solo e lodo de esgoto
(proporção em
massa:85/15%, espessura:
1,20 m), uma camada de solo
orgânico (espessura: 20 cm)
com sementes de grama
(teste 1) e grama alta (teste
2).
Durante um ano de
monitoramento, com
precipitação anual
entre 91,12 e 95,72 cm,
a percolação produzida
foi de: entre 6,71 e
24,16 cm/ano (teste 1),
entre 0,12 e 11,44
cm/ano (teste 2).
Sun, Yuen e
Fourie
(2010)
Ensaios em
laboratório
(Universidade de
Melbourne,
Austrália)
Simulação
do lisímetro
de drenagem
construído
no Aterro
Uma camada de areia
(espessura: 15 cm)
sobreposta de uma camada
de pedregulho (espessura: 15
cm), uma manta de geotêxtil
Aumento do teor de
umidade na camada de
solo acima do geotêxtil
entre 6 e 8%. Retenção
de até 70 mm a mais de
12Taylors Road
(Austrália)
como barreira contra raízes e
uma mistura de solo arenoso
com resíduo de compostagem
(proporção 5:1, em massa,
espessura: 1,7 m).
água se comparado a
uma camada sem
geotêxtil.
Barnswell e
Dwyer
(2012)
Aterro no
nordeste de Ohio
(Estados Unidos)
Lisímetro de
drenagem
Uma camada de areia
(espessura: 30 cm)
sobreposta de uma mistura de
solo e lodo de esgoto
(proporção em
massa:85/15%, espessura:
1,20 m), uma camada de solo
orgânico (espessura: 20 cm)
com sementes de grama
(teste 1) e grama alta (teste
2).
Após o primeiro ano de
monitoramento, com
precipitação anual de
94 cm, a percolação
média produzida foi
de: 17 cm (teste 1) e de
4 cm (teste 2).
Após o segundo ano,
com 69 cm/ano de
precipitação, a
percolação média foi
de 3 cm/ano (teste 1) e
10 cm/ano (teste 2).
Mudança ocorrida por
conta da redução da
biomassa.
Coberturas evapotranspirativas também podem melhorar as condições de oxidação de
metano reduzindo sua emissão para a atmosfera, uma vez que permitem a aeração da camada.
A adição de resíduos de cinza no solo da cobertura (em uma proporção inferior a 35%)
aumenta a concentração de carbono, estimula o crescimento de plantas e aumenta o potencial
de oxidação de metano, que é relacionado à quantidade de carbono orgânico presente no solo
(KIM et al., 2016, p. 311).
Porém, tal como acontece com qualquer sistema alternativo, existem desvantagens
para estes sistemas. Coberturas evapotranspirativas não são apropriadas em locais onde a
evapotranspiração é insuficiente para remover a precipitação ou onde a geologia é
desfavorável. Quanto aos custos, permanecem baixos se o solo necessário estiver disponível
na proximidade do aterro; por causa aumento da espessura (quase 3,0 m em alguns casos) o
custo de transporte pode exceder ao de construir uma cobertura convencional (BRANDON,
VALENTINE, 2017, p. 324).
13Estes sistemas são considerados potencialmente aplicáveis em áreas com clima árido
ou semiárido (USEPA, 2003, p. 4), podem ser uma opção viável para as condições brasileiras
a depender de análises técnica do material utilizado e de análises econômica, climáticas e
ambientais do local.
2.2.3 Barreiras capilares
De maneira geral, uma barreira capilar é um sistema evapotranspirativo composto por
duas camadas de materiais com granulometrias diferentes, onde a capacidade de
armazenamento de uma camada de solo fino é elevada devido à presença de uma camada
subjacente de solo com textura granular. A Figura 3 apresenta o perfil de uma barreira capilar.
Figura 3. Barreira capilar.
Fonte: Santos (2009, p. 43).
A primeira camada de solo, assim como a cobertura monolítica, tem a função de
armazenar água até esta ser removida do solo através da evapotranspiração. Na interface entre
as duas camadas, a mudança brusca de porosidade resulta no efeito final que é o bloqueio
capilar da passagem de líquido para camadas subjacentes (USEPA, 2003, p. 3-4). A segunda
camada também contribui para a drenagem horizontal de biogás.
Durante uma precipitação primeiro efeito é a retenção de água na camada superior e o
segundo, o fluxo livre horizontal da água na mesma camada. Para permitir um fluxo livre de
água na camada superior, é necessária uma inclinação mínima entre 10 a 20° (IZZO,
MAHLER, ROSE, 2013, p. 304). Quando a camada superior atinge sua capacidade máxima
de retenção de água, o efeito da ascensão capilar na interface das camadas desaparece e a
infiltração ocorre. A Figura 4 apresenta a distância de falha de uma barreira capilar.
Evapotranspiração
Vegetação
Barreira capilar
Massa de resíduos
14Figura 4. Representação da distância de falha de uma barreira capilar.
Fonte: Izzo, Mahler e Rose (2013, p. 304).
A distância de falha da barreira capilar quase máxima pode ser obtida com um
contraste modesto entre os materiais fino e grosso. Conforme Smesrud e Selker (2001, p.
887), para uma dada combinação de taxa de infiltração, inclinação da interface e
características do material fino representando o caso mais conservador, 80% da máxima
distância de falha pode ser obtida com uma camada subjacente de material 2,5 vezes mais
grosso que o da camada superior. Com um material 5 vezes mais grosso que o da camada
superior, 90% da máxima distância de falha pode ser obtida.
A barreira capilar pode se restaurar após repetidos ciclos de secagem e umedecimento.
Em ensaios de infiltração realizados em colunas compostas por pedregulhos de diferentes
granulometrias (espessura total: 80 cm), Stormont e Anderson (1999) observaram que após 8
ciclos de secagem e umedecimento não foram evidenciadas mudanças substanciais na
interface das camadas.
No Quadro 5, estão apresentados alguns estudos realizados com barreira capilar.
Quadro 5. Alguns estudos realizados com barreira capilar.
Referência Local Método de
avaliação
Descrição do perfil Resultados obtidos
Benson et
al. (2002)
Utah
(Estados
Unidos)
Linsímetro Uma camada de areia
(espessura: 30 cm)
sobreposta de uma camada
de areia siltosa (espessura:
30 cm), uma de pedregulho
(espessura: 30 cm), outra de
areia siltosa (espessura: 90
Durante 381 dias de
monitoramento, com
precipitação total de 34,2 cm,
a percolação foi de 0,05
cm/ano.
15cm) e uma mistura de silte e
areia (espessura: 20 cm),
vegetação com gramas e
arbustos.
Nebraska
(Estados
Unidos)
Uma camada de solo argiloso
(espessura: 75 cm)
sobreposta de uma camada
de argila siltosa (espessura:
45 cm) e solo orgânico
(espessura: 15 cm),
vegetação com grama.
Durante 342 dias de
monitoramento, com
precipitação total de 57,8 cm,
a percolação foi de 10
cm/ano.
Zhan et al.
(2014)
Hangzhou
(China)
Ensaios em
uma barreira
capilar
esperimental
de 2,0 x 1,0 x
1,2 m
Uma camada de pedregulho
(espessura: 10 cm)
sobreposta de uma de areia
(espessura: 10 cm), uma de
silte (espessura: 20 cm) e
uma de solo orgânico
(espessura: 15 cm).
Durante 2 anos de
monitoramento, com
precipitação total de 344,84
cm, percolação foi de 0,26
cm, o escoamento superficial
foi 83,64 cm, a
evapotranspiração foi de
203,83 cm e a drenagem
lateral foi de 58,18 cm.
Zhang, Sun
e Qui
(2016)
Hangzhou
(China)
Ensaios de
coluna
Uma camada de pedregulho
(espessura: 15 cm)
sobreposta de uma camada
de areia pedregulhosa
(espessura: 20 cm), uma de
argila siltosa (1,0 m) e
vegetação.
Durante 541 dias de
monitoramento, com
precipitação total de 236,1
cm, a percolação foi de 6,74
cm, o escoamento superficial
foi 8,84 cm e a
evapotranspiração foi de
220,5 cm.
Os resultados obtidos por Vieira (2005) mostraram que o balanço de água em barreiras
capilares é influenciado mais por chuvas menores e de longa duração que maiores e de curta
duração, sendo as primeiras mais desfavoráveis à eficiência da barreira capilar.
Resultados de monitoramento de barreiras capilares teste indicam que sua aplicação
também pode ter sucesso em locais com clima úmido, no entanto, em campo deve-se observar
algumas diferenças que podem afetar o desempenho das coberturas como comprimento da
16drenagem lateral, recalque diferencial das camadas, erosão no talude. Além disso, é
importante que seja mantida uma vegetação madura de modo que evapotranspiração fique
próxima ou superior à precipitação (BENSON et al., 2002; ZHAN et al., 2014; ZHANG,
SUN, QUI, 2016).
2.2.4 Coberturas metanotróficas (ou oxidativas ou biocoberturas)
Ao longo do perfil de biocoberturas são usados materiais biologicamente ativos,
capazes de oxidar o gás metano e, consequentemente, reduzir sua emissão para a atmosfera.
Este tipo de cobertura geralmente é composta por duas camadas: uma camada de solo
granular que promove a distribuição do biogás produzido pela decomposição dos resíduos; e
uma camada de solo biologicamente ativo, que pode ser composta por resíduo de poda e que
promove a oxidação biológica do metano. A Figura 5.apresenta um esquema deste tipo de
cobertura.
Figura 5. Biocobertura.
Fonte: Scheutz et al. (2011 C, p. 1019).
A oxidação do metano por bactérias metanotróficas (ou metanogênicas) tem como
produtos a água e o gás carbônico, conforme apresentado na equação (1) (SALIM, 2011, p.
45).
2CH 4+2O2→CO2+2 H2 O+210,8kcal/mol (1)
Camada de solo granular
17Conforme Maciel (2009, p.57), a relação oxigênio/metano ideal para a otimização das
atividades metanotróficas é de 2:1 (em volume) e a concentração mínima de oxigênio
requerida é de 3%.
A oxidação do CH4 é depende de diversos fatores, como por exemplo: presença de
micro-organismos metanotróficos; propriedades do material de cobertura (porosidade, a qual
afeta o coeficiente de difusão de gás; grau de saturação de água, pH, temperatura, umidade,
disponibilidade de nutrientes, principalmente nitrogênio e fósforo); variáveis climáticas como
pressão atmosférica, precipitação, temperatura (LOPES, 2011; SALIM, 2011). A Figura 6
apresenta um fluxograma com os fatores que afetam a oxidação do metano em coberturas de
aterro de RSU.
Figura 6. Fluxograma com fatores que afetam a oxidação do metano em coberturas de aterro de RSU.
Fonte: Maldaner (2011, p. 27).
De forma geral, os fatores físico-químicos fornecem um habitat favorável à atividade
das bactérias metanotróficas; os geotécnicos favorecem o fluxo de biogás e a difusão de
oxigêncio; os antrópicos condicionam o fluxo de entrada de metano na superfície. No entanto,
a influência de cada fator é difícil de ser detectada devido à forte interação entre os mesmos,
conduzindo à formação de um microambiente específico (MALDANER, 2011, p. 27).
A caracterização de diferentes materiais compostados fornece informações sobre a
aptidão da camada à oxidação do metano. O Quadro 6 resume valores recomendados para
alguns parâmetros que podem indicar a aptidão do material biologicamente ativo à oxidação
do metano.
18Quadro 6. Parâmetros recomendados para testar a aptidão de materiais compostados na construção de
biocoberturas.
Parâmetros Valores recomendados Observações
Densidade 0,8 – 1,1 kg/l -
Teor de umidade 30 – 50% É recomendado teor de umidade inicial de cerca de
50% da capacidade de retenção de água
Capacidade de
retenção de água
30 – 130% Em climas áridos é recomendado alta capacidade de
retenção de água
Volume de poro
com ar
> 25% 25% é o mínimo, mais adequado > 30% ao teor
médio de umidade
Distribuição
granulométrica
0,063 – 2 mm: 20 – 30%
6,3 mm: 40%
6,3 – 20 mm: 20 – 40%
> 20 mm: 10%
Valores aproximados para uma estrutura de
compostagem bem balanceada
Condutividade < 4 mS Bactérias metanotróficas são tolerantes a altos
valores de condutividade
pH 6,5 – 8,5 Bactérias metanotróficas são tolerantes a altos
valores de pH
Teor de orgânico > 15% Alto conteúdo de orgânico é favorável – a matéria
orgânica deve ser estável e madura
Teor de carbono
orgânico
> 7% Parâmetro substituto do teor orgânico
Fósforo total > 0,3% É um essencial nitriente para bactérias
metanotróficas
Nitrito < 0,1% É um forte inibidor da oxidação de metano
Fonte: Huber-Humer e Lencher (2009, p. 2096).
Essas recomendações derivaram de resultados e experiências em que foram analisados
parâmetros relevantes de diferentes resíduos de compostagem e o seu potencial de oxidação
(HUBER-HUMER , LECHNER, 2009, p. 2096).
A performance de biocoberturas geralmente é verificada por duas principais
estratégias: monitoramento do efeito da redução relativa de emissões, isto é determinação das
emissões de metano comparadas a valores de referência; e investigação do processo de
oxidação microbiana e de sua eficiência in situ ou em laboratório (HUBER-HUMER ,
LECHNER, 2009, p. 2093). O Quadro 7 apresenta alguns estudos em que foram avaliadas
19biocoberturas de diferentes composições, através de investigações em campo e em
laboratório.
Quadro 7. Alguns estudos realizados com biocoberturas.
Referência Local Descrição da biocobertura Método de
avaliação
Resultados
obtidos
Barlaz et al.
(2004) apud
Scheutz et al.
(2011, C)
Aterro Outer
Loop
Kentucky
(Estados
Unidos)
Duas zonas de biocobertura
com 2200 m2, sobrepondo
uma camada de solo argiloso
de 1 m de espessura.
Material ativo: resíduo de
quintal compostado.
Ensaios de placa
de fluxo estática,
análise da
oxidação de CH4
através de medidas
isótopos estáveis
de carbono.
Fluxo de CH4
variou entre -1,73
e 1,33 g/m2.dia.
Em testes com
emissões positivas,
a biocobertura foi
responsável por
55% da oxidação
de CH4.
Stern et al.
(2007)
Aterro Leon
County
(Estados
Unidos)
Três células de 7,6 x 7,6 m
cuja biocobertura era
constituída por uma camada
de vidro (espesura: 10 cm)
sobreposta por uma camada
de solo biologicamente ativo
(espessura: 50 cm). Material
ativo: resíduo de quintal
compostado.
Ensaios de placa
de fluxo estática,
análise da
oxidação de CH4
através de medidas
isótopos estáveis
de carbono.
Após 3 meses da
instalação, a
biocobertura foi
responsável por 41
a 64% da oxidação
de CH4.
Einola et al.
(2009)
Aterro Aikkala
(Finlâdia)
Todo aterro (3,9 hectares)
coberto com: uma camada
drenante de pedregulho
(espessura: 50 cm)
sobreposta com uma camada
de solo compactado
(espessura: 50 cm, k: entre
10-4 e 10-5 cm/s) e uma
camada de solo
biologicamente ativo
(espessura: 50 cm). Material
ativo: mistura de lodo
Ensaios de placa
de fluxo estática.
Fluxo de CH4
variou entre 0,86 e
6,2 m3.ha-1.h-1. A
biocobertura foi
responsável por 25
a 46% da oxidação
de CH4.
20compostado e turfa.
Cabral et al.
(2010)
Aterro St-
Nicéphore
(Canadá)
Três células de 2,75 x 9,75
m cuja biocobertura era
constituída por uma camada
de pedregulho de 12,7 mm
(espessura: 2,00 m)
sobreposta por uma camada
de pedregulho de 6,4 mm
(espessura: 10 cm) e por
uma de solo biologicamente
ativo (espessura: 80 cm).
Material ativo: mistura de
areia e resíduo de
compostagem.
Ensaios de placa
de fluxo estática,
análise da
oxidação de CH4
através de medidas
isótopos estáveis
de carbono.
A biocobertura foi
responsável por
2,9 a 89,7% da
oxidação de CH4.
Scheutz et al.
(2011, C)
Aterro Fakse
(Dinamarca)
Dez zonas de biocobertura
com 5000 m2, compostas
pedregulho (espessura: 15
cm) sobreposto com solo
ativo (espessura: 100 cm).
Material ativo: resíduo de
quintal compostado.
Ensaios de placa
de fluxo estática,
análise da
oxidação de CH4
através de medidas
isótopos estáveis
de carbono.
Em um ano de
monitoramento,
redução de 28% da
emissão de . A
biocobertura foi
responsável por 16
a 41% da oxidação
de CH4.
Araujo
(2014)
Laboratório de
Geotecnia da
Universidade
Federal de
Pernambuco
Colunas de 60 cm de altura
e 15 cm de diâmetro interno,
compostas por solo
compactado (espessura: 30
cm) sobreposto de 30 de
uma mistura de solo com
resíduos de compostagem
(50/50% em massa)
Simulação de uma
biocobertura de
através de ensaios
de coluna: Injeção
de metano na base
da coluna e
medidas de
umidade e
concentração de
CH4 ao longo do
perfil.
Retenção média de
60% do CH4
injetado nas
colunas.
Várias técnicas comumente usadas para monitorar emissões de metano em aterros
sanitários podem ser aplicadas em biocoberturas. No entanto, quando se utilizam materiais de
21engenharia em substratos de compostagem, algumas propriedades específicas são alteradas
quando comparadas a coberturas convencionais, como por exemplo, a condutividade ao ar,
que por sua vez depende do teor de umidade e capacidade de retenção de água do material.
Esse tipo de cobertura pode ser útil em aterros de pequeno porte ou aterros antigos
onde a quantidade de biogás produzido é baixa e a utilização de um sistema de captação de
biogás não é técnica e economicamente viável (LOPES, 2011, 22; SCHEUTZ et al., 2011 C,
p. 1019).
2.3 Geração de gases em aterros sanitários
O biogás gerado em aterros sanitários consiste em uma mistura de espécies gasosas
gerada pela volatilização de compostos químicos e pela biodegradação exotérmica da matéria
orgânica, devido à ação das bactérias, fungos e protozoários na ausência de oxigênio
(ARAUJO, 2011, p. 17).
O biogás de aterros de RSU é composto majoritariamente por CH4 e CO2, com menos
de 1% de outros componentes gasosos, como gás sulfídrico, mercaptanos e traços de
componentes orgânicos não metano (NMOC), incluindo poluentes atmosféricos e
componentes orgânicos voláteis (LOPES, 2011, p. 10). O Quadro 8 apresenta a composição
típica do biogás e a concentração dos gases constituintes reportados na literatura.
Quadro 8. Composição do biogás gerado em aterros sanitários.
Componentes Concentração média (%)
Tchobanoglous
et al. (1993)*
Mcbean et
al. (1995)*
Qian et al.
(2002)*
Nikema et al.
(2007)
Oliveira
(2013)
Metano (CH4) 45 - 60 50 - 70 45 - 58 30 - 70 16,8 - 68,0
Dióxido de carbono
(CO2)
40 - 60 30 - 50 35 - 45 20 - 50 14,1 - 48,6
Nitrogênio (N2) 2 - 5 - <1 - 20 1 - 5 -
Oxigênio O2 0,1 - 1,0 - <1 - 5 0,1 - 1,0 0,3 - 16,4
Amônia NH3 - - - 0,1 - 1,0
Gás sulfídrico (H2S) - - - 0 - 0,2 0,0 - 0,04
Hidrogênio (H2) - - - 0 - 0,2 -
Monóxido de carbono - - - 0 - 0,2 -
22
(CO)
Outros gases - - - 0,01 - 0,06 -
* Fonte: Salim (2011, p. 40).
O processo de geração do biogás de aterro sanitário ocorre em 5 fases, descritas a
seguir a partir de Maciel (2009, p. 7-10) e Salim (2011, p. 38):
a) fase I ou de ajuste inicial (hidrólise): exclusivamente aeróbia, inicia-se
imediatamente após a deposição de resíduos e ocorre enquanto houver presença de O2 livre
nos vazios da massa de resíduos, período de 1 a 6 meses;
b) fase II ou (transição): etapa de transição entre as decomposições aeróbia e anaeróbia
dos resíduos, no final desta fase a concentração dos gases O2 e N2 é reduzida e a produção de
CO2 é acelerada;
c) fase III (acidogênese): após a queda de produção de oxigênio ocorre a
decomposição anaeróbia, inicia-se com a quebra de polímeros na presença de água (hidrólise),
os monômeros produzidos são transformados em álcool, ácidos graxos voláteis e acético por
bactérias acidogênicas e acetogênicas. Os gases produzidos são o CO2, NH3 e H2; o pH final
varia entre 5,0 e 6,0; dura de 3 meses a 3 anos. Ao final da terceira etapa, metanogênica
instável, a população das bactérias metanogênicas começa a se proliferar e crescer, com o
início da geração de CH4;
d) fase IV (metanogênese): fase mais longa do processo, podendo durar até 40 anos. É
caracterizada pela transformação de ácidos intermediários em CH4 e CO2 pelas bactérias
metanogênicas. A concentração destes gases permanece estável em patamares de 50 a 60% e
35 a 50%, respectivamente. A presença de ácidos reduz devido à queda da população de
bactérias acidogênicas, logo o pH tende a voltar a ser neutro;
e) fase V (maturação): consiste na etapa final da decomposição dos resíduos, em que a
geração de biogás começa a declinar até cessar.
A Figura 7 apresenta as diferentes fases de geração do biogás em aterros sanitários,
onde a abscissa e a ordenada representam, respectivamente, o tempo decorrido e a
concentração das espécies gasosas.
23
Fonte: O’Leary, Tchobanoglous (2002, cap. 14, p. 14.12).
A taxa de produção ou recuperação do biogás depende das taxas de geração e
transporte de cada gás constituinte bem como dos parâmetros que definem as condições de
decomposição como a idade e composição dos resíduos, temperatura, umidade,
microorganismos, dentre outros apresentados no Quadro 9.
Quadro 9. Principais fatores intervenientes no processo de geração de gases em aterros sanitários.
Geometria e operação
do aterro
Características iniciais
dos resíduos
Ambiente interno Ambiente externo
Dimensão do aterro Composição Umidade da massa na
degradação
Precipitação e
infiltração
Impermeabilização Umidade pH nas células Variação da pressão
atmosférica
Compactação dos
resíduos
Tamanho das partículas Temperatura Temperatura
Sistema de cobertura e
de coleta de gás
Disponibilidade de
nutrientes/bactérias
Evapotranspiração
Coleta e recirculação de
lixiviado
Presença de inibidores Umidade relativa do ar
Fonte: El-Fadel, Findikakis e Leckie (1997, p. 8), Maciel (2003, p. 8).
Figura 7. Fases da produção de biogás em aterros sanitários.
24A presença de um sistema de cobertura eficiente fomenta o predomínio da atividade
anaeróbia. Do mesmo modo, a correta compactação das camadas intermediárias e dos
resíduos aumenta a densidade do maciço diminuindo os vazios para aprisionamento de
oxigênio, propiciando o encurtamento da fase aeróbia.
A relação entre a taxa de produção de metano e a compactação aplicada aos resíduos,
depende do grau de decomposição dos resíduos. Conforme Ko et al. (2015), a compactação
durante a metanogênese promove o aumento da geração de metano, no entanto, durante a
acidogênese pode causar a inibição ácida dos microorganismos metanógenos. Sendo assim,
importante o controle do grau de compactação de acordo com a fase de produção de biogás
em que os resíduos se encontram.
O início e a duração da produção de biogás dependem da natureza dos materiais
dispostos no aterro, de modo que, resíduos cuja composição for prioritariamente de materiais
biodegradáveis tem maior taxa de geração de biogás. O tamanho das partículas tem relação
com a velocidade de degradação, que é maior em resíduos menores.
Alterações no ambiente interno podem ser determinadas pela variação de
condicionantes atmosféricos. Um dos mais importantes destes condicionantes é a pressão
atmosférica que, junto com as águas pluviais, propicia o ingresso de O2 na massa de resíduos
(MACIEL, 2003, p. 10).
A temperatura determina os tipos de bactérias predominantes na massa degradável;
atua na cinética das reações químicas e na atividade dos microrganismos; sendo um dos
parâmetros chave na digestão anaeróbia, uma vez que determina a taxa de degradação
particularmente na hidrólise e na metanogênese.
A maior taxa de geração de biogás ocorre com temperatura variando entre 50 e 60 ºC,
conforme observado por Dupade, Chaudhari e Asher (2014), Figura 8.
25Figura 8. Geração de biogás em função da presença de microorganismos.
Fonte: Dupade, Chaudhari e Asher (2014, p. 3).
O grau de influência da temperatura também depende do gradiente existente entre a
temperatura local e a interna nas épocas do ano (RODRIGUES, 2009, p. 40).
O pH é um importante parâmetro de acompanhamento do processo de decomposição,
uma vez que, quando é ácido, inibe a produção de metano. Em geral, o pH ótimo para o
crescimento microbiano e respectiva biodegradação de resíduos está entre 6,8 e 8,0
(DUPADE, CHAUDHARI, ASHER, 2014, p. 5).
Baseados em resultados reportados na literatura, El-Fadel, Findikakis e Leckie (1997,
p. 8) qualificaram o potencial de influência de alguns variáveis na geração de biogás em
aterros sanitários. O resultado está apresentado no Quadro 10.
Quadro 10. Efeito das variáveis que influenciam na geração de biogás em aterros sanitários.
Variável Potencial de aumento na geração de
biogás
Potencial de inibição na geração de
biogás
Baixo Médio Alto Baixo Médio Alto
Composição dos
resíduos
+ -
Densidade dos
resíduos
+
Tamanho das
partículas dos
resíduos
+
Temperatura ambienteTemperatura entre 35 e 40ºCTemperatura entre 50 e 60ºC
Microorganismos
Gás
pro
duzi
do (
l)
26Temperatura + -
pH + -
Nutrientes + -
Microorganismos + -
Umidade +
Oxigênio
Hidrogênio + -
Sulfato -
Metais -
Como observado no Quadro 10, a densidade, o tamanho das partículas, os nutrientes e
as bactérias disponíveis e o hidrogênio presentes nos mecanismos de biodegradação têm baixa
influência no favorecimento da produção de gás. Já a composição dos resíduos, temperatura e
pH têm influência mediana. A umidade é o fator mais marcante no favorecimento da produção
de gás. O oxigênio tem o mais alto potencial na inibição da geração de gás, enquanto que os
sulfatos e metais têm menor potencial na inibição do gás.
Conforme os autores, os experimentos que conduziram os resultados apresentados no
Quadro 10 avaliaram a influência de uma variável de forma independente. No entanto, em
campo, os efeitos são resultados da atuação e interação de mais de uma variável ao mesmo
tempo, sendo difícil avaliar a contribuição dos parâmetros separadamente.
2.3.1 Emissões gasosas através das camadas de cobertura
A migração e o fluxo do biogás produzido em aterros sanitários variam espacial e
temporalmente. Isso está associado a fatores relacionados ao ambiente interno e massa de
resíduos, a aspectos operacionais do aterro (sistemas de drenagem de biogás, de cobertura
adotados, etc.) e a condições climáticas.
A precipitação, temperatura ambiente e pressão barométrica e velocidade do vento
estão entre os fatores climáticos que contribuem para a mudança periódica das emissões de
metano.
Conforme Czepiel et al. (1996) e Xu et al. (2014), medições de metano realizadas
mensalmente ou até em intervalos mais longos, seja pelo método da análise da pluma ou da
placa de fluxo, estão sujeitas a grandes variações devido a forte dependência entre as emissões
e as mudanças de pressão barométrica. Czepiel et al. (1996) encontraram uma correlação
27inversa entre emissão de metano e a pressão atmosférica encontrada com coeficiente de
determinação R2 = 0,84, Figura 9.
Figura 9. Fluxo de metano em função da pressão atmosférica.
Fonte: Czepiel et al. (1996, p. 16717).
Xu et al. (2014) verificaram que, em períodos que a pressão barométrica aumentou, a
taxa média de emissão de metano foi 12,3 μmol.m-2.s-1, em períodos que a pressão diminui, a
taxa média foi 22,9 μmol.m-2.s-1.
Em seu estudo, Lopes (2011) observou que o período onde ocorreram as maiores
emissões de metano ocorreram nos meses de maiores temperaturas (mínimas e máximas) e de
menores pressões atmosféricas (mínimas e máximas), coincidindo com período seco do local
estudado.
Em curto prazo variações nas emissões também podem ser afetadas pela velocidade do
vento. Segundo Delkash et al. (2016), em um intervalo de 2 a 10 horas, as emissões de metano
em um aterro sanitário podem aumentar em 2 vezes devido a um aumento de 30% na
velocidade do vento. No entanto, esta correlação foi obtida com valores de coeficiente de
determinação razoáveis, 0,51 e 0,55, para emissões de metano a 2,5 e 85 m da superfície do
solo, respectivamente.
Além das condições ambientais, a variação das emissões são influenciadas por
características do solo tais como a porosidade, massa específica, existência de fissuras na
Pressão atmosférica (mbar)
Flux
o de
met
ano
(l/m
in.)
28superfície do aterro. Alguns outros parâmetros geotécnicos foram por Maciel (2003, p. 54) e
estão apresentados no Quadro 11.
Quadro 11. Parâmetros geotécnicos que afetam a emissão de biogás .
Informações geotécnicas Possíveis efeitos nas emissões de gases para atmosferaTipo de solo Solos de granulometria fina (argilas) são preferidos para controle das
emissões (menor permeabilidade e maior retenção de umidade).Espessura Quanto maior a espessura da camada, maior a possibilidade de
retenção física, química e biológica.Umidade/Saturação A presença de água nos vazios do solo reduz a percolação dos gases.
Redução drástica para valores acima de 75% de saturação.Conteúdo volumétrico de ar Quanto maior a presença de poros aerados na matriz, mais rápida é a
velocidade dos gases no meio, consequentemente maiores emissões.Peso específico/Compactação O aumento do peso específico dificulta a passagem dos gases
(menores porosidade e permeabilidade) minimizando as emissões.Sucção Importante relação com a retenção/absorção da umidade na camada,
especialmente nas coberturas evapotranspirativas.Temperatura A elevação da temperatura do solo favorece as emissões dos gases.
Coeficiente de permeabilidade Parâmetro que mede a facilidade/dificuldade do gás atravessar o solo
por advecção. Grandeza proporcional às emissões de gases.Coeficiente de difusão Parâmetro que mede a facilidade/dificuldade do gás atravessar o solo
por difusão. Grandeza proporcional ao fluxo de gás emitido.Contração/expansão e fissuras Ciclos de umedecimento/secagem favorecem o aparecimento de
fissuras em solos argilosos, aumentando os níveis de emissão.Mineralogia Possíveis reações físico-químicas dos minerais do solo com os gases
podem retê-los na cobertura.Fonte: Maciel (2003, p. 54).
Conforme observado por Maciel (2003), Lopes (2011), Oliveira (2013), o aumento da
temperatura do solo favorece as emissões de biogás em aterros sanitários. Embora também
tenham observado a influência sazonal nas emissões de biogás, Ishigaki et al. (2005) não
encontraram correlações muito expressivas entre o fluxo de metano e a temperatura do solo,
como é mostrado na Figura 10.
29Figura 10. Correlação entre o fluxo de metano e a temperatura do solo: a) verão; b) outono; c)
inverno.
Fonte: Ishigaki (2005, p. 851).
No estudo realizado por Ishigaki et al. (2005), o fluxo de metano variou de -1,3.10 -2 a
16,0, -6,4.10-2 a 7,5 e de -1,6.10-3 a 1,5.10-2 no verão, outono e inverno, respectivamente.
A oxidação do metano por bactérias metanotróficas é um processo que reduz sua
emissão. Dependendo da interação entre fatores citados o item 2.2.4, a retenção de metano
Flu x
o d e
CH
4 (g/
m2 .h
)Fl
u xo
d e C
H4 (
g/m
2 .h)
Flu x
o d e
CH
4 (g/
m2 .h
)
Temperatura (ºC)
a)
b)
c)
30pode variar entre 21,7 e 58,8% em coberturas convencionais, 4,5 e 42,6% em barreiras
capilares e entre17,6 e 64,9% em biocoberturas (MARIANO, 2008; LOPES, 2011). Conforme
estes autores, os fatores que mais influenciaram na eficiência da oxidação do metano foram o
a pressão na interface solo resíduo, grau de compactação, o percentual de finos e o grau de
saturação do solo; a espessura da camada foi considerada um fator secundário.
Coberturas temporárias geralmente são pouco espessas e mais permeáveis e podem
não ser suficientes para reter o metano produzido ou prevenir a intrusão do oxigênio na massa
de resíduos. Associadas a aumentos de sucção pelo sistema de drenagem de biogás resultam
na redução da emissão de metano e no aumento de intrusão de oxigênio, que, por sua vez,
degrada a qualidade do biogás produzido. O problema pode piorar quando se desenvolvem
fissuras na cobertura, visto que são caminhos preferenciais para o fluxo de fluidos.
Um estudo desenvolvido por Jung et al. (2011) mostrou que a adoção de um sistema
de coleta de gás que inclui uma de solo permeável sob a cobertura pode mitigar as emissões
de metano em até a metade. Na presença de fissuras e da camada permeável, as emissões
podem aumentar o dobro.
As fissuras são resultados dos recalques diferenciais, devido a movimentação interna
do maciço, e dos ciclos de secagem e umedecimento do solo, devido a sua exposição às
mudanças atmosféricas.
A formação de fissuras causada pelas mudanças de umidade afeta principalmente os
solos argilosos, que geralmente usados em coberturas convencionais. Por esse motivo, estas
coberturas não são recomendados para climas áridos ou semiáridos.
He et al. (2017) avaliaram o efeito do ciclos de secagem e umedecimento na
permeabilidade ao ar de argilas compactadas através de ensaios realizados em câmaras
triaxiais. As amostras tinham umidades iniciais de 12,7 e 16% e foram submetidas a cinco
ciclos de secagem e umedecimento, com teor de umidade variou entre 2 e 30%. Os resultados
deste estudo mostraram que a umidade final, o índice de vazios e o grau de saturação
diminuem significativamente após o primeiro ciclo e de forma contínua nos ciclos
subsequentes; a formação de fissuras ocorre de maneira anisotrópica, fato evidenciado após o
segundo ciclo; consequentemente a permeabilidade ao ar aumenta após os ciclos e apresenta
caráter anisotrópico.
Conforme Safari et al. (2014), a formação de fissuras em solos em camadas de argila
compactadas pode ser reduzida com o uso de uma manta de geotêxtil sobrepondo-as, uma vez
que a exposição às condições atmosféricas é amenizada. Em experimento realizado durante
31um ano, Safari et al. (2014) analisaram a variação da fissuração em três tipos de solos argilos
com e sem sobreposição de uma manta de geotêxtil (tipo GM-400). Os resultados indicaram
que a cobertura de geotêxtil reduziu a intensidade de fissuração em até 45,9%, pois permitiu
da retenção de água pela superfície do solo.
2.4 Métodos de quantificação de emissões fugitivas
Dentre os gases produzidos pela biodegradação de resíduos dispostos em aterros
sanitários, o metano é o mais estudado; isso se deve ao seu potencial de contribuição para o
efeito estufa e de reaproveitamento energético.
A avaliação das emissões fugitivas de biogás é um importante parâmetro para a gestão
de aterros sanitários, pois permite determinar a eficiência dos sistemas de cobertura e de
coleta de biogás (MACIEL, 2009, p. 41).
Os níveis de emissão de CH4 por uma fonte geradora variam de uma região para outra,
e dependem de fatores como clima, produção industrial, características de agricultura, tipo de
matriz e gerenciamento de resíduos.
Na literatura são encontrados muitos estudos que quantificam a emissão de metano em
camadas de cobertura de aterros sanitários, conforme o Quadro 12.
Quadro 12. Fluxo de metano em diferentes camadas de cobertura de aterro sanitário.
Referência Cobertura Aterro/Local Extração
de biogás
Fluxo de CH4
(g/m2.dia)
Método de
medida do
fluxo de CH4
Czepiel et al.
(1996)
1 a 2 m de solo areno-
argiloso
Aterro de
Nashua
(Estados
Unidos)
Não 1495,0* PF
Park, Shin
(2001)
0,20 a 0,70 m de solo
composto por areia, silte e
argila
Aterro de
Sudokwon
(Inchon City,
Coreia do
Sul)
Sim 176,85 a
3805,55
PF
Maciel (2003) 0,25 a 0,90 m de solo
compactado
Aterro da
Muribeca
Não 102,0 a 363,0 PF
32
(Jaboatão dos
Guararapes -
PE)
Ishigaki et al.
(2005)
0,10 cm de solo areno
argiloso
(Leste do
Japão)
Não 0,038 a 384,0 PF
Guedes
(2007)
0,45 a 0,60 m de solo fino
compactado
Aterro
Metropolitano
de Gramacho
(Rio de
Janeiro - RJ)
Não
informado
0 a 35,75 PF
Mariano
(2008)
0,25 a 0,9 m de solo areno
argiloso
Aterro de
Aguazinha
(Olinda - PE)
Não 0,0 a 401,0 PF
Maciel (2009) 0,83* m de solo siltoso Aterro da
Muribeca
(Jaboatão dos
Guararapes -
PE)
Não 2,16 a 1332,0 PF
0,68* m de solo e composto
orgânico
Não 0 a 1053,84
0,81* m de solo pedra
britada e solo siltoso
Não 0 a 63,36
Bella, Trapani
e Viviani
(2011)
Uma geomembrana de
PEAD de 1 mm sobreposta
de 0,50 m de argila
compactada
Aterro de
Palermo
(Itália)
Sim 0,0036 a 46,58 PF
Lopes (2011) 0,70 m de solo siltoso Aterro da
Muribeca
(Jaboatão dos
Guararapes -
PE)
Não 2,10 a 984,7 PF
0,30 m de solo siltoso
sobreposto de 0,30 m de
mistura de solo e composto
orgânico (1:1)
Não 0 a 151,0
0,20 m de pedra britada
sobreposta de 0,50 m de
camada de solo siltoso
Não 0 a 63,4
Schuetz et al.
(2011, A)
0,20 m de solo
pedregulhoso sobreposto de
1 m de solo argiloso
Aterro de
Avedore
Holme
(Dinamarca)
Não 0,1 a 78 I e PF
Silva, Freitas
e Candiani
0,50 m de silte argiloso
compactado
Aterro
Bandeirantes
Sim 192,10* PF
33
(2013) (São Paulo -
SP)
0,50 m de silte argiloso
compactado
Aterro
Caieiras
(Caieiras -
SP)
Sim 19,81*
Oliveira
(2013)
0,70 m de solo siltoso Aterro da
Muribeca
(Jaboatão dos
Guararapes -
PE)
Não 1,72 a 122,97 PF
0,30 m de solo siltoso
sobreposto de 0,30 m de
mistura de solo e composto
orgânico (1:1 e 3:4)
Não 0,0 a 6,75
0,20 m de pedra britada
sobreposta de 0,50 m de
camada de solo siltoso
Não 0,0 a 3,49
Capelli et al.
(2014)
Não informado (Norte da
Itália)
Sim 0,016 a 3,12 PF
Schuetz et al.
(2014)
0,70 m de mistura de solo e
composto orgânico
Aterro de
Klintholm
(Dinamarca)
Não
informado
3 a 1275 I
Valencia et al.
(2015)
Não informado (Nordeste do
México)
Não
informado
0,33 a 109 PF
* Valor médio; PF: placa de fluxo; I: análise da pluma de contaminação.
Os principais métodos utilizados para avaliar as emissões superficiais de gases em
aterros sanitários são baseados em medidas diretas (placas de fluxo) ou em cálculos que usam
o modelo de dispersão de Gauss (análises da pluma de contaminação por infravermelho)
(LEYRIS et al., 2005, p. 415).
As placas de fluxo são utilizadas para medições pontuais em caixas fechadas
(estáticas) ou semiabertas (dinâmicas) cravadas no solo. As análises da pluma de
contaminação são utilizadas em grandes áreas e para uma avaliação geral das emissões onde a
concentração do biogás é determinada acima da superfície do aterro por processos óticos e/ou
térmicos por meio da passagem de luz infravermelha (MARIANO, 2008, p. 58).
Emissões nos locais de instalação de drenos de gás e lixiviado não podem ser
quantificadas através do ensaio com placas de fluxo. De acordo com Fredenslund, Scheutz,
Kjeldsen (2010), as emissões próximas a sistemas de coleta de lixiviado nos aterros de Fakse
34e Av Miljø (Zelândia e Copenhague, Dinamarca) representam cerca de 47 e 27%,
respectivamente, das emissões totais, o que indica que esses locais são importantes caminhos
preferencias.
2.4.1 Análise da pluma de contaminação com gás traço (infravermelho)
É um método alternativo de quantificação de emissões fugitivas de metano. São
medidos, em todo um aterro, as concentrações da pluma gasosa na direção a favor do vento
que, quando combinadas com dados meteorológicos e modelagem da dispersão atmosférica,
podem fornecer um valor integrado dos fluxos em todo o aterro.
Em resumo, essa técnica envolve a liberação contínua de um gás traço atmosférico
inerte - por exemplo, o monóxido de carbono (CO), hexafluoreto de enxofre (S6F) ou o óxido
nitroso (N2O) - no local, enquanto as concentrações do traço e do gás estudado são
mensuradas.
O método se baseia no pressuposto que um traço lançado numa fonte de emissão (no
caso, um aterro) irá dispersar na atmosfera do mesmo modo que os gases emitidos no aterro,
ou seja, usa-se um lançamento controlado de um gás traço inerte (MØNSTER et al. 2014, p.
1417). Assumindo que a direção do vento é definida e as condições do ar sobre o aterro são
homogêneas, a taxa de emissão do gás em estudo pode ser calculada como uma função da
relação entre as integrais no espaço das plumas de concentração dos gases em estudo e traço,
conforme a equação (2) (SCHEUETZ et al. (B), 2011, p. 1011).
Jm . gás=Jm . gás .traço .∫
Começo da pluma
Fimda pluma
(Cgás .2−Cgás .1).dx
∫Começoda pluma
Fimda pluma
(Cgás. traço .2−Cgás .traço .1) .dx
.MM gás
MM gás.traço
(2)
Onde: Jm (gás) é a taxa de fluxo mássico do gás estudado [M.L-2.T-1]; Jm (gás traço) é a
taxa de fluxo do gás traço lançado [M.L-2.T-1; Cgás (2) e Cgás (1) são as concentrações do gás
estudado a favor do vento e no ponto de emissão, respectivamente [M.L-3]; Cgás traço (2) Cgás
traço (1) são a concentrações do gás traço na direção a favor do vento e no local de lançamento,
35respectivamente [M.L-3]; MMgás é a massa molecular do gás emitido na área estudada (mol);
e MMgás traço é a massa molecular do gás traço [mol]. A Figura 11 apresenta um esquema
deste método.
Figura 11. Esquema geral do método da análise de dispersão da pluma dos gases: estudado e traço.
Mønster et al. (2014, p. 1418).
O método do traço duplo monitora tanto a emissão total de metano no aterro quanto às
emissões nas fontes, usando uma combinação do lançamento controlado e simultâneo de dois
gases traços com medidas de suas concentrações, sob diferentes condições do vento. “A ideia
de usar dois marcadores é determinar a extensão espacial da sobreposição entre duas plumas”
(SCHEUETZ et al. (B), 2011, p. 1011).
Scheutz et al. (2011, B) utilizaram óxido nitroso como marcador para medir a emissão
total de metano no aterro de Fakse (Dinamarca); enquanto que, para determinar as emissões
em áreas de compostagem, poços de lodo e sistema de coleta de lixiviado, utilizaram o
monóxido de carbono como marcador.
Métodos que utilizam gases marcadores atmosféricos driblam problemas de
heterogeneidade espacial integrando o fluxo de toda a área. Esse método é particularmente
aplicável a pontos fontes ou fontes distribuídas em áreas com limites finitos tais como aterros;
entretanto são altamente custosos, dependem das condições meteorológicas e são limitados
pela interferência das fontes (CZEPIEL et al., 1996, p. 16711).
2.4.2 Placas de fluxo
Podem ser divididas em dois tipos: estáticas e dinâmicas. As principais diferenças
entre elas estão baseadas no tipo de cobertura e meios de fornecimento de ar limpo. A
36transferência de gases nos sistemas estático e dinâmico depende do transporte convectivo e da
difusão molecular, respectivamente (LEYRIS et al., 2005, p. 416).
No método dinâmico, os gases são diluídos no interior da placa através de um fluxo
contínuo de ar. Posteriormente, são analisados e dispersos na atmosfera. Enquanto que no
método estático, os gases são analisados sem diluição prévia e, depois, retornam para a placa
em um ciclo fechado. O esquema desses métodos está apresentado na Figura 12.
Figura 12. Esquemas dos ensaios de placa estática e dinâmica.
Fonte: Maciel (2003, p. 50).
Gao e Yates (1998) realizaram um estudo comparativo entre estes dois métodos de
investigação de emissão gasosa através de uma superfície, onde foi verificado que, no ensaio
de placa dinâmica, os fluxos do gás estudado (o solvente volátil CH2Cl2) alcançaram valores
duas vezes maiores dos medidos no ensaio de placa estática. Ainda conforme tais autores, a
placa de fluxo estática pode subestimar o fluxo medido quando um modelo linear é usado para
calculá-lo, isso devido ao decréscimo natural da densidade de fluxo na superfície após a
colocação da placa; no caso do ensaio dinâmico, pode haver sub ou superestimação do fluxo
quando a vazão do ar injetado na placa é baixa ou alta, respectivamente.
O ensaio na placa dinâmica requer um maior intervalo de tempo para a realização,
sendo também necessário um bom sistema de calibração em função do volume interno e do
nível de emissão superficial. A placa estática possui menor custo, sendo mais indicada quando
37se precisa de um número grande de ensaios por um período de tempo curto (MACIEL, 2003,
p. 50).
As placas de fluxo ainda não possuem tamanho e forma padronizados. Porém, sabe-se
que as suas dimensões estão diretamente ligadas à representatividade espacial: placas com
área útil maior são mais representativas do que placas com menores dimensões. O tamanho
das placas também influencia na homogeneização dos gases contidos no seu interior: para
placas de volume útil menor a homogeneidade dos gases é obtida por difusão, enquanto que
placas maiores precisam de agitadores internos para alcançar uma mistura satisfatória para os
gases (MACIEL, 2003, p. 51).
O Quadro 13 apresenta forma e dimensões de algumas placas de fluxo encontradas na
literatura.
Quadro 13. Forma, dimensões e volume de placas de fluxo (estática e dinâmica) encontradas na
literatura.
Referência Método Forma Dimensões Volume (l)
Base (cm) Altura (cm)
Czepiel et al. (1996) Estático Cilíndrica = 13ϕ 18 2,39
Carpi e Lindberg (1998) Dinâmico Retangular 20 x 60 20 24,00
Gao e Yates (1998) Dinâmico Retangular 20 x 19,8 5 1,98
Estático 10 x 10 15 1,5
Lindberg et al. (2002) Dinâmico Retangular 20 x 60 20 24,00
10 x 30 10 3,00
Cilíndrica = 28ϕ 18 11,08
= 24ϕ 9 4,07
= 9,6ϕ 3,5 0,25
= 8,7ϕ 11 0,65
Maciel (2003) Estático Retangular 40 x 40 5 8,00
Ishigaki et al. (2005) Estático Retangular 40 x 40 30 48,00
Guedes (2007) Estático Cilíndrica = 57ϕ 8 20,41
Waite et al. (2007) Dinâmico Cilíndrica = 57ϕ 58 148,00
Mariano (2008) Estático Retangular 40 x 40 5 8,00
Maciel (2009) Estático Retangular 40 x 40 5 8,00
Scheutz et al. (2010) Estático Cilíndrica = 57ϕ 20 51,04
Lopes (2011) Estático Retangular 40 x 40 5 8,00
38
Scheutz et al. (2011, A) Estático Cilíndrica = 57ϕ 20 51,04
Scheutz et al. (2011, C) Estático Cilíndrica = 30ϕ 21 14,84
Oliveira (2013) Estático Retangular 40 x 40 5
Silva, Freitas e Candiani
(2013)
Estático Retangular 84 x 79 5 33,18
Capelli et al (2014) Estático Cilíndrica = 19ϕ 50 14,18
Scheutz et al. (2014) Estático Cilíndrica = 30ϕ 21 14,84
Valencia et al. (2015) Estático Cilíndrica = 13,50ϕ 19 2,72
Prata et al. (2016) Dinâmico Cilíndrica = 43ϕ 8,5 12,34
No método estático, a taxa de emissão superficial mássica em um determinado ponto é
determinada através da variação de concentração dos gases confinados dentro da placa ao
longo do tempo, conforme a equação (3) (CZEPIEL et al., 1996, p. 16713).
JmES=V I
AU
.ΔCΔ t
.[ρ] .Patm
1013(3)
Onde: JmES é a taxa de emissão mássica [M.L-2.T-1]; VI é o volume interno da placa
[L3]; AU é a área útil da placa [L2]; ΔC/Δt é a variação da concentração do gás com o tempo
[T-1]; Patm é a pressão atmosférica (mbar); e ρ é a densidade do gás corrigida em função da
temperatura interna [M.L-3]. A concentração do constituinte gasoso estudado é realizada por
um aparelho analisador de gás automático. ΔC/Δt é calculado por regressão linear a partir de 4
ou 5 leituras com um coeficiente de determinação (R2) maior ou igual a 0,9 (CZEPIEL et al.,
1996, p. 16713). É preferível que o fluxo seja calculado no intervalo inicial do ensaio para se
obter a maior taxa de percolação do gás pela camada de cobertura, simulando a condição do
aterro, onde a camada fica em contato com a atmosfera e, consequentemente, ocorrem os
gradientes máximos de pressão e concentração (MARIANO, 2008, p. 82).
Para facilitar o procedimento de cálculo, recomenda-se que as curvas de variação de
concentração de gás com o tempo sejam representadas em termos mássicos (ΔM/Δt)
(MACIEL, 2003, p. 116). Sendo assim, a densidade do gás deve ser corrigida em função da
temperatura interna da placa durante o ensaio, através da equação (4).
39
ρgás=ρgás (0° C)x 273,15
273,15+T i(° C)(4)
Onde: Ti é a temperatura do gás no interior da placa (º.C).
Durante o ensaio, a câmara pode fisicamente proteger o solo de precipitação, ou reter
sua umidade, provocar um aumento de temperatura interna ou reduzir efeitos fotoquímicos
(WAITE et al., 2006, p. 1075). Por isso o tempo de ensaio é uma variável fundamental que
influencia diretamente no cálculo do fluxo de gás. Após certo intervalo de tempo, pressão,
temperatura e concentração dos gases no interior da placa aumentam e o fluxo tende a
decrescer até a estabilização em valores próximos a zero (MACIEL, 2003, p. 52).
Maciel (2003) e Mariano (2008) realizaram ensaios com duração máxima de 180 min,
sendo as leituras realizadas nos primeiros 60 min utilizadas para o cálculo da taxa de emissão
superficial. Lopes (2011) e Oliveira (2013) realizam leituras durante um período mínimo de
30 a 60 min.
O método da placa de fluxo estática é simples e de baixo custo para medir emissões de
uma pequena área. Entretanto, a realização de múltiplas medições ao longo de uma superfície
extensa para estimar a emissão total da área requer um investimento significativo de tempo e
trabalho (CZEPIEL et al., 1996, p. 16711).
No método dinâmico, a taxa de emissão superficial mássica em um determinado ponto
é função da vazão do ar injetado no interior da placa e das concentrações de entrada e saída do
gás estudado, conforme a equação (5) (GAO, YATES, 1998, p. 26117).
JmES=QAU
.(C saída−Centrada) (5)
Onde: JmES é a taxa de emissão mássica [M.L-2.T-1]; Q é a vazão de ar injetado no
interior da placa [L3.T-1]; AU é a área útil da placa [L2]; Csaída e Centrada são as concentrações
do gás estudado medidas nos pontos de entrada e saída de ar no interior da placa,
respectivamente [M.L-3].
40 2.4.2.1 Quantidade de ensaios
Para obter uma boa interpretação das emissões totais em um aterro, é necessário um
número representativo de ensaios para a área estudada. Para o Guidance on Mnitoring
Landfill Gas Surface Emissions – GMLGSE (ENVIRONMENT AGENCY OF UNITED
KINGDOM, 2010, p. 25), em áreas com mais de 5000 m2, o número de medições de fluxo
requerido pode ser calculado pela expressão (6).
n=6+0,15.√A (6)
Onde: n é número de pontos de medição no campo, A é o tamanho da área investigada
[L2]. Neste caso, o espaçamento médio entre os pontos é dado pela equação (7).
e=√A /n (7)
Para locais com área igual ou menor a 5000 m2, o número de pontos de medidas é
calculado pela equação (8), conforme o Guidance on monitoring landfill gas surface
emissions (ENVIRONMENT AGENCY OF UNITED KINGDOM, 2010, p. 26).
n= ( A /5000 ) .16 , n ≥ 6, (8).
O Quadro 14 apresenta um resumo de aterros estudados com a área e número de
pontos em que foram realizados ensaios de placas de fluxo.
Quadro 14: Valores encontrados na literatura para área de células investigadas e número de ensaios de
placa de fluxo realizados.
Referência Local Área
selecionada para
estudo (m2)
Número de pontos
onde foram
realizados os ensaios
Número de
ensaios por
pontoCzepiel et
al. (1996)
Aterro de Nashua (Estados
Unidos)
253.000 139 2
Maciel
(2003)
Aterro da Muribeca
(Jaboatão dos Guararapes -
PE)
4.200 6 1
Guedes Aterro Metropolitano de 1.300.000 3 Ponto 1: 5
41(2007) Gramacho (Rio de Janeiro
- RJ)
Ponto 2: 2
Ponto 3: 1Mariano
(2008)
Aterro de Aguazinha
(Olinda - PE)
26.199 19 1
Maciel
(2009)
Aterro da Muribeca
(Jaboatão dos Guararapes -
PE)
1.625 6 8
Bella,
Trapani,
Viviani
(2011)
Aterro de Palermo (Itália) 162.000 117 2*
Scheutz et
al. (2011,
A)
Aterro de Avedore
Holme (Dinamarca)
41.700 82 14
Scheutz et
al. (2011,
C)
Aterro de Fakse
(Dinamarca)
120.000 4 7
Oliveira
(2013)
Aterro da Muribeca
(Jaboatão dos Guararapes -
PE)
1.625 11 4
Silva,
Freitas e
Candiani
(2013)
Aterro Bandeirantes (São
Paulo - SP)
323.863 30 1
Aterro Caieiras (Caieiras -
SP)
330.000 25 1
Lopes
(2011)
Aterro da Muribeca
(Jaboatão dos Guararapes -
PE)
1.632 107 1
Schuetz et
al. (2014)
Aterro de Klintholm
(Dinamarca)
4.800 12 7
Valencia et
al. (2015)
(Nordeste do México) 90.000 217 2
* valor médio obtido em duas campanhas, sendo a primeira com 117 medições e a segunda com 101,nos mesmos pontos.
O mapeamento de emissões de CH4 pela camada de cobertura é uma ferramenta muito
útil para a extrapolação dos resultados pontuais obtidos nos ensaios de placa de fluxo, com
melhor visualização do comportamento na camada de cobertura do aterro (MARIANO,
JUCÁ, 2010, p. 228). Sendo assim, a distribuição dos ensaios pela área faz-se importante para
a análise dos resultados. Uma alternativa é subdividir o terreno do aterro em setores; este
42zoneamento pode ser feito baseado nas características da camada de cobertura (tipo de solo)
ou nas diferentes idades dos resíduos (MACIEL, 2003, p. 58).
Considerando que a produção total de metano por um aterro sanitário é a soma da
emissão por toda a área da cobertura e do volume captado pelo sistema de coleta de biogás, a
eficiência do sistema de drenagem de biogás pode ser obtida através da equação (9)
(HUITRIC et al., 2007; OLIVEIRA, 2013; SILVA, FREITAS, CANDIANI, 2013).
Ef=J sc
J sc+J cc
(9)
Onde: Ef é a eficiência da coleta de metano, JCC o fluxo de metano emitido pela
camada de cobertura [M.L-2.T-1] e JSC é o fluxo de metano captado pelo sistema de extração
de biogás [M.L-2.T-1]. A fuga de metano pela camada de cobertura é dado pela equação (10).
f =1−Ef (10)
2.5 Fluxo de gases em meios porosos
O fluxo de gás através de um meio poroso tem importância em muitas áreas, tais como
engenharia de petróleo e gás e proteção ambiental, e tem fascinado pesquisadores
multidisciplinares a entender os mecanismos de transporte de gás no meio poroso. Por isso,
modelos teóricos e medições experimentais têm sido propostos a fim de estimar a
permeabilidade efetiva ao gás em meios porosos (LI. et al., 2016, p. 534).
O movimento de gases na matriz de um solo pode ocorrer por processos advectivos,
difusivos, dispersivos e também pode ser afetado por fenômenos de atenuação devido a
reações químicas e microbiológicas (LOPES, 2011, p. 69).
O fluxo por advecção é função do gradiente de energia entre dois pontos. Em aterros,
esse gradiente é resultado das variações de pressão entre a massa de resíduos em
decomposição e a atmosfera.
Em condições de escoamento laminar (Re < 2000), onde a Lei de Darcy é válida e
pode ser adaptada para fluidos compressíveis, a determinação do fluxo mássico advectivo
pode ser determinado pela expressão (11).
43
J A=−ρ .κ
μ .∂P∂ z
(11)
Onde: JA é o fluxo advectivo mássico [M.L-2.T-1], ρ é a densidade do fluido [M.L-3], μ
é a viscosidade dinâmica do fluido [M.L-1.T-1], κ é o coeficiente de condutividade do meio
poroso ao fluido [L.T-1] e ∂P/∂z é o gradiente de pressão [M.L-2.T-1].
Para solos pouco permeáveis, sem caminhos preferenciais, este tipo de transporte pode
ser desconsiderado (GUEDES, 2007, p. 33).
Na existência de advecção, a emissão de biogás pela cobertura de uma aterro ocorre
principalmente através deste mecanismo de transporte (JUNG et al., 2009, p. 145). Em geral,
taxas de fluxo advectivo são de magnitude maior que as taxas de fluxo difusivo. Quanto maior
a permeabilidade do meio aos gases, mais acentuada será esta diferença. No entanto, há
situações onde o aumento da pressão atmosférica reduz ou anula os gradientes de pressão e a
difusão pode prevalecer sobre a advecção (MACIEL, 2003, p. 18).
O transporte por difusão ocorre devido a gradientes de concentração química do gás. O
fluxo difusivo é determinado pela 1ª Lei de Fick, equação (12).
JD=−D0.∂C∂ z
(12)
Onde: JD é o fluxo difusivo mássico [M.L-2.T-1], D0 é o coeficiente de difusão do gás
no meio poroso [L2.T-1], ∂C/∂z é o gradiente de concentração no meio [M.L-4].
A difusão de gases no solo varia em função das características físicas do solo como
arranjo e tamanho dos grãos, presença de finos sujeitos a trincamento por secagem,
propriedades físicas do gás (temperatura, viscosidade, gradiente de pressão), da concentração
da espécie gasosa entre regiões do solo e finalmente do consumo ou geração de gases por
parte dos microorganismos presentes no solo (GUEDES, 2007, p. 34).
A dispersão mecânica causa um espalhamento do soluto devido as variações na
velocidade do fluido no meio poroso (MARIANO, 2008, p. 54).
Em escala microscópica, a dispersão mecânica resulta de três mecanismos básicos: o
primeiro ocorre em canais individuais devido à rugosidade da superfície dos poros, o segundo
44depende do tamanho dos poros na trajetória, e o terceiro está relacionado com a tortuosidade
ou comprimento da trajetória de fluxo (FREEZE & CHERRY, 1979 apud ARAÚJO, 2013).
O fluxo dispersivo mecânico é diretamente proporcional ao gradiente de concentração
do soluto, conforme apresentado na equação (13).
JM=−η. DM .∂C∂ z
(13)
Onde: JM é o fluxo dispersivo mecânico [M.L-2.T-1], DM é o coeficiente de dispersão
mecânica do gás no meio poroso [L2.T-1], η é a porosidade do meio e ∂C/∂z é o gradiente de
concentração no meio [M.L-4].
No caso das camadas de coberturas dos aterros, além de gradientes de pressão, existem
também gradientes de concentração, visto que a atmosfera funciona como um agente
dispersivo de contaminação (MACIEL, 2003, p. 37). A presença de fissuras na cobertura do
aterro podem constituir um meio de dispersão do biogás produzido.
O Quadro 15 apresenta alguns fatores que interferem no caminho preferencial do fluxo
de biogás em uma massa de resíduos aterrada, e suas implicações na movimentação interna
dos gases.
Quadro 15. Fatores intervenientes na movimentação dos gases no aterro.
Fatores intervenientes Influência na movimentação dos gases na massa de lixo
Composição do lixo Resíduos com alta presença de materiais plásticos poderão facilitar a
percolação horizontal dos gases, por outro lado reduzirão a
permeabilidade intrínseca da massa.
Taxa de geração de gases Quanto maior a taxa de geração, maior será a pressão interna dos
gases e, consequentemente, mais rápida a migração interna.
Permeabilidade dos resíduos Governa o sentido da percolação.
Temperatura externa e interna Fluxo de calor por gradientes de temperatura facilitam o transporte de
gases no meio.
Saturação e umidade dos
resíduos
A elevação do grau de saturação e a umidade dos resíduos dificultam
a percolação dos gases.
Pressão atmosférica Variações da pressão atmosférica ocasionam mudanças no sentido de
fluxo, inclusive com inversões (entrada de ar nos resíduos).
45
Sistema de cobertura e
drenagem
Presença de drenos verticais de gases e sistemas de cobertura com
geomembrana irão facilitar a migração horizontal dos gases.
Operação de aterramento dos
resíduos.
Grau de compactação dos resíduos afeta a densidade e porosidade da
massa, e consequentemente os parâmetros de permeabilidade.
Fonte: Maciel (2003, p. 19).
2.5.1 Determinação da permeabilidade ao gás
Medidas do coeficiente de permeabilidade intrínseco a um gás requerem a obtenção de
um estado pseudo-estacionário, durante o qual a variação da pressão do gás é pequena o
suficiente para ser considerada uma constante em cálculos de permeabilidade
(correspondendo ao valor médio); além disso, é necessário que a temperatura ambiente e a
pressão atmosférica sejam constantes, o que significa que deve ser realizado um ensaio sob
condições controladas em laboratório (BARROSO, PIERSON, LOPES, 2006, p. 16).
A permeabilidade do solo a fluidos compressíveis é muito variável mesmo sendo
medida em um mesmo ponto. Se as medidas são limitadas, modelos de predição de
permeabilidade a partir do teor volumétrico de ar no solo podem ser aplicados, relação
apresentada na Figura 13. Esses modelos requerem o conhecimento da curva de retenção de
água no solo.
Figura 13. Log da permeabilidade do solo ao gás em função do log do teor volumétrico de ar nosolo.
Fonte: Ball et al. (1988) apud Poulsen et al. (2007, p. 2).
O modelo apresentado na Figura 13 pode ser descrito pela equação (14).
46log(K a)=A . log(ε)+B (14)
Onde: Ka é a permeabilidade intrínseca ao gás (ou ar) [L2], ε é o conteúdo volumétrico
do fluido no meio, A é a inclinação da reta e B o valor de Ka quando ε é nulo.
Alguns experimentos para a determinação da permeabilidade ao gás estão citados a
seguir:
Nos estudos desenvolvidos por Didier, Bouazza e Cazaux (2000), Shan e Yao (2000) e
Bouazza e Vangpaisal (2003), foram realizados ensaios de permeabilidade a carga constante
em amostras de um geocomposto bentonítico (GCL). O procedimento consiste na injeção de
um gás (em ambos os casos, utilizou-se o nitrogênio) sob pressão constante em uma amostra,
enquanto o fluxo no ponto de saída é medido através de um rotâmetro. O aparato utilizado em
ambos os ensaios está apresentado na Figura 14.
Figura 14. Esquema do ensaio de permeabilidade ao gás sob carga constante.
Fonte: Bouazza, Vangpaisal (2003, p. 92).
Considerando a pressão de saída como a pressão atmosférica, Didier, Bouazza e
Cazaux (2000) e Bouazza e Vangpaisal (2003) realizaram ensaios aplicando diferenças de
pressão entre 20 e 100 kPa. Shan e Yao (2000) aplicaram gradientes de pressão inferiores a 2
kPa.
47Nestes estudos, a permeabilidade intrínseca ao gás (Ka [L2]) foi determinada pela
equação (15) (BOUAZZA, VANGPAISAL, 2003, p. 95), que é uma adaptação da lei de Darcy
para fluidos compressíveis.
Ka=2.Q2.μ .L .P2
A .(P12−P2
2)
(15).
Onde: Q2 é a vazão do gás na saída da amostra [L3.T-1], P1 e P2 são as pressões de
entrada e saída na amostra [M.L-1.T-2], A é a área da seção transversal da amostra [L2], L é o
comprimento da amostra [L] e μ é a viscosidade dinâmica do fluido [M.L-1.T-1].
A variação da pressão atmosférica durante os ensaios resultaram em erros entre 1,22 e
1,83% no valor da permeabilidade nos ensaios realizados por Didier, Bouazza e Cazaux
(2000).
Rodeck et al. (1994), He et al. (2017) mediram a permeabilidade de amostras de solo
ao ar através de ensaios realizados em câmara triaxial, conforme apresentado na Figura 15.
Figura 15. Esquema de ensaio de permeabilidade ao ar em câmara triaxial.
Fonte: Rodeck et al. (1994, p. 1338).
Medidor de fluxo
48Antes do ensaio, as amostras foram submetidas a tensões confinantes entre 69 e 104
kPa e de 24 kPa nos estudos de Rodeck et al. (1994), He et al. (2017), respectivamente. As
pressões de ar injetado foram aferidas por manômetros de água e de mercúrio, os valores não
foram informados. Os resultados foram obtidos aplicando a lei de Darcy para fluidos
compressíveis.
Wang et al. (2017) avaliaram a compressibilidade e a permeabilidade ao ar de
amostras de solo através de ensaios realizados em células edométricas, cujo esquema está
apresentado na Figura 16.
Figura 16. Esquema do ensaio de permeabilidade em edômetro.
Fonte: Wang et al. (2017, p. 168).
As amostras foram submetidas a tensão vertical de 23 kPa, apara depois iniciar as
medidas de permeabilidade. A tensão foi aumentada para 42, 89, 179, 372, 750, 1500 e 2730
kPa. Após a estabilização ser alcançada em cada estágio de carregamento, uma medida de
permeabilidade foi feita. A pressão de ar aplicada foi inferior a 8 kPa.
Para o estudo de permeabilidade de resíduos sólidos urbanos a líquido e gás, Stoltz,
Gourc e Oxarango (2010) realizaram ensaios aplicando uma pressão de entrada limitada a 2
kPa, com esse baixo valor foi assumido que nenhum movimento de líquido ocorreu como
resultado do fluxo de gás, inclusive em amostras com alto teor de umidade.
49Quando um meio possui baixa porosidade e alto teor de umidade gravimétrica, não é
possível medir a permeabilidade ao gás, para valores menores que 10-14 m2, com o ensaio a
pressão constante. Nesses casos, pode realizado um ensaio sob pressão variável (STOLTZ,
GOURC, OXARANGO, 2010, p. 34), onde conhecendo-se o decréscimo de pressão, em
função do tempo, no interior de um recipiente de ar acoplado a uma amostra estudada é
possível determinar a permeabilidade do meio, conforme apresentado no esquema a utilizado
por Silva et al. (2009) que está apresentado na .Figura 17.
Figura 17. Esquema do ensaio de permeabilidade ao gás sob carga variável.
Fonte: Silva et al. (2009, p. 1539).
Neste caso, a permeabilidade foi determinada através da equação (16) (KIRKHAM,
1946 apud DEXTER, MCKENZIE, 1996, SILVA et al., 2009).
ln(P)=−K . A .Patm
μ . L.V. t+ ln(P0) (16)
Onde: μ é o coeficiente de viscosidade dinâmica do ar a 20ºC [M.L-1.T-1], V é o
volume do reservatório [L3], Patm é a pressão do ar atmosférico a 20ºC [M.L-1.T-2], L é o
comprimento da amostra [L], A é a área da seção transversal da amostra [L2] e t é o tempo
[T].
50 3 METODOLOGIA
3.1 Área de Estudo – O Aterro Sanitário Metropolitano Centro
O estudo das emissões fugitivas de metano está sendo desenvolvido no Aterro
Sanitário Metropolitano Centro (ASMC), a maior unidade de disposição final de resíduos
sólidos urbanos (RSU) do estado da Bahia. Está localizado na rodovia BA-526 (Centro
Industrial de Aratu - Aeroporto), km 6, Zona Norte, Região Metropolitana de Salvador
(RMS). A Figura 18 mostra a localização do ASMC na RMS.
Figura 18. Localização do ASMC na Região Metropolitana de Salvador – Bahia.
Fonte: Google Maps (2017).
As atividades de disposição final de RSU no ASMC tiveram início em 1997, quando a
operação do aterro era realizada pela Companhia de Desenvolvimento Urbano do Estado da
Bahia (CONDER). Em 1998, essa atividade foi transferida para a Prefeitura Municipal de
Salvador (PMS). Em 2000, através de um contrato de concessão com prazo fixado em 20
anos, uma empresa privada (Bahia Transferência e Tratamento de Resíduos S/A - BATTRE)
se tornou a responsável por todos os serviços realizados no empreendimento (implantação,
51operação, manutenção, destinação do lixiviado e tratamento do biogás) (ANDRADE, 2014, p.
67).
Atualmente, são depositadas diariamente cerca de 2800 toneladas de RSU oriundas
dos municípios de Lauro de Freitas, Salvador e Simões Filho. Grande parte dos RSU
produzidos em Salvador é levada por caminhões compactadores para uma estação de
transbordo localizada no bairro de Canabrava. Da estação de transbordo, o resíduo é
transportado por carretas para o ASMC. Nos locais mais próximos ao aterro, os resíduos são
transportados diretamente em caminhões compactadores, o mesmo ocorre com os resíduos
coletados em Simões Filho e Lauro de Freitas.
3.1.1 Sistema de captação e reaproveitamento de biogás no ASMC
O sistema de captação e reaproveitamento de biogás do ASMC foi instalado em 2003,
sendo composto por:
• Drenos de espinhas (DE): drenos horizontais feitos a partir da drenagem de chorume
para obtenção do biogás;
• Drenos de coberturas (DS): construídos com objetivo de captar o gás entre a cobertura
dos resíduos e a manta de cobertura de policloreto de vinila (PVC) final;
• Drenos perfurados (DP): drenos verticais construídos por uma sonda de perfuração no
maciço de RSU para alívio de pressão e drenagem de biogás;
• Drenos de junção (DJ): interligam duas ou mais células;
• Drenos transversais (DT);
• Dreno de gás (DG): drenos verticais que nascem na base drenante do aterro até a cota
final;
• Piezômetros (PZ): fornecem medidas do nível de chorume e da pressão do biogás no
interior do maciço;
• Central de captação do biogás: sala de controle de operação onde ocorre o
monitoramento quantitativo e qualitativo do biogás captado pelos drenos conectados
ao sistema (ANDRADE, 2014, p. 70).
O monitoramento da vazão, composição e temperatura do biogás nos drenos é
realizado com analisadores de gás portáteis diariamente. Os piezômetros são monitorados
mensalmente através de um medidor elétrico de nível de água.
52O sistema de cobertura final adotado no ASMC é composto por uma camada de solo
compactado (espessura: 60 cm) sobreposto por uma membrana geotêxtil de PVC e por uma
camada de solo orgânico (espessura: 20 cm) que serve como suporte para grama. Entre a
geomembrana e a camada de solo orgânico, são instalados drenos superficiais que coletam o
biogás acumulado nessa região e minimiza possíveis emissões fugitivas devido a não
conformidades da manta de PVC (MACHADO et al., 2009, p. 157).
Em células onde as atividades de disposição estão paradas temporariamente, os
resíduos são cobertos com uma camada de solo compactado (espessura: 60 cm e k < 10 -5
cm/s). Nos taludes destas áreas, a camada de solo é coberta por geomembrana de PVC.
Desde 2011, o ASMC possui uma unidade termoelétrica geradora de energia a partir
do biogás captado pelo sistema de drenagem, a Termoverde.
A Termoverde é composta de uma usina geradora de energia com 19 motogeradores de
1.038 KW cada, unidade de tratamento do biogás, subestação elevadora e linha de
transmissão de 7,8 quilômetros que liga a usina à rede elétrica da Coelba, que faz a
distribuição às empresas consumidoras (ANDRADE, 2014, p. 68).
A geração prevista de metano (m3/h) no ASMC tem sido feita por pesquisadores do
GEOAMB – UFBA (laboratório responsável pelo monitoramento geotécnico do aterro)
através do modelo proposto por Machado et al. (2009). A Figura 19 apresenta a curva de
geração de metano (prevista e medida em campo) no ASMC entre os anos de 2004 e 2013.
Figura 19. Comparação entre as medidas de metano previstas pelo modelo de Machado et al. (2009)
e recuperadas pelo sistema de drenagem.
Tempo decorrido (anos)
Vaz
ão m
édia
de
CH
4 (m
3 /h)
53Fonte: Machado et al. (2014, p. 244).
Segundo Machado et al. (2014) a diminuição na recuperação de metano iniciada em
2008, pode ter sido ocasionada por problemas na gestão do aterro, que resultaram no aumento
de áreas expostas e na redução do número de drenos profundo e superficiais; além disso a
deposição de resíduos novos pode ter alterado o ambiente de decomposição, afetando a
produção de metano. Ainda de acordo com os autores, o aumento da recuperação de metano
inciada em 2011, pode está associadas ao fato de a maioria dos problemas terem sido
solucionados na época.
De acordo com pesquisas que estão sendo realizadas no GEOAMB, a taxa de metano
extraída pelo sistema de drenagem continua abaixo dos valores previstos. De modo que no
período entre agosto de 2016 e julho de 2017, o aterro apresentou uma produção média de
metano de 4390,28 m3/h, cerca de 38% a menos do valor previsto para o período, de 7078,59
m3/h. Devido esses problemas de baixa produtividade de biogás, atualmente a usina opera
com 13 motogeradores funcionando.
A fim de justificar a queda na produção de biogás, algumas hipóteses vêm sendo
estudadas pela equipe do GEOAMB – UFBA. São elas: alteração do ambiente de
decomposição no interior do aterro devido as práticas de operação (como colocar resíduo
novo sobre o antigo), aplicação de forte sucção nos drenos de extração de gás, umidade da
massa de resíduo e condições da camada de cobertura (estudo de emissões fugitivas de
metano).
3.2 Delimitação da Área de Estudo
O estudo das emissões fugitivas de metano está sendo realizado no ASMS, mais
precisamente em uma área de 16.841,45 m2 delimitada na Célula 6 Etapa IVEF, apresentada
na Figura 20.
54Figura 20. Vista aérea do ASMC e localização da área de estudo.
Fonte: Google Maps (2017).
A área delimitada está localizada entre as coordenadas (568200, 8679000) e (568000,
8578600), as cotas variam de 65 a 71 m. Na área de estudo existem 13 drenos de biogás
ativos, são eles: DT-015, DG-240, DE-255, DG-241, DG-242, DE-256, DG-244, DG-268,
DG-266, DG-264-F, DG-264, DG-262 e DE-254. Na área foi adotada uma cobertura
temporária.
A Figura 21 apresenta um detalhe da planta do aterro em que é dado um zoom na área
de estudo (área pontilhada).
55Figura 21. Detalhe da planta do ASMC apresentando a área delimitada para este estudo.
Legenda
3.3 Materiais e Métodos
A Figura 22 apresenta o fluxograma das atividades necessárias para este estudo.
56Figura 22. Fluxograma de atividades.
O estudo está sendo realizado através de investigações in situ e nos Laboratórios de
Solos da Universidade Católica do Salvador (UCSal) e de Geotecnia Ambiental GEOAMB da
Universidade Federal da Bahia (UFBA).
Em campo, a emissão de metano está sendo determinada através de ensaios de placa
de fluxo estática, realizados conforme o método adotado por Maciel (2003, 2009), Mariano
(2008), Lopes (2011) e Oliveira (2013). Também são coletadas amostras de solo para a
determinação do teor de umidade e da massa específica seca caracterização geotécnica, em
laboratório. O Quadro 16 apresenta o procedimento adotado em cada ensaio.
Quadro 16. Normas que descreve os procedimentos dos ensaios.
Ensaio Procedimento
Ensaio de placa Não padronizado, baseado na literatura: Maciel (2003, 2009)
Preparação de amostras NBR 6457
Análise granulométrica NBR 7181
Massa específica dos grãos NBR 6508
Limite de liquidez NBR 6459
57
Limite de plasticidade NBR 7180
Sucção Não padronizado, baseado na literatura
Permeabilidade à água e ao gás Não padronizado, baseado na literatura: Bouazza e Vangpaisal
(2003)
3.3.1 Ensaio de placa de fluxo
Em síntese, este ensaio consiste na cravação de uma placa na camada de cobertura e,
em seguida, de aferições da temperatura e concentração dos gases confinados na placa ao
longo do tempo, até que haja uma estabilização nas leituras de concentração.
Os materiais que estão sendo utilizados no ensaios são:
• Uma placa de fluxo de aço galvanizado de 60 x 60 cm (dimensões externas), Figura 23
a). A placa possui de três saídas: em duas saídas foram conectadas uma válvula de
esfera e um espigão; na terceira, foi conectada uma válvula de esfera e um niple,
Figura 23 b).
58Figura 23. a) Dimensões da placa; b) Placa utilizada nos ensaios.
• Um analisador de gás (GEM5000, LANDTEC, Washtenaw, Estados Unidos da
América). Este equipamento mede concentração de cinco tipos de gases (metano,
dióxido de carbono, oxigênio, monóxido de carbono e ácido sufídrico), temperatura,
pressões estática, diferencial e barométrica. Essas informações são tomadas em função
do tempo de ensaio e anotadas em planilhas. A Figura 24 apresenta o analisador
utilizado.
b)
a)
59Figura 24. a) Analisador de gás utilizado nos ensaios de placa de fluxo; b) Detalhe da tela.
• Um cronômetro e uma planilha.
Em resumo, precedimento consiste na instalação da placa e execução do ensaio,
conforme apresentado na Figura 25.
2
3
4
Legenda:
1. tubo de saída da amostra de gás
2. sonda de temperatura
3. tubo para medição da pressão diferencial
4. tubo de entrada da amostra de gás e para medição da pressão estática
1
a)
b)
60Figura 25. Ensaio de placa: a) Formação da vala; b) Vedação da placa; c) Sonda de temperatura
introduzida na placa; d) Ensaio em execução; e) Ponto onde houve um ensaio após retirada da placa.
a) Instalação da placa:
A placa é colocada no local escolhido. Em torno dela é feita uma vala com 10 cm de
profundidade (altura da base da placa), conforme apresentado na figura. A placa é pressionada
de forma que fique cravada no solo. Em seguida, a vala é recomposta com solo e este é
compactado com soquete de madeira. Para a cravação da placa são utilizados picareta,
alavanca e um soquete de madeira. Durante a instalação, as conexões da placa permanecem
fechadas.
b) Execução do ensaio:
Após a cravação da placa, o cronômetro é acionado. Em seguida, abre-se uma das
válvulas da placa e é inserida a sonda de temperatura, Figura 25 c). O analisador de gás é
ligado e, automaticamente, faz uma purga com ar durante 30 segundos. Após a purga, os tubos
que permitem a entrada de gás e a aferição das pressões diferencial e estática (tubos 3 e 4
apresentados na Figura 24 a)) são conectados aos espigões contidos na placa. Até este
instante, válvulas ligadas aos espigões estão fechadas.
Simultaneamente, ao abrir estas válvulas, é solicitada a análise dos gases confinados
na placa Figura 25 d). Esta análise dura 120 segundos, tempo em que as leituras se
a) b)
c) e)d)
61estabilizam, assim adotado como tempo padrão neste estudo. À medida que a amostra é
analisada, esta é liberada para a atmosfera pelo tubo 1 (apresentado na Figura 24 a)).
Após o fim da leitura, as válvulas são fechadas e os tubos 3 e 4 do analisador de gás
são desconectados da placa, a sonda de temperatura permanece introduzida na placa durante
todo o ensaio.
Passados 7 minutos após o fim da primeira análise da amostra de gás, solicita-se a
purga do analisador que dura 30 segundos, em seguida, os tubos 3 e 4 são novamente
conectados à placa. Passados mais 30 segundos, as válvulas são abertas e mais uma análise de
gás é solicitada ao aparelho (GEM5000), com duração de 120 segundos.
Desta forma, o tempo entre o início de cada análise consecutiva é de 10 minutos, valor
adotado como padrão para este estudo.
As análises são repetidas até a estabilização da concentração de metano, este é
considerado o fim do ensaio.
3.3.1.1 Ensaios de placa realizados
Para a área de estudo, número mínimo de pontos ensaiados, determinado pela equação
(6) apresentada no item 2.4.2.1, é de 26. O espaçamento entre dois pontos, conforme a
equação (7) é 25 m.
Até o momento foram realizados ensaios em 26 pontos. O espaçamento entre os
pontos variou entre 0,55 e 40 m.
Os pontos foram nomeados como EP-(seguido de um número). Na maioria dos pontos,
as coordenadas foram determinadas através levantamento topográfico. Além disso, foram
realizados ensaios de placa em períodos caracterizados por pouca chuva (ensaios feitos entre
08/11/2016 e 14/03/2017) e por muita chuva (ensaios feitos entre 11/04/2017 e 30/08/2017)
da cidade de Salvador. A Tabela 1 apresenta as coordenadas de alguns pontos onde foram
realizados ensaios de placa e as respectivas datas.
Tabela 1. Coordenadas de alguns pontos onde foram realizados ensaios de placa.
Ponto Coordenadas Data em que foram realizados ensaios de placa
no ponto
Período seco Período chuvoso
EP-01 (568158,45; 8578753,39; 68;57) 08/11/2016 29/05/2017
EP-02 (568141,54; 8578763,25; 66,87) 08/11/2016 04/05/2017
62EP-03 (568124,81; 8578772,92; 65,39) 08/11/2016 29/05/2017
EP-05 (568161,15; 8578768,55; 67,94) 16/11/2016 05/06/2017
EP-06 (568132,77; 8578744,13; 67,04) 29/11/2016 04/05/2017
EP-07 (568120,08; 8578718,23; 66,55) 29/11/2016 03/05/2017
EP-08 (568149,84; 8578780,71; 66,47) 22/12/2016 24/05/2017
EP-09 (568107,78; 8578731,77; 65,28) 24/01/2017 01/06/2017
EP-10 (568153,28; 8578809,03; 66,07) 24/01/2017 03/05/2017
EP-11 (568180,06; 8578679,45; 71,39) 31/01/207 01/06/2017
EP-12 (568137,05; 8578690,16; 69.09) 02/02/2017 09/05/2017
EP-13 (568163,34; 8578690,73; 70,11) 02/02/2017 09/05/2017
EP-14 (568179,29; 8578730,86; 70,27) 09/02/2017 22/05/2017
EP-16 (568195,95; 8578709,99; 71,21) 14/02/2017 24/05/2017
EP-17 (568138,13; 8578710,90; 68,44) 16/02/2017 07/06/2017
EP-18 (568137,07; 8578711,31; 68,30) 07/03/2017 21/06/2017
EP-19 (568136,03; 8578711,83; 68,18) 14/03/2017 21/06/2017
EP-20 (568135,05; 8578712,32; 68,04) 14/03/2017 21/06/2017
EP-21 (568169,82; 8578708,64; 70,24) - 11/04/2017
EP-22 (568147,15; 8578746,14; 67,96) - 05/06/2017
EP-26 * - 01/08/2017
EP-27 * - 01/08/2017
EP-28 * - 14/08/2017
EP-29 * - 14/08/2017
EP-50 * - 23/08/2017
EP-51 * - 28/08/2017
EP-52 * - 28/08/2017
EP-53 * - 30/08/2017
- Não foram realizados ensaios neste período;* As coordenadas não foram determinadas.
As locações dos pontos EP-04 e EP-15 foram perdidas antes do levantamento
topográfico. Então, estes pontos foram substituídos por EP-22 e EP-21, respectivamente, por
conta da proximidade. Os pontos EP-26, EP-27, EP-28, EP29, EP-50, EP-51, EP-52 e EP-53
ainda não possuem suas coordenadas determinadas. A Figura 26 apresenta a distribuição dos
pontos cujas coordenadas foram determinadas em levantamento topográfico.
63Figura 26. Distribuição de alguns pontos em que foram realizados os ensaios de placa.
A Figura 27 apresenta a precipitação no ASMC no período dos ensaios.
1
64Figura 27. Precipitação no ASMC durante o período dos ensaios.
3.3.1.2 Ensaios realizados em trincas
Com o objetivo de analisar a influência de trincas na emissão de metano, foram
realizados ensaios nas proximidades de três trincas (identificadas como TR-01, TR-02 e TR-
03) e sobre elas.
Em cada caso, foram marcados um ponto de ensaio sobre a trinca, mais outros três
afastando-se da trinca a uma distância pré-determinada, como apresentado no esquema da
Figura 28. Na trinca TR-01, a distância entre duas placas consecutivas foi de 55 cm, enquanto
que nas trincas TR-02 e TR-03, esta distância foi de 60 cm.
Nov/16 Dez/16 Jan/17 Fev/17 Mar/17 Abr/17 Mai/17 Jun/17 Jul/17 Ago/170
50
100
150
200
250
300
Tempo (mês/ano)
Prec
ipita
ção
(mm
)
65Figura 28. Esquema dos ensaios nas proximidades de uma trinca.
Os pontos situados em torno das trincas são EP-17, EP-18, EP-19, EP-20 (localizados
na região da trinca TR-01), EP-50, EP-51, EP-52, EP-53 (localizados na trinca TR-02), EP-
26, EP-27, EP-28 e EP-29 (localizados próximo à TR-03). Em cada trinca, foram feitas
medições do comprimento, profundidade e abertura. A Tabela 2 apresenta um resumo com as
dimensões das trincas estudadas e com as informações dos ensaios.
Tabela 2. Dimensões das trincas estudadas e informações dos ensaios realizados no entorno delas.
Informações da trinca Informações dos ensaios
Trinca Dimensões Pontos de
ensaios
Distância à
trinca (m)
Número de ensaios realizados
Período seco Período chuvosoL (m) p (cm) e (cm)
TR-01 16 20 4,8 EP-17 0 1 1
13 3,1 EP-18 1,10 1 1
10 2,5 EP-19 2,20 1 1
EP-20 3,30 1 1
TR-02 10 EP-50 0 - 1
EP-51 1,20 - 1
EP-52 2,40 - 1
EP-53 3,60 - 1
TR-03 13 10 2,5 EP-26 0 - 1
20 6,5 EP-27 1,20 - 1
38 8,5 EP-28 2,40 - 1
EP-29 3,60 - 1
L: comprimento da trinca; p: profundidade da trinca; e: abertura da trinca;- Não foram realizados ensaios no período seco.
66As Figura 29 e Figura 30 mostram o ponto EP-26 após ensaio de placa e a medição de
profundidade em um ponto da trinca TR-03, respectivamente.
Figura 29. EP-26 após a retirada da placa, ensaiosobre a trinca TR-03.
Figura 30. Medida de profundidade da trinca TR-03.
3.3.1.3 Cálculo da vazão de saída do analisador de gás
Como citado no início do item 3.3.1, à medida que uma amostra de gás é analisada
pelo GEM5000, ela é liberada para a atmosfera. Assim, um determinado volume de metano do
interior da placa é perdido neste processo. A fim de quantificar o volume perdido em cada
leitura foi realizado uma calibração, em laboratório, que consistiu em utilizar uma proveta de
1000 ml, uma bexiga de borracha, cola de silicone, fita adesiva e o analisador. O
procedimento pode ser descrito da seguinte forma, apresentado na Figura 31.
Figura 31. Procedimento para medir a vazão de saída do analisador de gás utilizado.a) Materiais utilizados; b) Tubo de saída do
GEM5000 e bexiga dentro daproveta;
c) Leitura de gás em andamento.
67
Bexiga de borracha
• A bexiga foi presa ao tubo de saída de gás do analisador através do uso de cola de
silicone;
• O tubo com a bexiga foi introduzido na proveta e fixado nesta com o uso de fita
adesiva;
• Foi adicionada água dentro da proveta até um determinado nível e o volume
correspondente foi anotado como volume inicial;
• O analisador de gás foi ligado, foi feita a purga com ar e, em seguida, este
equipamento foi conectado ao tubo de saída;
• Foram solicitadas leituras de gás, com duração de 6 ou 10 segundos cada;
• O volume final atingido na proveta durante cada leitura foi anotado;
• A vazão de saída do analisador de gás foi determinada pela razão entre a variação de
volume e o tempo correspondente;
• No total, foram solicitadas 13 leituras, para cada uma foi obtido um valor de vazão. A
vazão do equipamento foi considerada a média dos resultados obtidos, Tabela 3.
Tabela 3. Determinação da vazão de saída do analisador de gás.
Tempo (s) Volume inicial (cm3) Volume final (cm3) Vazão (cm3/s)
6 950 1000 8,3
6 950 1000 8,3
6 950 1000 8,3
10 850 939 8,9
6810 850 939 8,9
10 850 938 8,8
10 850 939 8,9
10 850 938 8,8
10 850 939 8,9
10 850 940 9,0
10 850 939 8,9
10 850 938 8,8
10 850 939 8,9
Média 8,8
Desvio padrão 0,2
• Tendo aferido a vazão de saída do equipamento e conhecendo a duração de cada
leitura realizada nos ensaios de placa, que é de 120 segundos, foi possível determinar
o volume de metano liberado para a atmosfera durante cada análise e descontar esse
valor no volume útil da placa.
3.3.1.4 Cálculo do fluxo de metano através da superfície
O fluxo mássico de metano de cada ensaio está sendo calculado baseado na equação
(3). O procedimento de cálculo pode ser resumido da seguinte forma:
• É criada de uma planilha com as leituras de percentual de concentração do metano e
temperatura no interior da placa, ao longo do tempo;
• Faz-se a correção da densidade do metano em função da temperatura no instante t do
ensaio de acordo com a equação (4);
• Conhecendo o volume de metano confinado na placa e a área útil ocupada pela placa
(40 x 40 cm), é determinada da massa de metano emitida por metro quadrado em cada
leitura do ensaio.
• É feito um gráfico massa de metano emitida [M.L-2] x tempo [T];
• O fluxo mássico de metano é determinado no intervalo linear de maior coeficiente
angular (ΔC/Δt) da curva [M.L-2.T-1], com coeficiente de determinação R2 ≥ 0,9. A
Figura 32 apresenta um exemplo do esquema para o cálculo do fluxo de metano.
69Figura 32. Esquema adotado para o cálculo do fluxo mássico de metano.
3.3.2 Determinação do teor de umidade e da massa específica do solo.
Após a conclusão de cada ensaio, a placa é removida e são retiradas três amostras de
solo para a determinação de umidade e de massa específica aparente do solo utilizando o
método do cilindro de cravação padronizado pela NBR 9813 (ABNT, 1987), conforme
apresentado nas Figura 33 e Figura 34. Em laboratório, o solo é homogeneizado, são retiradas
três amostras representativas, que são pesadas e levadas para uma estufa a 100ºC, onde
permanecem até constância de massa.
Figura 33. Retirada de amostra para determinação
da massa específica aparente do solo.
Figura 34. Determinação do teor de umidade:
amostras úmidas.
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 1000,00
0,10
0,20
0,30
0,40
0,50
0,60
0,70
0,80
0,90
1,00
f(x) = 0,01x + 0,14R² = 0,99
Tempo (min.)
Con
cent
raçã
o (g
/m2)
70 3.3.3 Caracterização geotécnica do solo
As amostras de solo coletadas nos pontos EP-13 e EP-21, para determinação da massa
específica aparente, foram utilizadas em ensaios de caracterização geotécnica, conforme os
procedimentos apresentados no Quadro 16 item 3.3.
3.3.4 Análise dos dados
Com o objetivo de analisar a influência de alguns parâmetros na emissão fugitiva de
metano, foram calculados coeficientes de correlação linear entre cada variável independente
com a variável dependente, fluxo de metano. Nesta análise, os valores nulos de fluxo foram
desprezados, e as variáveis independentes consideradas foram:
• Parâmetros do solo: massa específica seca, umidade e grau de saturação;
• Parâmetros do ambiente interno: sucção média nos drenos de biogás da área e sucção
no dreno mais próximo ao ponto onde o ensaio foi feito, ambas as medidas referentes
ao dia em que cada ensaio foi realizado. Estas informações são medidas pela Battre;
• Distância entre o ponto de ensaio e o dreno de biogás mais próximo;
• Fator do ambiente externo: precipitação acumulada dos 10 dias anteriores à realização
de cada ensaio. Esta informação é medida pela Battre.
Também foi realizada uma análise de regressão múltipla considerando todas variáveis
supracitadas. A regressão múltipla fornece um coeficiente de determinação (R2) e uma função
de múltiplas variáveis.
Aplicando função obtida na regressão múltipla a coeficientes de ajuste, foi possível
obter uma função de previsão do fluxo de metano emitido para a atmosfera, que segue o
formato apresentado na equação (17).
y=ec1 .x 1a+c 2. x2
b+c 3. x3
c+...+c n (17)
Onde: y é o fluxo previsto pela função (g/m2.dia); x1, x2, (…), xn são as variáveis
independentes citadas neste item; a, b e c são coeficientes em que as variáveis independentes
são elevadas; c1, c2, (…), cn são os coeficientes obtidos na análise de regressão múltipla.
Utilizando-se a ferramenta solver, os coeficientes foram otimizados de modo a
maximizar o R2 da função (17).
71Essa análise de previsão do fluxo foi realizada separando as variáveis em dois grupos:
variáveis relacionadas a fluxo de metano superior e inferior a 12 g/m2.dia.
Para os ensaios realizados sobre e na proximidade de trincas, a partir dos resultados foi
obtido um modelo de previsão das emissões de metano nesta região.
Todas estas análises foram feitas utilizando ferramentas do LibreOffice Calc.
72 4 RESULTADOS PARCIAIS
Os resultados obtidos nos ensaios já realizados estão apresentados neste item.
4.1 Caracterização do solo de coberturas
Os resultados dos ensaios de caracterização geotécnica do solo: granulometria
conjunta (peneiramento e sedimentação), limites de consistência (WL, WP e IP) e massa
específica dos grãos, estão apresentados na Tabela 4. A curva granulométrica está apresentada
na Erro: Origem da referência não encontrada.
Tabela 4. Resultados da caracterização geotécnica do solo da área de estudo.
Granulometria (%) Limites de
consistência (%)
Massa específica
dos grãos
(g/cm3)Pedregulho Areia
grossa
Areia
média
Areia
fina
Silte Argila WL WP IP
9 14 32 17 10 18 23 17 6 2,728
Figura 35. Curva granulométrica do solo.
73
Do ensaio de granulometria conjunta, cujos resultados são apresentados na Tabela 4, é
possível observar que o solo é predominância arenosa, o que lhe confere baixa plasticidade.
Conforme a NBR 6502 (ABNT, 1995), o solo pode ser classificado como areia argilo-siltosa
com pouco pedregulho e segundo o Sistema Unificado de Classificação dos Solos (SUCS),
como SM/SC, areia siltosa areia argilosa.
A massa específica seca e a umidade do solo, medidas nos pontos onde os ensaios
foram realizados, estão apresentadas na Tabela 5.
Tabela 5. Umidade e massa específica seca do solo nos pontos onde os ensaios foram realizados.
Nome do
ponto ensaiado
Umidade do solo (%) Massa específica seca do solo (g/cm3)
Período seco* Período chuvoso** Período seco* Período chuvoso**
EP-01 10,18 10,96 1,72 1,66
EP-02 8,51 11,70 1,55 1,72
EP-03 11,19 14,83 1,66 1,60
EP-04 10,92 *** 1,71 ***
EP-05 10,39 10,62 1,74 1,74
EP-06 6,70 11,15 1,76 1,78
EP-07 6,83 14,42 1,70 1,57
EP-08 8,22 10,77 1,63 1,74
EP-09 6,88 11,75 1,69 1,74
EP-10 5,53 10,34 1,65 1,78
EP-11 1,55 15,06 1,74 1,75
EP-12 3,93 11,24 1,69 1,82
EP-13 5,97 8,38 1,67 1,60
EP-14 2,15 14,83 1,58 1,67
EP-15 4,13 *** 1,69 ***
EP-16 3,40 10,71 1,70 1,76
EP-17 7,05 17,67 1,76 1,73
EP-18 6,59 11,90 1,77 1,82
EP-19 6,51 11,90 1,71 1,67
EP-20 6,59 11,90 1,68 1,84
EP-21 - 9,14 - 1,73
EP-22 - 13,52 - 1,66
* Ensaios realizados entre 08 nov. 2016 e 14 mar. 2017;** Ensaios realizados entre 11 abr. 2017 e 21 jun. 2017;
74*** Não foram realizados ensaios no período chuvoso, pois a localização dos pontos foi perdida antesde ser feito o levantamento topográfico;- Não foram realizados ensaios no período seco
Conforme a Tabela 5, no período seco, a umidade do solo variou entre 1,55 e 11,19%,
com média de 6,66%; no período úmido, houve uma variação entre 8,38 e 17,67%, com
média de 12,14%. A massa específica seca média foi de 1,69 e 1,72 g/cm3, no período seco e
chuvoso, respectivamente.
4.2 Fluxo de metano através da camada de cobertura
A Tabela 6 apresenta o fluxo de metano através da camada de solo, obtido em ensaios
realizados em 20 pontos da área. Em cada ponto foram realizados 2 ensaios, sendo um no
período seco e o outro no período chuvoso.
Tabela 6. Resultados: fluxo de CH4 obtidos em ensaios realizados em 20 pontos da área de estudo.
Nome do ponto ensaiado Fluxo de CH4 através da camada de cobertura (g/m2.dia)
Período seco* Período chuvoso**
EP-01 125,92 138,90
EP-02 0,00 35,93
EP-03 0,00 10,56
EP-04 19,35 ***
EP-05 0,00 4,10
EP-06 0,00 4,09
EP-07 17,77 26,45
EP-08 0,00 10,21
EP-09 22,45 9,47
EP-10 9,84 84,02
EP-11 9,70 0,00
EP-12 9,29 4,51
EP-13 0,00 0,00
EP-14 31,88 100,86
EP-15 15,96 ***
EP-16 6,04 0,00
EP-17 54,05 138,47
EP-18 17,79 2,28
EP-19 3,96 2,07
75EP-20 3,98 2,05
EP-21 - 245,72
EP-22 - 273,63
* Ensaios realizados entre 08 nov. 2016 e 14 mar. 2017;** Ensaios realizados entre 11 abr. 2017 e 21 jun. 2017;- Não foram realizados ensaios no período seco;*** Não foram realizados ensaios no período chuvoso.
Conforme a Tabela 6, o fluxo de metano através da camada de cobertura durante o
período seco variou entre 0 e 125, 92 g/m2.dia, com um valor médio de 17,40 g/m2.dia. No
período chuvoso, o fluxo variou entre 0 e 273,63 g/m2.dia, sendo o fluxo médio de 54,67
g/m2.dia. Ou seja, em média, no período chuvoso a emissão fugitiva de metano foi 3 vezes a
emissão no período seco. Até então, esperava-se que o contrário ocorresse, visto que o
aumento da umidade do solo tende a diminuir sua permeabilidade a um gás. Entretanto, há
outras variáveis que podem ter maior influência sobre a emissão fugitiva, como por exemplo,
o aumento da produção de biogás e, consequentemente, da pressão interna do maciço de
resíduos.
Assim, está sendo analisada a influência de algumas variáveis (massa específica e
umidade do solo, sucção média nos drenos de biogás da área no dia em que cada ensaio foi
realizado, sucção no dreno de biogás mais próximo ao ponto onde o ensaio foi realizado,
precipitação) sobre a emissão fugitiva.
4.2.1 Influência das variáveis no fluxo de metano
A Tabela 7 apresenta os resultados das variáveis analisadas no presente estudo.
76Tabela 7. Resumo dos resultados obtidos em todos os ensaios.
* Valores aproximados, visto que ainda não foram determinadas as coordenadas dos pontos.
1-Sr
29/05/17 EP-01 138,90 10,96 1,66 -1,77 -0,05 78,00 0,54 36,35
08/11/16 EP-01 125,92 10,18 1,72 -1,14 -0,01 25,00 0,53 36,35
04/05/17 EP-02 35,93 11,70 1,72 -1,63 -0,08 39,00 0,46 21,28
08/11/16 EP-02 0,00 8,51 1,55 -1,14 -0,14 25,00 0,69 21,28
29/05/17 EP-03 10,56 14,83 1,60 -1,77 -0,35 78,00 0,43 5,00
08/11/16 EP-03 0,00 11,19 1,66 -1,14 -0,58 25,00 0,53 5,00
16/11/16 EP-04 19,35 10,92 1,71 -3,49 -0,08 12,00 0,50 36,45
05/06/17 EP-05 4,10 10,62 1,74 -1,97 -0,05 57,00 0,49 38,91
16/11/16 EP-05 0,00 10,39 1,74 -3,49 -0,08 12,00 0,50 38,91
04/05/17 EP-06 4,09 11,15 1,78 -1,63 -0,06 39,00 0,43 29,57
29/11/16 EP-06 0,00 6,70 1,76 -1,07 0,00 86,00 0,67 29,57
03/05/17 EP-07 26,45 14,42 1,57 -1,63 -0,07 34,00 0,47 22,18
29/11/16 EP-07 17,77 6,83 1,70 -1,07 0,00 86,00 0,69 22,18
24/05/17 EP-08 10,21 10,77 1,74 -1,96 -0,07 121,00 0,48 26,30
22/12/16 EP-08 0,00 8,22 1,63 -0,91 -0,03 14,00 0,67 26,30
24/01/17 EP-09 22,45 6,88 1,69 -1,19 -0,23 6,00 0,69 5,50
01/06/17 EP-09 9,47 11,75 1,74 -1,46 -0,27 73,00 0,44 5,50
03/05/17 EP-10 84,02 10,34 1,78 -1,63 -0,13 34,00 0,47 12,98
24/01/17 EP-10 9,84 5,53 1,65 -1,19 -0,03 6,00 0,77 12,98
31/01/17 EP-11 9,70 1,55 1,74 -0,97 -0,04 6,00 0,93 6,00
31/01/17 EP-11 9,29 3,93 1,69 -0,97 -0,01 5,00 0,83 18,30
01/06/17 EP-11 0,00 15,06 1,75 -1,46 -0,24 73,00 0,26 6,00
09/05/17 EP-12 4,51 11,24 1,82 -1,32 -0,07 83,00 0,39 18,30
02/02/17 EP-13 0,00 5,97 1,67 -0,97 -0,01 5,00 0,74 14,79
09/05/17 EP-13 0,00 8,38 1,60 -1,32 -0,09 83,00 0,68 14,79
22/05/17 EP-14 100,86 14,83 1,67 -1,88 -0,15 124,00 0,36 12,21
09/02/17 EP-14 31,88 2,15 1,58 -1,12 -0,10 1,00 0,92 12,21
14/02/17 EP-15 15,96 4,13 1,69 -1,06 -0,03 0,00 0,82 19,27
14/02/17 EP-16 6,04 3,40 1,70 -1,06 -0,01 0,00 0,85 20,21
24/05/17 EP-16 0,00 10,71 1,76 -1,96 -0,10 121,00 0,47 20,21
07/06/17 EP-17 138,47 17,67 1,73 -2,15 -0,11 48,00 0,16 19,43
16/02/17 EP-17 54,05 7,05 1,76 -0,97 -0,03 0,00 0,65 19,43
07/03/17 EP-18 17,79 6,59 1,77 -0,95 -0,06 28,00 0,67 20,37
21/06/17 EP-18 2,28 11,90 1,82 -2,03 -0,10 43,00 0,35 20,37
14/03/17 EP-19 3,96 6,51 1,71 -1,17 -0,06 5,00 0,70 21,34
21/06/17 EP-19 2,07 11,90 1,67 -2,03 -0,10 43,00 0,49 21,34
14/03/17 EP-20 3,98 6,59 1,68 -1,17 -0,05 5,00 0,71 22,26
21/06/17 EP-20 2,05 11,90 1,84 -2,03 -0,09 43,00 0,33 22,26
11/04/17 EP-21 245,72 9,14 1,73 -1,69 -0,21 87,00 0,57 19,27
05/06/17 EP-22 273,63 13,52 1,66 -1,97 -0,05 57,00 0,43 36,45
01/08/17 EP-26 4,11 18,44 1,46 -1,98 -0,11 45,00 0,42 20,10*
01/08/17 EP-27 4,10 15,09 1,56 -1,98 -0,11 45,00 0,45 19,40*
14/08/17 EP-28 4,08 6,21 1,46 -1,86 -0,18 10,00 0,80 18,80*
14/08/17 EP-29 3,38 6,21 1,46 -1,86 -0,19 10,00 0,80 18,00*
23/08/17 EP-50 68,88 10,97 1,59 -2,18 -0,03 13,00 0,58 18,65*
28/08/17 EP-51 21,17 8,64 1,62 -1,79 -0,02 39,00 0,66 19,00*
28/08/17 EP-52 12,32 9,90 1,60 -1,79 -0,02 39,00 0,62 19,50*
30/08/17 EP-53 2,67 9,03 1,51 -1,87 -0,03 34,00 0,69 20,00*
Data do ensaio
Pontos ensaiados
Fluxo de CH
4
(g/m2.dia)
Umidade do solo (%)
Massa específica
seca do solo(g/cm3)
Sucção média nos drenos da área (kPa)
Sucção no dreno mais
próximo por
distância (kPa/m)
Precipitação
acumulada – 10 dias
(mm)
Distância do ponto ao dreno (m)
77De posse dos resultados dos ensaios, foi montada a matriz de correlação linear entre
cada variável independente com a variável fluxo de metano, Tabela 8.
Tabela 8. Matriz de correlação linear entre as variáveis medidas.
Os baixos valores de correlação linear, observados na primeira coluna da Tabela 8,
permitem dizer que a relação entre duas variáveis isoladas não fornece um indicativo de como
o fluxo de metano é direcionado. Também é possível perceber que as variáveis massa
específica do solo e sucção no dreno mais próximo possuem as menores correlações com o
fluxo de metano, 0,02 e 0,09, respectivamente.
Diante destes resultados, foi realizada uma análise de regressão múltipla que resultou
em uma função de predição do fluxo de metano com R2 = 0,14.
A função obtida pela análise de regressão foi ajustada utilizando-se a ferramenta
solver. Esta ferramenta permitiu a mudança de alguns coeficientes, que foram aplicados à
função inicial, de modo a maximizar seu R2.
Nesse tratamento, as variáveis foram separadas em dois grupos: variáveis cujo fluxo
de metano foi superior a 12 g/m2.dia e variáveis cujo fluxo foi inferior a 12 g/m2.dia,
desprezando-se os valores nulos de fluxo.
Para o primeiro caso, o modelo de previsão do fluxo obtido apresentou a função (18)
com R2 = 0,81.
y=e7,34 . x10,2
+11,38. x216+5,80E-6 . x3
1,5+86,93 .x 4
2,5−1,87E-7.x 5
13−17,00 .x 6
−4+1,73 .x 7
0,4−7,06
(18)
Onde: x1 é a distância do ponto do ensaio ao dreno de biogás mais próximo (m), x2 é o
grau de saturação do solo, x3 é a precipitação acumulada em dias anteriores ao ensaio (mm),
1-Sr
0,25 0,10 0,13 -0,42 0,54 0,03 -0,14 1,00
-0,25 -0,92 -0,35 0,50 0,27 -0,56 1,00
0,22 0,51 0,22 -0,17 -0,15 1,00
0,02 -0,31 0,12 0,05 1,00
-0,11 -0,53 0,05 1,00
0,09 -0,01 1,00
0,24 1,00
1,00
Fluxo de CH
4
(g/m2.dia)
Umidade do solo (%)
Massa específica
seca do solo (g/cm3)
Sucção média nos drenos da área (kPa)
Sucção no dreno mais próximo por distância (kPa/m)
Precipitação acumulada – 10 dias (mm)
Distância do ponto ao dreno
(m)
78x4 é a sucção no dreno mais próximo do ensaio por comprimento (kPa/m), x5 é a sucção média
nos drenos da área de estudo (kPa), x6 é a massa específica seca do solo (g/cm3) e x7 é o teor
de umidade do solo (%).
Com este modelo de previsão, foram obtidas as correlações lineares apresentadas na
Tabela 9.
Tabela 9. Correlação linear entre as variáveis ajustadas pela função (19).
A maioria dos valores foram aumentados em módulo, inclusive as correlações entre
fluxo de metano e massa específica do solo e fluxo e sucção no dreno mais próximo.
A umidade do solo apresentou maior correlação com o fluxo de metano, cujo valor
positivo indica que uma proporção direta entre elas. Antes da realização dos ensaios no
período de chuvas, esperava-se uma relação inversa, visto que o aumento da quantidade de
água no solo reduz sua permeabilidade a gases. Até o momento, a hipótese utilizada como
justificativa é que o aumento do teor de umidade do solo direciona o fluxo de metano para
caminhos preferenciais (fluxo dispersivo). Desta forma, os pontos onde ocorreram maior
fluxo estariam localizados em áreas sob influência de trincas.
A Figura 36 apresenta a relação entre o fluxo de metano previsto para este modelo e o
medido em campo.
1-Sr
0,48 -0,22 -0,22 0,18 0,42 -0,15 0,26
Umidade do solo (%)
Massa específica seca do solo (g/cm3)
Sucção média nos drenos
da área (kPa)
Sucção no dreno mais próximo por distância (kPa/m)
Precipitação acumulada – 10
dias (mm)
Distância do ponto ao
dreno (m)
Fluxo de CH
4
(g/m2.dia)
79Figura 36. Fluxo de CH4: previsto pela equação (18) versus obtido em ensaio.
No caso em que foram tratados os ensaios com fluxo de metano inferior a 12 g/m2.dia,
o modelo de previsão do fluxo (19) com R2 = 0,87.
y=e39,36. x1−1,4
+47,89. x2−0,5
+5,85E-4. x32−9,78. x 4
0,5−0,32. x5
3,6−4,51E-3. x6
14−5,41. x7
0,7−22,97
(19)
Onde: x1 é a distância do ponto do ensaio ao dreno de biogás mais próximo (m), x2 é o
grau de saturação do solo, x3 é a precipitação acumulada em dias anteriores ao ensaio (mm),
x4 é a sucção no dreno mais próximo do ensaio por comprimento (kPa/m), x5 é a sucção média
nos drenos da área de estudo (kPa), x6 é a massa específica seca do solo (g/cm3) e x7 é o teor
de umidade do solo (%).
Com este modelo de previsão, foram obtidas as correlações lineares apresentadas na
Tabela 10.
Tabela 10. Correlação linear entre as variáveis ajustadas pela função (20).
1-Sr
-0,27 -0,14 -0,49 0,07 0,38 -0,26 0,65
Umidade do solo (%)
Massa específica seca do solo (g/cm3)
Sucção média nos drenos da área (kPa)
Sucção no dreno mais
próximo por distância (kPa/m)
Precipitação acumulada – 10
dias (mm)
Distância do ponto ao
dreno (m)
Fluxo de CH
4
(g/m2.dia)
80
Neste caso, a correlação entre o fluxo de metano e umidade do solo apresentou uma
relação inversa, ou seja, menor umidade provocou maior fluxo de metano. Considerando a
hipótese comentada neste item, pode-se inferir que um menor teor de umidade uniformiza o
fluxo pela camada de cobertura, minimizando o fluxo através de trincas.
A Figura 37 apresenta a relação entre o fluxo de metano previsto para este modelo e o
medido em campo.
Figura 37. Fluxo de CH4: previsto pela equação (19) versus obtido em ensaio.
4.2.2 Ensaios de placa sobre e próximos a trincas
Como explicado no item 3.3.1.2, na região da trinca TR-01, foram realizados ensaios
nos períodos seco e úmido nos pontos EP-17, EP-18, EP-19 e EP-20. Os resultados obtidos
para o período seco e úmido estão apresentados na Figura 38.
81Figura 38. Resultados dos ensaios realizados sobre e próximo a trinca TR-01 (EP-17, EP-18, EP-19 e
EP-20), períodos seco e chuvoso.
A partir do resultado obtido em cada ponto, o modelo de previsão do fluxo de metano
na região da trinca TR-01 no período seco é dado pela equação (21), para um coeficiente de
determinação: R2=0,98 .
J (x)=54,05.e−0,90. x2
(21)
Para o período chuvoso, foi obtida a função (22), com o R2=0,99 .
J (x)=138,47 .e−2,2. x2
(22)
Onde x é a distância até a trinca [L] e J é o fluxo de metano emitido para a atmosfera
[M.L-2.T].
O período chuvoso apresentou uma curva mais fechada que o período seco, com
emissões mais concentradas no centro da trinca e emissão máxima com valor superior em
comparação à época anterior. Isto pode ser justificado pelo fato do teor de umidade médio na
camada de cobertura no período chuvoso ter sido o dobro do valor médio obtido no período
0,00 0,55 1,10 1,65 2,20 2,75 3,30 3,85 4,400,00
20,00
40,00
60,00
80,00
100,00
120,00
140,00
160,00
Ajuste época seca
Ajuste época chu-vosa
Campo época seca
Distância do ponto de ensaio à trinca (m)
Flux
o C
H4
(g/m
2.di
a)
82seco. A maior quantidade de água no solo pode ter direcionado as emissões fugitivas de
metano para caminhos preferenciais.
A integral das funções (21) e (22) no intervalo de -∞ a ∞ (o dobro da área sob as
curvas apresentadas na Figura 38) forneceu uma densidade de fluxo de metano [M.L.T],
equações (23) e (24).
∫−∞
∞
54,05.e−0,90. x2
dx (23)
∫−∞
∞
138,47. e−2,20. x2
dx (24)
A densidade de fluxo obtida para a trinca TR-01 foi de 100,99 g/m.dia e de 165,48
g/m.dia, período seco e chuvoso respectivamente.
Conforme a Figura 38, no o período seco, a partir de 3,30 m de distância da trinca a
emissão de metano foi praticamente nula. Então em uma área de 6,60 x 16 m, onde a trinca
está centralizada, foram emitidos para atmosfera 1615,78 g/dia de metano. No caso do
período chuvoso, a emissão nula foi observada a partir de 2,20 m de distância da trinca, ou
seja, a área de influência da trinca passou a ser de 4,40 x 16 m, e a emissão de metano foi de
2647,61 g/dia.
Os resultados obtidos na trinca TR-02, para o período e úmido estão apresentados na
Figura 39.
83Figura 39. Resultados dos ensaios realizados sobre e próximo a trinca TR-02 (EP-50, EP-51, EP-52 e
EP-53), período chuvoso.
O modelo de previsão do fluxo de metano na região da trinca TR-02 no período seco é
dado pela equação (25), para um coeficiente de determinação: R2=0,95 .
J (x)=68,88 .e−0,67. x2
(25)
A densidade de fluxo calculada foi de 149,15 g/m.dia e a emissão total na área de
influência da trinca (3,80 x 10 m) foi de 1491,53 g/dia.
Os resultados obtidos na trinca TR-03, para o período e úmido estão apresentados na
Figura 40.
0,00 0,60 1,20 1,80 2,40 3,00 3,60 4,20 4,800,00
10,00
20,00
30,00
40,00
50,00
60,00
70,00
80,00Medidas em campo Ajuste da curva
Distância do ponto à trinca (m)
Flux
o de
CH
4 (g
/m2.
dia)
84Figura 40. Resultados dos ensaios realizados sobre e próximo a trinca TR-03 (EP-26, EP-27, EP-28 e
EP-29), período chuvoso.
No caso da região em torno da trinca TR-03, o fluxo pode ser descrito pela função
(26), cujo coeficiente de determinação foi o menor obtido, R2=0,77 .
J (x)=4,11 .e−0,012. x2
(26)
A densidade de fluxo calculada foi de 31,88 g/m.dia e a emissão total em uma área de
influência de 4,00 x 10 m foi de 414,38 g/dia.
0,00 0,60 1,20 1,80 2,40 3,00 3,60 4,20 4,800,00
0,50
1,00
1,50
2,00
2,50
3,00
3,50
4,00
4,50Medidas em campo Ajuste da curva
Distância do ponto à trinca (m)
Flux
o de
CH
4 (g
/m2.
dia)
85CRONOGRAMA
Quadro 17. Cronograma de atividades.
ITEM ANO II ATIVIDADE
O N D J F M A M J J
Revisão bibliográfica x x x x x x Levantamento de artigos, dissertações
e teses relacionados ao tema estudado.
Caracterização geotécnica
e medidas de sucção
x x Caracterização geotécnica e obtenção
da curva característica de duas
amostras de solo.
Ensaio de permeabilidade
à água e ao gás nitrogênio
x x x x x Ensaios para medir o coeficiente de
permeabilidade de duas amostras de
solo à água e ao gás nitrogênio.
Ensaios de placa x Ensaios em áreas trincadas antes do
acréscimo de uma nova camada na
área de estudo.
x x x x x x Repetição dos ensaios de placa após o
acréscimo de uma nova camada na
área de estudo.
Tratamento dos dados e
obtenção dos resultados
parciais
x x x x x x x x Cálculo da emissão fugitiva da área de
estudo, considerando a área de
influência de fissuras.
Cálculo a produção de metano da área
de estudo e comparar com a emissão
fugitiva.
Cálculo o coeficiente de
permeabilidade do solo ao ar para
diferentes teores de umidade.
Inclusão da variável permeabilidade
na análise de regressão múltipla e
análise de sua correlação com a
emissão de metano na área de estudo.
Escrita da dissertação x x x x x x x x x Elaboração do corpo de texto da
dissertação.
Defesa da dissertação x Defesa da dissertação e avaliação da
86banca
87REFERÊNCIAS
ALBRECHT, B. A.; BENSON, C. H. Effect of desiccation on compacted natural clays. Journal of Geotechnical and Geoenvironmental Engineering, v. 127, n. 1, p. 67-75, January, 2001. Disponível em: <http://ascelibrary.org/doi/abs/10.1061/%28ASCE%291090-0241%282001%29127%3A1%2867%29>. Acesso em: 29 set. 2017, 16:27:00.
ALBRIGHT, W. H. et al. Examining the Alternatives. Civil Engineering - ASCE, v. 73, n. 5, p. 70-75, May, 2003.
ALMEIDA, V. A.; MACHADO, S. L. Desenvolvimento de aparato para a coleta de amostras indeformadas de grandes dimensões. In: Congresso Brasileiro de Mecânica dos Solos e Engenharia Geotécnica (COBRAMSEG), 2016, Belo Horizonte. Anais… Belo Horizonte, 2016, p. 1-7. Disponível em: <https://ssl4799.websiteseguro.com/swge5/PROCEEDINGS/PDF/CB-05-0047.pdf>. Acesso em: 12 Jan. 2017, 14:18:00.
AMERICAN SOCIETY FOR TESTING AND MATERIALS. D5298: Standard Test Method for Measurement of Soil Potential (Suction) Using Filter Paper. Pensilvânia, EUA, 2010.
ANDRADE, S. F. Aplicação da técnica de recirculação de chorume em aterros tropicais: estudo de caso do Aterro Sanitário Metropolitano Centro (ASMC). 2014. 173 f. Dissertação (Mestrado em Engenharia Ambiental Urbana) - Escola Politécnica, Universidade Federal da Bahia. Salvador, 2014. Disponível em: <http://www.ppec.ufba.br/site/publicacoes/aplicacao-da-tecnica-de-recirculacao-de-chorume-em-aterros-tropicais-estudo-de-caso-do-a>. Acesso em: 07 ago. 2017, 15:33:00.
ARAUJO, L. B. Estudo de emissões de gases em colunas de solo simulando camadas de cobertura oxidativa de aterro sanitário. 2014. 76 f. Dissertação (Mestrado em Engenharia Civil) – Centro de Tecnologia e Geociências, Universidade Federal de Pernambuco. Recife, 2014. Disponível em: < http://www.repositorio.ufpe.br/handle/123456789/10832 >. Acesso em: 18 set. 2015, 21:55:00.
ARAÚJO, R. K. Dinâmica da contaminação por efluente sanitário em área de um campus universitário. 2013. 159 f. Dissertação (Mestrado em Engenharia Civil) – Centro de Tecnologia, Universidade Federal de Santa Maria. Santa Maria, 2013. Disponível em: <http://repositorio.ufsm.br/bitstream/handle/1/7831/ARAUJO%2C%20RONALDO%20KANOPF%20DE.pdf?sequence=1&isAllowed=y>. Acesso em: 25 ago. 2017, 10:40:00.
ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE EMPRESAS DE LIMPEZA PÚBLICA E RESÍDUOS ESPECIAIS. Panorama dos Resíduos Sólidos no Brasil 2014. Rio de Janeiro, 2014.
88Disponível em: <http://www.abrelpe.org.br/Panorama/panorama2014.pdf>. Acesso em: 01 nov. 2015, 22:38:00
ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS. NBR 6508: Grãos que passam napeneira de 4,8 mm - Determinação da massa específica. Rio de Janeiro, 1984.
______. NBR 6459: Solo - Determinação do limite de liquidez. Rio de Janeiro, 1984.
______. NBR 7181: Solo - Análise granulométrica. Rio de Janeiro, 1984.
______. NBR 6457: Amostras de solo - Preparação para ensaios de compactação e ensaios de caracterização. Rio de Janeiro, 1986.
______. NBR 9813: Solo – Determinação da massa específica aparente in situ, com emprego do cilindro de cravação. Rio de Janeiro, 1987.
______. NBR 7180: Solo - Determinação do limite de plasticidade. Rio de Janeiro, 1988.
______. NBR 8419 NB 843: Apresentação de projetos de aterros sanitários de resíduos sólidos urbanos. Rio de Janeiro, 1992.
______. NBR 6502: Rochas e Solos. Rio de Janeiro, 1995.
______. NBR 13896: Aterros de resíduos não perigosos - Critérios para projeto, implantação e operação. Rio de Janeiro, 1997.
BARNSWELL, K. D.; DWYER, D. F. Assessing the performance of evapotranspiration covers for municipal solid waste landfills in northwestern Ohio. Journal of Environmental Engineering, v. 137, n. 4, p. 301-305, April, 2011. Disponível em: <http://ascelibrary.org/doi/abs/10.1061/%28ASCE%29EE.1943-7870.0000326>. Acesso em: 30 set. 2017, 13:00:00.
______.Two-year performance by evapotranspiration covers for municipal solid wastelandfills in northwest Ohio. Waste Management,v. 32, n. 12, p. 2336-2341, December, 2012.Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0956053X12003145>. Acesso em: 30 set. 2017, 12:56:00.
89BARRAL, C.; OXARANGO L.; PIERSON, P. Characterizing the gas permeability of natural and synthetic materials. Transport In Porous Media, v. 81, n. 2, p. 277-293, January, 2010. Disponível em: <http://link.springer.com/article/10.1007/s11242-009-9398-x>. Acesso em: 20mar. 2016, 16:00:00.
BARROSO, M.; PIERSON, P.; LOPES, M. G. A non-destructive method for testing non-flexible dual geomembrane seams using gas permeation. Geosynthetics International, v. 13, n. 1, p. 15-22, February, 2006. Disponível em: <http://www.icevirtuallibrary.com/doi/pdf/10.1680/gein.2006.13.1.15>. Acesso em: 18 ago. 2016, 15:49:00.
BELLA, G.; TRAPANI, D; VIVIANI, G. Evaluation of methane emissions from Palermo municipal landfill: Comparison between field measurements and models. Waste Management,v. 31, n. 8, p. 1820–1826, August, 2011. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0956053X11001279>. Acesso em: 03 ago.2016, 11:10:00.
BENSON, C. H. et al. Evaluation of final cover performance: field data from the Alternative Cover Assesssment Program (ACAP). In: 2nd Conference of Waste Management, 2002, Tucson (Arizona, Estados Unidos). Anais… Tucson (Arizona, Estados Unidos), 2002, p. 1-18, 2002. Disponível em: <https://www.dri.edu/images/stories/research/programs/acap/acap-publications/8.pdf>. Acesso em: 18 set. 2017, 19:24:00.
BOUAZZA, A.; VANGPAISAL, T. An apparatus to measure gas permeability of geosynthetic clay liners. Geotextiles And Geomembranes, v. 21, n. 2, p. 85-101, April, 2003. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0266114402000584>. Acesso em: 06 set. 2016, 13:35:00
CALDAS, A. S. Geração de metano devido à digestão anaeróbia de resíduos sólidos urbanos - estudo de caso do Aterro Sanitário Metropolitano Centro, Salvador - BA. 2011. 154 f. Dissertação (Mestrado em Engenharia Ambiental Urbana) - Escola Politécnica, Universidade Federal da Bahia. Salvador, 2011. Disponível em: <https://repositorio.ufba.br/ri/handle/ri/10079>. Acesso em: 24 jul. 2016, 17:25:00.
CAPACCIONI, B. et al. Effects of a temporary HDPE cover on landfill gas emissions: Multiyear evaluation with the static chamber approach at an Italian landfill. Waste Management, v. 31, n. 5, p. 956-965, May, 2011. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0956053X10005283>. Acesso em: 22 ago.2016, 13:46:00.
90CAPELLI, L. Evaluation of landfill surface emissions. Chemical Engineering Transactions,v. 40, p. 187-192, September, 2014. Disponível em: <http://www.aidic.it/cet/14/40/032.pdf>. Acesso em: 21 set. 2016, 16:17:00.
CARPI, A.; LINDBERG, S. E. Application of a TeflonTM dynamic flux chamber for quantifying mercury flux: tests and results over background soil. Atmospheric Environment,v. 32, n. 5 p. 873-882, March, 1998. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S1352231097001337>. Acesso em: 21 set. 2016, 16:10:00.
CATAPRETA, C. A. A. Comportamento de um aterro sanitário experimental: avaliação da influência do projeto, construção e operação. 2007. 316 f. Tese (Doutorado em Engenharia Civil) – Escola de Engenharia, Universidade Federal de Minas Gerais. Belo Horizonte, 2007. Disponível em: < http://www.smarh.eng.ufmg.br/defesas/236D.PDF >. Acesso em: 10 set. 2013, 22:56:00.
CATAPRETA, C. A. A.; SIMÕES, G. F. Utilização de resíduos de construção e demolição para cobertura intermediária de resíduos sólidos urbanos dispostos em aterros sanitários. In: 26º Congresso da Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental (ABES), 2011, Porto Alegre. Anais... Porto Alegre, 2011, p. 1-8, ref. III-293.
COSTA, M. D. et al. Análise de camadas de cobertura em colunas de solo: eficiência em relação a emissões gasosas para cidades de pequeno e médio porte. In: 7º Congresso Brasileiro de Geossintéticos e 8º Congresso Brasileiro de Geotecnia Ambiental, 2015, Brasília. Anais... Brasília, 2015, p. 1-8. Disponível em: <http://www.gr2015.net.br/trabalhos/>. Acesso em: 17 out. 2015, 22:48:00.
CZEPIEL, P. M. et al. Landfill methane emissions measured by enclosure and atmospheric tracer methods. Journal Of Geophysical Research, v. 101, n. 11, p. 16711-16719, July, 1996. Disponível em: <http://onlinelibrary.wiley.com/doi/10.1029/96JD00864/pdf>. Acesso em: 22 ago. 2016, 13:15.
DELKASH, M. et al. Short-term landfill methane emissions dependency on wind. Waste Management, v. 55, n. 9, p. 288-298, September, 2016. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0956053X16300575>. Acesso em: 17:38:00.
DIDIER, G.; BOUAZZA, A,; CAZAUX, D. Gas permeability of geosynthetic clay liners. Geotextiles and Geomembranes, v. 18, n. 2-4, p. 235-250, April, 2000. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0266114499000291>. Acesso em: 06 set. 2016, 13:36:00.
91DUPADE, V. U.; CHAUDHARI, A. C.; AAHER, Y. V. Temperature, pH and loading rate effect on biogas generation from domestic waste. In: International Conference on Advances inEngineering and Technology, 2014, Singapura. Anais… Singapura, 2014, p. 1-6. Disponível em: <http://ieeexplore.ieee.org/document/7105292/>. Acesso em: 03 out. 2017, 14:15:00.
DWYER, S. Finding a better cover. Civil Engineering – ASCE, v. 76, n. 1, p. 58-63, January,2001. Disponível em: <http://link.periodicos.capes.gov.br.ez77.periodicos.capes.gov.br/sfxlcl41?url_ver=Z39.88-2004&url_ctx_fmt=infofi/fmt:kev:mtx:ctx&ctx_enc=info:ofi/enc:UTF-8&ctx_ver=Z39.88-2004&rfr_id=info:sid/sfxit.com:azlist&sfx.ignore_date_threshold=1&rft.object_id=954921405235&svc.fulltext=yes>. Acesso em: 15 nov. 2006, 09:46:00.
EINOLA, J. et al. Methane oxidation at a surface-sealed boreal landfill. Waste Management,v. 29, n. 7, p. 2105-2120, July, 2009. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0956053X09000099>. Acesso em: 26 set. 2017, 11:16:00.
EL-FADEL, M.; FINDIKAKIS, A. N.; LECKIE, J. O. Environmental Impacts of Solid Waste Landfilling. Journal of Environmental Management, v. 50, n. 1, p. 1-25, May, 1997. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0301479785701314>. Acesso em: 2 out. 2017, 17:35:00.
ENVIRONMENT AGENCY OF UNITED KINGDOM. Guidance on monitoring landfill gas surface emissions (LFTGN07). Britstol (UK): Environment Agency, 2. ed., 2010.
FREDENSLUND, A. M., SCHEUTZ, C., KJELDSEN, P. Tracer method to measure landfill gas emissions from leachate collection systems. Waste Management, v. 30, n. 11, p. 2146–2152, November, 2010. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0956053X10001820>. Acesso em: 03 ago.2016, 11:16:00.
GALLEGO, E. et al. Surface emission determination of volatile organic compounds (VOC)from a closed industrial waste landfill using a self-designed static flux chamber. Science of the Total Environment, v. 470-471, p. 587-599, February, 2014. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0048969713011431>. Acesso em: 03 ago. 2016, 08:13:00.
GAO, F.; YATES, S. R. Laboratory study of closed and dynamic flux chambers: experimental results and implications for field application. Journal Of Geophysical Research, v. 103, n. 20, p. 26115-26125, October, 1998. Disponível em: <http://onlinelibrary.wiley.com/doi/10.1029/98JD01346/epdf>. Acesso em: 27 set. 2016, 15:20:00.
92
GOLDENBERG, M.; REDDY, K. R. Sustainability Assessment of Conventional and Alternate Landfill Cover Systems. In: BRANDON, T. L.; VALENTINE, R. J. (Org.) Geotechnical Frontiers 2017: Waste Containment, Barriers, Remediation, and Sustainable Geoengineering. Florida: American Society of Civil Engineers, 1. ed., 2017, p. 323-332. Disponível em: <http://ascelibrary.org/doi/abs/10.1061/9780784480434.035>. Acesso em: 30 set. 2017, 12:54:00.
GUEDES, V. P. Estudo do fluxo através do solo de cobertura de aterro de resíduos sólidos urbanos. 2007. 125 f. Dissertação (Mestrado em Engenharia Civil) - Universidade Federal do Rio de Janeiro. Rio de Janeiro, 2007. Disponível em: <http://www.getres.ufrj.br/pdf/GUEDES_VP_07_t_M_int.pdf>. Acesso em: 01 ago. 2016, 09:15:00.
INSTITUTO BRASILEIRO DE GEOGRAFIA E ESTATÍSTICA. Pesquisa Nacional de Saneamento Básico - 2008. Rio de Janeiro, 2010. Disponível em: <http://www.ibge.gov.br/home/estatistica/populacao/condicaodevida/pnsb2008/PNSB_2008.pdf >. Acesso em: 18 set. 2012, 00:34:00.
ISHIGAKI, T. et al. Estimation of methane emission from whole waste landfill site using correlation between flux and ground temperature. Environmental Geology, v. 48, n. 7, p. 845-853, October, 2005. Disponível em: <http://link.springer.com/article/10.1007/s00254-005-0008-0>. Acesso em: 21 set. 2016, 16:26:00.
IZZO, R. L. S.; MAHLER, C. F.; ROSE, J. L. Barreira capilar construída com resíduo pré-tratado mecânica e biologicamente. Revista Engenharia Sanitária e Ambiental, v. 18, n. 4, p. 303-312, Outubro/Dezembro, 2013. Disponível em: <http://www.scielo.br/pdf/esa/v18n4/1413-4152-esa-18-04-00303.pdf>. Acesso em: 30 set. 2017, 13:18:00.
JUNG. Y. et al. Influence of high-permeability layers for enhancing landfilla gas capture and reducing fugitive methane emissions from landfills. Journal of Environmental Engineering,v. 135, n. 3, p. 138-146, March, 2009. Disponível em: <http://ascelibrary.org/doi/abs/10.1061/%28ASCE%290733-9372%282009%29135%3A3%28138%29>. Acesso em: 03 out. 2017, 13:26:00.
JUNG, Y. et al. Mitigating methane emissions and air intrusion in heterogeneous landfills withhigh permeability layer. Waste Management, v. 31, n. 5, p. 1049-1058, May, 2011. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0956053X10004514>. Acesso em: 03 out. 2017, 17:11:00.
93HE, Y. et al. Effects of wetting-drying cycles on the air permeability of compacted Téguline clay. Engineering Geology, v. 228, p. 173-179, October, 2017. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0013795217305409>. Acesso em: 04 out. 2017, 17:15:00.
HUBER-HUMER, M.; RÖDER, S.; LECHNER, P. Approaches to assess biocover performance on landfills. Waste Management, v. 29, n. 9, p. 2098-2104, September, 2009. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0956053X09000373>. Acesso em: 22 ago. 2016, 12:22:00.
HUITRIC, R. et al. Field Comparison of Landfill Gas Collection Efficiency Measurements. In: 30º Solid Waste Association of North America’s Annual Landfill Gas Symposium, 2007, Monterey (Califórnia, Estados Unidos). Anais… Monterey, 2007, p. 1-13. Disponível em:<http://www.scsengineers.com/scs-white-papers/field-comparison-of-landfill-gas-collection-efficiency-measurements-by-ray-huitric-dung-kong-lisa-scales-and-steven-maguin-all-of-los-angeles-county-sanitation-districts-whittier-county-and/>. Acesso em: 28 set. 2016, 14:31:00.
KIM, G. W. et al. Stimulation of methane oxidation potential and effects on vegetation growthby bottom ash addition in a landfill final evapotranspiration cover. Waste Management, v. 55, p. 306-312, September, 2016. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0956053X16301428>. Acesso em: 30 set. 2017, 12:35:00.
KO, J. J. et al. Impact of MSW compression on methane generation in decelerated methanogenic phase. Bioresource Technology, v. 192, p. 540-546, September, 2015. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0960852415008111?via%3Dihub>. Acesso em: 03 out. 2017, 14:02:00.
LEYRIS, C. et al. Comparison and development of dynamic flux chambers to determine odorous compound emission rates from area sources. Chemosphere, v. 59, n. 3, p. 415-421, April, 2005. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0045653504009932>. Acesso em: 21 set. 2016, 16:10:00.
LIMA, M. J. et al. Barreiras Capilares em coberturas evapotranspirativas. In: CARVALHO, J. C. et al. (Org.). Solos não saturados no contexto geotécnico. São Paulo: Associação Brasileira de Mecânica dos Solos e Engenharia Geotécnica (ABMS), 1. ed., 2015, capítulo 20,p. 555-580. Disponível em: <https://www.abms.com.br/links/bibliotecavirtual/livros/Solos_nao_saturados_no_contexto_geotecnico_2015.pdf>. Acesso em:30 out. 2016, 17:13:00.
94LINDBERG, S. E. et al. Dynamic flux chamber measurement of gaseous mercury emission fluxes over soils: Part 2 - Effect of flushing flow rate and verification of a two-resistance exchange interface simulation model. Atmospheric Environment, v. 36, n. 5, p. 847-859, February, 2002. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S1352231001005027>. Acesso em: 21 set. 2016, 16:09:00.
LI, C et al. The gas effective permeability of porous media with Klinkenberg effect. Journal of Natural Gas Science and Engineering, v. 34, n. 8, p. 534-540, August, 2016. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S1875510016304760>. Acesso em: 15 ago. 2016, 16:07:00.
LOPES, R. L. Infiltração de água e emissão de metano em camadas de cobertura de aterros de resíduos sólidos. 2011. 250 f. Tese (Doutorado em Engenharia Civil) – Centro de Tecnologia e Geociências, Universidade Federal de Pernambuco. Recife, 2011. Disponível em: < http://www.repositorio.ufpe.br/handle/123456789/5291 >. Acesso em: 01 nov. 2015, 23:18:00.
MACHADO, S. L et al.. Methane generation in tropical landfills: Simplified methods and field results. Waste Management , v. 29, n. 1, p. 153-161, January, 2009. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0956053X08000743>. Acesso em: 21 set. 2017, 11:20:00.
MACHADO, S. L. et al. MSW characteristics and landfill performance in tropical regions. International Journal of Civil Engineering, v. 12, n. 3, p. 238-250, July, 2014. Disponível em: <http://www.iust.ac.ir/ijce/browse.php?a_id=978&sid=1&slc_lang=en>. Acesso em:06 out. 2017, 11:20:00.
MACIEL, F. J. Estudo da geração, percolação e emissão de gases no aterro de resíduos sólidos da Muribeca/PE. 2003. 153 f. Dissertação (Mestrado em Engenharia Civil) – Centro de Tecnologia e Geociências, Universidade Federal de Pernambuco. Recife, 2003. Disponível em: < http://repositorio.ufpe.br:8080/xmlui/handle/123456789/5806 >. Acesso em: 01 maio 2015, 14:32:00.
______. Geração de biogás e energia em aterro experimental de resíduos sólidos urbanos. 2009. 333 f. Tese (Doutorado em Engenharia Civil) – Centro de Tecnologia e Geociências, Universidade Federal de Pernambuco. Recife, 2009. Disponível em: <http://repositorio.ufpe.br/jspui/handle/123456789/5213>. Acesso em: 18 set. 2015, 21:53:00.
MAGALHÃES, A. F. Avaliação do desempenho de técnicas de bioengenharia na proteçãoe conservação da cobertura final de taludes em aterros de disposição de resíduos sólidos
95urbanos: Estudo de Caso para o Aterro Sanitário de Belo Horizonte. 2005. 186 f. Dissertação (Mestrado em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos) – Escola de Engenharia, Universidade Federal de Minas Gerais. Belo Horizonte, 2005. Disponível em: <http://www.smarh.eng.ufmg.br/defesas/150M.PDF>. Acesso em: 28 set. 2017, 09:40:00.
MALDANER, L. S. Cobertura para oxidação biológica do metano em aterros de resíduossólidos urbanos. 2011. 109 f. Dissertação (Mestrado em Engenharia Civil) - Escola Politécnica, Universidade de São Pulo. São Paulo, 2011. Disponível em: <http://www.teses.usp.br/teses/disponiveis/3/3145/tde-04112011-141905/pt-br.php>. Acesso em: 27 set. 2017, 10:20:00.
MARIANO, M. O. H. Avaliação da retenção de gases em camadas de cobertura de aterros de resíduos sólidos. 2008. 225 f. Tese (Doutorado em Engenharia Civil) - Centro de Tecnologia e Geociências, Universidade Federal de Pernambuco. Recife, 2008. Disponível em: <http://www.repositorio.ufpe.br/handle/123456789/5082>. Acesso em: 24 jul. 2016, 17:31:00.
MARIANO, M. O. H.; JUCÁ, J. F. T. Ensaios de campo para determinação de emissões de biogás em camadas de cobertura de aterros de resíduos sólidos. Revista Engenharia Sanitária e Ambiental, v. 15, n. 3, p. 223-228, Julho/Setembro, 2010. Disponível em: <http://www.scielo.br/pdf/esa/v15n3/v15n3a04.pdf>. Acesso em: 18 ago. 2016, 15:49:00.
MØNSTER, J. G. et al. Quantifying methane emission from fugitive sources by combining tracer release and downwind measurements – A sensitivity analysis based on multiple field surveys. Waste Management, v. 34, n. 8, p. 1416-1428, August, 2014. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0956053X14001342>. Acesso em: 22 ago.2016, 13:52:00.
NIKIEMA, J. et al. Elimination of methane generated from landfills by biofiltration: a review.Environmental Science Biotechnology, v. 6, p. 261-284, April, 2007. Disponível em: <https://link.springer.com/article/10.1007/s11157-006-9114-z>. Acesso em: 25 jul. 2017, 16:47:00
O’LEARY, P. R.; TCHOBANOGLOUS, G. Landfilling. In: TCHOBANOGLOUS, G.; KREITH, F. (Org.). Handbook of Solid Waste Management. New York: McGraw-Hill, 2. ed., 2002, chapter 14, p. 14.1-14.94.
OLIVEIRA, L. R. G. de. Estudo das emissões de biogás em camadas de coberturas de aterro sanitário de resíduos sólidos urbanos. 2013. 93 f. Dissertação (Mestrado em Engenharia Civil) – Centro de Tecnologia e Geociências, Universidade Federal de Pernambuco. Recife, 2013. Disponível:
96<http://repositorio.ufpe.br:8080/handle/123456789/11627>. Acesso em: 18 set. 2015, 21:54:00.
OSINUBI, K. J.; BELLO, A. A. Desiccation-induced shrinkage in compacted abandoned dumpsite soil. Conference: Proceedings of the Bi-monthly workshop of Materials Society og Nigeria, Zaria Chapter, At Zaria, Kaduna State, Nigeria, Volume: 5. Disponível em: <https://www.researchgate.net/publication/282325487_Desiccation-induced_shrinkage_in_compacted_abandoned_dumpsite_soil>. Acesso em: 29 set. 2017, 17:29:00.
PADILLA, R. S. Aplicação de um modelo computacional tridimensional para estimativa de balanço hídrico em aterros sanitários. 2007. 107 f. Dissertação (Mestrado em Engenharia Civil) - Escola de Engenharia, Universidade Federal de Minas Gerais. Belo Horizonte, 2007. Disponível em: <http://www.bibliotecadigital.ufmg.br/dspace/bitstream/handle/1843/BUDB-8AUMQG/aplica__o_de_um_modelo_computacional.pdf?sequence=1>. Acesso em: 10 set. 2013, 18:28:00.
PARK, J. W.; SHIN, H. C. Surface emission of landfill gas from solid waste landfill. Atmospheric Environment, v. 35, n. 20, p. 3445-3451, July, 2001. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S1352231001001182>. Acesso em: 22 ago. 2016, 14:24:00.
POULSEN, T. G. et al. Predicting air permeability in undisturbed, subsurface sandy soils fromair-filled porosity. Journal of Environmental Engineering, v. 133, n. 10, p. 995-1001, October, 2007. Disponível em: <http://ascelibrary.org/doi/abs/10.1061/%28ASCE%290733-9372%282007%29133%3A10%28995%29>. Acesso em: 04 set. 2017, 17:23:00.
PRATA, A. A. JR.. et al. Dynamic flux chamber measurements of hydrogen sulfide emission rate from a quiescent surface - A computational evaluation. Chemosphere, v. 146, p. 426-434,March, 2016. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0045653515304549>. Acesso em: 21 set. 2016, 16:23:00.
RODECK, S. A. et al. Air-permeability measurement for soil at low and high pressure. Journal of Environmental Engineering, v. 120, n. 5, 1337-1343, September, 1994. Disponível em: <http://ascelibrary.org/doi/abs/10.1061/%28ASCE%290733-9372%281994%29120%3A5%281337%29?src=recsys>. Acesso em: 04 set. 2017, 17:35:00.
RODRIGUES, T. S. N. Estudo de viabilidade do aproveitamento energético do biogás gerado em uma célula experimental no aterro controlado da Muribeca - Pernambuco (PE). 2009. 132 f. Dissertação (Mestrado em Engenharia Civil) – Centro de Tecnologia e
97Geociências, Universidade Federal de Pernambuco. Recife, 2009. Disponível em: <http://repositorio.ufpe.br/handle/123456789/5356>. Acesso em: 24 jul. 2016, 17:34:00.
ROSA, A. S.; DALMOLIN, R. S. D.; PEDRON, F. A. Caracterização do solo de cobertura de aterros encerrados com ferramentas (geo)estatísticas. Revista Engenharia Sanitária e Ambiental, v. 16, n. 2, p. 121-126, Abril/Junho, 2011. Disponível em: <http://www.scielo.br/pdf/esa/v16n2/v16n2a04>. Acesso em: 28 set. 2017, 16:45:00.
SAFARI, E. et al. Variation of crack intensity factor in three compacted clay liners exposed to annual cycle of atmospheric conditions with and without geotextile cover. Waste Management, v. 34, n. 8, p. 1408-1415, August, 2014. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0956053X14001433>. Acesso em: 03 out.2017, 17:01:00.
SALIM, K. G. Oxidação passiva do metano em ensaios de coluna simulando camadas de cobertura de aterros sanitários. 2011. 92 f. Dissertação (Mestrado em Engenharia Ambiental) - Universidade Federal de Santa Catarina. Florianópolis, 2011. Disponível em: <https://repositorio.ufsc.br/handle/123456789/94757>. Acesso em: 15 out. 2015, 23:06:00.
SANTOS, G. O.; MOTA, F. S. B. Sobrevivência e desenvolvimento de gramíneas em solo de cobertura de aterros sanitários. In: 27º Congresso da Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental (ABES), 2013, Goiânia. Anais... Goiânia, 2013, p. 1-14, ref. III 010.
SANTOS, T. F. L. dos. Estudo experimental da camada de cobertura do Aterro Morro doCéu, Niterói - RJ. 2009. 145 f. Dissertação (Mestrado em Engenharia Ambiental) – Faculdade de Engenharia, Universidade do Estado do Rio de Janeiro. Rio de Janeiro, 2009. Disponível em: <http://www.peamb.eng.uerj.br/trabalhosconclusao/2009/TaisaFerreiraLopesdosSantosPEAMB_2009.pdf>. Acesso em: 10 set. 2013, 01:50:00.
SCHEUTZ, C. et al. Release and fate of fluorocarbons in a shredder residue landfill cell: 2. Field investigations. Waste Management, v. 30, n. 11, p. 2163–2169, November, 2010. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0956053X10002047>. Acesso em: 22 ago. 2016, 13:50:00.
SCHEUTZ, C. et al, (A). Gas production, composition and emission at a modern disposal site receiving waste with a low-organic content. Waste Management, v. 31, n. 5, p. 946-955, May, 2011. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0956053X10005465>. Acesso em: 23 ago.2016, 13:20:00.
98SCHEUTZ, C. et al, (B). Quantification of multiple methane emission sources at landfills using a double tracer technique. Waste Management, v. 31, n. 5, p. 1009-1017, May, 2011. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0956053X11000560>. Acesso em: 22 ago. 2016, 13:51:00.
SCHEUTZ, C. et al, (C). Mitigation of methane emission from Fakse landfill using a biowindow system. Waste Management, v. 31, n. 5, p. 1018-1028, May, 2011. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0956053X11000560>. Acesso em: 03 ago. 2016, 11:20:00.
SCHEUTZ, C. et al. Mitigation of methane emission from an old unlined landfill in Klintholm, Denmark using a passive biocover system. Waste Management, v. 34, n. 7, p. 1179-1190, July, 2014. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0956053X14001226>. Acesso em: 22 ago.2016, 13:51:00.
SCHROTH, M. H. et al. Above- and below-ground methane fluxes and methanotrophic activity in a landfill-cover soil. Waste Management, v. 32, n. 5, p. 879-889, May, 2012. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0956053X11005009>. Acesso em: 22 ago. 2016, 15:43:00.
SHAN, H. Y.; YAO, J. T. Measurement of air permeability of geosynthetic clay liners. Geotextiles and Geomembranes, v. 18, n. 2-4, p. 251-261, April, 2000. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0266114499000308>. Acesso em: 22 ago. 2016, 15:56:00.
SILVA, A. P. et al. Determinação da permeabilidade ao ar em amostras indeformadas de solo pelo método da pressão decrescente. Revista Brasileira de Ciência do Solo, v. 33, n. 6, p. 1535-1545, Novembro/Dezembro, 2009. Disponível em: <http://www.scielo.br/pdf/rbcs/v33n6/a03v33n6.pdf>. Acesso em: 20 ago. 2016, 02:22:00.
SILVA, T. N.; FREITAS, F. S. N.; CANDIANI, G. Avaliação das emissões superficiais do gás de aterros sanitários de grande porte. Revista Engenharia Sanitária e Ambiental, v. 18, n. 2,p. 95-104, Abril/Junho, 2013. Disponível em: <http://www.scielo.br/pdf/esa/v18n2/a01v18n2.pdf>. Acesso em: 24 jul. 2016, 17:48:00.
SMESRUD, J. K.; SELKER, J. S. Effect of soil-particle size contrast on capillary barrier performance. Journal of Geotechnical and Geoenvironmental Engineering, v. 127, n. 10, p. 885-888, October, 2001. Disponível em: <http://ascelibrary.org/doi/abs/10.1061/%28ASCE%291090-0241%282001%29127%3A10%28885%29>. Acesso em: 30 set. 2017, 13:24:00.
99STERN, J. C. Use of a biologically active cover to reduce landfill methane emissions and enhance methane oxidation. Waste Management, v. 27, n. 9, p. 1248-1258, 2007. Disponívelem: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0956053X06002364>. Acesso em: 26 set. 2017, 10:13:00.
STOLTZ, G.; GOURC, JP.; OXARANGO, L. Liquid and gas permeabilities of unsaturated municipal solid waste under compression. Journal of Contaminant Hydrology, v. 118, n. 1-2, p. 27-42, October, 2010. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0169772210000872>. Acesso em: 18 ago. 2016, 15:56:00.
STORMONT, J. C.; ANDERSON, C. E. Capillary barrier effect from underlying coarser soil layer. ournal of Geotechnical and Geoenvironmental Engineering, v. 125, n. 8, p. 641-648,August, 1999. Disponível em: <http://ascelibrary.org/doi/abs/10.1061/%28ASCE%291090-0241%281999%29125%3A8%28641%29>. Acesso em: 30 set. 2017, 13:31:00.
SUN, J.; YUEN, S. T. S.; FOURIE, A. B. The effect of using a geotextile in a monolithic (evapotranspiration) alternative landfill cover on the resulting water balance. Waste Management, v. 30, n. 11, p. 2074-2083, November, 2010. Disponível: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0956053X10002680>. Acesso em: 30 set. 2017, 12:46:00.
TEIXEIRA, P. F. Oxidação biológica do metano em coberturas de aterros de resíduos sólidos urbanos: dinâmica do processo e aspectos geotécnicos. 2008. 167 f. Tese (Doutorado em Engenharia Civil) – Escola Politécnica, Universidade de São Pulo. São Paulo, 2008. Disponível em: <http://www.sns.org.br/full_control/arquivos/full_control_usuario/Tese%20Camada%20de%20Atenua%C3%A7%C3%A3o%20de%20Metano%20-%20Mar%C3%A7o%202008%20-%20Final%201.pdf>. Acesso em: 27 set. 2017, 10:43:00.
UNITED STATES ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. Evaporation landfill cover systems fact sheet. September, 2003, ref. EPA 542-F-03-015. Disponível em: <www.epa.gog>. <cluin.org>.
VALENCIA, R. G. et al. Detection of hotspots and rapid determination of methane emissions from landfills via a ground-surface method. Environmental Monitoring And Assessment, v.187, n. 1, p. 1-8, January, 2015. Disponível em: <https://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed/25399118>. Acesso em: 21 set. 2016, 16:37:00.
van GUENUCHTEN, M. T. A closed-form equation for predicting the hydraulic conductivity of unsaturated soils. Soil Science Society of America, v.44, n. 5, p. 892-898, September-October, 1980. Disponível em: <https://www.ars.usda.gov/arsuserfiles/20360500/pdf_pubs/P0682.pdf>. Acesso em: 01 set. 2016, 14:05:00.
100
VIEIRA, A. M. Estudo de barreiras capilares como cobertura final de aterro de resíduos.2005. 287 f. Tese (Doutorado em Engenharia Civil) - Escola Politécnica, Universidade de SãoPaulo. São Paulo, 2005. Disponível em:<http://www.sns.org.br/full_control/arquivos/full_control_usuario/PESQUISA/PUBLICACO-ES/Tese-%20Aderson%20Vieira-2005.pdf>. Acesso em: 26 março 2012, 01:51:00.
WANG, Y. et al. Effects of aggregate size on the compressibility and air permeability of limetreated fine-grained soil. Engineering Geology, v. 228, p.167-172, October, 2017. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0013795217307196>. Acesso em: 04 set. 2017, 17:40:00.
WAITE, D. T. A comparison of flux chambers and ambient air sampling to measure γ-hexachlorocyclohexane volatilisation from canola (Brassica napus) fields. Chemosphere, v. 68, n. 6, p. 1074-1081, June, 2007. Disponível em: <http://www.sciencedirect.com/science/ar-ticle/pii/S0045653507001919>. Acesso em: 21 set. 2016, 16:25:00.
XU, L. et al. Impact of changes in barometric pressure on landfill methane emission. Global Biogeochemical Cycles, v. 28, n. 7, p. 679-695, July, 2014. Disponível em: <http://onlinelibrary.wiley.com/doi/10.1002/2013GB004571/epdf>. Acesso em: 03 set. 2017, 17:46:00.
ZHAN, T. et al. Long-term performance of capillary-barrier cover with unsaturated drainage layer in humid climate. In: Geo-Congress, 2014, Atlanta (Geórgia, Estados Unidos). Anais… Altanta, (Geórgia, Estados Unidos), 2014, p. 1890-1899. Disponível em: <http://ascelibrary.org/doi/abs/10.1061/9780784413272.185>. Acesso em: 30 set. 2017, 13:07:00.
ZHANG, W.; SUN, C.; QIU, Q. Characterizing of a capillary barrier evapotranspirative cover under high precipitation conditions. Environmental Earth Sciences, v. 75, n. 6, p. 1-11, March, 2016. Disponível em: <https://link.springer.com/article/10.1007/s12665-015-5214-9>.Acesso em: 30 set. 2017, 13:00:00.
ZORNBERG, J. G. Geosynthetic Capillary Barriers. In: The 1st International GSI-Asia Geosynthetics Conference, 2010, Taichung, Taiwan. Anais… Taichung, 2010, p. 13-28. Disponível em: <http://www.caee.utexas.edu/prof/zornberg/pdfs/CP/Zornberg_2010d.pdf>. Acesso em: 30 out. 2016, 18:44:00.
ZORNBERG, J. G. et al. Geosynthetic capillary barriers: current state of knowledge. Geosynthetics International, v. 17, n. 5, p. 273-300, October, 2010. Disponível em:
101<http://citeseerx.ist.psu.edu/viewdoc/download?doi=10.1.1.709.4545&rep=rep1&type=pdf>. Acesso em: 30 out. 2016, 18:40:00.
