UNIVERSIDADE ESTADUAL DE CAMPINAS FACULDADE DE TECNOLOGIA
THAIS ALICE QUINALHA
CONDUTIVIDADE HIDRÁULICA SATURADA EM PERMEÂMETROS COMPOSTOS POR RESÍDUOS ORGÂNICOS E MISTURA DE SOLO E AREIA DESCARTADA DE FUNDIÇÃO
LIMEIRA 2019
CONDUTIVIDADE HIDRÁULICA SATURADA EM PERMEÂMETROS COMPOSTOS POR RESÍDUOS ORGÂNICOS E MISTURA DE SOLO E AREIA DESCARTADA DE FUNDIÇÃO
Dissertação apresentada à Faculdade de Tecnologia da Universidade Estadual de Campinas como parte dos requisitos exigidos para obtenção do título de Mestre em Tecnologia, na área de Ciência dos materiais.
Orientadora: Profª Drª Gisleiva Cristina dos Santos Ferreira Co-orientadora: Profª Drª Marta Siviero Guilherme Pires
ESTE TRABALHO CORRESPONDE À VERSÃO FINAL DA DISSERTAÇÃO DEFENDIDA PELA ALUNA THAIS ALICE QUINALHA, E ORIENTADA PELA PROFª DRª GISLEIVA CRISTINA DOS SANTOS FERREIRA.
LIMEIRA 2019
Biblioteca da Faculdade de Tecnologia Felipe de Souza Bueno - CRB 8/8577
Quinalha, Thais Alice,
Q42c QuiCondutividade hidráulica saturada em permeâmetros compostos por resíduos orgânicos e mistura de solo e areia descartada de fundição / Thais Alice Quinalha. – Limeira, SP : [s.n.], 2019.
QuiOrientador: Gisleiva Cristina dos Santos Ferreira.
QuiCoorientador: Marta Siviero Guilherme Pires.
QuiDissertação (mestrado) – Universidade Estadual de Campinas, Faculdade
de Tecnologia.
Qui1. Lixiviação. 2. Solos - Permeabilidade. 3. Aterro sanitário. I. Ferreira, Gisleiva Cristina dos Santos, 1975-. II. Pires, Marta Siviero Guilherme, 1969-. III. Universidade Estadual de Campinas. Faculdade de Tecnologia. IV. Título.
Informações para Biblioteca Digital
Título em outro idioma: Saturated hydraulic conductivity in permeamets composed of
organic waste and soil mix and waste foundry sand
Palavras-chave em inglês:
Leaching
Soil permeability Sanitary landfills
Área de concentração: Ciência dos Materiais Titulação: Mestra em Tecnologia
Banca examinadora:
Gisleiva Cristina dos Santos Ferreira [Orientador] Renata Lima Moretto
Cassiana Maria Reganhan Coneglian
Data de defesa: 21-02-2019
Programa de Pós-Graduação: Tecnologia
Identificação e informações acadêmicas do(a) aluno(a) - ORCID do autor: https://orcid.org/0000-0003-4008-7676
- Currículo Lattes do autor: http://lattes.cnpq.br/7546273077079170
FOLHA DE APROVAÇÃO
Abaixo se apresentam os membros da comissão julgadora da sessão pública de defesa de dissertação para o título de mestre em Tecnologia na área de concentração de ciência dos materiais, a que submeteu a aluna Thais Alice Quinalha, em 21 de fevereiro de 2019 na Faculdade de Tecnologia- FT/ UNICAMP, em Limeira/SP.
Prof. (a). Dr (a) Gisleiva Cristina dos Santos Ferreira
Presidente da Comissão Julgadora
Prof. (a). Dr (a) Renata Lima Moretto
Universidade São Francisco
Profa. Dra. Cassiana Maria Reganhan Coneglian
Faculdade de Tecnologia UNICAMP
Ata da defesa, assinada pelos membros da Comissão Examinadora, consta no SIGA/Sistema de Fluxo de Dissertação/Tese e na Secretaria de Pós Graduação da FT.
Dada a problemática ambiental atual, sabe-se da importância da redução da geração de resíduos sólidos, fato que exige ações de gestão adequadas à Política Nacional de Resíduos Sólidos. Neste sentido verifica-se a necessidade da reutilização dos resíduos sólidos. A areia descartada de fundição (ADF), proveniente da indústria de fundição, é um tipo de resíduo que apresenta potencial para ser aplicado como matéria-prima na construção civil. Entre as diversas aplicações destaca-se a estabilização granulométrica de solos argilosos para obras geotécnicas, por exemplo, a utilização da ADF como material componente da cobertura diária de resíduos sólidos urbanos em aterros sanitários. Portanto, o objetivo desta pesquisa foi determinar a interferência da ADF na condutividade hidráulica saturada de um sistema composto por resíduos orgânicos e mistura de solo + ADF. Para entender as variações da condutividade hidráulica ao longo do tempo, determinou-se as características físico químicas do sistema e do lixiviado, as quais foram comparadas com os dados obtidos em um sistema composto por resíduos orgânicos e solo argiloso (sistema referência). Os resultados indicaram que a ADF não inferiu alterações nos valores de condutividade hidráulica saturada (ksat), quando comparados àqueles obtidos no
sistema referência. A NBR 13896 (1997) estabelece valores de k ≤ 10-6cm·s-1, logo
este parâmetro não foi atendido, entretanto, deve-se destacar que os valores citados são indicados para as camadas de fundo, porém o foco desta pesquisa foi as camadas intermediárias. Portanto, os resultados desta pesquisa evidenciam a funcionalidade da ADF em aterros sanitários, reduzindo os impactos ambientais oriundos da indústria de fundição.
Given the current environmental problem, we know the importance of reducing the generation of solid waste, requiring management actions appropriate to the National Solid Waste Policy. In this sense, there is a need to reuse solid wastes.The Waste Foundry Sand (WFS), from the foundry industry, is a type of waste that has the potential to be applied as raw material in construction. Among the several applications, it is worth highlighting the granulometric stabilization of clayey soils for geotechnical works, for example, the use of WFS as a component of the daily coverage of municipal solid waste in landfills. Therefore, the objective of this research was to determine the interference of the WFS in the saturated hydraulic conductivity of a system composed of organic residues and soil mixtures + WFS. To understand the variations of the hydraulic conductivity over time, the physicochemical characteristics of the system and the leachate were determined, which were compared with the data obtained in a system composed by organic residues and clay soil (reference system). The results indicated that the WFS did not infer alterations in the values of saturated hydraulic conductivity (ksat), when compared to those obtained in the reference system. The NBR 13896 (1997) establishes values of k ≤ 10-6 cm · s-1, so this parameter was not met, however, it should be noted that the values cited are indicated for the background layers, but the focus of this research was the intermediate layers Therefore, the results of this research evidence the functionality of the WFS in landfills, reducing the environmental impacts of the foundry industry.
FIGURA 1 – Quantidade de areia descartada de fundição em diferentes
países. ... 16
FIGURA 2 – Cascas de bananas, antes e depois de picadas ... 37
FIGURA 3 – Cascas de laranjas, antes e depois de picadas ... 37
FIGURA 4 – Cascas de mamões, antes e depois de picadas ... 37
FIGURA 5 – Cascas de melões, antes e depois de picadas ... 37
FIGURA 6 - Cascas de frutas picadas e misturadas ... 38
FIGURA 7 – Representação esquemática dos sistemas utilizados nas etapas experimentais ... 40
FIGURA 8 – Foto obtida “in loco” dos sistemas utilizados nas etapas experimentais ...40
FIGURA 9 – Permeâmetro 1 (P1) com sono ... 42
FIGURA 10 – Permeâmetro 2 (P2) com mistura de 30%solo+70% ADF (P2) ... 42
FIGURA 11 – Fluxograma do monitoramento dos sistemas ... 43
FIGURA 12 – Coleta de lixiviado ... 45
FIGURA 13 – Amostra semi indeformada referente ao sistema P1 ... 47
FIGURA 14 – Amostra semi indeformada referente ao sistema P2 ... 47
FIGURA 15 – Resultado da análise de Difração de Raios X (DRX) realizada na amostra de solo argiloso utilizado nesta pesquisa ... 48
FIGURA 16 – Difratograma da amostra de mistura de 30%solo+70%ADF ... 49
FIGURA 17 – Imagem obtida pelo microscópio eletrônico de varredura MEV (50 μm) ...51
FIGURA 18 – Imagem obtida pelo microscópio eletrônico de varredura MEV (100 μm) ...51
FIGURA 19 – Imagem obtida pelo microscópio eletrônico de varredura MEV (200 μm) ...51
FIGURA 20 – Imagem obtida pelo microscópio eletrônico de varredura MEV (500 μm) ...51
FIGURA 21 – Resultados de condutividade hidráulica saturada: permeâmetros P1 e P2 ...57
FIGURA 23 – Comparação dos resultados de pH obtidos na 1ª fase de operação com
a literatura ... 60
FIGURA 24 – Resultados de alcalinidade total (AT) obtidos nas amostras de lixiviados
obtidas na primeira fase de monitoramento dos sistemas P1 e P2 ... 61
FIGURA 25 – Comparação dos resultados de alcalinidade obtidos na 1ª fase de
operação com a literatura ... 62
FIGURA 26 – Resultados de ácidos orgânicos voláteis (AOV) obtidos na 1ª fase de
operação ... 63
FIGURA 27 – Comparação dos resultados de ácidos orgânicos voláteis obtidos na 1
fase de operação com a literatura ... 64
FIGURA 28 – Resultados de nitrogênio amoniacal para L1 e L2 obtidos na 1ª fase de
operação ... 65
FIGURA 29 – Comparação dos resultados de nitrogênio amoniacal obtidos na 1ª fase
de operação com a literatura ... 66
FIGURA 30 – Resultados de demanda química de oxigênio (DQO) obtidos na 1ª fase
de operação ... 67
FIGURA 31 – Comparação dos resultados de DQO obtidos na 1ª fase de operação
com a literatura ... 68
FIGURA 32 – Resultados de potencial redox obtidos na 1ª fase de operação ... 69 FIGURA 33 – Comparação dos resultados de potencial redox obtidos na 1ª fase de
operação com a literatura ... 70
FIGURA 34 – Resultados de condutividade elétrica obtidos na primeira fase de
operação ... 71
FIGURA 35 – Comparação dos resultados de condutividade elétrica obtidos na 1ª fase
de operação com a literatura ... 72
FIGURA 36 – Resultados de pH para 2ª fase de operação dos lixiviados L1 e L2 ... 74 FIGURA 37 – Comparação dos resultados de pH obtidos na 2ª fase com a literatura
...75
FIGURA 38 – Resultados de alcalinidade obtidos na 2ª fase de operação para os
lixiviados L1 e L2 ... 76
FIGURA 39 – Comparação dos resultados de alcalinidade obtidos na 2ª fase de
operação com a literatura ... 77
FIGURA 41 – Comparação dos resultados de AOV obtidos na 2ª fase de operação
com a literatura ... 79
FIGURA 42 – Resultados de nitrogênio amoniacal obtidos na 2ª fase de operação 80 FIGURA 43 – Comparação dos resultados de nitrogênio amoniacal obtidos na 2ª fase
de operação com a literatura ... 81
FIGURA 44 – Resultados de demanda química de oxigênio obtidos na 2ª fase de
operação ... 82
FIGURA 45 – Comparação dos resultados de DQO obtidos na 2ª fase de operação
com a literatura ... 83
FIGURA 46 – Resultados de potencial redox obtidos na 2ª fase de operação 84 FIGURA 47 – Comparação dos resultados de potencial redox obtidos na 2ª fase de
operação ... 85
FIGURA 48 – Resultados de condutividade elétrica obtidos na 2ª fase de operação
...86
FIGURA 49 – Comparação dos resultados de condutividade elétrica obtidos na 2ª fase
LISTA DE TABELAS
TABELA 1 - Fases de degradação dos RSU em aterros sanitários ... 24 TABELA 2 - Valores de pH relacionados à fase de biodegradação ... 31 TABELA 3 - Resultados dos ensaios da Classificação Ambiental, conforme
requisitos da ABNT NBR 10004:2004, obtidos para a amostra de ADF e mistura de 30%solo+70%ADF ... 36
TABELA 4 – Dados para montagem das camadas de solo do Permeâmetro de
referência (P1) e Permeâmetro com mistura de 30% solo + 70% ADF ... 41
TABELA 5 – Análises químicas e respectivas metodologias aplicadas durante o
monitoramento e caracterização dos lixiviados obtidos dos dois sistemas ... 46
TABELA 6 – Composição Química da ADF e solo utilizados nesta pesquisa obtidos
por meio da análise de Fluorescência de raio X (FRX) ... 50
TABELA 7 – Resultados de massa específica e limites de consistência do solo e
ADF ... 52
TABELA 8 – Índices físicos para solo e mistura de solo+ADF ... 53 TABELA 9 – Resultados de Teor de umidade e massa específica aparente seca dos
resíduos orgânicos ... 54
TABELA 10 – Resultados de condutividade hidráulica saturada: permeâmetros P1 e
P2 ... 56
TABELA 11 – Resultados máximos e mínimos dos parâmetros físico químicos
LISTA DE EQUAÇÕES
EQUAÇÃO 1 - Lei de Darcy ... 22
EQUAÇÃO 2 – Teor de umidade ... 37
EQUAÇÃO 3 – Massa específica aparente ... 37
1 INTRODUÇÃO... 13
2 OBJETIVOS ... 15
3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ... 16
3.1 Indústria de fundição ... 16
3.2 Areia descartada de fundição ... 18
3.3 Uso da ADF em aterros sanitários ... 19
3.4 Condutividade hidráulica ... 22
3.5 Decomposição dos resíduos sólidos e geração de lixiviados em aterros sanitários24 3.6 Fases de biodegradação dos RSU ... 28
3.7 Análises físico químicas para caracterização de lixiviados ... 30
4 MATEIRAIS E MÉTODOS ... 33
4.1 Materiais ... 34
4.1.1 Solo ... ...34
4.1.2 Areia Descartada de Fundição (ADF) e mistura de solo+ADF ... 35
4.1.3 Resíduos Orgânicos ... 37
4.2 Métodos ... 38
4.2.1 ETAPA 1 – Montagem dos sistemas ... 38
4.2.1.1 Difração de Raios X (DRX) e Fluorescência de Raio X (FRX) ... 43
4.2.2 ETAPA 2 – Monitoramento dos sistemas ... 43
4.2.2.1 Análises físico químicas dos lixiviados ... 44
4.2.2.2 Caracterização física ... 46
5 RESULTADOS E DISCUSSÕES ... 48
5.1 Difração de Raios X (DRX) e Fluorescência de Raio X (FRX) ... 48
5.2 Caracterização Física ... 52
5.3 Índices Físicos Iniciais ... 53
5.4 Caracterização Dos Resíduos Orgânicos... 54
5.5 Resultados da condutividade hidráulica saturada (kSAT) ... 55
5.6 Resultados das análises físico químicas realizadas nas amostras de lixiviado ... 58
5.6.1 Resultados das análises físico químicas da primeira fase realizadas nas amostras de lixiviado ... 58
5.6.2 Segunda Fase de operação ... 73
6 CONCLUSÕES ... 89
1 INTRODUÇÃO
Considerando a Política Nacional de Resíduos Sólidos e a necessidade do desenvolvimento sustentável, é imprescindível repensar os sistemas produtivos de forma a gerar menos resíduos e rejeitos. Entretanto, há situações que tal geração é compulsória, o que infere aos setores produtivos e à própria sociedade promover reutilização funcional dos resíduos.
Dentre os principais setores produtivos e geradores de resíduos sólidos, destacam-se as indústrias de fundição, que utilizam areia quartzosa como molde de peças metálicas. Mas este material, após alguns ciclos de utilização, perde suas características iniciais e é descartado em aterros sanitários próprios ou particulares, sendo identificado como um resíduo sólido (areia descartada de fundição - ADF) (ABIFA, 2014; BNDES, 2011).
Com este cenário, alguns pesquisadores identificaram que este resíduo pode ser aproveitado em outros setores produtivos, por exemplo, na construção civil. Tais estudos envolveram aplicações em matrizes cimentícias (artefatos de concreto, argamassas e concretos) e obras geotécnicas (base para tubulações, pavimentação, barragens e aterros sanitários) (DOMINGUES et al., 2018; OLIVEIRA, 2016; DOMINGUES e FERREIRA, 2015).
Sobre as aplicações geotécnicas, destaca-se a possibilidade de utilização da ADF como material de cobertura das camadas de resíduos sólidos dispostas diariamente em aterros sanitários. Este tipo de aplicação é muito promissor devido ao volume de material necessário para a cobertura diária destes resíduos, compatível com o volume de ADF gerado. Além disso, o resíduo ADF já é depositado em aterros sanitários, o que torna este material funcional dentro da estrutura de um aterro sanitário, trazendo economia em relação ao transporte. Isso poderia ocorrer porque o resíduo se tornaria um material funcional dentro da estrutura de um aterro sanitário, havendo economias principalmente em relação ao transporte.
Entretanto, para tal aplicação é imprescindível atentar-se às leis e normas de construção e operação dos aterros sanitários, bem como aos princípios da engenharia geotécnica. Um dos principais parâmetros que devem ser considerados durante a vida útil de um aterro é a condutividade hidráulica dos materiais que o compõem e do maciço como um todo, devido a percolação de líquidos dentro do maciço e formação dos lixiviados (chorume).
Sendo assim este trabalho determinou a interferência da ADF na condutividade hidráulica saturada dos sistemas compostos por camadas de resíduos orgânicos e mistura de solo + areia descartada de fundição para verificar a viabilidade da aplicação deste resíduo como camada de coberturas intermediárias de resíduos sólidos urbanos em aterros sanitários. Também foram realizadas análises físico químicas que auxiliaram no entendimento da variação da condutividade hidráulica ao longo do tempo de monitoramento.
2 OBJETIVOS
O objetivo principal desta pesquisa foi determinar a interferência da ADF na a condutividade hidráulica saturada do sistema composto por camadas de resíduos orgânicos e de mistura de solo+70%ADF denominado P2.
Objetivos Secundários
a) Determinar a influência da mistura de solo+70%ADF em relação às propriedades hidráulicas, físicas, químicas do sistema P2, comparando- as àquelas obtidas no sistema denominado P1 (composto por camadas de resíduos orgânicos e de solo);
b) Determinar os principais parâmetros físico químicos dos lixiviados gerados e percolados pelos dois sistemas (P1 e P2), para auxiliar no entendimento da variação da condutividade hidráulica do sistema em função do tempo de operação;
c) Verificar viabilidade de estabilização do solo para ser utilizado como cobertura intermediária de resíduos sólidos em aterros sanitários.
3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
3.1 Indústria de fundição
A indústria de fundição é fundamental para a economia brasileira e mundial, setor responsável por aproximadamente 60 mil empregos diretos, o que gera renda e desenvolvimento para diversos países (CASOTTI et a.., 2011). Quase 85% da produção mundial de fundidos está concentrada em 10 países conforme observado na Figura 1 (CASOTTI et al., 2011).
FIGURA 1 – Quantidade de areia descartada de fundição em diferentes países
Fonte: AFS, 2014.
O processo de fundição iniciou-se desde 10.000 anos A.C., quando, provavelmente, o cobre foi o primeiro metal a ser fundido devido ao seu baixo ponto de fusão. No Brasil, a fundição teve início no período da imigração devido a necessidade de confecção de instrumentos de trabalho utilizados na lavoura. Em seguida, as oficinas metalúrgicas brasileiras surgiram em função das construções das primeiras ferrovias e portos (BETHELL, 2002).
O processo de fundição se intensificou com a indústria automobilística e construção de Brasília na década de 50, ganhando papel importante no
desenvolvimento do Brasil. Na década de 70 devido aos altos investimentos em infraestrutura, a produção de fundidos aumentou de 700 mil toneladas para 1,8 milhão de toneladas em 10 anos (CASOTTI et al. 2011).
De forma técnica, a fundição pode ser definida como fundir e refinar os insumos metálicos e despejá-los, seja por gravidade, vácuo, centrifugação ou pressão, em moldes, obtendo-se então peças metálicas brutas (SILVA e GIL, 2009). Todo o processo pode ser resumido nas seguintes etapas: modelar, moldar, obter aglomerados de areia e resina (macharia), fundir, vazar, desmoldar e rebarbar (SCHEUNEMANN, 2005; COUTINHO NETO, 2004).
As indústrias de fundição utilizam em seus processos materiais reciclados, principalmente sucatas, mas por outro lado geram vários tipos de resíduos que podem apresentar impactos ambientais, por exemplo, as escórias, areia de moldagem e particulados em suspensão (FAGUNDES et al., 2009; DANTAS, 2003). Segundo CASOTTI et al. (2011) os processos de fundição podem ser definidos em função das características das peças que serão moldadas.
Os moldes não metálicos utilizam areia quartzosa durante os processos de fundição de metais, para a confecção dos moldes e peças machos, classificados como “areia verde” ou ligadas quimicamente, quando recebem adição de resinas. O processo areia verde utiliza basicamente sílica e bentonita (tipo de argila) como ligante. Este material é mantido no processo até não apresentar alterações granulométricas e/ou instabilidade dimensional devido a exposição às altas temperaturas, além de não conter elementos voláteis e apresentar pH dentro da faixa dos ligantes adicionados (SCHEUNEMANN, 2005).
O resíduo proveniente do processo chamado “areia verde” geralmente é classificado como II-A (não perigoso e não inerte) conforme ABNT NBR 10004/2004. Já as areias que recebem adições para obter características específicas como maleabilidade, coesão, resistência à compressão e tração e permeabilidade são denominadas areias ligadas quimicamente. Tais adições podem ser inorgânicas (cimento Portland, argila), orgânicas (resinas) mistas ou catalisadoras (SOARES et
al., 2010). Geralmente, o processo cujo molde leva areias ligadas quimicamente é
3.2 Areia descartada de fundição
Após alguns ciclos de utilização, dependendo das propriedades, quantidade, tipo de aglutinantes e aditivos inseridos, a areia perde suas características iniciais, sendo inutilizada para o processo de fundição. Assim, deve ser descartada corretamente em aterros sanitários, sendo identificada como areia descartada de fundição (ADF) (ABIFA, 2014; BNDES, 2011). Tal resíduo pode ser recuperado, retornando-o ao sistema produtivo, o que consiste em devolver à ADF suas características iniciais. Entretanto, são necessários estudos para verificar a viabilidade econômica para a recuperação do resíduo. Sendo assim, a utilização da ADF em outros setores produtivos apresenta maior facilidade, por exemplo, na construção civil (ALVES, 2012). Tais aplicações podem ser em matrizes cimentícias, misturas asfálticas e estabilização de solos para camadas estruturais de pavimentos e para cobertura de resíduos sólidos em aterros sanitários.
Quando os lotes de ADF são oriundos de processos sem adição de resinas (areia verde), podem ser classificados como II-A (resíduo não perigoso e não inerte) conforme ABNT NBR 10004/2004, o que também facilita a utilização deste tipo de ADF devido riscos mínimos de contaminação do ambiente. No Brasil são geradas 3 milhões de toneladas anuais de areia descartada de fundição (ABIFA, 2014; AFS, 2014). No âmbito internacional se destacam a China, EUA e Índia, que geram 45,5; 12,5 e 10 milhões de toneladas por ano de ADF, respectivamente, conforme pode ser observado na Figura 1 (AFS, 2014).
A utilização da ADF como matéria-prima de outros setores produtivos está de acordo com as exigências da Política Nacional de Resíduos Sólidos (BRASIL, 2010). A gestão compartilhada dos resíduos, preconizada por esta política, exige procedimentos de reutilização, reciclagem e disposição final ambientalmente adequada. Além disso, indica a adoção, desenvolvimento e aprimoramento de tecnologias limpas para minimizar impactos ambientais.
Pesquisadores verificaram que a ADF é um tipo de resíduo sólido que pode ser aplicado em diversos setores produtivos, principalmente na construção civil (OLIVEIRA, 2016; DOMINGUES E FERREIRA, 2015; FERREIRA et al., 2014; KLINSKY et al., 2014; MASTELLA et al., 2014; BRANDÃO, 2011; COUTINHO NETO, 2004; BONIN, 1995).
como agregado miúdo em matrizes cimentícias (PINTO, 2013; SIDDIQUE e DHANOA, 2013; COSTA et al., 2011). Assim como pesquisas relacionadas à sua aplicação em misturas asfálticas e na estabilização de solos para camadas estruturais de pavimentos e para cobertura de resíduos em aterros sanitários (NABHANI et al., 2013; KLINSKY et al., 2012; KLINSKY E FABRI, 2008; BAKIS et al., 2006; GUNEY et al., 2006 E KIRK, 1998).
Entre as principais aplicações já estudadas, destaca-se a estabilização de solos com ADF para a utilização como cobertura de resíduos em aterros sanitários. Este tipo de aplicação é interessante haja vista que a ADF já é disponibilizada em aterros sanitários, além do grande volume descartado deste resíduo. As justificativas para este tipo de aplicação vão desde a funcionalidade atribuída ao resíduo até o aumento da vida útil dos aterros sanitários (CACIATORI et al., 2017; FERREIRA et al., 2014; DAYTON et al., 2009; MGANGIRA, 2006). Mas para validar esta proposta, vale ressaltar que a viabilidade depende de parâmetros técnicos, ambientais e econômicos.
Parâmetros a serem considerados para validação do emprego da ADF como material para cobertura de resíduos sólidos em aterros sanitários podem ser observados nas normas brasileiras regulamentadoras, tais como NBR 15702/2009 e NBR 15984/2011. A NBR15702/2009 traz diretrizes para aplicação da ADF em asfalto e em aterros sanitários e a NBR15984/2011 estabelece procedimentos quanto ao processamento, armazenamento e destinação da areia descartada de fundição.
3.3 Uso da ADF em aterros sanitários
Segundo a ABNT NBR 8419 (1996), que trata sobre apresentação de projetos de aterros sanitários e, aterro sanitário é:
Técnica de disposição de resíduos sólidos urbanos no solo, sem causar danos à saúde pública e à sua segurança, minimizando os impactos ambientais, método este que utiliza princípios de engenharia para confinar os resíduos sólidos à menor área possível e reduzi-los ao menor volume permissível, cobrindo-os com uma camada de terra na conclusão de cada jornada de trabalho, ou em intervalos menores, se necessário (ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS, 1996 p. 1).
Além disso, a área destinada ao aterro sanitário deve ser escolhida segundo fatores ambientais, físicos e sobre a estimativa da vida útil de operação (IPT/CEMPRE,
2010; FERREIRA, 2010; BOSCOV, 2008). Os projetos e operação dos aterros sanitários devem ser desenvolvidos com o objetivo principal de controlar emissão de contaminantes e impedir possíveis contaminações da água e do solo (BOSCOV, 2008). No entanto em alguns países não há um sistema para coleta do lixiviado ou para impedir que este contamine a água e o solo (KUMAR e ALAPPAT, 2005). Este tipo de estrutura geotécnica deve abranger critérios técnicos da engenharia (hidráulica, estabilidade, resistência mecânica) com controle ambiental (VAN, 2007).
A concentração das pessoas nas áreas urbanas resultou em aumento de 10 vezes na quantidade de Resíduos Sólidos Urbanos (RSU) gerados (HOORNWEG e BHADA-TADA, 2013). Estima-se que até 2025 a produção global de RSU atinja 2,2 bilhões de toneladas por ano (HOORNWEG BHADA-TADA, 2012). Há uma estimativa de que cada pessoa, em diferentes partes do mundo, produza de 0,5 a 4,5 kg de RSU por dia (BAKARE et al., 2005). Considerando esta quantidade crítica e que os aterros sanitários são, na maioria das vezes, o principal destino dos RSU, é necessário que estes apresentem gestão eficiente, considerando técnicas vigentes. Outro aspecto importante em um aterro sanitário é que este seja sustentável, para tal, pode-se, entre outras medidas, reutilizar materiais para as camadas de coberturas intermediárias, poupando extração de recurso natural (solo).
A utilização de ADF, oriunda do processo areia verde, como material para coberturas mostrou-se satisfatória de acordo com algumas pesquisas já realizadas (DOMINGUES e FERREIRA, 2015; QUISSINI, 2014). Diariamente, ou em intervalos menores, conforme demanda do aterro, após a disposição dos resíduos, estes recebem coberturas intermediárias. Tal ação evita o contato dos resíduos com meio ambiente, impede vetores e minimiza a percolação da água da chuva no maciço. As coberturas intermediárias são necessárias para evitar vetores e espalhamento da parte leve do resíduo pelo vento, bem como para diminuir a geração de odores (BOSCOV, 2008). A cobertura também tem a função de isolar os resíduos do meio ambiente, controlar entrada e saída de gases e limitar a quantidade de água a ser infiltrada no maciço, proporcionando um controle do volume de lixiviados (BOSCOV, 2008; DANTAS, 2007).
Necessita-se de grande volume de material para cobertura, podendo ser empregado solos ou outros materiais disponíveis no aterro sanitário ou proximidades. Atualmente, há uma tendência em utilizar resíduos dispostos no próprio aterro, evitando extração de recursos naturais, consequentemente, aumentando a vida útil
dos aterros.
Frente a esta tendência, considerando vantagens econômicas e ambientais, a areia descartada de fundição (ADF) pode ser aplicada em aterros sanitários como matéria prima para a cobertura dos resíduos sólidos, e por então fazer parte do aterro sanitário é necessário que seu emprego atenda normas que regulamentam o projeto, operação e monitoramento dos aterros sanitários (AFS, 2014; NBR 15984/2011; NBR 15702/2009; CETESB 152/2007; USEPA 542-F-03- 015:2003; ABNT NBR13896/1997 AFS, 1991), as quais visam a segurança, vida útil e bom funcionamento.
Uma condição importante para a aplicação da ADF como cobertura de resíduos é a sua classificação ambiental, segundo a ABNT NBR 10004 (2004). Além de estar em conformidade com os parâmetros citados pela norma deve-se salientar que há a necessidade de obedecer aos critérios dispostos pelos órgãos ambientais de cada estado.
No estado de São Paulo deve-se atender aos requisitos da CETESB (Companhia Ambiental do Estado de São Paulo) definidos em alguns documentos. A decisão 152/2007/C/E dispõe sobre os procedimentos para gerenciamento de areia descartada de fundição e o procedimento técnico CETESB/L5.228 (2001) traz o método de ensaio para o teste de toxicidade aguda utilizando a bactéria Spirillum
volutans. Em relação à aplicação desse resíduo em aterros sanitários têm-se o estudo
de Ganjian et al. (2004), que obtiveram resultados satisfatórios quanto a permeabilidade e resistência mecânica durante análises sobre a aplicação de misturas de ADF+solo para formação de barreiras de aterros de resíduos sólidos. A aplicação de misturas de solo+ADF como cobertura diária promove melhor recirculação do chorume (FIORE et al., 2014; GOMES et al. (2007).
A aplicação de ADF em coberturas intermediárias de resíduos sólidos em aterros sanitários traz vantagens ambientais uma vez que promove redução de extração de matéria prima, agregando valor a um resíduo que ao invés de ser descartado passa a ser parte funcional do aterro sanitário. Traz também vantagens econômicas e sociais, pois diminui custos com transportes, gera emprego, uma vez que há necessidade de mão de obra especializada para caracterização da ADF bem como para estabilização do solo e aplicação da mistura na cobertura de resíduos em aterros sanitários.
coberturas intermediárias de resíduos sólidos urbanos em aterros sanitários é a condutividade hidráulica deste material, uma vez que influencia na estabilidade do aterro sanitário.
3.4 Condutividade hidráulica
Os solos apresentam diversas propriedades, dentre elas está a permeabilidade que é medida pelo coeficiente de permeabilidade (k), também chamada de condutividade hidráulica. Este parâmetro, importante para o estudo da percolação da água no solo, pode ser obtido pela Lei de Darcy (Equação 1).
EQUAÇÃO 1 - Lei de Darcy
Onde:
k
Q
i
A
k = Coeficiente de permeabilidade ou condutividade hidráulica (L/T) Q = Vazão (L³/T)
i = gradiente hidráulico
A = Área da seção transversal do permeâmetro (L²)
A condutividade hidráulica saturada expressa o quão permeável é ou não o maciço, sendo que quanto maior seu valor maior a quantidade de água que passará pelos vazios. Há diversos fatores que o influenciam, como o índice de vazios, a porosidade e a forma como os grãos de solos estão dispostos (compacidade e microestrutura). Quando o maciço não está saturado, isto é, quando ainda há bolhas de ar nos vazios, estes se comportam como obstáculos para o fluxo da água, diminuindo o coeficiente de permeabilidade. Isto depende do peso específico e da viscosidade, que varia com a temperatura (PINTO, 2000).
A condutividade hidráulica do material a ser utilizado, seja para construção ou operação do aterro sanitário, deve ser parâmetro importante a ser considerado para a escolha, especialmente quanto ao material que será utilizado para coberturas de resíduos sólidos. Tal parâmetro influencia na estabilidade do aterro, uma vez que a presença de água diminui a resistência do material.
imprescindível considerar a condutividade hidráulica do material utilizado para construção e operação (REDDY et al., 2009). Para Bortolazzo (2010) é importante que o material de cobertura de resíduos apresente baixa condutividade hidráulica, diminuindo a geração de lixiviados e aumentando a estabilidade do aterro sanitário.
Ao estudar o fluxo de água em coberturas de aterros sanitários, Souza et
al. (2015) concluíram que a condutividade hidráulica influencia diretamente os
processos hidrológicos do aterro sanitário. Além disso, a permeabilidade ou condutividade hidráulica dos RSU também influenciam no desempenho do aterro sanitário e, consequentemente, na estabilidade e assentamento (MIGUEL et a.., 2018; QUISSINI, 2014).
Segundo as normas NBR 13896 (1997) e USEPA 542-5-03-015 (2003) o material empregado na construção das coberturas de fundo e cobertura de aterro sanitário devem apresentar baixo coeficiente de permeabilidade (máximo de 10-6cm∙s- 1). A ocorrência de recalques (deslocamentos verticais) quando a altura e volume do
maciço são modificados ocorre devido a decomposição dos resíduos sólidos (DAI PRÁ, 2018; DENARDIN, 2013). Esta decomposição, em conjunto com a umidade própria dos resíduos e de águas de chuvas que percolam pelo maciço, formam o lixiviado ou chorume (ALVES E BERTOLO, 2012; FERREIRA, 2010; GUTIERREZ, 2010; RENOU et al., 2008; BIDONE, 2007; PEDROSO, 2007; MORAVIA, 2007; CARVALHO et al., 2006; KJELDSEN et al., 2002; LIEHR et al., 2000; LO, 1996).
A definição do lixiviado, segundo ABNT NBR 15849 (2010) é “líquido resultante da infiltração de águas pluviais no maciço de resíduos, da umidade dos resíduos e da água de constituição de resíduos orgânicos liberada durante sua decomposição no corpo do aterro sanitário”. Entretanto, não há especificações definidas para a condutividade hidráulica (k) das coberturas diárias ou intermediárias, que apresentam as funções de evitar a proliferação de vetores e controlar a geração e fluxo do lixiviado produzido durante a operação e monitoramento dos aterros (PIMENTEL, 2012).
As funções principais das camadas de coberturas diárias ou intermediárias são diminuir infiltração da água da chuva no maciço, evitar espalhamento dos RSU pelo vento, auxiliar na minimização da emanação de odores, impedir contato de aves e vetores, além de facilitar o acesso de veículos e minimizar o impacto visual (PIMENTEL, 2012). A impermeabilização de tais camadas pode gerar bolsões de lixiviado e desestabilizar o maciço de RSU, podendo até ocasionar rupturas. Logo, tais
camadas não devem ser tão impermeáveis como a camada de fundo, porém, devem apresentar condutividade hidráulica que permita a percolação do lixiviado e da água da chuva que infiltrou pelo maciço.
3.5 Decomposição dos resíduos sólidos e geração de lixiviados em aterros sanitários
O material geralmente empregado para coberturas intermediárias de resíduos sólidos em aterros sanitários, o solo, é a principal fonte de micro-organismos que decompõem biologicamente a parte biodegradável do resíduo sólido (SAWAMURA et al., 2010; PEDROSO, 2007). A presença de micro-organismos é responsável pela biodegradação dos resíduos sólidos em um aterro sanitário devido aos processos biológicos aeróbios e, predominantemente, anaeróbios, uma vez que há pouco ou nenhum oxigênio no interior do maciço (TADA et al., 2013). Logo a combinação de processos físico químicos, químicos e biológicos degradam os RSU no interior dos aterros sanitários (ALVES e BERTOLLO, 2012). As fases de degradação para RSU podem ser observadas na Figura 2.
TABELA 1 - Fases de degradação dos RSU em aterros sanitários
1ª FASE (Fase Inicial) 2ª FASE (Fase de Transição) 3ª FASE (Formação ácida) 4ª FASE (Fermentação Metanogênica) 5ª FASE (Maturação Final)
Aterramento dos resíduos nas células e início do acúmulo de umidade; Capacidade de retenção em água dos resíduos é ultrapassada e inicia-se a formação de lixiviados; Os ácidos graxos voláteis (AGVs) se tornam preponderantes nos lixiviados; Produtos intermediários que aparecem na fase ácida são transformados em metano e dióxido de carbono em excesso; Estabilização dos componentes orgânicos disponíveis; Compactação inicial dos resíduos e fechamento das células do aterro; Passagem de condições aeróbias para anaeróbias. O aceptor de elétron passa do O2 para os nitratos e sulfatos; Diminuição do pH se produz com mobilização e possível complexação de espécies metálicas; Crescimento do pH a valores mais elevados, controlado pela capacidade tampão do sistema; Concentração de nutrientes inicialmente elevados se tornam limitantes; Detecção das primeiras mudanças dos diferentes parâmetros de degradação dos resíduos. Concentrações de metabólitos intermediários (AGVs) surgem nos lixiviados; Consumo de N2 e fósforo (P) para o crescimento dos micro- organismos; Potencial de óxido- redução se encontra em valores baixos e consumo importante de nutrientes; Produção de gases entra em queda acentuada e, em seguida, cessa; Tendências perceptíveis de instalação de condições redutoras no meio Detecção de H2 e influência na natureza dos produtos intermediários formados Fenômenos de complexação e precipitação de metais continuam a ocorrer; O2 e espécies oxidadas reaparecem lentamente e um aumento do potencial redox é observado; Carga orgânica dos lixiviados decresce e a produção de gases aumenta proporcionalmente. Matérias orgânicas resistentes a biodegradação são convertidas em moléculas como ácidos húmicos.
Fonte: Brito Filho, 2005.
O processo se inicia com os micro-organismos aeróbios e alta liberação de calor (bactérias fermentativas). Devido à escassez do oxigênio nesta etapa, inicia-se a decomposição pelas bactérias acetogênicas, que por meio da hidrólise, convertem o material orgânico particulado em dissolvido (SIMÕES e CATAPRETA, 2013). Na fase
fermentativa há redução do pH e geração de amônia, já na fase acetogênica os compostos orgânicos são consumidos pelos organismos que não necessitam de oxigênio, com isto há aumento do pH e consumo de ácidos orgânicos voláteis.
Para melhorar a biodegradação dos RSU são indicadas algumas medidas como a compactação, controle de umidade, temperatura e pH. Além disso, adotar a recirculação do lixiviado (REINHART et al., 2002; VALENCIA et al., 2009; WARITH, 2002). O lixiviado, proveniente da decomposição dos resíduos sólidos é um efluente com alto potencial de contaminação, principalmente pela presença de material orgânico e metais pesados (LUO et al., 2015; LA FARRE, 2008; BARROS, 2004;), o qual exige caracterização, armazenamento e tratamentos específicos (ALVAREZ- VAZQUEZ et al., 2004).
O volume e qualidade do lixiviado (chorume) dependem das condições climáticas (temperatura, pluviosidade e evapotranspiração), juntamente com o líquido resultante da biodegradação da matéria orgânica (IPT/CEMPRE, 2000). Como exemplo, pode-se citar a compactação dos resíduos sólidos, que diminui o seu volume e a migração de líquidos pelo maciço, resultando na redução do volume de lixiviado. A geração do lixiviado também depende da umidade dos resíduos dispostos e da interação entre líquidos presentes no maciço e no ambiente externo (FLECK, 2003). Com isso verifica-se que o principal fator de influência na geração do lixiviado é o clima, ou seja, as altas temperaturas aceleram o processo de biodegradação e as precipitações pluviométricas (infiltração, escoamento superficial e evapotranspiração) contribuem com a interação entre o líquido presente no maciço e a água do ambiente externo (FERREIRA, 2010; BIDONE, 2007).
Considerando os problemas que o lixiviado pode trazer ao ambiente em relação às contaminações (água e solo) e prejuízos à saúde pública, os aterros sanitários devem ser projetados e operados com objetivo de reduzir ao máximo a formação deste passivo ambiental, bem como a emissão de gases poluentes provenientes do processo de decomposição dos resíduos sólidos dispostos (FIORE
et al., 2014; GIBBONS et al., 2014; HOLDEN e NASH, 2014; MIGUEL et al., 2012;
BOSCOV, 2008; GOMES et al., 2007 E RUSSO, 2005;).
Portanto, o monitoramento dos lixiviados é muito importante, pois pode trazer informações sobre a estabilização dos resíduos e possíveis contaminações. O comportamento do lixiviado é variável ao longo do tempo e sua caracterização pode prever tal variabilidade (LANGE et al., 2006). O tratamento convencional ex-situ de
lixiviado de aterros sanitários abrange tecnologias aeróbias e anaeróbias bem como precipitação química e/ou oxidação (ALVAREZ-VAZQUEZ et al., 2004).
Além disso, o controle de drenagem dos lixiviados influencia diretamente nas pressões neutras e estabilidade geotécnica do maciço. Os monitoramentos geotécnicos, ou seja, o controle dos recalques, deslocamentos horizontais e controle da vazão de lixiviados são importantes para garantir a estabilidade do aterro e vida útil estimada (BOSCOV, 2008).
Os recalques são os principais problemas na operação dos aterros sanitários, pois interferem no volume e podem danificar a cobertura final e sistema de drenagem (JUCÁ, 2003 e MOREDA, 2000). Para estudar recalques em aterros sanitários utilizam-se parâmetros da geotecnia convencional (índice de vazios, altura das camadas, coeficiente de adensamento). Entretanto, estes parâmetros não são suficientes para explicar as particularidades que ocorrem em aterros sanitários, principalmente devido à biodegradação (JUCÁ 2003).
Segundo Paschoalin Filho (2002), muitos fatores podem interferir na estabilidade dos taludes de aterros sanitários (variações de pressão, compactação dos resíduos após disposição, teor de umidade e permeabilidade). A condutividade hidráulica ou permeabilidade das coberturas intermediárias e final influenciam diretamente na vazão e velocidade de transporte de fluidos pelo maciço. Em conjunto está o teor de umidade dos resíduos, que influencia na sua decomposição e no transporte de nutrientes pelo maciço, possibilitando o crescimento de micro- organismos (QUISSINI, 2014).
Segundo Andrade (2016) há outros fatores indiretos que podem interferir nos processos de recalque em aterros sanitários com a composição gravimétrica do maciço, que varia em função do perfil socioeconômico e cultural da população do município ou região que utiliza aquele aterro sanitário. Portanto, tais diferenças resultam na necessidade de monitoramentos distintos para cada situação.
Dentre os RSU dispostos nos aterros sanitários, o material orgânico é o primeiro a se decompor, gerando gases e líquidos que serão lixiviados pelo maciço (CALLE, 2007; SILVEIRA, 2004). O processo de degradação da matéria orgânica pode ser aeróbio ou anaeróbio, ou seja, com formação de gases e lixiviados (RAGHAB, MEGUID e HEGAZI, 2013; MAMEDE, 2013; CAMARGO, 2012; DILLENBURG, 2006; CINTRA, 2003). O tempo de cada processo será determinado por diferentes fatores como o teor de umidade e grau de compactação das camadas do aterro (BOSCOV,
2008; CALLE, 2007; OLIVEIRA, 2002; MARQUES, 2001). Entretanto, as fases de degradação dos aterros variam muito, não apresentando um período específico que identifique cada uma delas. Para identificar em qual fase um aterro se encontra é necessário avaliar parâmetros referentes ao seu lixiviado, ou seja, conhecer as características físico químicas deste líquido, que variam ao longo da vida útil dos aterros sanitários (BHALLA et al., 2012; SLOMCZYNSKA e SLOMCZYNSKI, 2004).
A composição do lixiviado permite classificar o aterro sanitário em novo ou estabilizado, considerando, entre outros, a relação entre DBO e DQO. Quando esta relação é >0,5 o lixiviado é classificado como novo, pois há alta concentração de material orgânico que ainda não foi degradado. Mas quando este valor for <0,5, o lixiviado está estabilizado, isto é, parte da matéria orgânica já foi decomposta (KJELDSEN et al., 2002). Ge et al. (2016) obtiveram relação DBO/DQO de 0,41 a 0,16 para biorreatores, indicando que aqueles cuja relação foi menor que 0,2 já estão estabilizados.
Portanto, durante análises experimentais “in loco” ou em protótipos representativos de um aterro sanitário, é necessário definir um cronograma de coleta de amostras do lixiviado, representativas de cada fase de degradação dos resíduos (O’DONNELL et al., 2018).
O estudo do processo de biodegradação de resíduos sólidos no aterro sanitário (em campo) gera dados inconsistentes devido aos fatores interferentes, que muitas vezes não são controláveis (WANG et al. 2013). Com isto, várias pesquisas nesta área acabam por serem realizadas em escala experimental ou de protótipos (FEI et al., 2016).
Várias pesquisas já foram desenvolvidas com o objetivo de estudar tais processos de forma mais rápida, utilizando protótipos e técnicas que aceleram estes processos de biodegradação, chamados de biorreatores ou reatores (MIGUEL et al., 2018; CONTRERA et al., 2014; BENATTI et al., 2014; JIE et al., 2013; MORTATTI et
al., 2013; REDDY et al., 2009; POWRIE et al., 2008; LEITE, 2008; GOMES et al.,
2007; POWRIE et al., 2005 e DURMUSOGLU et al., 2006).
3.6 Fases de biodegradação dos RSU
Fase I – Aeróbia: Fase inicial, nesta é feita a disposição, aterramento e compactação dos resíduos, a umidade é acumulada (BRITO FILHO, 2005). Há presença de oxigênio logo, a degradação ocorre em condições aeróbias (CASTILHOS, 2006). Há aumento da temperatura, e o oxigênio é rapidamente consumido gerando CO2 (KJELDSEN et al., 2002). O período desta fase é de
apenas alguns dias, uma vez que o RSU é coberto diariamente ou intervalos menores, conforme necessidades do aterro sanitário, com isso o oxigênio é extinto rapidamente (KJELDSEN et al., 2010).
Fase II – Fase de transição: Início da formação do lixiviado, cerca de 70% do volume de lixiviado é gerado nesta fase, pois, a capacidade de retenção em água das RSU é ultrapassada. Apresentando ácidos orgânicos voláteis (AOV), pH ≤5 e valores de DBO e DQO elevados (BRENNAN et al., 2016 e AUDIBERT, 2011). Esta fase identifica a transição da fase aeróbia para a fase anaeróbia, ocorrendo variações no potencial de oxirredução (-150 a – 300Mv). Também ocorre redistribuição de nutrientes e micro-organismos pelo maciço devido a circulação da água presente nos vazios (KJELDSEN et al., 2002).
Fase III – Formação ácida: A degradação do resíduo orgânico ocorre na hidrólise (BAREITHER et al., 2013). Há formação dos ácidos orgânicos voláteis pela hidrólise e fermentação, como o pH é ácido e o lixiviado é quimicamente agressivo e os compostos passam a ter maior solubilidade (KJELDSEN et al., 2002). Esta fase apresenta altas concentrações de CO2. Os ácidos presentes no lixiviado
sofrem dissolução com isto há aumento dos parâmetros DQO, DBO e condutividade elétrica. Há consumo de N2 e fosforo para crescimento dos
microrganismos. Para CHRISTENSEN et al. (2001) e MORAIS, 2005 a razão de biodegradabilidade (DBO/DQO) dos lixiviados de aterros sanitários são semelhantes aos valores encontrados para esgotos provenientes de municípios. Esta relação, segundo KJELDSEN et al. (2002), é acima de 0,4.
Fase IV – Fermentação metanogênica: Formação de gases que acarreta em grande perda de material orgânico, nesta fase o período de atividade biológica é mais intenso. Os valores de DBO caem devido ao fato de os ácidos voláteis serem consumidos. A condutividade elétrica e DQO também decaem. A carga orgânica dos lixiviados decresce, há aumento na produção de gases (BRITO FILHO, 2005), as taxas de metano se intensificam (EL FADEL et al., 2002; CHRISTENSEN et al., 2001). Os compostos recalcitrantes, de difícil degradação, ainda estão presentes
no resíduo. Os ácidos orgânicos voláteis controlam pH, a faixa ideal deste para que ocorra a metanogênese é de 6,8 a 7,2 (WARITH, 2002). Para FEI et al. (2016) a saturação dos RSU elimina nutrientes que são necessários para atividade microbiana, e esta prática, bem como a recirculação de percolado aceleram o início da fase metanogênica, o que causa rápida biodegradação dos RSU e gera metano. Para Luo et al. (2013) baixos valores de pH também inibem a capacidade de micro- organismos metanogênicos.
Fase V – Maturação final: Estabilização da atividade biológica, pois, os nutrientes que antes eram abundantes se tornam limitados (BRITO FILHO, 2005). Ocorre depois que a matéria orgânica é convertida em CH4 e CO2 com o aumento no
potencial de oxirredução devido aos agentes oxidantes. Ácidos húmicos estão presentes nos lixiviados uma vez que as matérias orgânicas são convertidas. A produção de gases diminui e, em seguida cessa. O2 reaparece e pode haver
aumento do potencial redox.
A Figura 2 permite melhor entendimento das fases de degradação dos RSU. O aterro sanitário continua a produzir lixiviado por cerca de 50 anos após receber RSU (KJELDSEN et al., 2002), porém, com cor mais escura e odor menos desagradável. O processo de degradação pode ser acelerado durante a fase operacional do aterro sanitário.
3.7 Análises físico químicas para caracterização de lixiviados
As análises físico químicas são métodos utilizados na caracterização do lixiviado que podem trazer informações que possibilitam identificar em qual fase de biodegradação, em relação ao tempo, o resíduo está (ANGELIDAKI et al., 2004). Os principais parâmetros envolvidos nestas análises são o pH, alcalinidade, temperatura e presença de materiais orgânicos. MORTATTI (2013) e SOUZA (2005) relacionaram as análises físico químicas com as fases de biodegradação em função do tempo e identificaram as etapas acidogênica e acetogênica da biodegradação das amostras de resíduos sólidos urbanos que estudaram.
O pH é um dos parâmetros mais utilizados pelos pesquisadores para qualificar a fase de biodegradação que os resíduos de um aterro sanitário estão. A Tabela 1 apresenta valores de pH obtidos em diversos trabalhos sobre o mesmo tema,
relacionados às fases de biodegradação.
TABELA 2 - Valores de pH relacionados à fase de biodegradação
pH Fase de
biodegradação
Local Autor
6,9 a 8,2 Fermentação metanogênica
Bauru (Brasil) Segato et al. (2000) 8 Fase metanogênica Wysieka (Polônia) Kulikowska e Klimuk
(2008) 5,5 a 6 Fase ácida Campinas (Brasil) Benatti et al. (2014) 5 e 5,6 Fase ácida Campinas (Brasil) Mortatti (2013)
5,9 Fase ácida Paulínia (Brasil) Gomes et al. (2018)
Para MAHAPRATA (2011), a acidez do lixiviado pode ser explicada pela presença dos ácidos carbônico, húmico, fúlvido e outros ácidos orgânicos. Já a presença de bactérias fermentadoras de ácidos pode contribuir para a redução do pH (SILVA et al., 2015). Portanto, lixiviados identificados como alcalino podem indicar que houve estabilização dos resíduos do aterro (JORSTAD et al., 2004). Benatti et al. (2013) e MORTATTI (2013) obtiveram pH na faixa de 5,5 a 6, considerando a mesma idade de resíduos sólidos (80 dias), enquanto GOMES et al. (2018) obtiveram pH na faixa de 5,9 a 7, para lixiviado proveniente de uma célula experimental de aterro sanitário da região de Paulínia, SP.
A alcalinidade é resultado da presença de bicarbonatos, hidróxidos e carbonatos (METCALF e EDDY, 2003). Representa a capacidade de neutralização dos ácidos presentes por meio dos íons, com isto evita-se grandes variações de pH. O valor de alcalinidade permite saber se há presença de amônia, pois esta aumenta alcalinidade do lixiviado de aterros sanitários estando presente na forma de bicarbonato de amônio (CONTRERA, 2008). As condições ácido-base devem estar em equilíbrio para biodegradação da matéria orgânica, permitindo que os micro- organismos exerçam suas funções. Os processos de biodegradação da matéria orgânica produzem bicarbonato, este é o principal elemento da alcalinidade (MAHAPATRA, 2011).
alcalinidade é 750 a 7100 mgL-1 (SOUTO e POVINELLI, 2007). O lixiviado de uma
célula experimental de aterro sanitário com resíduos sólidos recém confinados, cerca de 80 dias apresentou alcalinidade entre 12475 e 12225,5 mgL-1 (BENATTI et al.,
2013). Considerando a mesma idade de confinamento, GOMES et al. (2018) obteve alcalinidade na faixa de 14000 mg CaCO3L-1 e Mortatti (2013) apresentou valores
menores para lixiviado obtido em permeâmetro composto por RSU confinados (entre 4491 a 3742 mg CaCO3L-1).
A elevada atividade biológica converte nitrogênio orgânico em nitrogênio amoniacal, a amônia é liberada dos RSU (KJELDSEN et al., 2010), sendo um importante indicador de contaminação presente no chorume, identificado pelo odor desagradável deste líquido (GIORDANO et al., 2002). Segundo Mukherjee et al. (2015), o componente mais tóxico do lixiviado é o nitrogênio na forma amoniacal, pois não é consumido pelos micro-organismos presentes neste líquido. A lixiviação é o mecanismo capaz de diminuir a quantidade de amônia (KJELDSEN et at., 2010).
A condutividade elétrica do lixiviado permite entender sobre as fases em que a matéria orgânica é estabilizada, pode variar com a temperatura ou tem, substâncias dissolvidas em meio aquoso. Pode estar associada às fases do aterro sanitário (POHLAND; HARPER, 1986). Para Maus; Costa e Righes (2009) o aumento da condutividade elétrica está relacionado ao fato da matéria orgânica estar mineralizada, ou seja a matéria orgânica passou a ser inorgânica aumentando a concentração de íons. Tal parâmetro está relacionado ao pH, pois em meio ácido os compostos inorgânicos sofrem maior dissolução. Já o aumento do pH diminui a condutividade elétrica do lixiviado, uma vez que solubilidade dos compostos diminui.
A Demanda Química de Oxigênio (DQO) é a quantidade necessária de oxigênio para oxidar quimicamente determinadas substâncias (SOUZA, 2005). Permite determinar a quantidade de matéria orgânica que está presente no lixiviado, porém não difere matéria orgânica biodegradável da inerte. A composição da DQO em lixiviados é em função do tempo de disposição dos resíduos, quanto mais tempo disposto menor será a DQO (ZIYANG et al., 2009). A evolução do processo de digestão anaeróbia dos resíduos sólidos também contribui para diminuição nos valores de DQO (CONTRERA et al., 2014). As faixas mais prováveis de DQO para lixiviados provenientes de aterros sanitários são de 190 a 22300 mgO2/L, enquanto a DQO máxima é 80000
mgO2/L (SOUTO e POVINELLI, 2007).
os micro-organismos gastam para degradar os compostos carbonatos e nitrogenados (ZANCHETTA, 2005; NASCIMENTO FILHO e MUHLEN, 2001). Com o consumo da matéria orgânica de fácil degradação logo após aterramento dos resíduos sólidos urbanos, a DBO tende a diminuir com passar do tempo de operação do aterro sanitário. Quando os resíduos estão na fase metanogênica, restam apenas ácidos fúlvicos e húmicos, difíceis de serem degradados, com isto a DBO diminui em um ritmo maior quando comparada a DQO (BARLAZ e HAM, 1993).
As variáveis DBO e DQO indicam a biodegradabilidade do lixiviado, este possui elevados valores destas variáveis. Altos valores da DBO indicam grande quantidade de matéria orgânica e atividade biológica alta. O potencial redox indica a facilidade com que substrato pode ser oxidado, a presença de oxigênio contribui para seu aumento. Para KJELDSEN et al. (2002) e Barlaz et al. (2002) um aterro estabilizado deve apresentar lixiviados com valores de DBO e relação DBO/DQO respectivamente menor que 100 mgL-1 e abaixo de 0,1. Embora sejam indicadores insuficientes, são fortes
indicadores de que o aterro sanitário está estabilizado ou tendendo a isto.
Bhatt et al. (2017) estudaram diversos reatores com diferentes teores de resíduos distintos e aqueles com resíduos alimentares apresentaram maiores concentrações de DBO e DQO, dado que tal resíduo é o componente mais biodegradável.
A biodegradabilidade se refere à facilidade ou não de degradação do composto, quanto maior a biodegradabilidade, mais rápido é o processo de degradação de tal material. A temperatura interfere no processo de biodegradação, sabe-se que temperatura ideal para os micro-organismos é entre 30ºC e 50ºC, porém, a degradação pode ocorrer também entre 15ºC e 65ºC (THIELE e ZEIKUS, 1988). A razão DBO/DQO é indicativo da biodegradabilidade do lixiviado, que varia com o tempo (HAMADA, 1997). Pode indicar a fase de decomposição e quanto mais alta essa razão, maior a biodegradabilidade do efluente, porém se baixa, os micro-organismos não foram capazes de consumir os compostos ali presentes (SOUTO, 2009).
Estes parâmetros são importantes para caracterização físico química do lixiviado, proporcionando informações importantes quanto a biodegradação e são utilizados por diversos autores. As interações físico químicas de lixiviados de RSU não interferiram na condutividade hidráulica de misturas de silte e bentonita compactadas (FRANCISCA e GLATSTEIN, 2010).
cidade de Ibadan na Nigéria em períodos chuvosos e secos por meio das análises físicos químicas já citadas. A partir destes resultados, os autores concluíram que os lixiviados apresentaram maiores concentrações de poluentes nos períodos chuvosos, quando comparados aos períodos com menor precipitação de chuvas.
O potencial de oxirredução (Eh) indica a presença ou ausência de oxigênio (APHA / WWA / WEF, 2005). Além disso, este parâmetro pode qualificar a solubilidade das substâncias presentes do lixiviado, ou seja, quando o Eh diminui, indica que as substâncias insolúveis passaram a ser solúveis.
4 MATEIRAIS E MÉTODOS
Para o desenvolvimento dessa pesquisa, utilizou-se um sistema composto por dois permeâmetros:
Permeâmetro (P1): composto por camadas de resíduos orgânicos (cascas e restos de frutas) e solo;
Permeâmetro (P2): composto por camadas de resíduos orgânicos e misturas de solo+ADF.
Os dois sistemas foram confeccionados com o objetivo de avaliar e comparar os dois materiais utilizados como cobertura dos resíduos orgânicos (solo e mistura de solo+ADF) quanto a condutividade hidráulica e qualidade do lixiviado gerado. Ambos os sistemas foram saturados com água por meio de um reservatório acoplado acima deles, cuja configuração pode ser observada no Tópico 2.1 (Figuras 7 e 8). Importante ressaltar que o sistema funcionou por um período aproximado de 11 meses e o monitoramento dos parâmetros do lixiviado e da condutividade hidráulica se deram por 10 meses.
4.1 Materiais
4.1.1 Solo
A amostra de solo utilizado nas misturas com ADF, obtido no campus da Faculdade de Tecnologia da Unicamp, foi classificado como laterítico argiloso. Este
solo foi definido devido a sua utilização em diversas pesquisas realizadas pelo Grupo de Pesquisa que este trabalho está inserido. Além disso, apresenta características granulares propicias para uso como material de cobertura de RSU em aterros sanitários, necessitando apenas de estabilização granulométrica (RUSSO, 2005; SOARES et al. 2010; BOSCOV, 2008; PRIM, 2003).
Após compactação do solo (Ensaio Proctor Normal), obteve-se os valores de massa específica aparente seca máxima (ρdmax= 1,58g/cm³) e umidade ótima
(ωót=24,42%), conforme dados apresentados por Domingues (2015).
4.1.2 Areia Descartada de Fundição (ADF) e mistura de solo+ADF
A amostra de ADF utilizada nesta pesquisa foi fornecida por uma indústria de fundição localizada na região sul do Brasil. O lote de ADF era oriundo do processo de moldagem “areia verde” (livre de resinas orgânicas), sendo classificado como Resíduo Sólido II-A (resíduo não perigoso e não inerte), conforme ABNT NBR 10004:2004 (Tabela 2).
A mistura de solo+ADF utilizada como material de cobertura do sistema P2 (Permeâmetro composto por camadas de resíduos orgânicos e mistura de solo+DF) é composta por 30% de solo e 70% de ADF. Este teor de ADF foi definido em função do coeficiente de permeabilidade (k= 10-6 cm/s), e dos resultados obtidos pelo ensaio
de Proctor normal (massa específica aparente seca = 1,93g/cm³ e umidade ótima de 9,82%) obtidos por Domingues e Ferreira (2015). Esta mistura também foi classificada conforme NBR 10004:2004, cujos resultados estão disponíveis na Tabela 2.
TABELA 3 - Resultados dos ensaios da Classificação Ambiental, conforme requisitos da ABNT NBR 10004:2004, obtidos para a amostra de ADF e mistura de 30%solo+70%ADF
NBR 10004:2004 – Massa Bruta (mg/kg)
Parâmetros LQ* ADF Solo+70%ADF VMP** NBR
pH (Suspensão 1:1) 0-14 9,9 7,5 2,0 - 12,5
Sulfeto (como H2S) 1 <1 <1 500
Cianeto (como HCN) 0,1 <0,1 0,3 250
NBR 10005:2004 – Extrato Lixiviado (mg·L-1 )
Parâmetros LQ* ADF Solo+70% ADF VMP** NBR
Bário 0,01 1,8 0,181 70,0 Chumbo 0,01 <0,01 0,265 1,0 Cromo 0,00005 0,067 0,015 5,0 Prata 0,01 <0,01 <0,01 5,0 Selênio 0,008 <0,008 <0,008 1,0 NBR 10006:2004 – Extrato Solubilizado (mg·L-1 )
Parâmetros LQ* ADF Solo+70%ADF VMP** NBR
Cloreto 1,0 16,1 3,9 250 Nitrato (N) 0,2 1,0 0,2 10 Sulfato 1,0 57,4 48,5 250 Alumínio 0,01 0,499 1,1 0,2 Bário 0,01 0,029 <0,01 0,07 Cádmio 0,001 <0,001 <0,001 0,005 Cianeto 0,05 <0,05 <0,05 0,07 Cobre 0,005 <0,005 <0,001 2,0 Ferro 0,01 0,270 0,927 0,3 Prata 0,01 <0,01 <0,01 0,05 Sódio 0,5 52,6 34,4 200 Surfactantes (LAS) 0,1 0,17 0,52 0,5 Zinco 0,01 <0,01 0,033 5,0 Legenda:
LQ*: Limite de Quantificação da Amostra (LQ = LQM x fator de preparo da amostra x correção base seca, quando aplicável); VMP**: Valores Máximos Permitidos pela Norma ABNT NBR 10004:2004; Un. = Unidade; Qtd. = Quantidade.
4.1.3 Resíduos Orgânicos
Os resíduos utilizados para compor as camadas de resíduos orgânicos do sistema eram compostos por cascas e sobras de frutas coletadas no restaurante universitário da FT/UNICAMP por um período de 15 dias (Figuras 2 a 5). Este resíduo foi escolhido em função da facilidade de obtenção e por atender a proposta desta pesquisa, ou seja, utilizar material orgânico com fácil biodegradação. Para evitar a biodegradação antes da montagem dos sistemas P1 e P2, os resíduos ficaram armazenados em refrigerador até a obtenção da quantidade necessária, resultando em aproximadamente 38 kg de cascas e sobras de frutas.
Em seguida, os resíduos orgânicos foram picados a faca e misturados para se obter um material homogêneo (Figura 6) e foram determinados teor de umidade e massa específica aparente a partir das Equações 2 e 3. Deve-se salientar que para a determinação do teor de umidade a amostra foi mantida em estufa a 60ºC (para evitar a queima da parte sólida do resíduo) até a obtenção da massa seca constante, considerando três amostras.
EQUAÇÃO 2 – Teor de umidade
𝑀𝑤 ω =
𝑀𝑠 × 100
Onde: ω= Teor de umidade (%);𝑀𝑤= Massa da água e 𝑀𝑠= Massa seca da amostra de resíduo orgânico
EQUAÇÃO 3 – Massa específica aparente
𝑀 ρ =
𝑉
Onde ρ=Massa especifica aparente; 𝑀= Massa total da amostra de resíduo orgânico; 𝑉= Volume.
FIGURA 2 – Cascas de bananas, antes e depois de picadas
FIGURA 3 – Cascas de laranjas, antes e depois de picadas
Fonte: Autoria própria (2017). Fonte: Autoria própria (2017).
FIGURA 4 – Cascas de mamões, antes e depois de picadas
FIGURA 5 – Cascas de melões, antes e depois de picadas
FIGURA 6 – Cascas de frutas picadas e misturadas
Fonte: Autoria própria (2017).
4.2 Métodos
4.2.1 ETAPA 1 – Montagem dos sistemas
Conforme descrito anteriormente, esta pesquisa apresenta etapas experimentais desenvolvidas em dois sistemas compostos por camadas de resíduos orgânicos, solo argiloso e de mistura de 30%solo+70%ADF. Estes sistemas foram confeccionados no interior de dois permeâmetros de grandes dimensões:
Permeâmetro 1 (P1): camadas de resíduos orgânicos e solo argiloso;
Permeâmetro 2 (P2): camadas de resíduos orgânicos e mistura de 30%solo+70%ADF.
Os permeâmetros de grandes dimensões, considerados para esta pesquisa e utilizados por MORTATTI (2014), foram confeccionados em tubos de PVC de 30cm de diâmetro e foram instalados no Laboratório de Protótipos (LabPro) da Faculdade de Engenharia Civil, UNICAMP. Os acessórios utilizados para a montagem dos sistemas foram:
Base e tampa de acrílico: foram confeccionadas com material acrílico, as quais foram fixadas com anéis “O-ring” e silicone. Estes materiais foram
