IMPACTOS AMBIENTAIS

O aterramento sanitário causa muitos impactos ambientais, principalmente quando comparado com outras formas de tratamento do RSU (BABALOLA, 2015; PUBULE et al, 2015; MILUTINOVIC et al, 2014). Christensen, Manfredi e Kjeldsen (2011) explicam que a maior parte do conhecimento sobre impactos potenciais do aterro é proveniente de observações feitas nos últimos 40 anos, principalmente sobre aquelas feitas sobre vazadouros antigos; seu aperfeiçoamento se iniciou a partir da introdução de novas técnicas. Segundo estes autores, a maioria dos impactos é relativamente local atingindo até alguns quilômetros do local do aterro, mas destacam sua contribuição significativa para dois impactos globais: o aquecimento global e a depleção do ozônio estratosférico (Figura 2.3).

A principal contribuição do RSO quanto aos GEE’s provém da liberação do CH4

e CO2. O segundo não é considerado gás estufa na medida em que é originado a

partir da degradação recente da MO, no entanto, o gás metano possui um potencial 28 vezes maior e é contabilizado no saldo de GEE (IGES, 2006).

Figura 2.3 - Impactos ambientais potenciais provocados pelo aterro sanitário - Zonas estimadas de impacto.

O Painel Intergovernamental sobre Mudança Climática (IPCC, em inglês) estima que o gerenciamento de resíduo sólido tenha contribuído com 3% de todos os GEE’s emitidos no mundo em 2010 (UNEP, 2015). Já Adhikari, Barrington e Martinez (2009) mostram uma perspectiva ainda mais pessimista, na qual 8% das emissões de GEE sejam provenientes de aterros, resultado direto do aterramento de RSO. Conforme explanado por Christensen, Manfredi e Kjeldsen (2011), a depleção do ozônio estratosférico ocorre devido à presença de hidrocarbonetos clorados e fluorados (fréons) no gás de aterro (estes são provenientes de materiais como solventes, sprays em lata, espumas isolantes, geladeiras antigas, etc.). Estes gases são voláteis e estáveis e quando atingem a estratosfera se combinam e formam radicais que causam a degradação da camada de ozônio; os buracos provocados na camada aumentam a concentração de raios ultravioleta (UV-B) que podem causar efeitos adversos (e.g. câncer de pele em humanos).

Ainda segundo Christensen, Manfredi e Kjeldsen (2011), outros fatores intervenientes potenciais como gases tóxicos (H2S e CO2; cloreto de vinila e

benzeno – causadores de efeitos carcinogênicos, dioxinas e furanos – formados durante a queima incompleta de gases de aterro em flares), odores (proveniente principalmente de sulfetos e amônia), ruídos (operação do aterro, trânsito e esvaziamento dos caminhões e utilização de outros equipamentos), presença de animais que são atraídos por alimentos, resíduo e poeira que podem ser levados para outras regiões externas ao aterro e danos à vegetação (interferência no crescimento até morte de plantas dos entornos). Além destes, ainda é citado o risco de explosões e fogo que pode ocorrer quando o acúmulo de gás de aterro em bolsões não é drenado corretamente pelo sistema de recolhimento de gás; a contaminação do solo (derramamento de materiais dos caminhões coletores, cinzas e pó carreados pela chuva e escoamento superficial), poluição de águas superficiais (depleção de oxigênio em corpos hídricos, sufocamento de peixes mais jovens devido à presença de óxidos de ferro nas brânquias, alterações na fauna e flora dos corpos hídricos) e de águas subterrâneas, este último, um dos maiores riscos de um aterro sanitário, ocorrendo quando não são feitas instalações adequadas do revestimento de fundo do aterro, de sistema de coleta e tratamento do lixiviado e também quando não há devido monitoramento do sistema.

Diante destes aspectos, são notórios os diversos motivos que tem contribuído para que a implantação de aterros tenha diminuído paulatinamente em algumas regiões do globo, de modo a incentivar o aterramento apenas dos rejeitos do RSU. Isso fica evidente ao se observar a Diretiva de Aterros Sanitários da União Europeia (Landfill Directive, 1999/31/EC), na qual obriga os Estados-Membros a reduzirem a quantidade de resíduo enviado para aterros sanitários para 35% dos níveis encontrados em 1995 até o final de 2016 (para alguns países, em 2020) (UNIÃO EUROPÉIA, 1999), resultando no incentivo para implantação de outros tratamentos como reciclagem, compostagem, DA, incineração, entre outros, além da disseminação de políticas de prevenção de resíduo sólido. Para a União Europeia o aterramento é a pior opção de gerenciamento para RSO (UNIÃO EUROPÉIA, 2010), no entanto, em países em desenvolvimento, como p. ex. o Brasil, o aterro sanitário ainda aparece como uma opção viável principalmente devido ao baixo custo de instalação e danos ambientais dentro de limites legalmente aceitáveis. A aceitabilidade nestes países aumenta quando se permite alguma recuperação energética e participação no MDL. No entanto é importante destacar que mesmo quando há esta recuperação, a produção do gás metano (principal elemento contido no gás de aterro) em aterros novos é dispendiosa e representa metade do que poderia ser produzido em sistemas de DA de RSU (ORTEGA-CHARLESTON; BARRINGTON; GUIOT, 2007).

COMPOSTAGEM

A compostagem é aplicada desde a história antiga como, p. ex., pelos povos gregos, romanos e orientais que já reconheciam as vantagens da reutilização do RSO no solo. Contudo foi em 1920 que sua utilização passou a ser pesquisada por Albert Howard e desde então muito tem sido estudado sobre o desenvolvimento desta técnica e permitiu que o desenvolvimento desta tivesse sido aprimorado desde a escala doméstica até industrial (FERNANDES; SILVA, 1999). Stentiford e Bertoldi (2011) definem a técnica como uma transformação e estabilização da MO em condições aeróbias e em estado sólido feitas por microrganismos. O processo é exotérmico, ou seja, parte da energia é utilizada para que os microrganismos digiram a matéria (50-60%) e outra parte é perdida na forma de calor.

Embora o processo bioquímico seja complexo, este é caracterizado basicamente pela produção de CO2, água, liberação de substâncias minerais e

formação de MO estável como pode ser visto de forma simplificada na Figura 2.4. O composto é o produto final, que pode ser aplicado como corretor de solo, ou biofertilizante. Komilis e Ham (2004) apontam que além do CO2, outros gases como

a amônia e o óxido nitroso (potencial GEE) podem ser eventualmente produzidos, e explicam que ainda não há um conhecimento preciso quanto todas as emissões que pode haver durante a compostagem do RSU, já que este apresenta grande heterogeneidade.

Figura 2.4 - Esquema simplificado do processo de compostagem. Fonte: Fernandes e Silva (1999)

Os microrganismos mesófilos (atuam em temperaturas de 15-43°C) prevalecem no início do processo, diminuindo gradativamente com a elevação da temperatura do processo de biodegradação; assim, os microrganismos termófilos (40-85°C) se proliferam. Sua atividade intensa contribui para rápida degradação da MO e aumento da temperatura, contribuindo para eliminação de patógenos, esta é a fase de bioestabilização (FERNANDES; SILVA, 1999). Nesta etapa há a redução de volume do material compostado.

Conforme o passar do tempo, a temperatura diminui e a MO vai se estabilizando; assim os termófilos diminuem sua atividade e os mesófilos voltam a aparecer, constituindo a fase de maturação. Nela ocorre a umidificação (polimerização de moléculas orgânicas estáveis) e em temperatura ambiente (FERNANDES; SILVA, 1999). De acordo com Bidone (1999), Fernandes e Silva (1999) e Stentiford e Bertoldi (2011), os principais parâmetros físico-químicos no processo de compostagem são: areação, temperatura, umidade, pH, tamanho das partículas, relação carbono/nitrogênio, tipos de microrganismos.

O processo de compostagem típica é composto pelas seguintes etapas: (1) recebimento do substrato(s); (2) triagem, trituração e mistura; (3) compostagem

propriamente dita; (4) cura (fase de maturação); (5) peneiramento; (6) armazenamento do composto; (7) uso do composto produzido (SCHAUB; LEONARD, 1999). O sistema pode ser aplicado em unidade centralizada ou descentralizada. No meio urbano, a técnica é comumente aplicada para RSO, resíduo de poda, capina e jardinagem. Quando realizada em média e larga escala, é feita em pátios de compostagem no qual o material a ser compostado é colocado em pilhas (forma cônica) ou leiras (forma prismática) (BIDONE, 1999). Dutra (2013) explica que quando o procedimento é feito em menor escala ou experimentos científicos, o formato de pilhas prevalece e cita trabalhos realizados em unidades descentralizadas em Santiago de Estero, São Carlos e na moradia estudantil da UNICAMP que utilizaram este formato.

Krogmann, Korner e Diaz (2011) dividem as tecnologias de compostagem em abertas, fechadas e em reatores (in-vessel). As primeiras incluem técnicas como o sistema de leiras revolvidas e de leiras estáticas aeradas que ficam dispostas a céu aberto. As técnicas fechadas ocorrem dentro de edificações, desta forma os gases do processo podem ser coletados e tratados diminuindo odores. Por outro lado, pode haver corrosão e problemas na edificação devido ao calor e umidade do processo. Podem ser feitas com aeração forçada e/ou com reviramento do material ou no método Brikollari. Suas características básicas são apresentadas em seguida.

O sistema de leiras revolvidas (i.e. windrow) é o método mais simples e antigo. As leiras são revolvidas periodicamente para permitir a aeração do material de forma manual ou mecanizada (Figura 2.5). O tamanho e formato das leiras determinam o tipo de equipamento a ser utilizado. A altura recomendável das mesmas deve ser limitada a 1,5m quando não são revolvidas e até 2,0m quando revolvidas; já o comprimento depende da quantidade de material (KROGMANN; KORNER; DIAZ, 2011). A seção comumente adotada para as leiras é a triangular. Quando revolvidas frequentemente e naturalmente ventilada (processo de difusão e convecção), o tempo total do processo fica entre 12-20 semanas (RSO e mistura) e 12-72 semanas para resíduo de poda e capina (KROGMANN; KORNER; DIAZ, 2011), esta ação evita a formação de zonas de anaerobiose, que elimina principalmente o gás metano. Fernandes e Silva (1999) indicam que o revolvimento das leiras seja feito

pelo menos três vezes na semana na fase de bioestabilização e a cada 20-25 dias na maturação.

Figura 2.5 - Sistema de leiras revolvidas (windrow) - Exemplo: compostagem realizada na Universidade Cornell.

Fonte: Cornell University (2016)

No sistema de leiras estáticas areadas (i.e. static pile), as leiras não são revolvidas e necessitam aeração forçada. Além disso, é preciso um maior controle quanto à porosidade adequada do substrato. O próprio substrato precisa ter uma porosidade adequada ou um agente espessante deve ser adicionado a este para correção, como é o caso do RSO (KROGMANN; KORNER; DIAZ, 2011). Segundo Fernandes e Silva (1999), a aeração é feita por uma tubulação perfurada e conectada a um soprador e esta deve ser dimensionada de modo a atender às demandas de oxigênio do processo de biodegradação aeróbia, remover o excesso de umidade e de calor para manutenção da temperatura.

O método UFSC, desenvolvido na universidade de mesmo nome é um método de leiras estáticas aeradas com aeração natural, e como explicadas no item 2.1, utilizam o RSO proveniente do seu restaurante universitário como co-substrato (Figura 2.6). As leiras são feitas com paredes próximas a 90° para isso utilizam materiais como restos vegetais (principalmente galhos) para dar sustentação às mesmas e permitir e favorecer a aeração natural.

Figura 2.6 - Sistema de leiras estáticas com aeração natural. Ex: método UFSC aplicado na universidade. Fonte: Elias (2014)

Inácio e Miller (apud DUTRA, 2013) explicam que o substrato deve ter uma quantidade de material estruturante (alta relação C/N) como podas de árvores; as leiras recebem continuamente cargas de RSO de modo que a leira ganhe altura pela deposição deste, mas ao mesmo tempo a perca devido à degradação do material. As leiras têm entre 1-1,5 m de altura; 1,5-2,5 m de largura e comprimento variável dependendo da quantidade de substrato. Ainda segundo Inácio e Miller (apud DUTRA, 2013) as leiras estáticas se mantêm predominantemente aeróbias na fase termofílica apenas com aeração passiva, desta forma, só o centro interno delas é anaeróbio (2/3 do seu volume com porcentagem acima de 10% de oxigênio); ainda apontam que a contínua adição de RSO expõe os patógenos constantemente às temperaturas termofílicas, o que resulta em sua eliminação.

A técnica in-vessel (i.e. reatores) é menos encontrada do que as anteriormente citadas (KOMILIS; HAM, 2004). Ela possibilita o maior controle dos parâmetros, assim a fase termofílica é reduzida (ou “acelerada”); isso implica na maior eficiência no controle de patógenos e de controle de odores e menor espaço para implantação. Apesar de ter a fase termofílica mais rápida (7 a 20 dias, dependendo do substrato), o composto ainda passa pela fase de maturação que dura em torno de 60 dias (FERNANDES; SILVA, 1999). O reator tem um espaço mínimo de ar para que desta forma reduza o volume de gases de escape que requerem tratamento, conforme pode ser visto na Figura 2.7. As tecnologias existentes são divididas em reatores de fluxo vertical (e.g. túneis, torres e contêineres de compostagem), horizontal (e.g. tambor rotativo) e em batelada. Nos dois primeiros, a operação é de fluxo contínuo, já no último, o reator processa uma determinada quantidade de material, processa-

os e ao final da fase termofílica o reator é aberto e descarregado para nova operação (KROGMANN; KORNER, DIAZ, 2011).

Figura 2.7 – Sistema in-vessel. Ex: compostagem na Universidade de Ohio. Fonte: Ohio University (s.d.)

Dutra (2013) aponta algumas outras técnicas como a vermicompostagem, na qual o processo é acelerado pela presença de minhocas (umidade por volta de 40% e temperatura máxima de 40°C) e mais utilizado em caixas plásticas em escala doméstica. O método Mulch ou compostagem superficial é usado para resíduo de poda verde, folhas e restos vegetais como frutas e legumes. Indica também a composteira por aterramento, em que a deposição do material é feita em valas e coberto por camadas de terra a cada deposição de matéria orgânica, em local protegido de água e chuva.

A Figura 2.8 mostra a comparação qualitativa feita por Shaub e Leonard (1999) entre os três métodos mais comumente utilizados; nota-se que o sistema in-vessel é a mais dispendiosa e complexa, no entanto, permite mais controle do processo. Já a técnica de leiras revolvidas é a simples e barata, mas suas desvantagens estão na maior quantidade de área necessária e menor controle do processo.

Figura 2.8 - Comparação entre os métodos de compostagem. Fonte: Shaub e Leonard (1999)

Devido ao conhecimento muito antigo e difundido da técnica, da facilidade de utilização em menores escalas e também com custo inferior quando comparado com a digestão anaeróbia; a compostagem é encontrada em diversas partes do mundo, como exposto na Figura 2. 9, a qual indica a porcentagem do RSU compostada em 2011.

Figura 2. 9 - Porcentagem de resíduo sólido urbano compostada em 2011 no mundo. Fonte: ONU (2011)

Em um relatório feito pelo Banco Mundial, nota-se que a compostagem é pouco feita formalmente em países de baixa renda, pois faltam mercado e sensibilização quanto ao uso do composto. Nos países de renda média as plantas de grande porte não tem tido êxito devido aos custos de operação e de contaminação devido à baixa segregação do RSU, mas em média e pequena escala são mais sustentáveis; já nos

de alta renda são mais populares tanto em pequena quanto em larga escala, uma das causas é a maior taxa de segregação do RSU, no entanto tem concorrido diretamente com a popularização de sistemas de DA (HORRNWEG; BHADA-TATA, 2012). Já no Brasil a representatividade da compostagem ainda é muito pequena. O Instituto de Pesquisa Econômica Aplicada (IPEA, 2012) estimou que das 94.309,5 toneladas por dia de matéria orgânica coletadas em 2008, apenas 1,6% são destinadas para usinas de compostagem, sendo o restante encaminhado para outros destinos finais, destacando-se lixões, aterros controlados e aterros sanitários.