A composição do lixiviado produzido durante a vida útil de um aterro sanitário é influenciada principalmente pela temperatura e precipitação (KHATTABI et al., 2002), em razão da interferência desses parâmetros no metabolismo microbiano. A precipitação total mensal nos anos de 2012, 2013 e 2014 está apresentado na Figura 2. Os totais anuais de precipitação em para 2012, 2013 e 2014 foram, respectivamente, 1589, 1109 e 921 mm. Houve uma redução na precipitação ao longo desses anos. A precipitação em 2012 ficou acima da média histórica, no entanto, os anos de 2013 e 2014 apresentaram uma precipitação menor que a média. A precipitação é um importante parâmetro que influência a composição do lixiviado. Contrera et al. (2015) observaram que após uma precipitação intensa no aterro sanitário de São Carlos houve um aumento significativo dos parâmetros AOV e DQO.
Figura 2: Total precipitado mensal no aterro Delta A de Campinas
Junho de 2012 foi um mês com uma intensa precipitação e isso pode ter contribuído para acelerar a biodegradação dos resíduos sólidos. Essa alta precipitação em junho de 2012 foi um evento atípico, pois esse geralmente é o período seco na região.
Observam-se na Figura 3 os valores de pH para o lixiviado da célula experimental. Na fase I, os valores de pH foram baixos, entre 4,5 e 6,0. Esses valores estão em conformidade com a fase ácida na degradação anaeróbia dos resíduos sólidos urbanos. Esses valores reduzidos de pH estão relacionados com a elevada concentração de ácidos orgânicos voláteis no lixiviado (Figura 4). A elevada concentração de ácidos orgânicos voláteis (>10000 mg HAc L-1) é um indicativo que a biodegradação dos RSU está na fase ácida de biodegradação dos RSU (JOHANSEN e CARLSON, 1976).
Figura 3: Condutividade elétrica e pH no lixiviado da célula experimental
Na fase II ocorreu uma elevação no pH do lixiviado da célula experimental para valores próximos a 8. Concomitantemente com o aumento de pH, houve uma redução na condutividade elétrica (Figura 3). O LAS geralmente apresenta uma elevada condutividade elétrica devido à elevada quantidade de sólidos dissolvidos. Na fase I, a maior condutividade elétrica foi de 56,6 mS cm-1 e está acima da faixa de valores observados em lixiviado de outros aterros sanitários, 2,5 - 35,0 mS cm-1 (KJELDSEN et al., 2002). Segundo Johansen & Carlson (1976), os cátions cálcio (Ca2+), magnésio (Mg2+), sódio (Na+) e potássio (K+) contribuem para o aumento da condutividade elétrica. A concentração desses cátions no lixiviado na fase I foi elevada. A concentração de Ca e
Mg nessa época foi de 15740 e 2495 mg L-1, respectivamente (Figuras 7 e 8). Fan et al, (2006) observaram que houve uma maior concentração de Ca, Mg, Na e K dentre os 13 metais analisados em lixiviado de três aterros de Taiwan. Em um aterro sanitário no Brasil (Rio de Janeiro, Gramacho) foi observada uma concentração de Na, K, Ca e Mg respectivamente de 2770 mg L-1, 1700 e mg L-1, 320 e mg L-1, 97 e mg L-1 (SILVA et al., 2004). Na fase II os valores da condutividade elétrica diminuíram significativamente devido à menor lixiviação dos cátions. A análise do lixiviado do aterro sanitário de Taiwan mostrou que a condutividade elétrica diminui com o aumento da idade do aterro (FAN et al, 2006), corroborando com os valores encontrados nesse trabalho.
A concentração de ácidos orgânicos voláteis (AOV) sofreu uma grande variação ao longo do tempo de monitoramento, podendo-se observar que na fase I esse parâmetro alcançou valores de 25.000 mg HAc L-1 (Figura 4). Possivelmente os baixos valores de pH observados na fase I foram influenciados pela concentração de AOV. Na fase II, houve um declínio nos valores observados para esse parâmetro, possivelmente causado pelo consumo desses compostos pelas bactérias metanogênicas, pois o ambiente estava propicio para seu desenvolvimento, isto é, com pH próximo a 7 (EHRIG, 1983). Tem sido observado que uma relação AOV/Alcalinidade menor que 0,8 é necessário para o desenvolvimento das arqueas metanogênicas e assim ocorrer a produção de metano (EHRIG, 1983). Na fase I, essa relação para o lixiviado da célula experimental apresentou valores superiores a 1 e na fase II os valores foram inferiores a 0,41, mostrando assim o possível estabelecimento da fase metanogênica. A relação entre a concentração de ácidos orgânicos voláteis e demanda química de oxigênio pode ser empregada como um parâmetro na avaliação da biodegrabilidade anaeróbia do lixiviado (Contrera et al., 2015). Na fase I o lixiviado da célula apresentou uma razão AOV/DQO de 0,32 e na fase II foi de 0,17, corroborando que o lixiviado jovem é passível de tratamento anaeróbio.
Figura 4: Ácidos orgânicos voláteis (AOV) e nitrogênio amoniacal (N-NH3) no lixiviado da célula experimental
O nitrogênio amoniacal e a matéria orgânica são os compostos de maior preocupação no lixiviado de aterro sanitário (KULIKOWSKA e KLIMIUK, 2008). Houve um aumento na concentração de nitrogênio amoniacal no lixiviado da célula experimental até o final da fase I (Figura 4). Segundo Ehrig (1983) parâmetros como o nitrogênio amoniacal podem ter um pequeno aumento ao longo do tempo de operação do aterro sanitário. No entanto, a concentração de nitrogênio amoniacal no lixiviado da célula experimental na fase II apresentou uma tendência de redução, diferindo dos resultados encontrados por Kulikowska e Klimiuk (2008). Segundo Kjeldsen et al (2002) a concentração de nitrogênio amoniacal pode variar de 500 até 2000 mg L-1. Neste trabalho o nitrogênio apresentou uma variação entre 873 e 3225 mg L-1 de N-NH3. Além dessas concentrações regulares de nitrogênio amoniacal, em outros estudos foram observadas concentrações extremas: 0,085 mg L-1 (FAUZIAH et al., 2013) como mínimo e 5210 mg L-1 como máximo (LOPEZ, 2004). Essa baixa concentração de nitrogênio amoniacal no lixiviado estudado por Fauziah et al (2013) pode estar relacionada com a presença de oxigênio no aterro, e o nitrogênio amoniacal pode ser transformado em nitrito e nitrato. Nitrogênio amoniacal em elevadas concentrações juntamente com outros
parâmetros como alcalinidade, cloretos e matéria orgânica (DQO) pode classificar o lixiviado de aterro sanitário como potencialmente tóxico (PABLOS et al., 2011).
A alcalinidade total apresentou uma tendência de aumento na fase I, com o valor máximo alcançado de 21.838 mg CaCO3 L-1 próximo do final da fase I (Figura 5). Lopes et al. (2004) também observaram uma elevada alcalinidade (21.470 mg L-1 CaCO3) em um aterro da Itália. Rafizul et al. (2012) também observaram uma elevada alcalinidade (10.000 mg CaCO3 L-1) na fase inicial de degradação dos RSU e uma diminuição ao longo do tempo em experimentos com lisímetros. Na fase II houve uma tendência de redução da alcalinidade ao longo do tempo (Figura 5).
Figura 5: Alcalinidade total e potencial redox no lixiviado da célula experimental
O potencial redox apresentou uma ampla variação ao longo do tempo de monitoramento do lixiviado da célula experimental (Figura 5). Na fase I, houve uma diminuição nos valores do potencial redox. Segundo Qasin & Chiang (1994), essa redução nos valores do potencial redox reflete uma transformação no grau de estabilização dos resíduos, ou seja, essas diminuições dos valores observados podem ser um indício da transformação da fase anaeróbia ácida para metanogênica. Tatsi e Zouboulis (2002) observaram que o potencial redox de um lixiviado 'fresco' foi negativo (-22,6 mV) e um lixiviado estabilizado apresentou um potencial redox positivo (154 mV),
confirmando que ao longo do tempo ocorre um aumento nos valores de potencial redox, como observado neste trabalho.
A demanda bioquímica de oxigênio (DBO) apresentou valores superiores a 25.000 mg O2 L-1 na fase I (Figura 6). Isso corrobora com os diversos autores que afirmam que o lixiviado jovem apresenta uma maior biodegradabilidade e são passíveis de tratamento biológico. Os valores observados para DBO na primeira fase estão dentro da faixa para lixiviado na fase acidogênica de 4.000 até 40.000 mg O2 L-1 (EHRIG, 1983). No início da fase II os valores de DBO começaram a cair até se estabilizarem próximo aos 200 mg O2 L-1. A DQO foi superior a 50.000 mg O2 L-1 na fase I (Figura 6). Na fase ácida de biodegradação dos RSU, a DQO pode estar entre 6000 até 60.000 mg O2 L-1 (EHRIG, 1989). A maior concentração de DQO foi de 77.924 mg O2 L-1 no sexagésimo oitavo dia de monitoramento da célula experimental. Essa elevada DQO na fase I pode estar correlacionada com a composição do RSU de Campinas no qual foi observado um percentual de 42,8% de matéria orgânica (MIGUEL et al., 2016). No aterro Santa Bárbara em Campinas a DQO máxima foi de 100.000 mg O2 L-1 no início de operação (Lima, 1988 apud Souto 2009).
O lixiviado da célula experimental apresentou uma biodegradabilidade (DBO/DQO) de 0,62 na fase I e próximo a 0,1 na fase 2, confirmando a redução da biodegradabilidade do lixiviado ao longo do tempo. Contudo, o estabelecimento da biodegradabilidade com base somente nos parâmetros DBO e DQO pode conduzir a uma interpretação errônea. O lixiviado do aterro da cidade de Apulia na Itália apresentou uma biodegradabilidade (DBO/DQO) igual 0,15 e o tratamento biológico exibiu uma eficiência de remoção de DQO de aproximadamente 50% (IACONI et al., 2011). Assim essa relação para a determinação da biodegradabilidade deve ser usada somente como um parâmetro inicial.
Figura 6: Demanda química de oxigênio (DQO) e demanda bioquímica de oxigênio (DBO) no lixiviado da célula experimental
O lixiviado da célula experimental passou da fase acidogênica para a fase metanogênica no final da fase I devido ao aumento do pH e redução da matéria orgânica. Em outro aterro na cidade de Campinas a transição da fase ácida para a metanogênica ocorreu em 155 dias de monitoramento (LIMA, 1988 apud Souto, 2009). Para um lixiviado de um aterro chinês as características de estabilidade somente foram observadas após um ano operação (CHEN, 1996). Esse baixo tempo na transformação do lixiviado produzido na célula experimental mostra certas peculiaridades dos aterros brasileiros. A biodegradação dos RSU é dependente das condições ambientais como temperatura e umidade (EHRIG, 1983). Os resíduos brasileiros de uma maneira geral apresentam um elevado percentual de matéria orgânica e umidade, assim a biodegradação pode ocorrer facilmente.
Houve uma intensa lixiviação de ferro no lixiviado de célula experimental na fase I (Figura 7). Esses valores estão acima do permitido pela resolução 430 de 2011 (Tabela 3) (Brasil, 2011). Com o aumento do pH na fase II, a concentração de ferro diminui no lixiviado devido à sua precipitação na forma de hidróxido. A concentração de Fe no lixiviado foi maior na fase ácida (EHRIG, 1983), corroborando com os dados observados nessa pesquisa. Em outros trabalhos, a concentração de Fe no lixiviado também foi elevada. No aterro de Riyadh na Arábia Saudita a concentração de Fe no
lixiviado foi de aproximadamente 167 mg L-1 com um pH médio de 6,21 (Al-WABEL et al., 2011). No aterro Khmet'yevo na Rússia a concentração de Fe foi elevada em duas épocas abril e junho de 2002 com as respectivas concentrações 170,2 e 79,2 mg L-1 (KALYUZHNY e GLADCHENKO, 2004).
Figura 7: Concentração de Fe e Mg no lixiviado da célula experimental
Tabela 3: Parâmetros para lançamentos de efluentes
Parâmetros Inorgânicos Valores máximos (mg L-1) Cádmio total 0,2 Chumbo total 0,5 Cobre dissolvido 1,0 Ferro dissolvido 15,0 Manganês dissolvido 1,0 Níquel total 2,0 Zinco total 5,0 Cromo (+3) 1,0 Cromo (+6) 0,1 Fonte: BRASIL (2011)
Quando foi comparada a concentração de ferro em lixiviado de diferentes fases, "jovem" e estabilizado, foi observado uma maior concentração de ferro no lixiviado jovem (TATSI e ZOUBOLULIS, 2002; FAUZIAH et al., 2013). Na fase I a concentração
média de ferro foi de 247,1 mg L-1 e 3,56 mg L-1 na fase II. Fauziah et al. (2013) encontraram uma concentração de Fe em lixiviado jovem de 97,7 mg L-1. Na Malásia a concentração máxima permitida de Ferro é de 5,0 mg L-1 (AZIZ et al., 2010), sendo essa legislação mais restritiva que a legislação no Brasil.
A presença de Fe no lixiviado da célula experimental pode estar ligada ao solo utilizado na camada de cobertura, pois na caracterização dos resíduos sólidos de Campinas a presença de materiais metálicos foi baixa, (1,2%) (MIGUEL et al., 2016). A presença de ferro no lixiviado de aterro sanitário pode estar associado a materiais da construção civil, materiais elétricos, tintas e pigmentos (AZIZ et al., 2004).
A concentração de magnésio foi elevada na fase I e até 350 dias na fase II (Figura 7) A concentração média de magnésio na fase I foi de 1279 mg L-1 e na fase II 634 mg L-1. Os compostos inorgânicos que apresentaram maiores concentrações no lixiviado da célula experimental foram respectivamente Ca e Mg. A concentração de Ca foi maior na fase I quando o pH era ácido (Figura 8). Esses elementos não apresentam restrições para lançamentos em um corpo hídrico. No entanto pode causar problemas na água de abastecimento, causando o fenômeno conhecido como "água dura". O cálcio apresentou uma elevada concentração neste trabalho (Figura 8). A elevada concentração de cálcio no lixiviado pode estar ligada a presença de materiais da construção civil como gesso e cimento no RSU de Campinas. A porcentagem de resíduos da construção civil nos RSU dispostos na célula experimental foi de 1,9% (MIGUEL et al., 2016).
Figura 8: Concentração de Ca e Cd no lixiviado da célula experimental
A concentração média de cádmio em todo o período analisado foi de 0,21 mg L-1 e ficou acima do permitido segundo a legislação brasileira (Tabela 3) em sete ensaios. Essa alta concentração de Cd foi observado na transição da fase I para a fase II (Figura 8). Na determinação de metais em um lixiviado de aterro influenciado por clima mediterrâneo, Tatsi e Zouboulis (2002) encontraram uma concentração de Cd elevada (1,0 mg L-1). Boumechhnour et al. (2013) observaram uma concentração de Cd de 1,70 mg L-1 no lixiviado do aterro Ouled Fayet, Argel capital da Argélia. O limite de lançamento de Cd no efluente nos trabalhos de Tatsi e Zomboulis (2002) e Boumechhnour et al. (2013) são respectivamente 0,5 mg L-1 e 0,2 mg L-1. No lixiviado do aterro sanitário de Isfahan, Teerã, a concentração de Cd e Ni foram respectivamente 2,5 e 4,6 mg L-1 (MORIJI et al., 2016). Segundo Bassoi & Guazelli (2004) o Cd pode ser liberado no ambiente por diversas fontes como queima de combustível fóssil, pigmentos, soldas, lubrificantes, equipamentos eletrônicos e baterias.
Nas primeiras amostragens, as concentrações de Mn e Pb ficaram abaixo do limite de detecção do aparelho (Figura 9). No entanto na transição da fase I para a fase II houve uma lixiviação intensa de ambos elementos. Esses valores estão acima do permitido para esses elementos segundo a Conama n° 430 de 2011, (Tabela 3). No aterro Norte de Porto Alegre (RS) o Mn também apresentou uma elevada concentração, 20,5
mg L-1 como valor máximo (KUAJARA et al., 1997). Em outro aterro sanitário no Brasil, BORTOLOTTO et al (2009) observaram uma elevada concentração de Mn (20,17 mg L- 1) e Fe (62,8 mg L-1) no lixiviado do aterro sanitário de Santa Catarina. Em dois aterros com idades diferentes um com cinco e outro com vinte anos de operação, Zhang et al., (2013) encontraram uma concentração de Pb no lixiviado de 11,39 mg L-1 e 4,56 mg L-1, respectivamente. Tsarpali et al. (2012) monitoraram um aterro sob condições de clima semiárido na Grécia durante um ano, com análise a cada dois meses, e foi possível observar uma concentração de Pb acima do permitido (1,0 mg L-1) nos meses de junho (2,046 mg L-1), agosto (1,88 mg L-1), outubro (2,9 mg L-1) e dezembro (1,52 mg L-1). Castrillón et al (2010) observaram uma grande concentração de Zn (2,96 mg L-1) no ano de 1990 e Pb (1,18 mg L-1) no ano de 1989 no lixiviado do aterro central da cidade de Astúrias na Espanha. Nas amostragens subsequentes a concentração desses metais diminui no lixiviado (CASTRILLÓN et al., 2010).
Na fase II as concentrações de Mn e Pb foram baixas no lixiviado da célula experimental. Segundo Kjeldsen et al (2002), a lixiviação de Ca, Fe, Mg e Mn é baixa na fase metanogênica pois a matéria orgânica dissolvida baixa e o pH elevado aumenta os mecanismos de sorção e precipitação de metais, corroborando com os valores encontrados nesse trabalho.
Figura 9: Concentração de Mn e Pb no lixiviado da célula experimental
O cromo é um metal que apresenta uma toxicidade elevada. A carga desse metal altera a sua toxicidade e consequentemente o padrão de lançamento no corpo receptor. Para lançamento em um corpo hídrico a concentração máxima desse metal no efluente são Cr 6+ (0,1 mg L-1) e Cr3+ (1,0 mg L-1). Nessa tese não foi realizado a determinação desse metal no lixiviado. No entanto a sua presença em lixiviado já foi determinada em outros trabalhos. Chaudhari e Murthy (2010) encontraram uma concentração de cromo de 1,06 mg L-1 em um lixiviado de um aterro da Índia.
As concentrações de níquel (Ni) e cobre (Cu), diferente dos outros metais, apresentaram concentrações máximas na fase II (Figura 10). A presença de Ni e Cd no lixiviado da célula experimental pode estar correlacionada com a disposição inadequada de baterias de níquel e cádmio (NiCd). Esse tipo de bateria apresenta uma vida útil pequena (JARUP, 2003). Na avaliação de metais em dois lisímetros com e sem recirculação foi observado uma concentração de Ni de 4,5 e 6,7 mg L-1 respectivamente no início do experimento (BILGILI et al., 2007).
Figura 10: Concentração de Cu e Ni no lixiviado da célula experimental
A concentração de Cu e Ni apresentaram valores acima do permitido para lançamento em um corpo hídrico segundo a resolução Conama n° 430 (Tabela 3). O lixiviado do aterro sanitário Deir El-Balah na Palestina, faixa de Gaza, apresentou uma concentração de 4,63 mg L-1 de Ni (HILLES et al., 2015). Em um aterro na parte central da Itália foi observada uma concentração de Cu e Zn acima do permitido (TIGINI et al., 2014). As concentrações de Cu e Zn foram de 0,6 mg L-1 e 0,66 mg L-1 e o permitido por esse país é de 0,1 mg L-1 e 0,5 mg L-1 para Cu e Zn (TIGINI et al., 2014).
O zinco e o cobalto também apresentaram uma intensa lixiviação na fase II (Figura 11). A concentração de zinco ficou acima do permitido somente em duas amostragens na fase II, 6,55 e 6,21 mg L-1. No lixiviado do aterro que recebe os RSU de Ribeirão Preto (SP) os metais encontrados em maiores concentrações foram Pb (2,08 mg L-1) e Zn (8,43 mg L-1), respectivamente (CELERE et al., 2007). Zhang et al. (2013) encontraram concentrações de Zn para os aterros X (17,21 mg L-1), S (532,5 mg L-1) e N (1331,25 mg L-1) na China.
Figura 11: Concentração de Zn e Co no lixiviado da célula experimental
O monitoramento do lixiviado serve como um indicador da disposição inadequada de resíduos sólidos perigosos (SLACK et al., 2005). Ao longo do monitoramento foi observada uma concentração elevada de Cd, Ni e Pb possivelmente pelo descarte inadequado de resíduos perigosos no resíduo sólido domiciliar. Slack et al (2005) apresentam diversos produtos perigosos que estão presentes no ambiente doméstico e são descartados com o resíduo domiciliar: tintas, inseticidas, óleos, remédios, produtos eletrônicos, pilhas e baterias.
No Brasil, o resíduo de comércio, oficinas mecânicas e pequenas indústrias, em pequenas quantidades (até 120 litros), é coletado e enviado para o aterro sanitário. Assim, o resíduo sólido urbano é composto por resíduo sólido doméstico, resíduo sólidos comercial e de pequenos empreendimentos. Possivelmente o resíduo desses estabelecimentos pode ser uma fonte desses metais. Além disso, é importante observar a disposição de pilhas e baterias no Brasil. Com a publicação da Política Nacional de Resíduos Sólidos o tratamento e a disposição final de pilhas e baterias é de responsabilidade do produtor e a logística reversa foi o mecanismo encontrado para o retorno desse material ao setor de produção. No entanto, o retorno das pilhas e baterias aos fabricantes está abaixo do esperado, possivelmente por uma baixa adesão da população na entrega desses materiais nos pontos de coleta. Para evitar a entrada de resíduos perigosos no aterro sanitário são necessárias campanhas de incentivo a entrega
de pilhas e baterias em locais adequados. Na ausência dessas campanhas, o monitoramento da composição do lixiviado é essencial, para evitar o lançamento de efluente contaminado com metais nos corpos hídricos.
A caracterização físico-química do lixiviado de aterro apresentou um aspecto preliminar de suas principais características, como matéria orgânica, nitrogênio amoniacal e metais. No entanto, para propor sistemas de tratamento para o lixiviado é necessário compreender sua toxicidade e biodegradabilidade. Vários estudos utilizam como referência para biodegradabilidade a relação entre a DBO e DQO. Esses dois ensaios têm suas limitações, e assim é importante observar a biodegradabilidade com testes específicos como o de Zahn - Wellens. Observa-se na Figura 12 que a biodegradabilidade do lixiviado da célula experimental sem diluição (La) foi de aproximadamente 29 %. Com diluição do lixiviado em 25% (Lb) e 50 % (Lc) houve um aumento na biodegradabilidade para respectivamente 44 % e 52%. Possivelmente algum composto tóxico pode ter inibido o desenvolvimento dos microrganismos no ensaio de biodegradabilidade. Moraes (2005), utilizando o mesmo método, encontrou uma biodegradação de 26% em 22 dias para o lixiviado do Aterro Sanitário da Caximba, Paraná. O lixiviado do Centro de Tratamento dos Resíduos de Belo Horizonte apresentou uma biodegradabilidade de 43 % (AMARAL et al., 2009). A substância de referência utilizada foi o etilenoglicol (C2H4(OH)2) e sua degradação foi de aproximadamente 92% em 2 dias de ensaio, sendo assim considerada adequada.
Figura 12: Ensaio de biodegradabilidade do lixiviado da célula experimental La (lixiviado sem diluição), Lb (lixiviado diluído25%) e Lc (lixiviado diluído 50%)
Moravia et al. (2011) encontraram uma biodegradabilidade máxima de 46,7% e relação DBO/DQO de 0,03 para o lixiviado do Aterro Sanitário da Central de Tratamento de Resíduos Sólidos de Belo Horizonte. Vilar et al. (2011) encontram uma biodegradação máxima menor que 20% e razão DBO/DQO igual a 0,05 para o lixiviado da cidade do Porto em Portugal. A razão de DBO/DQO para o lixiviado deste trabalho foi de 0,06. Neste trabalho e nos trabalhos citados é possível observar uma discrepância entre os valores de DBO/DQO e de biodegradabilidade.
A avaliação da biodegradabilidade do lixiviado da parte nova e da parte velha em um Aterro Sanitária na Eslovênia mostrou que o lixiviado da parte velha apresentou uma biodegradabilidade maior (KALČÍKOVÁ et al., 2011), respectivamente 34% e 15%. Uma possibilidade para isso se deve ao fato que o lixiviado da parte velha foi menos tóxico (KALČÍKOVÁ et al., 2011).
Hilles et al. (2015) utilizaram um método diferente para a determinação da biodegradabilidade de lixiviado de aterro sanitário. Nesse teste um volume determinado de lixiviado, 1000 mL, foi aerado durante vários dias. Toda água perdida por evaporação foi restituída com água destilada. A fração biodegradável é dada pela diferença entre a