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UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO GRANDE DO SUL
INSTITUTO DE PESQUISAS HIDRÁULICAS
AVALIAÇÃO DO PROCESSO DE COMPOSTAGEM DE RESÍDUOS
SÓLIDOS URBANOS
MARIZA FERNANDA POWER REIS
Orientador: Francisco R. A. Bidone
Tese submetida ao Programa de Pós-Graduação em Engenharia de Recursos
Hídricos e Saneamento Ambiental da Universidade Federal do Rio Grande do
Sul como requisito parcial para a obtenção do título de Doutor em Engenharia.
Porto Alegre, julho de 2005.
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Ao meu marido Mauro Rodrigues Reis e minha mãe Zilda
Barcelos Power pelo apoio e carinho recebidos nestes anos e
ao meu pai Guilherme Ruas Power pela saudade e certeza que
está feliz por este momento.
“Aprender é a única coisa de que a mente nunca se cansa,
nunca tem medo e nunca se arrepende”
Leonardo da Vinci
“Feliz aquele que transfere o que sabe e aprende o que
ensina”
Cora Coralina
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APRESENTAÇÃO
Este trabalho foi desenvolvido no Programa de Pós-Graduação em Engenharia de Recursos
Hídricos e Saneamento Ambiental do Instituto de Pesquisas Hidráulicas da Universidade
Federal do Rio Grande do Sul, sob orientação do Professor Franscisco Ricardo Andrade
Bidone.
Agradecimentos são devidos à Financiadora de Estudos e Projetos (FINEP) pela concessão de
recursos necessários ao desenvolvimento desta pesquisa através do Programa de Saneamento
Básico (PROSAB) e ao Departamento Municipal de Limpeza Urbana pelo apoio financeiro
em parte das análises laboratoriais, disponibilização da Unidade de Triagem e Compostagem
(UTC) e mão de obra para a montagem e operação dos experimentos.
Agradecimento especial ao meu orientador Franscisco R. A. Bidone pela contribuição valiosa
na elaboração deste trabalho, bem como pelo apoio moral e incentivador durante as fases
difícieis para conciliar a vida profissional, particular e de doutorado.
Aos professores do IPH meus agradecimentos pelos conhecimentos transmitidos durante o
curso e em especial à Professora Carmem Castro pelo apoio recebido e ao professor Gino
Roberto Gehling pela colaboração. Aos funcionários do IPH, principalmente à Mara Regina
R. Domingues, pela colaboração durante o período das análises laboratoriais, a secretária da
pós graduação Nadir Bueno Solare e bibliotecária Jussara Silva pelo apoio. Agradeço também
aos estagiários bolsistas que auxiliaram no laboratório, em especial à estagiária Danielle P. M.
dos Santos pelo interesse e participação na pesquisa.
Aos colegas do IPH, agradeço especialmente a Ane Loudes de O. Jaworouwski, Beatriz Stoll
e Luciane F. de Souza que colaboraram e apoiaram na montagem e relatórios dos
experimentos.
Agradeço o apoio do Laboratório de Solos da Agronomia da UFRGS, em especial à Luis
Antônio Silveira e Lisandra Colombo pela atenção especial nas análises dos substratos
orgânicos utilizados na pesquisa.
iii
4
Agradeço aos servidores da UTC que de alguma forma contribuiram para a elaboração deste
trabalho, em especial à Luis Carlos Romano dos Santos e Paulo Guimarães que sempre
colaboraram nas coletas e montagem dos experimentos.
Agradeço aos colegas da Divisão de Destino Final do DMLU que me apoiaram para que eu
concluísse esta pesquisa, em especial à Ana Maia, Rosa Ellwanger, Juliane Berber, Andiara,
Adriane Alves, Eduardo Fleck e Simone B. Gutkoski pelo incentivo, amizade e colaboração.
Finalmente agradeço a minha família pelo apoio de sempre, meus irmãos Sara, Luis Fernando
e João Gilberto, minha tia Nina, meu sogro Wolmir (in memorian) e principalmente a meus
filhos Marcelo e Maiara e minha querida mãe pelo amor e carinho. E como agradecimento
especial, dedico esta conquista ao meu querido marido pelo apoio, carinho, paciência e amor
dedicados ao longo destes anos.
iv
5
RESUMO
A crescente produção de resíduos sólidos urbanos e a escassez de áreas para uma
destinação final tecnicamente adequada, via implantação de aterros sanitários, faz com que
tome importância a técnica de tratamento de resíduos sólidos orgânicos através das
compostagem/vermicompostagem.
Nesta pesquisa, foi realizada a avaliação destes processos, tendo sido observadas
principalmente a influência da aeração e da umidade no desempenho destas técnicas de
tratamento, em leiras de pequenos e grandes volumes. Nos experimentos, com leiras de
pequenos volumes, realizados no IPH (Instituto de Pesquisas Hidráulicas) da UFRGS,
utilizou-se resíduos sólidos de poda (resíduos verdes, com alta concentração de carbono)
codispostos (misturados em peso) com resíduos vegetais da CEASA (Companhia Estadual de
Abastecimento Sociedade Anônima) e lodos provenientes de estações de tratamento de
esgotos sanitários. Nos experimentos, com leiras de grandes volumes, realizados na UTC –
Unidade de Triagem e Compostagem de Porto Alegre, utilizou-se resíduos orgânicos
domiciliares codispostos com os mesmos resíduos utilizados nos primeiros experimentos.
Paralelamente aos experimentos de compostagem, avaliou-se os lixiviados produzidos nos
sistemas. Na compostagem de grandes volumes, também foi observado o desempenho de
banhados construídos de fluxo subsuperficial para o tratamento desses efluentes líquidos.
Os resultados mostraram que a vermicompostagem foi mais efetiva nos resíduos
(misturas) com teores de resíduos verdes menores que 35 %, o que se justifica pela maior
concentração de resíduos de característica facilmente biodegradável e de maior palatabilidade
para os vermes. Em todos os experimentos de compostagem, verificou-se que o controle
efetivo do processo pode ser realizado através da avaliação sistemática das temperatura e
umidade das leiras. Evidenciou-se também que para regiões de clima similar ao de Porto
Alegre, com elevadas precipitações principalmente no inverno, é necessário adotar dimensões
adequadas ao sistema de compostagem “windrow” para áreas descobertas. Comprovou-se
também a necessidade de manutenção da umidade na faixa entre 50% e 70 %, inclusive com
reposição desta, mesmo na situação de inverno. A avaliação dos lixiviados da compostagem
demonstrou que, com os substratos utilizados nos experimentos, as concentrações de DBO
5
,
DQO e de outras variáveis são elevadas ao início do processo de decomposição, devido à
solubilização dos compostos orgânicos e inorgânicos presentes na matéria orgânica. Os
lixiviados da compostagem possuem baixas concentrações de condutividade, DBO
5
, NH
4
+
,
entre outros, quando comparados aos lixiviados de aterros sanitários.
O sistema de banhados construídos mostrou poder ser uma solução alternativa para
tratamento destes efluentes. Os resultados obtidos nos banhados construídos para baixas
cargas hidráulicas (1cm/d) e concentrações de DBO
5
do afluente abaixo de 150 mg/L
apontaram uma eficiência média de remoção de 52,02%. No que se refere a nitrogênio (todas
as formas), fósforo, metais, potencial redox e sólidos totais, as eficiências foram variáveis,
com melhores resultados para nitrogênio amoniacal e fósforo.
A compostagem pode ser considerada uma alternativa viável de tratamento de resíduos
orgânicos, utilizando-se o processo “windrow” com revolvimento mecânico, mesmo em
pátios descobertos em climas subtropicais. Neste caso, sugere-se que os lixiviados gerados
nos primeiros dias de compostagem (30 dias aproximandamente) sejam recirculados e o
excedente tratado em ETE. Pode-se, também, utilizar o sistema de banhados construídos
como complementação, principalmente para a remoção de nitrogênio e fósforo.
v
6
ABSTRACT
The increasing production of municipal solid wastes and the lack of technically
appropriate areas for final destination, through landfills implantation, gives a great importance
to the organic solid wastes treatment by composting/vermicomposting.
It has been made an evaluation of these process on this research, giving a special look
at the aeration and humidity influence in the performance of these treatments, in litlle and
great piles. In experiments of litle piles, made at IPH (Hydraulic Researches Institute) of
UFRGS (Federal University of Rio Grande do Sul), it has been used solid wastes of crops
(green wastes, with high concentration of carbon) codisposed (mixed in weight) with
vegetable wastes of CEASA (State Company of Supriment Anonymous Society) and sludge
of the wastewater treatment stations (WTS). In experiments of great piles, made at UTC -
Unit of the Screen and Composting of Porto Alegre, municipal organic wastes codisposed
with the same residues were used in the first experiments. Parallely to the composting
experiments, the leached produced in the systems were evaluated. In the experiments of great
piles, it was also observed constructed wetlands with subsuperface flow for the treatment of
those effluents.
The results have shown that the vermicomposting was more effective in the wastes
(mixtures) with a smaller percentage of the green wastes (approximately 35%), what is
justified easily by the major concentration of characteristic biodegradable and of better palete
for the worms. Relatively to the pilot and real scales compostig systems, it was verified that
the effective control of the process can be accomplished through the systematic evaluation of
the temperature and humidity of the piles. It was observed that in areas with a climate similar
to Porto Alegre’s, with high preciptations, mainly in winter, appropriate dimensions of the
piles are needed in discovered areas. The experiment also proved that the maintanance of the
humidity level between 50-70% is necessary, including its replacement, even in winter
situations. The evaluation of the composting leached demonstrated that, with the substracts
used in the experiments, the concentrations of and of other variables are high in the beginning
of the decomposition process, due to the solubilization of the organic and innorganic
composts present in the organic matter. The composting leached possess low concentrations
of conductivity, BDO
5
, COD, NH
4
+
and other variables, when compared to the landfills
leached.
Constructed wetlands have shown to be an alternative solution for treatment of these
effluents. The results obtained in the wetlands for low hydraulic loads (1cm/d) and
concentrations of BDO
5
of influent below 150 mg/L pointed a medium efficiency of removal
of 52,02%. In relation to nitrogen (all forms), phosphorus, metals, potential redox and total
solids, the efficiencies were variable, with better results for ammoniacal nitrogen and
phosphorus.
The composting can be considered an attractive alternative of treatment of organic
solid wastes by "windrow" process with mechanical revolvement, even in areas without cover
in subtropical climates. In this case, the leached generated during the first days (thirty days,
approximately) may be recirculated and the excess treated to a WTS. Constructed wetlands
also can be used as a additional treatment specially for nitrogen and phosphorus removal.
vi
7
SUMÁRIO
APRESENTAÇÃO..................................................................................................................iii
RESUMO...................................................................................................................................v
ABSTRACT..............................................................................................................................vi
LISTA DE TABELAS..............................................................................................................x
LISTA DE FIGURAS.............................................................................................................xii
LISTA DE ANEXOS..............................................................................................................xv
LISTA DE SIGLAS E SIMBOLOS...................................................................................xviii
1 INTRODUÇÃO...............................................................................................................................20
2 OBJETIVOS....................................................................................................................................23
2.1 OBJETIVO GERAL ...............................................................................................................23
2.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS ................................................................................................23
3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA.......................................................................................................24
3.1 PROCESSO DE COMPOSTAGEM .....................................................................................24
3.1.1 Conceituação e aspectos gerais...................................................................................... 24
3.1.2 Elementos biológicos fundamentais na compostagem................................................... 28
3.1.2.1 Bactérias............................................................................................................ 29
3.1.2.2 Fungos............................................................................................................... 31
3.1.2.3 Actinomicetos.................................................................................................... 31
3.1.3 Principais variáveis de controle do processo ................................................................. 32
3.1.3.1 Umidade ............................................................................................................ 32
3.1.3.2 Aeração ............................................................................................................. 32
3.1.3.3 Temperatura ...................................................................................................... 33
3.1.3.4 Relação carbono:nitrogênio............................................................................... 36
3.1.3.5 pH...................................................................................................................... 38
3.1.3.6 Tamanho da partícula........................................................................................ 39
3.1.4 Métodos convencionais de compostagem...................................................................... 39
3.1.4.1 Compostagem pelo sistema “windrow” ............................................................ 41
3.1.4.2 Compostagem em leiras estáticas aeradas......................................................... 45
3.1.4.3 Compostagem em reatores biológicos............................................................... 48
3.1.4.4 Vantagens e desvantagens dos sistemas............................................................ 50
3.1.5 Métodos alternativos de compostagem.......................................................................... 50
3.1.5.1 Vermicompostagem .......................................................................................... 50
3.1.6 Fontes potenciais de resíduos orgânicos ........................................................................ 54
3.1.6.1 Resíduos sólidos urbanos .................................................................................. 55
3.1.6.1.1 Resíduo sólido domiciliar ...................................................................56
3.1.6.1.2 Resíduos “Verdes”..............................................................................58
3.1.6.1.3 Lodos de esgoto ..................................................................................59
3.1.6.1.4 Resíduos provenientes de animais ......................................................60
3.1.7 Pesquisas de compostagem com misturas de resíduos sólidos urbanos......................... 61
3.1.7.1 Efeitos ambientais do processo de compostagem ............................................. 69
3.1.7.2 Efeitos de escala e clima na compostagem em região subtropical.................... 70
3.1.8 Qualidade do composto.................................................................................................. 73
3.1.8.1 Legislação ......................................................................................................... 75
3.1.8.2 Considerações sobre os contaminantes químicos e biológicos no composto.... 80
3.1.8.3 Análise do composto ......................................................................................... 87
3.1.8.3.1 Métodos rápidos para acompanhamento da maturação do composto.88
3.1.8.3.2 Métodos de laboratório para análises do composto ............................89
3.1.9 Utilização do composto.................................................................................................. 91
vii
8
3.1.9.1 Valor agrícola e comercial ................................................................................ 91
3.1.9.2 Aplicação no solo.............................................................................................. 92
3.1.9.3 Doses de composto aplicadas em solos............................................................. 93
3.1.10Compostagem: tendência mundial e nacional................................................................ 96
3.2 TRATAMENTO DO LIXIVIADO DA COMPOSTAGEM................................................97
3.2.1 Caracterização de lixiviados de pátios de compostagem ............................................... 97
3.2.2 Banhados construídos: “terras úmidas” ....................................................................... 103
3.2.2.1 Generalidades.................................................................................................. 103
3.2.2.2 Funções e valores do banhado......................................................................... 104
3.2.2.3 Hidrologia do banhado.................................................................................... 104
3.2.2.4 Solos do banhado ............................................................................................ 104
3.2.2.5 Vegetação do banhado .................................................................................... 105
3.2.2.6 Características dos banhados construídos ....................................................... 106
3.2.3 Utilização de banhados para tratamento de lixiviados de aterros sanitários................ 107
3.2.4 Eficiência do tratamento utilizando banhados construídos.......................................... 108
3.2.5 Carga hidráulica........................................................................................................... 109
4 MATERIAIS E MÉTODOS.........................................................................................................110
4.1 LOCAIS DOS EXPERIMENTOS.......................................................................................110
4.2 DESCRIÇÃO DOS EXPERIMENTOS ..............................................................................110
4.3 AMOSTRAGEM DOS RESÍDUOS BRUTOS...................................................................112
4.4 MONTAGEM E MONITORAMENTO DOS EXPERIMENTOS...................................113
4.4.1 Montagem dos experimentos de compostagem em leiras de pequenos volumes......... 113
4.4.2 Monitoramento do experimento da compostagem....................................................... 117
4.4.3 Montagem dos experimentos da vermicompostagem.................................................. 119
4.4.4 Monitoramento dos experimentos da vermicompostagem........................................... 120
4.4.5 Montagem dos experimentos da compostagem em grandes volumes.......................... 120
4.4.5.1 Descrição da Unidade de Triagem e Compostagem do município de Porto
Alegre 120
4.4.5.2 Montagem dos experimentos da etapa 7 ......................................................... 125
4.4.5.3 Montagem dos experimentos da etapa 8 ......................................................... 128
4.4.5.4 Monitoramento dos experimentos nas etapas 7 e 8......................................... 130
4.4.5.5 Montagem dos experimentos nas etapas 9 , 10 e 11 ....................................... 130
4.4.5.5.1 Montagem da compostagem na etapa 9...........................................134
4.4.5.5.2 Monitoramento dos experimentos da compostagem na etapa 9 .......135
4.4.5.5.3 Montagem dos experimentos da compostagem (etapa 10)...............136
4.4.5.5.4 Monitoramento dos experimentos da compostagem na etapa 10 .....137
4.4.5.5.5 Montagem dos experimentos da compostagem (etapa 11)...............138
4.4.5.5.6 Monitoramento dos experimentos da compostagem (etapa 11)........139
4.5 AVALIAÇÃO DE LIXIVIADOS EM SISTEMAS DE COMPOSTAGEM....................140
4.5.1 Avaliação dos lixiviados da compostagem nas etapas 1, 3 e 5 .................................... 140
4.5.2 Avaliação dos lixiviados gerados no pátio de compostagem da UTC ......................... 142
4.6 BANHADO CONSTRUÍDO PARA TRATAMENTO DOS LIXIVIADOS DA
COMPOSTAGEM........................................................................................................................144
4.6.1 Montagem do banhado construído............................................................................... 144
4.6.1.1 Local do experimento...................................................................................... 144
4.6.1.2 Sistema construtivo dos banhados................................................................... 144
4.6.2 Macrófitas aquáticas .................................................................................................... 148
4.6.3 Carga hidráulica........................................................................................................... 150
4.6.4 Monitoramento do experimento de banhado construído.............................................. 151
4.7 ANÁLISE DOS DADOS.......................................................................................................151
5 RESULTADOS E DISCUSSÃO ..................................................................................................152
5.1 DESEMPENHO DA COMPOSTAGEM E VERMICOMPOSTAGEM .........................152
5.1.1 Compostagem em leiras de pequenos volumes (Etapas 1, 3 e 5)................................. 152
5.1.1.1 Análise da temperatura nas leiras compostadas nas etapas 1, 3 e 5 ................ 154
5.1.1.2 Análise da umidade e do pH nas leiras da compostagem (etapas 1, 3 e 5) ..... 166
5.1.1.3 Matéria orgânica, carbono orgânico e relação C:N nos experimentos da
compostagem em escala piloto (etapas 1, 3 e 5).......................................................... 170
viii
viii
9
5.1.1.4 Resultados globais das etapas 1, 3 e 5 da compostagem em leiras de pequenos
volumes ...................................................................................................................... 173
5.1.1.5 Características dos substratos sólidos nos experimentos da compostagem
(etapas 1, 2 e 3) ............................................................................................................ 174
5.1.2 Vermicompostagem (etapas 2, 4 e 6)........................................................................... 176
5.1.3 Efeitos do sistema de aeração na compostagem em leiras de grandes volumes, de
resíduos verdes (podas), resíduos da CEASA e esterco suino (etapas 7 e 8) ......................... 177
5.1.4 Compostagem de resíduos sólidos domiciliares, podas e resíduos de hortifrutigranjeiros
em escala real ......................................................................................................................... 185
5.1.4.1 Balanço de massa (etapa 9) ............................................................................. 185
5.1.4.2 Efeito do revolvimento sistemático e da irrigação nos experimentos da
compostagem em grandes volumes (etapas 10 e 11) ................................................... 189
5.2 CARACTERIZAÇÃO DOS LIXIVADOS E O DESEMPENHO DOS BANHADOS
CONSTRUÍDOS ...........................................................................................................................198
5.2.1 Caracterização do lixiviado nos experimentos da compostagem em pequenos volumes .
..................................................................................................................................... 198
5.2.1.1 Condutividade ................................................................................................. 198
5.2.1.2 pH.................................................................................................................... 198
5.2.1.3 DQO ................................................................................................................ 199
5.2.1.4 Resultados das demais variáveis analisadas.................................................... 200
5.2.1.5 Lixiviado da compostagem em leiras de grandes volumes ............................. 203
5.2.2 Eficiência do tratamento de lixiviados em banhados construídos................................ 207
5.2.2.1 Demanda Bioquímica de Oxigênio ................................................................. 207
5.2.2.2 Condutividade elétrica..................................................................................... 210
5.2.2.3 Nitrogênio total ............................................................................................... 211
5.2.2.4 Nitrogênio amoniacal ...................................................................................... 213
5.2.2.5 Nitrato e nitrito................................................................................................ 214
5.2.2.6 Fósforo ............................................................................................................ 215
5.2.2.7 Sólidos totais, fixos e voláteis......................................................................... 217
5.2.2.8 Potencial redox................................................................................................ 217
5.2.2.9 Alcalinidade .................................................................................................... 217
5.2.2.10 Metais ........................................................................................................... 218
5.2.2.11 pH ................................................................................................................. 219
5.2.2.12 Cor e Turbidez.............................................................................................. 219
5.2.2.13 Coliformes fecais.......................................................................................... 219
6 CONCLUSÕES .............................................................................................................................222
6.1 COMPOSTAGEM ................................................................................................................222
6.1.1 Compostagem em leiras de pequenos volumes (etapas 1, 3 e 5) ................................. 222
6.1.2 Vermicompostagem ..................................................................................................... 223
6.1.3 Compostagem (etapas 7 e 8) ........................................................................................ 223
6.1.4 Compostagem (etapa 9) ............................................................................................... 224
6.1.5 Compostagem (etapas 10 e 11) .................................................................................... 224
6.1.6 Conclusões gerais do processo de compostagem......................................................... 225
6.2 DESEMPENHO DOS BANHADOS CONSTRUÍDOS......................................................227
7 RECOMENDAÇÕES ...................................................................................................................229
8 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS........................................................................................230
9 ANEXOS........................................................................................................................................240
ix
10
LISTA DE TABELAS
Tabela 3.1 - Relações C:N ótimas para a compostagem .......................................................37
Tabela 3.2 - Comparação entre as dimensões das leiras e áreas necessárias para a
compostagem pelo sistema “windrow” ....................................................................................43
Tabela 3.3 - Principais vantagens e desvantagens dos diferentes sistemas de compostagem.50
Tabela 3.4 - Fontes potenciais de matéria orgânica ...............................................................54
Tabela 3.5 - Balanço de massa na compostagem ativa (com revolvimento) de resíduos de
estrebaria (gado) durante o inverno e verão (1996-1997) ........................................................72
Tabela 3.6 - Características físicas e químicas do composto de resíduos sólidos domiciliares
...........................................................................................................................75
Tabela 3.7 - Especificação dos fertilizantes organomineral e “composto” ............................77
Tabela 3.8 - Especificações dos fertilizantes orgânicos, misto e composto...........................78
Tabela 3.9 - Características agronômicas do composto segundo a lei italiana DPR..............78
Tabela 3.10- Limites aceitáveis do composto segundo a lei italiana DPR..............................79
Tabela 3.11- Limites de metais pesados no solo e quantidade de metais que podem ser
adicionados anualmente, através do composto.........................................................................79
Tabela 3.12- Teor de metais pesados detectados em alguns materiais utilizados nos solos e
em biossólidos de diversas ETEs (mg/kg)................................................................................82
Tabela 3.13- Composição química média do composto de resíduos sólidos urbanos.............83
Tabela 3.14- Distribuição de metais pesados em diferentes partes do composto (mg kg
-1
)....84
Tabela 3.15- Microrganismos patogênicos no “lixo” e no composto .....................................86
Tabela 3.16- Coliformes totais e fecais no solo após 45 dias da aplicação de composto........86
Tabela 3.17- Temperatura e tempo de manutenção para a destruição de alguns organismos..87
Tabela 3.18- Produção de matéria seca de aveia, em dois cortes, e rendimento de grãos e
matéria seca de milho em função de diferentes doses de composto resíduos sólido urbano. ..92
Tabela 3.19- Efeitos de doses de composto de resíduos sólidos domiciliares nas características
químicas do solo.......................................................................................................................94
Tabela 3.20- Efeitos de doses de composto de resíduos sólidos domiciliares em características
químicas do solo.......................................................................................................................94
Tabela 3.21- Quantidades totais de Ni e Pb em solo e grãos de milho tratados com composto
de resíduos sólidos domiciliares...............................................................................................94
Tabela 3.22- Características fisicas do solo afetadas pela aplicação de doses de composto de
de resíduos sólidos domiciliares...............................................................................................95
Tabela 3.23- Principais características físicas e químicas do solo afetadas pela aplicação de
composto de resíduos sólidos domiciliares ..............................................................................95
Tabela 3.24- Efeito de doses de composto de resíduos sólidos urbanos e fertilizante mineral
em microrganismos do solo......................................................................................................95
Tabela 3.25- Fatores que influenciam a formação de lixiviados em aterros sanitários............98
Tabela 3.26- Fatores que influenciam a composição de lixiviados em aterros sanitários........99
Tabela 3.27- Composição química de lixiviados de aterros sanitários de resíduos sólidos
domiciliares ...........................................................................................................................100
Tabela 3.28- Variáveis físico-químicas em lixiviados da compostagem de esterco e materiais
estruturantes ...........................................................................................................................101
Tabela 3.29- Concentrações algumas variáveis físico-químcas em lixiviados de compostagem
“windrow” com esterco e serragem........................................................................................102
Tabela 3.30- Composição de lixiviado de compostagem de resíduos verdes em Nova York102
Tabela 3.31- Produtividade primária de plantas selecionadas e ecosistemas.........................106
Tabela 3.32- Mecanismos de remoção em banhados comuns de macrófitas para tratamento de
esgotos ...........................................................................................................................107
x
11
Tabela 4.1 - Quantidades mássicas dos resíduos nas leiras de pequenos volumes ...............115
Tabela 4.2 - Proporções mássicas dos resíduos nas leiras de pequenos volumes .................115
Tabela 4.3 - Parâmetros avaliados nas amostras sólidas dos experimentos da compostagem
em pequenos volumes.............................................................................................................118
Tabela 4.4 - Quantidades mássicas de substratos e minhocas utilizadas nos experimentos de
vermicompostagem.................................................................................................................120
Tabela 4.5 - Quantidades mássicas e proporções utilizadas na etapa 7.................................126
Tabela 4.6 - Quantidades mássicas e proporções utilizadas na etapa 8.................................130
Tabela 4.7 - Variáveis de controle dos substratos sólidos na compostagem etapas 7 e 8.....131
Tabela 4.8 - Características dos substratos sólidos (etapa 9) ................................................134
Tabela 4.9 - Quantidades mássicas iniciais dos substratos sólidos na compostagem (etapa 9)
...........................................................................................................................134
Tabela 4.10 - Frações mássicas de resíduos brutos nas leiras de compostagem (etapa 9)....135
Tabela 4.11 - Parâmetros analisados nas amostras sólidas da compostagem (etapa 9)........135
Tabela 4.12 - Características dos substratos sólidos (Etapa 10)............................................137
Tabela 4.13 - Quantidades mássicas utilizadas na compostagem (etapa 10)........................137
Tabela 4.14 - Parâmetros analisados nas amostras sólidas da compostagem (etapas 10 e 11) ...
...........................................................................................................................138
Tabela 4.15 - Análises iniciais na compostagem (etapa 10).................................................138
Tabela 4.16 - Quantidades mássicas utilizadas dos substratos sólidos na compostagem (etapa
11) ...........................................................................................................................138
Tabela 4.17 - Variáveis de controle da compostagem (Etapa 11) no início do processo.......139
Tabela 4.18 - Parâmetros estudados nos experimentos da compostagem em pequenos
volumes, amostras líquidas, método, unidade e freqüência de análise...................................141
Tabela 4.19 - Variáveis estudadas nos experimentos da compostagem em grandes volumes,
amostras líquidas, método, unidade, local e freqüência de análise ........................................143
Tabela 4.20 - Cargas hidráulicas utilizadas no sistema de banhados construídos ................150
Tabela 5.1 - Análises físico-químicas e biológicas das amostras brutas nos experimentos da
compostagem..........................................................................................................................153
Tabela 5.2 - Resultados das etapas 1, 3 e 5 da compostagem ...............................................173
Tabela 5.3 - Perda de organismos na vermicompostagem ....................................................176
Tabela 5.4 - Característica dos substratos brutos no início da compostagem (etapa 9) ........187
Tabela 5.5 - Característica dos substratos brutos no término da compostagem (etapa 9).....187
Tabela 5.6 - Balanço de massa da compostagem (etapa 9) ...................................................188
Tabela 5.7 - Quantificação dos resíduos orgânicos após a compostagem (em peso úmido).189
Tabela 5.8 - Balanço de massa ao início e término da compostagem ...................................189
Tabela 5.9 - Resultados das etapas 10 e 11 da compostagem em escala real........................197
Tabela 5.10 - Características do lixiviado gerado na UTC (janeiro/2001-fevereiro/2004) ..205
Tabela 5.11 - Caracterização dos lixiviados brutos e dos lixiviados da compostagem tratados
em banhados construídos........................................................................................................206
Tabela 5.12 - Concentração e eficiência de remoção de DBO
5
nos lixiviados tratados em
banhados construídos..............................................................................................................210
Tabela 5.13 - Concentração e eficiência de remoção de NTK nos lixiviados tratados em
banhados construídos..............................................................................................................212
Tabela 5.14 - Eficiência de remoção de nitrogênio amoniacal nos banhados construídos...214
Tabela 5.15 - Concentração e percentual de remoção de fósforo no lixiviado tratado em
banhados construídos..............................................................................................................216
xi
12
LISTA DE FIGURAS
Figura 3.1 - Esquema simplificado do processo de compostagem .........................................26
Figura 3.2 - Representação esquemática da evolução das substância orgânicas no processo de
compostagem............................................................................................................................27
Figura 3.3 - Esquema das etapas da compostagem.................................................................34
Figura 3.4 - Etapas de decomposição......................................................................................38
Figura 3.5 - Fluxograma típico de um processo de compostagem..........................................40
Figura 3.6 - Comparação esquemática dos métodos de compostagem...................................41
Figura 3.7 - Equipamento auto-propelido para revolvimento de leiras ..................................42
Figura 3.8 - Equipamento para revolvimento de leiras...........................................................42
Figura 3.9 - Retroescavadeira utilizada para revolvimento de leiras de compostagem..........43
Figura 3.10- Fluxo de ar quente no interior do composto........................................................44
Figura 3.11- Leira estática aerada ............................................................................................46
Figura 3.12-Instalação de aeração forçada no município de Novo Hamburgo........................47
Figura 3.13- Sistema de compostagem em túneis fechados com aeração forçada...................49
Figura 3.14- Minhoca Eisenia foetida......................................................................................51
Figura 3.15- Composição gravimétrica dos resíduos sólidos domiciliares de Porto Alegre ...57
Figura 3.16- Gráfico da variação da temperatura ambiente e de leiras de resíduos de cama de
suínos durante o processo de compostagem.............................................................................72
Figura 3.17- Relação entre o tempo de compostagem e a densidade seca do material orgânico
das leiras no inverno e verão ....................................................................................................73
Figura 3.18- Efeito da temperatura e umidade no consumo máximo de oxigênio (médias de
duas repetições) ........................................................................................................................74
Figura 4.1 - Amostragem dos resíduos brutos (verdes – podas)...........................................112
Figura 4.2 - Amostragem de resíduos brutos (CEASA) .......................................................113
Figura 4.3 - Desenho esquemático da base das leiras...........................................................113
Figura 4.4 - Resíduo verde (podas urbanas) .........................................................................114
Figura 4.5 - Picador de galhos de podas urbanas..................................................................114
Figura 4.6 - Resíduos orgânicos provenientes da CEASA ...................................................115
Figura 4.7 - Base das leiras de compostagem com pequenos volumes.................................116
Figura 4.8 - Formato das leiras com pequenos volumes.......................................................116
Figura 4.9 - Revolvimento das leiras de pequenos volumes.................................................117
Figura 4.10- Caixas da vermicompostagem com a minhoca Eisenia foetida ........................119
Figura 4.11- Croqui da operação na unidade de triagem e compostagem .............................121
Figura 4.12- Fluxograma dos procedimentos operacionais da compostagem .......................122
Figura 4.13- Tanque de lixiviado no pátio de compostagem.................................................123
Figura 4.14- Representação esquemática da estação de tratamento ......................................124
Figura 4.15- Estação de tratamento de efluentes ...................................................................125
Figura 4.16- Sistema de abastecimento do lixiviado .............................................................125
Figura 4.17- Configuração geométrica das leiras “windrow”................................................127
Figura 4.18- Montagem das leiras de compostagem tipo “windrow”....................................127
Figura 4.19- Sistema com aeração natural.............................................................................128
Figura 4.20- Montagem da leira estática aerada naturalmente ..............................................128
Figura 4.21- Montagem da leira estática aerada mecanicamente ..........................................129
Figura 4.22- Configuração geométrica das leiras estáticas aeradas.......................................129
Figura 4.23- Montagem das leiras com grandes volumes......................................................132
Figura 4.24- Medição de temperatura nas leiras....................................................................132
Figura 4.25- Leiras em revolvimento nas etapas 9, 10 e 11...................................................133
Figura 4.26- Recirculação de lixiviado nas leiras de compostagem......................................133
Figura 4.27- Leiras LIR, LSI e LIC da Etapa 10 ...................................................................136
xii
13
Figura 4.28- Leiras LI1 e LI2 da compostagem (Etapa 11)...................................................139
Figura 4.29- Lixiviados coletados nas leiras de compostagem em pequenos volumes .........141
Figura 4.30- Patamar A do pátio de compostagem................................................................142
Figura 4.31- Croqui de localização dos banhados construídos no pátio de compostagem....145
Figura 4.32- Escavação dos banhados ...................................................................................146
Figura 4.33- Banhado construído para o experimento...........................................................146
Figura 4.34- Detalhe da entrada do banhado .........................................................................146
Figura 4.35- Croqui de instalação dos banhados construídos................................................147
Figura 4.36- Detalhes construtivos da saída de efluente de cada banhado ............................147
Figura 4.37- Detalhe construtivo da saída do banhado..........................................................147
Figura 4.38- Plantio das mudas no banhado construído ........................................................148
Figura 4.39- Plantas crescidas nos banhados .........................................................................149
Figura 4.40- Plantas em crescimento no banhado..................................................................149
Figura 4.41- Sistema de banhado construído estabelecido ....................................................150
Figura 5.1 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 1 (Leira 1: 426 kg) ......154
Figura 5.2 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 1 (Leira 2: 496 kg) ......155
Figura 5.3 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 1 (Leira 3: 671 kg) ......155
Figura 5.4 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 1 (Leira 4: 361 kg) ......156
Figura 5.5 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 1 (Leira 5: 462 kg) ......156
Figura 5.6 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 1 (Leira 6: 461 kg) ......157
Figura 5.7 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 1 (Leira 7: 461 kg) ......157
Figura 5.8 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 1 (Leira 8: 464 kg) ......158
Figura 5.9 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 1 (Leira 9: 542 kg) ......158
Figura 5.10 - Fotografia do lodo seco utilizado na Etapa 1...................................................159
Figura 5.11 - Fotografia da coleta de lodo sedimentado do tanque de aeração (etapa 3)......159
Figura 5.12 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 3 (Leira 1: 924 kg).....160
Figura 5.13 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 3 (Leira 2: 924 kg).....160
Figura 5.14 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 3 (Leira 3: 742,60 kg) 161
Figura 5.15 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 3 (Leira 4: 731,9 kg) ..161
Figura 5.16 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 3 (Leira 5: 856,60 kg) 162
Figura 5.17 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 5 (Leira 1: 1506 kg) ...163
Figura 5.18 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 5 (Leira 2: 1545,7 kg) 164
Figura 5.19 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 5 (Leira 3:1517 kg) ....164
Figura 5.20 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 5 (Leira 4:1500 kg) ....165
Figura 5.21- Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 5 (Leira 5: 1517,6 kg) .165
Figura 5.22- Umidade (%) dos substratos sólidos na compostagem (Etapa 1)......................167
Figura 5.23- Umidade (%) dos substratos sólidos na compostagem (Etapa 3)......................167
Figura 5.24- Umidade (%) dos substratos sólidos na compostagem (Etapa 5)......................168
Figura 5.25- pH dos substratos sólidos na compostagem (Etapa 1) ......................................169
Figura 5.26- pH dos substratos sólidos na compostagem (Etapa 3) ......................................169
Figura 5.27- pH dos substratos sólidos na compostagem (Etapa 5) ......................................170
Figura 5.28- Matéria orgânica (%) dos substrato sólidos na compostagem (Etapa 3)...........171
Figura 5.29- Matéria orgânica (%) dos substrato sólidos na compostagem (Etapa 5)...........171
Figura 5.30- Carbono orgânico (%) dos substratos sólidos na compostagem (Etapa 5) .......172
Figura 5.31- Relação C:N dos substratos sólidos na compostagem (Etapa 5).......................172
Figura 5.32- Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 7 (Leira 1A: 1310 kg) .177
Figura 5.33- Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 7 (Leira 1B: 1650 kg)) 178
Figura 5.34- Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 7 (Leira 2A: 1530 kg) .178
Figura 5.35- Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 7 (Leira 2B: 1460 kg ).179
Figura 5.36- Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 7 (Leira 3A: 1600 kg) .179
Figura 5.37- Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 7 (Leira 3B: 1620 kg)..180
Figura 5.38- Fotografia das leiras de compostagem da Etapa 7 ............................................181
xiii
14
Figura 5.39- Variação das temperaturas na leira do pátio de compostagem da UTC............182
Figura 5.40- Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 8 (Leira 1 com aeração
forçada: 3860 kg)....................................................................................................................183
Figura 5.41- Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 8 (Leira 2 com aeração
forçada: 3820 kg)....................................................................................................................183
Figura 5.42- Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 8 (Leira 3 “windrow” com
revolvimento: 4450 kg) ..........................................................................................................184
Figura 5.43- Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 8 (Leira 4 “windrow” com
revolvimento: 3830 kg) ..........................................................................................................184
Figura 5.44 - Variação das temperaturas na leira do pátio de compostagem da UTC : 65000
kg ...........................................................................................................................185
Figura 5.45 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 9 (leira LRI
1
: 47995 kg)
.......................................................................................................................... 186
Figura 5.46 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 9 (Leira LRI
2
: 38545 kg)
.......................................................................................................................... 186
Figura 5.47 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 9 (Leira LRI
3
: 69895 kg)..
...........................................................................................................................187
Figura 5.48- Umidade dos substratos na compostagem (Etapa 10).......................................190
Figura 5.49- Umidade dos substratos na compostagem (Etapa 11).......................................191
Figura 5.50- Variação das temperaturas e volumes de irrigação na Etapa 10 da compostagem
(Leira irrigada regularmente: 74440 kg) ................................................................................192
Figura 5.51- Variação das temperaturas dos substratos sólidos na Etapa 10 da compostagem
(Leira sem irrigação: 76170 kg) .............................................................................................192
Figura 5.52- Variação das temperaturas dos substratos sólidos e volumes de irrigação na
Etapa 10 da compostagem (leira com irrigação controlada: 76443 kg) .................................193
Figura 5.53- Matéria orgânica dos substratos sólidos na compostagem (Etapa 10)..............193
Figura 5.54- Variação das temperaturas dos substratos sólidos e volumes de irrigação na
Etapa 11 da compostagem (Leira irrigação uma vez por semana: 41660 kg)........................194
Figura 5.55- Variação das temperaturas dos substratos sólidos e volumes de irrigação na
Etapa 11 da compostagem (Leira irrigada duas vezes por semana: 40409 kg)......................194
Figura 5.56- Matéria orgânica dos substratos sólidos na compostagem (Etapa 11)..............195
Figura 5.57- DQO (mg O
2
/kg) nos lixiviados da compostagem (Etapa 1)...........................199
Figura 5.58- DQO (mg O
2
/kg) nos lixiviados da compostagem (Etapa 3)............................200
Figura 5.59- DQO (mg O
2
/kg) nos lixiviados da compostagem (Etapa 5)............................200
Figura 5.60- Variação da DBO
5
do lixiviado tratado em banhados construídos ...................208
Figura 5.61- Percentual de remoção de DBO no sistema de banhado construído.................208
Figura 5.62- Variação da DBO
5
no lixiviado tratado em banhados construídos no período de
carga orgânica reduzida..........................................................................................................209
Figura 5.63 - Variação da condutividade elétrica no lixiviado tratada em banhados construídos
.................................................................................................................................. 211
Figura 5.64- Variação do nitrogênio total nos lixiviados tratados em banhados construídos ..
...........................................................................................................................212
Figura 5.65- Variação do nitrogênio amoniacal nos lixiviados tratados em banhados
construídos ...........................................................................................................................213
Figura 5.66- Variação do nitrato/nitrito nos lixiviados tratados em banhados construídos...215
Figura 5.67- Variação do fósforo nos lixiviados tratados em banhados construídos ............216
Figura 5.68- Variação da alcalinidade (mg CaCO
3
/L) nos lixiviados tratados em banhados
construídos ...........................................................................................................................218
Figura 5.69- Variação da cor (mgPt/L) nos lixiviados tratados em banhados construídos ...220
Figura 5.70- Variação da turbidez (UNT) nos lixiviados tratados em banhados construídos
...........................................................................................................................220
Figura 5.71- Variação dos coliformes fecais nos banhados construídos ...............................221
xiv
15
LISTA DE ANEXOS
Tabela A1 - CTC (me/100g ) nos experimentos A (leiras de pequenos volumes)................241
Tabela A2 - Carbono orgânico (%CO) nos experimentos A (leiras de pequenos volumes).241
Tabela A3 - Nitrogênio (%N) nos experimentos A (leiras de pequenos volumes)...............241
Tabela A4 - Relação C:N nos experimentos A (leiras de pequenos volumes)......................242
Tabela A5 - N amoniacal (mgNH
4
+
/kg) nos experimentos A (leiras de pequenos volumes)242
Tabela A6 - Nitrato (mg NO
3
-
+NO
2
-
/kg) nos experimentos A (leiras de pequenos volumes)....
...........................................................................................................................242
Tabela A7 - Fósforo (%P) nos experimentos A (leiras de pequenos volumes) ....................243
Tabela A8 - Potássio (%K) nos experimentos A (leiras de pequenos volumes)...................243
Tabela A9 - Cálcio (%Ca) nos experimentos A (leiras de pequenos volumes) ....................243
Tabela A10 - Magnésio (%Mg ) nos experimentos A (leiras de pequenos volumes) ..........244
Tabela A11 - Boro (%B) nos experimentos A (leiras de pequenos volumes)......................244
Tabela A12 - Enxofre (%S) nos experimentos A (leiras de pequenos volumes) .................244
Tabela A13 - Manganês (mg Mn/kg) nos experimentos A (leiras de pequenos volumes)...245
Tabela A14 - Sódio (mg Na/kg) nos experimentos A (leiras de pequenos volumes)...........245
Tabela A15 - Cobre (mg Cu/kg) nos experimentos A (leiras de pequenos volumes)...........245
Tabela A16 - Zinco (mg Zn/kg) nos experimentos A (leiras de pequenos volumes)...........246
Tabela A17 - Ferro (%Fe) nos experimentos A (leiras de pequenos volumes)....................246
Tabela A18 - Cádmio (mg Cd/kg) nos experimentos A (leiras de pequenos volumes) .......246
Tabela A19 - Cromo (mg Cr/kg) nos experimentos A (leiras de pequenos volumes)..........247
Tabela A20 - Níquel (mg Ni/kg) nos experimentos A (leiras de pequenos volumes)..........247
Tabela A21 - Chumbo (mg Pb/kg) nos experimentos A (leiras de pequenos volumes).......247
Tabela A22 - Análises microbiológicas no início e término dos experimentos da
compostagem......................................................................................................................... 248
Tabela A23 - Umidade (%) nos substratos sólidos da vermicompostagem..........................248
Tabela A24 - Matéria Orgânica (%) nos substratos sólidos da vermicompostagem ............249
Tabela A25 - CTC (me/100g) nos substratos sólidos da vermicompostagem......................249
Tabela A26 - Carbono orgânico (%CO) nos substratos sólidos da vermicompostagem ......250
Tabela A27 - Nitrogênio (%N) nos substratos sólidos da vermicompostagem.....................250
Tabela A28 -Nitrato/nitrito (mg NO
3
-
+NO
2
-
/kg) nos substratos sólidos da
vermicompostagem ............................................................................................................... 250
Tabela A29 -Nitrogênio amoniacal (mg NH
4
+
/kg) nos substratos sólidos da
vermicompostagem.................................................................................................................251
Tabela A30 - Relação C:N nos substratos sólidos da vermicompostagem...........................251
Tabela A31 - Potássio (%K) nos substratos sólidos da vermicompostagem........................251
Tabela A32 - Fósforo (%P) nos substratos sólidos da vermicompostagem..........................252
Tabela A33 - Cálcio (%Ca) nos substratos sólidos da vermicompostagem..........................252
Tabela A34 - Magnésio (%Mg ) nos substratos sólidos da vermicompostagem..................252
Tabela A35 - Boro (%B) nos substratos sólidos da vermicompostagem..............................253
Tabela A36 - Cobre (mg Cu/kg) nos substratos sólidos da vermicompostagem...................253
Tabela A37 - Zinco (mg Zn/kg) nos substratos sólidos da vermicompostagem..................253
Tabela A38 - Manganês (mg Mn/kg) nos substratos sólidos da vermicompostagem .........254
Tabela A39 - Sódio (mg Na/kg) nos substratos sólidos da vermicompostagem..................254
Tabela A40 - Ferro (%Fe) nos substratos sólidos da vermicompostagem............................254
Tabela A41 - Enxofre (%S) nos substratos sólidos da vermicompostagem .........................255
Tabela A42 - pH nos substratos sólidos da vermicompostagem ..........................................255
Tabela A43 - Cádmio (mg Cd/kg) nos substratos sólidos da vermicompostagem..............255
Tabela A44 - Cromo (mg Cr/kg) nos substratos sólidos da vermicompostagem.................256
Tabela A45 - Níquel (mg Ni/kg) nos substratos sólidos da vermicompostagem ................256
Tabela A46 - Chumbo (mg Pb/kg) nos substratos sólidos da vermicompostagem .............256
xv
16
Tabela A47 - Análises das amostras brutas dos resíduos utilizados nos experimentos das
Etapas 7 e 8 ...........................................................................................................................257
Tabela A48 - pH e Umidade dos substratos sólidos nas leiras de compostagem da Etapa 7257
Tabela A49- Matéria Orgânica (%) e Carbono orgânico (%CO), CTC (me/100g), Nitrogênio
(%N) e Nitrogênio amoniacal (%N) os substratos sólidos nas leiras de compostagem da Etapa
7 ...........................................................................................................................258
Tabela A50 - Nitrato/nitrito (%N) e relação C:N dos substratos sólidos nas leiras de
compostagem da Etapa 7........................................................................................................259
Tabela A51 - Umidade (%) e pH dos substratos sólidos nas leiras de compostagem da Etapa
8 ...........................................................................................................................259
Tabela A52 - Resultados das análises mensais dos substratos sólidos nas leiras de
compostagem da Etapa 7........................................................................................................260
Tabela A53 - Matéria Orgânica (%), Carbono Orgânico (%CO) e CTC (me/100g) dos
substratos sólidos nas leiras de compostagem da Etapa 8......................................................261
Tabela A54 - Nitrogênio (%N), Nitrogênio amoniacal (mg NH
4
+
/kg) e Nitrato/nitrito (mg
NO
3+
NO
2
/kg) dos substratos sólidos nas leiras de compostagem da Etapa 8 .......................262
Tabela A55 - Relação C:N dos substratos sólidos nas leiras de compostagem da Etapa 8.263
Tabela A56 - CO(%), N(%), C:N na compostagem (etapas 10 e 11) .................................263
Tabela A57 - Resultados das análises mensais dos substratos sólidos nas leiras de
compostagem da Etapa 8........................................................................................................264
Tabela A58 - Condutividade elétrica (µmhos/cm) do lixiviado nas leiras compostadas......265
Tabela A59 - Condutividade elétrica (µmhos/cm) do lixiviado nas leiras compostadas......266
Tabela A60 -pH do lixiviado nas leiras compostadas ...........................................................267
Tabela A61 - pH do lixiviado nas leiras compostadas (Etapa 5 - 1500 kg ) ........................268
Tabela A62 - Fósforo (mg /L PO
4
-3
) do lixiviado nas leiras compostadas ...........................268
Tabela A63 - Enxofre (mg /L SO
4
-2
) do lixiviado nas leiras compostadas...........................269
Tabela A64 - NTK (mg N/L) do lixiviado das leiras compostadas ......................................269
Tabela A65 - NTK (mg N/L) do lixiviado das leiras compostadas no experimento - Etapa 5 -
1500 kg ...........................................................................................................................270
Tabela A66 - Nitrogênio amoniacal (mg NH
4
+
/kg) do lixiviado das leiras compostadas......270
Tabela A67 - Nitrato (mg N/L) do lixiviado das leiras compostadas...................................271
Tabela A68 - Cobre (mg Cu/L) do lixiviado das leiras compostadas...................................271
Tabela A69 - Zinco (mg Zn/L) do lixiviado das leiras compostadas ...................................272
Tabela A70 - Ferro (mg Fe/L) do lixiviado das leiras compostadas.....................................272
Tabela A71 - Manganês (mg Mn/L) do lixiviado das leiras compostadas ...........................273
Tabela A72 - Cromo (mg Cr/L) do lixiviado das leiras compostadas .................................273
Tabela A73 - Cádmio (mg Cd/L) do lixiviado das leiras compostadas................................274
Tabela A74 - Níquel (mg Ni/L) do lixiviado das leiras compostadas ..................................274
Tabela A75 - Chumbo (mg Pb/L) do lixiviado das leiras compostadas ...............................275
Tabela A76 - Cálcio (mg Ca/L) do lixiviado das leiras compostadas ..................................275
Tabela A77 - Potássio (mg K/L) do lixiviado das leiras compostadas.................................276
Tabela A78 - Magnésio (mg Mg /L) do lixiviado das leiras compostadas ...........................276
Tabela A79 - Magnésio (mg Mg /L) do lixiviado das leiras compostadas no experimento -
Etapa 5 - 1500 kg....................................................................................................................277
Tabela A80 - Sódio (mg Na/L) do lixiviado das leiras compostadas.....................................277
Tabela A81 - Cádmio (mg Cd/L), Chumbo (mg Pb/L), Cobre (mg Cu/L), Cromo (mg Cr/L) e
Manganês (mg Mn/L) nos sistemas de banhados construídos ...............................................278
Tabela A82 - Mercúrio (mg Hg/L), níquel (mg Ni/L), zinco (mg Zn/L), ferro (mg Fe/L),
alumínio (mg Al/L), cálcio (mg Ca/L) e potássio (mg K/L) nos sistemas de banhados
construídos ...........................................................................................................................279
Tabela A83 - Sódio (mg Na/L) e pH nos sistemas de banhados construídos ........................280
Tabela A84 - Cor (mg Pt/L) nos sistemas de banhados construídos ....................................281
xvi
17
Tabela A85 - Sólidos totais (%) nos sistemas de banhados construídos...............................282
Tabela A86 - Sólidos totais fixos (%) nos sistemas de banhados construídos .....................283
Tabela A87 - Sólidos totais voláteis (%) nos sistemas de banhados construídos .................284
Tabela A88 - Potencial redox (mV) nos sistemas de banhados construídos.........................285
Tabela A89 - Coliformes fecais (NMP/100mL) nos banhados construídos.........................285
Tabela A90 - Precipitações (mm) diárias e mensais de 1999 a 2003....................................286
xvii
18
LISTA DE SIGLAS E SÍMBOLOS
A área superficial
ABNT Associação Brasileira de Normas Técnicas
C:N Relação carbono:nitrogênio
Cd cádmio
Ce concentração efluente
CEASA Companhia Estadual de Abastecimento Sociedade Anônima
CETESB Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental do Estado de São Paulo
CH
4
metano
CHA carga hidráulica afluente
Ci concentração afluente
CO carbono orgânico
CO
2
gás carbônico/dióxido de carbono
Cr cromo
CRA capacidade de retenção de água
CTC capacidade de troca catiônica
Cu cobre
ddia
D diâmetro
DMAE Departamento Municipal de Água e Esgoto
DMLU Departamento Municipal de Limpeza Urbana
DQO demanda química de oxigênio
dS/m decisiemens por metro
Eh potencial redox
ELA espaço livre de aeração
EPA Agência de Proteção Ambiental
ETE Estação de Tratamento de Esgoto
ETLP Estação de Transbordo da Lomba do Pinheiro
ggrama
H
2
O água
IBGE Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística
IN Instrução Normativa
IPH Instituto de Pesquisas Hidráulicas
K potássio
kg quilograma
L Lodo/litro
LIC leira com irrigação controlada
LRI leira revolvida e irrigada
LSI leira sem irrigação
me miliequivalente
mg miligrama
Mn manganês
MO matéria orgânica
mohms/cm miliohms por centímetro
mV milivolt
N nitrogênio
N
2
O óxido de nitrogênio
ND não detectado
NH
4
+
Íon amônio
Ni níquel
NMP número mais provável
xviii
19
NO
3
-
nitrato
O
2
oxigênio
Pfósforo
PEAD polietileno de alta densidade
PEBD polietileno de baixa densidade
pH potencial
PO
4
fosfato
PROSAB Programa de Pesquisa em Saneamento Básico e Ambiental
PS Peso seco
Pt platina
PVC cloreto de polivinila
Qe vazão efluente
Qi vazão afluente
RC resíduo da CEASA
RD resíduo domiciliar
RS resíduo de supermercado
RV resíduo verde de podas
SABESP Companhia de Saneamento de São Paulo
SANEPAR Companhia de Saneamento do Paraná
SMMAM Secretaria Municipal de Meio Ambiente
t tonelada
U umidade
UASB reator anaeróbio de manto de lodo
UFRGS Universidade Federal do Rio Grande do Sul
UNT Unidade nefelométrica de turbidez
USA Estados Unidos da América
UTC Unidade de Triagem e Compostagem
VPT volume de poros totais
Zn zinco
ºC grau centígrado
xix
20
1 INTRODUÇÃO
A geração crescente e diversificada de resíduos sólidos nos meios urbanos e a
necessidade de disposição final, alinham-se entre os mais sérios problemas ambientais
enfrentados indistintamente por países ricos e industrializados e pelas sociedades em
desenvolvimento. Face a esta crescente produção de resíduos e a maior disponibilização dos
serviços urbanos de limpeza e coleta, há maiores preocupações quanto ao destino final destes.
Dentre as alternativas de destino final, destacam-se: aterros sanitários, incineração,
reaproveitamento, reciclagem e compostagem. Ainda, o aterro sanitário é a solução mais
adotada, devido a disponibilidade de áreas e ao menor custo de investimento e operação
quando comparado a incineração, por exemplo. No entanto, devido à carência de áreas
próprias para o destino dos resíduos nas grandes cidades principalmente, tem-se adotado
outras formas de tratamento e destino final dos resíduos, tais como: coleta seletiva, digestão
anaeóbia e compostagem.
A reciclagem é o processo através do qual os resíduos retornam ao sistema produtivo
como matéria prima. A compostagem, ou seja, a ciência de fazer compostos orgânicos de
resíduos, é um método de decomposição de materiais biodegradáveis, sob condições
adequadas, de forma a se obter um composto orgânico para utilização na agricultura.
Resíduos orgânicos provenientes de atividades humanas, dejetos de animais, restos de
agricultura e de estabelecimentos comerciais e industriais, com alto grau de
biodegradabilidade, podem ser destinados a unidades de compostagem, onde alguns riscos
potenciais destes resíduos são praticamente eliminados, tais como: odores, contaminação
patogênica e ocupação de grandes áreas de disposição. As características físico-químicas e
biológicas de resíduos orgânicos são bastante diversificadas. A quantidade e qualidade varia
de acordo com a origem do resíduo; assim é necessário o conhecimento das características de
cada resíduo, para a tomada de decisão quanto a tecnologia mais apropriada de
reaproveitamento da matéria orgânica, seja na forma aeróbia ou anaerobia. Ambos os
tratamentos são realizados por fenômenos de decomposição da matéria orgânica, na ausência
de oxigênio em condições anaeróbias, enquanto que em presença de oxigênio sob condições
aeróbias.
21
A compostagem é geralmente aplicada a resíduos não fluidos, ou seja, resíduos sólidos
provenientes de diversas fontes, tais como: resíduos sólidos urbanos, resíduos sólidos agro-
industriais, entre outros. No entanto, com resíduos de elevada umidade, principalmente os
lodos gerados em sistemas de tratamento, é conveniente alterar as características físicas destes
para serem encaminhados a compostagem.
O município de Porto Alegre, localizado no Estado do Rio Grande do Sul, com uma
extensão de área de 476,30 km
2
, possui cerca de 1.330.000 habitantes segundo o censo de
2000 do IBGE. Os resíduos urbanos encaminhados às unidades de tratamento e de destino
final do DMLU chegam a 1290,57 t/d (exceto material de cobertura e entulhos) e destes
814,29 t/d equivalem aos resíduos sólidos domiciliares (Porto Alegre, 2005). Com o
percentual de 43,83% em matéria orgânica (Reis et al., 2003), o potencial de tratamento desta
parcela através da compostagem pode atingir no mínimo 355,15 t/d. Portanto, esta quantidade
não seria mais encaminhada aos aterros sanitários e proporcionaria economia de áreas e o
prolongamento da vida útil de aterros sanitários.
Dentre os resíduos urbanos com potencial para compostagem no município de Porto
Alegre, incluem-se a parcela orgânica dos resíduos domiciliares, os lodos de estação de
tratamento de esgotos, os resíduos gerados em companhias de abastecimento de produtos
agrícolas e os resíduos verdes provenientes de podas de vegetação urbana, objetos do presente
estudo.
A compostagem de resíduos de vegetação urbana tem sido realizada pelo Departamento
Municipal de Limpeza Urbana (DMLU) da Prefeitura Municipal de Porto Alegre, onde os
resíduos de podas são triturados e processados por meio de leiras com revolvimento
sistemático mecânico. O tempo de compostagem necessário para processar estes resíduos tem
sido de 15 a 18 meses, quando a relação C:N atinge a proporção de 12:1. Segundo Andreoli
(2001) para a aplicação de composto no solo, é necessário que, após maturação, apresente
relação C:N inferior a 20:1, caso contrário ao ser incorporado ao solo há o risco dos
microrganismos imobilizarem o nitrogênio do solo, podendo faltar este nutriente para as
plantas. Somente o DMLU recebe, diariamente, 58,43 toneladas de resíduos de podas urbanas
(Porto Alegre, 2005).
Os resíduos da Companhia Estadual de Abastecimento Sociedade Anônima (CEASA),
com produção de 15 a 30 t/dia tem sido destinados aos aterros sanitários do DMLU. Estes
22
resíduos possuem características importantes para a sua codisposição na compostagem de
resíduos orgânicos, tais como: umidade, carbono orgânico e fornecimento de nutrientes.
Os lodos de esgoto gerados em Estações de Tratamento de Esgotos (ETEs) em Porto
Alegre, tem como destino final os aterros sanitários do DMLU. Atualmente a produção desses
lodos é pequena devido ao tipo de sistemas de tratamento implantados. No entanto, com a
operação em plena carga da ETE Navegantes, a produção de lodos estimada pelo
Departamento Municipal de Água e Esgotos (DMAE) no município é de 12,80 m
3
/d de lodo
seco (por centrifugação).
Os resíduos verdes gerados nas podas de vegetação urbana possuem geralmente altos
teores de sólidos voláteis biodegradáveis para fornecimento de energia aos microrganismos e
possuem funções importantes na compostagem como resíduo estruturante, absorvedor de
umidade e balanceador da relação C:N nas misturas (Fernandes e Silva, 1999). A
compostagem isolada deste resíduo é dispendiosa pelo tempo necessário para degradação
microbiológica dos materiais fibrosos (celulose, hemicelulose e lignina).
A compostagem como forma de tratamento de resíduos sólidos urbanos em cidades de
médio porte como o município de Porto Alegre tem sido considerada, pelo DMLU, como uma
alternativa viável de reaproveitamento da parcela orgânica biodegradável. A partir desta
versão, os resíduos referidos, que são elementos de geração de passivos ambientais quando
mal gerenciados, podem passar a constituir, compostados, matéria prima para usos e fins
diversos. A avaliação do processo de compostagem destes resíduos, de origem
predominantemente urbana, é então o enfoque deste estudo.
23
2 OBJETIVOS
2.1 OBJETIVO GERAL
O objetivo geral desta pesquisa foi avaliar o processo de compostagem com misturas
de resíduos urbanos (resíduos verdes, lodo de esgoto e orgânico domiciliar) em leiras de
pequenos e grandes volumes, em diferentes períodos climáticos. Os resultados desta pesquisa
poderão subsidiar projetos de reaproveitamento de resíduos orgânicos através da tecnologia
compostagem, em municípios de baixa e média população, até 150 mil habitantes que
corresponde a produção aproximada de 100 t/dia de resíduos sólidos domiciliares.
2.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS
Os objetivos específicos da pesquisa foram:
• acompanhar temporalmente o processo de compostagem aeróbia de resíduos de
poda codispostos com lodos de esgotos sanitários, resíduos da CEASA e de
supermercados e resíduos orgânicos domiciliares, avaliando a importância desta
combinação na aceleração do processo;
• submeter ao processo de vermicompostagem as misturas de resíduos previamente
compostadas, avaliando vantagens e desvantagens que o processo apresenta na
complementação da reciclagem biológica das mesmas;
• obter dados do balanço de massa/volume do processo de compostagem;
• estabelecer formas diferenciadas de operação (aeração e irrigação) que resultem em
vantagens qualitativas e econômicas na produção de composto orgânico utilizando
processo “windrow” em escala real;
• avaliar a disponibilidade de nutrientes provenientes da compostagem das misturas
processadas;
• avaliar o grau de decomposição do resíduos orgânicos processados;
• caracterizar através de análises físicas, químicas e biológicas os lixiviados gerados
em processos de compostagem;
• analisar a eficiência de banhados construídos para o tratamento do efluente
(lixiviado) do processo de compostagem.
24
3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
3.1 PROCESSO DE COMPOSTAGEM
3.1.1 Conceituação e aspectos gerais
A compostagem é praticada desde a história antiga, porém, até recentemente, de forma
empírica. Gregos, romanos e povos orientais já sabiam que resíduos orgânicos podiam ser
retornados ao solo, contribuindo para a sua fertilidade. No entanto, só a partir de 1920, com
Alberto Howard, é que o processo passou a ser pesquisado cientificamente e aplicado de
forma racional. Nas décadas seguintes, muitos trabalhos científicos lançaram as bases para o
desenvolvimento desta técnica, que hoje pode ser utilizada em escala industrial (Fernandes e
Silva, 1999).
A compostagem é um processo de decomposição oxidativo biológico aeróbio e
controlado de transformação de resíduos orgânicos em produto estabilizado, com
propriedades e características completamente diferentes do material que lhe deu origem. É
normalmente realizada em pátios nos quais o material é disposto em montes de forma cônica,
conhecidos como pilhas de compostagem, ou montes de forma prismática com seção similar à
triangular, denominados leiras de compostagem (Bidone e Povinelli, 1999; Teixeira et al.,
1999). Este processo de biodegradação é considerado uma alternativa de tratamento da
matéria orgânica presente em resíduos sólidos.
Como processo biológico, a compostagem requer condições especiais, particularmente
de temperatura, umidade, aeração, pH e relação C:N, nos diversos estágios do processo. A
degradação biológica da matéria orgânica é acompanhada principalmente pela elevação da
temperatura na massa de resíduos, cada grupo de organismos atuantes tendo uma faixa ótima
de temperatura para o seu metabolismo. Assim, a temperatura apresenta-se como um dos
fatores principais do desempenho da compostagem e é o fator mais indicativo do equilíbrio
biológico na massa em decomposição, refletindo a eficiência do processo. A compostagem
deve registrar temperaturas de 40ºC a 60ºC, durante os primeiros 30 (trinta) dias, como
indicador de condições satisfatórias de equilíbrio no seu ecossistema (Pereira Neto e Cunha,
1995).
25
A compostagem como processo de bioxidação aeróbia exotérmica de um substrato
orgânico heterogêneo, no estado sólido, caracteriza-se pela produção de CO
2
, água, liberação
de substâncias minerais e formação de matéria orgânica estável (Fernandes e Silva, 1999).
Simplificando, significa a transformação de resíduos orgânicos por microrganismos,
principalmente, em um composto, que pode ser um insumo agrícola, de odor agradável, fácil
de manipular e livre de organismos patogênicos. Portanto, como é um processo biológico
aeróbio, necessita de aeração, umidade e nutrientes. A temperatura é um fator importante a ser
controlado, pois diz respeito à rapidez da biodegradação e à eliminação dos patogênicos. A
compostagem aeróbia pode ocorrer tanto em condições de temperatura termofílica (45ºC a
60°C) como mesofílica (30ºC a 45°C). A temperatura é um fator indicativo de equilíbrio
biológico, de fácil monitoramento e que reflete a eficiência do processo. Os nutrientes,
principalmente o carbono e o nitrogênio, são fundamentais para o crescimento microbiano.
Fósforo e enxofre também são importantes, porém seu papel no processo é menos conhecido.
Os microrganismos necessitam de carbono, com fonte de energia, e de nitrogênio para a
síntese de proteínas.
Durante a compostagem, alguns componentes da matéria orgânica são utilizados pelos
próprios microrganismos para a formação de seus tecidos, outros são volatilizados e outros
são transformados biologicamente em uma substância escura, uniforme e aspecto de massa
amorfa, rica em partículas coloidais, com propriedades físicas, químicas e físico-químicas
inteiramente diferentes da matéria-prima original. (Bidone e Povinelli, 1999).
Neste processo, os componentes biodegradáveis passam por sucessivas etapas de
transformação sob a ação de diversos grupos de microrganismos, resultando em um processo
bioquímico altamente complexo (Andreoli, 2001).
O composto é, portanto, o resultado de um processo controlado de decomposição
bioquímica de materiais orgânicos (Kiehl, 1985). Posteriormente, Kiehl denomina como
húmus o produto final da compostagem, que é considerado um condicionador e melhorador
das propriedades físicas, físico-químicas e biológicas do solo. A legislação brasileira,
todavia, classifica tais materiais como fertilizantes orgânicos (Kiehl, 1998).
Os principais produtos da compostagem são apresentados no esquema simplificado
mostrado na figura 3.1.
26
Matéria
Orgânica
Matéria
Orgânica
Estável
Microrganismos
Nutrientes
Calor
O
2
C
o
2
HO
2
Figura 3.1 - Esquema simplificado do processo de compostagem
(Fonte: Fernandes e Silva, 1999, p.16)
A estabilização e humificação da matéria orgânica aumenta a capacidade de troca
catiônica (CTC), podendo atingir valores entre 200 e 400 me/100g (Kiehl, 1985). Sabe-se
também que os cátions adsorvidos pelo húmus ou pela argila do solo são menos lavados ou
lixiviados pela água da chuva que atravessa o perfil, mas podem também ser perdidos por
trocas por outros cátions (Kiehl, 1993).
A rapidez da decomposição da matéria orgânica dá-se de acordo com a estrutura
molecular de cada material. Por exemplo, materiais ricos em carbono como serragens, palhas,
resíduos de poda, entre outros, degradam mais lentamente que os resíduos úmidos domésticos
(devido a alta relação carbono:nitrogênio). Nesse sentido, enquanto não for compensada a
deficiência de nitrogênio, o processo avançará vagarosamente, podendo sofrer interrupções,
ou até cessar. No caso da degradação de resíduos ricos em proteínas, e portanto, com maiores
concentrações de nitrogênio, inverte-se a situação. Como a ocorrência do processo de
decomposição da matéria orgânica dá-se em presença de O
2
atmosférico, ocorre a formação de
gás carbônico e amônia, sendo esta última liberada para a atmosfera (baixa relação
carbono:nitrogênio), até que se estabeleçam os níveis adequados para o desenvolvimento
normal do processo (Bidone e Povinelli, 1999; Kiehl, 1985). Neste caso, a fim de se evitar
perdas desnecessárias de N, com o empobrecimento nutricional do húmus ou composto
obtido, é indispensável a adição ao material a ser estabilizado, de uma fonte de carbono
(Bidone e Povinelli, 1999).
O processo de compostagem apresenta três diferentes etapas, sendo a primeira etapa
correspondente a decomposição dos componentes facilmente biodegradáveis, a segunda etapa,
termofílica, onde a celulose e materiais similares são degradados pela atividade fortemente
oxidativa dos microrganismos e a terceira etapa de de maturação/estabilização (Kiehl, 1998).
Bidone e Povinelli (1999) sudividem a terceira etapa em dois períodos de resfriamento.
Os microrganismos que participam mais ativamente do processo são os aeróbios e os
facultativos, que predominam nas faixas de temperatura de 20ºC a 45ºC, os mesófilos, e de
45ºC a 65
o
C, os termófilos; os psicrófilos, ativos à temperaturas entre 10ºC a 25ºC, têm
27
menor importância. Esses microrganismos, exotérmicos, liberam energia na forma de calor;
isto explica o aquecimento natural das pilhas/leiras de compostagem, e justifica a importância
do controle térmico do processo. Com este controle, evita-se que temperaturas muito elevadas
venham a eliminar a massa biológica responsável pela estabilização do material em
processamento. Na medida em que escasseiam os materiais mais facilmente decomponíveis, o
processo diminui em intensidade, até cessar, com o retorno às condições ambientais de
temperatura, com o material bruto já transformado em húmus (Bidone e Povinelli, 1999).
A conversão de substâncias orgânicas durante a compostagem é apresentada na figura
3.2.
Fração rapidamente assimilável
Microrganismos
SUBSTÂNCIA ORGÂNICA BRUTA
Fração fracamente biodegradável
liberação
CO
2
H
2
O Nitrogênio
CO
2
H
2
O Nitrogênio
Calor e toxidez abundantes
N
ova população de microrganismos
liberação
liberação
CO
2
H
2
O Nitrogênio
CO
2
H
2
O Nitrogênio
CO
2
H
2
O Nitrogênio
Calor e toxidez baixos
Início da humificação
CO
2
H
2
O Nitrogênio
Calor muito baixo e livre de toxidez
Humificação
Composto fresco
Composto maduro
N
ova população de microrganismos
Figura 3.2 - Representação esquemática da evolução das substância orgânicas no processo de
compostagem
(Fonte: Sharma et al. 1997, p. 458)
28
3.1.2 Elementos biológicos fundamentais na compostagem
A microbiologia estuda alguns organismos que são predominantemente semelhantes
aos vegetais, outros que são similares aos animais e, um terceiro grupo, que tem
características comuns aos animais e vegetais. Haeckel (Pelczar et al., 1980), em 1866,
apresentou uma das primeiras proposições de classificações para este terceiro grupo. Esses
organismos foram chamados de protistas e colocados no reino Protista, constituído,
unicamente, por seres unicelulares. Assim, de modo geral, estes são as bactérias, algas, fungos
e protozoários, excluindo-se os vírus que não são organismos celulares. Mais tarde, os
microrganismos foram divididos em duas categorias: procariontes e eucariontes. A divisão
depende de algumas diferenças na estrutura celular. As algas azul-verdes e as bactérias são
organismos procarióticos. Entre os microganismos eucarióticos estão os protozoários, os
fungos e as demais algas, as células animais e vegetais também são eucarióticas. Segundo
Pelczar et al. (1980) os termos protistas inferiores e protistas superiores são usados, algumas
vezes, para designar os microrganismos procarióticos e eucarióticos, respectivamente.
Outra classificação dos organismos é baseada na utilização de fonte de energia e
quanto à forma de ingestão de carbono, ou seja: fototróficos, usam energia radiante,
quimiotróficos, utilizam compostos quimicos; autotróficos, absorvem pequenas quantidades
de CO
2
, estes podem ser fotoautotróficos e quimioautotróficos (Pelczar et al, 1981). Os
organismos chamados heterotróficos são aqueles que requerem um ou mais compostos
orgânicos que não apenas o dióxido de carbono para a síntese do seu conteúdo plásmático
celular (IBGE, 2004).
Os microrganismos aumentam a fertilidade do solo pela conversão (fixação) do
nitrogênio atmosférico em compostos nitrogenados, utilizados pelas plantas na síntese de
proteínas. Convertem as substâncias orgânicas em compostos inorgânicos, tornando-os úteis
para os vegetais (Pelczar et al., 1980).
A transformação biológica da matéria orgânica crua biodegradável ao estado de
matéria orgânica humificada, dá-se pelo trabalho dos microrganismos que participam do
processo; sendo assim, é influenciada por todos os fatores que afetam a atividade dos
mesmos. Os principais microrganismos responsáveis pelo processo de compostagem são as
bactérias, os fungos e os actinomicetos (Bidone e Povinelli, 1999). Segundo Kiehl (1998) na
29
degradação da matéria orgânica também participam outros organismos como: algas,
protozoários, nematóides, vermes, insetos e suas larvas.
Na decomposição aeróbia, as proteínas são primeiramente hidrolisadas por enzimas
proteolíticas produzidas pelos microrganismos, gerando polipeptídeos, aminoácidos e outros
derivados nitrogenados, os quais podem ser utlizados por outros microrganismos; o nitrogênio
orgânico é convertido à forma amoniacal, sendo a quantidade produzida função do teor de
proteína, de carboidratos e de outros contituintes de menor importância (Kiehl, 1985).
No início da decomposição da matéria orgânica, na etapa mesófila (40 a 50ºC)
predominam as bactérias e fungos produtores de ácidos orgânicos e de pequenas quantidades
de ácidos minerais. Kiehl (1985) afirmou que com a elevação da temperatura (fase termófila)
a população dominante será de actinomicetes, bactérias e fungos termófilos ou
termotolerantes. Isto ocorrerá, principalmente, pela disponibilidade de oxigênio. O autor
também afirmou que as bactérias formadoras de esporos se desenvolverão em temperaturas
acima de 70ºC. Com o abaixamento da temperatura e extinção dos açucares e amidos,
reaparecem as bactérias e fungos mesófilos.
A etapa de humificação do composto é conduzida por microrganismos específicos que
sintetizam os polímeros complexos criando substratos para futuras atividades biológicas
(Sharma et al., 1997).
Para Goldstein (1987) apud Devens (1995) a predominância dos microrganismos é
influenciada, principalmente, pelos parâmetros: substâncias químicas da matéria que está
sendo digerida com maior intensidade, teor de umidade, disponibilidade de oxigênio, relação
C:N, pH e temperatura.
Segundo Kiehl (1985), em sistema de compostagem bem arejado, os principais
organismos responsáveis pela decomposição da matéria orgânica, as bactérias, os fungos e os
actinomicetos, multiplicam-se espantosamente em toda a massa.
3.1.2.1 Bactérias
30
As bactérias são organismos unicelulares procarióticos ou formam simples associações
de células similares; sua multiplicação é feita, normalmente, por divisão primária simples
(Pelczar et al., 1980)
Para Devens (1995) as características mais marcantes das bactérias para o processo de
compostagem são: exigências nutritivas, condições físicas necessárias ao crescimento e
reprodução.
Todas as formas de vida, dos microrganismos aos seres humanos, necessitam de
substâncias químicas para o seu crescimento. As bactérias absorvem P, N, Mn, Fe, Zn, Cu e
outros elementos de substâncias orgânicas, podendo ainda o N ser retirado da atmosfera
(Pelczar et al, 1980 apud Devens, 1995).
O termo “crescimento”, tal como é comumente aplicado às bactérias e a outros
microrganisnos, refere-se, usualmente, às alterações havidas na cultura das células e não às
alterações de um organismos isolado (Pelczar et al., 1980)
Uma vez que todos os processos de crescimento dependem de reações químicas e que
essas reações são influenciadas pela temperatura, o crescimento bacteriano pode ser
profundamente afetado por esta condição.
Quanto às exigências atmosféricas, o oxigênio e o dióxido de carbono são os
principais gases que afetam o crescimento bacteriano. As bactérias, em relação a resposta ao
oxigênio livre, são divididas em quatro grupos (Pelczar et al., 1980):
• bactérias aeróbias: crescem na presença de oxigênio livre;
• bactérias aneróbias: crescem na ausência de oxigênio livre;
• bactérias anaeróbias facultativas: crescem tanto na presença como na ausência de oxigênio
livre;
• bactérias microaerófilas: crescem na presença de pequenas quantidades de oxigênio livre
Para a maioria das bactérias, o pH ótimo de crescimento se localiza entre 6,5 e 7,5. As
variações mínimas e máximas, para a maior parte das espécies, estão entre pH 4 e pH 9
(Pelczar et al., 1980).
31
3.1.2.2 Fungos
Os fungos são organismos heterotróficos, obtendo sua alimentação a partir da matéria
orgânica inanimada ou nutrindo-se como parasitas de hospedeiros vivos. Como saprófitas,
decompõe resíduos complexos de plantas e animais, transformando-os em formas químicas
mais simples, que retornam ao solo (Pelczar et al., 1980). Esses microrganismos são
eucarióticos quimiorganotróficos. Reproduzem-se, naturalmente, por meio de esporos, com
poucas exceções. Os fungos não tem clorofila, são filamentosos em geral (5 a 10 µm de
dimensão transversal) e comumente ramificados.
Segundo Pelczar et al. (1980), fisiologicamente, os fungos (bolores) adaptam-se a
sobrecargas mais severas do que a maioria dos microrganismos. Por exemplo, os fungos
podem crescer em substratos com concentrações de açucar intoleráveis para as bactérias, já
que não são tão sensíveis às altas pressões osmóticas. Podem tolerar e crescerem em
concentrações altas de ácidos, suportando variações de pH entre 2 e 9, embora o ótimo, para a
maioria das espécies, esteja situado em torno de 5,6 (Pelczar et al., 1980). Quanto à umidade,
embora seja exigida para o desenvolvimento dos fungos e que possam retirar água da
atmosfera, esses são capazes de sobreviver em ambientes desidratados que inibiriam as
bactérias não-esporuladas. Para o mesmo autor, quando o ambiente se desidrata, os fungos
produzem esporos ou entram em estado de vida latente.
3.1.2.3 Actinomicetos
Os actinomicetos são do grupo de bactérias corineformes; este grupo é formado pela
família Propionibacteriaceae e pela ordem Actinomycetales (Pelczar et al, 1980).
Segundo Pelczar et al. (1980) os microrganismos pertencentes à ordem
Actinomicetales são caracterizados por serem filamentosos e ramificados. Não formam
esporos do tipo encontrado nas verdadeiras bactérias, embora muitas espécies produzam
esporos semelhante aos fungos. O crescimento celular ramificado (micélio), juntamente com
os métodos especializados de esporulação, relacionam esses germes com os fungos; deste
modo, os membros da ordem Actionomycetales são designados como bactérias semelhantes
aos fungos. Do lado bacteriano, os actinomicetos se relacionam com os germes gram-
positivos, não esporulados (Pelczar et al., 1980). Frobisher et al. (1974) citaram algumas
diferenças entre fungos e os actnomicetos: o diâmetro dos filamentos das actinomicetos é de 1
32
a 5 µm de diâmetro, enquanto nos fungos é de 10 a 20 µm e a estrutura das células dos
actinomicetos é procarioótica, dos fungos é eucariótica.
3.1.3 Principais variáveis de controle do processo
Sendo a compostagem um processo biológico aeróbio, os fatores mais importantes que
influenciam a degradação da matéria orgânica são a aeração, os nutrientes e a umidade. A
temperatura também é um fator importante, principalmente no que diz respeito à rapidez do
processo de biodegradação e à eliminação de patógenos, porém é resultado da atividade
biológica (Fernandes e Silva, 1999).
3.1.3.1 Umidade
Sem água, não há vida. Esta circunstância, por si só, já demonstra a importância da
umidade na compostagem. Para que o processo ocorra idealmente, é importante buscar-se o
equilíbrio água-ar, o que é obtido mantendo-se o material em processamento com um teor de
umidade da ordem de 55%. Umidades superiores a 60% levam a anaerobiose e inferiores a
40%, reduzem significativamente a atividade biológica (Bidone e Povinelli, 1999). Com
umidade abaixo de 40%, a decomposição será aeróbia, mas lenta, predominando a ação de
fungos, pois as bactérias estarão pouco ativas (Kiehl, 1998).
Os resíduos orgânicos domésticos ou domiciliares apresentam naturalmente uma
umidade ao redor de 55%, razão pela qual a compostagem representa uma interessante
alternativa para a sua transformação em húmus. Materiais fibrosos podem exigir,
inicialmente, umidade de 60%. Lodos de esgoto em geral, com umidades normalmente
superiores a 90%, devem sofrer uma desidratação prévia, antes de serem encaminhados para
processamento. Além disso, agentes estruturantes poderão ser agregados aos mesmos, visando
reduzir a sua densidade e evitando a compactação excessiva da leira (Bidone e Povinelli,
1999).
3.1.3.2 Aeração
A compostagem deve ser realizada em ambiente aeróbio. Além de mais rápida e
melhor conduzida, não produz mau cheiro nem proliferação de moscas. A aeração pode
33
ocorrer por revolvimento manual ou por meios mecânicos, com insuflamento de ar (Bidone,
1996).
A dificuldade em se medir o O
2
na pilha, faz com que o controle se realize pela
avaliação da temperatura, da umidade e do tempo de revolvimento. Externamente, a pilha
contém 18 a 20 % de O
2
, próximo a atmosfera; no interior da pilha, o oxigênio vai baixando,
até que em profundidades maiores que 0,60 m, reduz-se a 0,5 a 2 %, na base e no centro da
pilha. Considera-se que idealmente, na etapa termófila, a concentração de O
2
deva ser de 5 %,
já se encontrando no entanto 0,5 % sem sintomas de anaerobiose. Para fins de
dimensionamento de equipamentos eletro-mecânicos de insuflamento de ar nas leiras de
compostagem, são recomendados 0,3 a 0,6 m
3
de ar por quilograma de sólidos voláteis por dia
(Bidone, 1996; Bidone e Povinelli, 1999).
Segundo a USEPA (1994) a quantidade de oxigênio necessária para a compostagem
depende do estágio do processo, do tipo de resíduo, do tamanho da partícula e da umidade do
substrato.
Na primeira etapa de compostagem é notada a grande necessidade de suprimento de
oxigênio para dar início ao processo. Segundo Sharma et al. (1997) a etapa inicial da
compostagem necessita de 5 - 15% de oxigênio. Por outro lado, na última etapa prefere-se
condições menos oxidativas, onde as atividade biológicas são mais fracas e a temperatura é
reduzida, sendo requerida a percentagem de oxigênio de 5%.
Teoricamente, a degradação dos sólidos voláteis do material a ser compostado pode
ser estimada pela reação química de uma molécula biodegradável :
C
10
H
19
O
3
N + 12,5 O
2
10 CO
2
+ 8 H
2
O + NH
3
Com base na equação acima, são necessárias 2g de oxigênio por grama de sólidos
voláteis biodegradáveis para oxidação da matéria orgânica biodegradável. Caso o objetivo da
aeração seja também o de secar o composto, então a necessidade de ar pode ser 10 vezes
maior (Fernandes e Silva, 1999).
3.1.3.3 Temperatura
34
A compostagem aeróbia pode ocorrer em regiões tanto de temperatura termofílica
(45ºC a 85ºC) como mesofílica (25ºC a 43 ºC) (Andreoli, 2001).
Modesto Filho (1999) e Kiehl (1998) definem três etapas bem definidas na
compostagem em relação a temperatura. Sendo a primeira etapa mesofílica, a segunda etapa
termofílica e a terceira etapa mesofilíca, correspondendo as duas primeiras de estabilização da
matéria orgânica e a última de humificação ou maturação da matéria orgânica. Já, Bidone e
Povinelli (1999) definem quatro etapas da compostagem. A Etapa 1, de elevação da
temperatura até o limite preconizado como ótimo na compostagem, pode levar algumas horas
(entre 12 e 24 horas) ou alguns dias, dependendo dos condicionantes ambientais na região
onde se encontra o pátio de processamento. Atingida uma temperatura entre 55°C e 60°C,
introduz-se um fator externo de controle – o revolvimento - com ou sem umidificação, ou a
aeração mecânica, realizada de forma intermitente, conduzindo-se, então, a bioestabilização
na faixa de aquecimento adequada. A etapa 2, de degradação ativa do material orgânico no
método convencional “windrow”, podendo demorar de 60 a 90 dias. Quando as leiras são
operadas na forma “estática aerada”, o período resulta significativamente menor, da ordem de
30 dias. Na etapa 3, inicia-se o resfriamento do material que, em condições normais, leva de
três a cinco dias. A etapa 4, de maturação ou cura do material compostado, com a formação
de ácidos húmicos, leva de 30 a 60 dias. A figura 3.3 representa esquematicamente as quatros
etapas da compostagem.
Temperatura
1
4
2
3
Mesofílica
Degradação ativa
Maturação
tempo
50 – 60 ºC
Fator externo de controle
Figura 3.3 - Esquema das etapas da compostagem
(Fonte: Bidone, 1996, p. 43)
35
Embora a elevação da temperatura seja necessária e interessante para a eliminação de
microrganismos patogênicos, alguns pesquisadores observaram que a ação dos
microrganismos sobre a matéria orgânica aumenta com a elevação da temperatura até 65ºC;
acima deste valor, o calor limita as populações aptas, havendo o decréscimo da atividade
biológica (Andreoli, 2001).
Alguns autores julgam que a faixa ótima para a ocorrência do processo é a
compreendida entre 50°C a 70
o
C, dando preferência para um valor médio ao redor de 55
o
C;
temperaturas acima de 65°C são desaconselháveis, uma vez que mantidas por longos
períodos, eliminam os microrganismos bioestabilizadores, responsáveis pela transformação do
material bruto em húmus. Na faixa ideal, ocorre a quase completa erradicação do meio de
ervas daninhas e dos microrganismos patogênicos, o que garante a qualidade sanitária do
composto. São perceptíveis no âmbito das pilhas/leiras, somente algumas cepas mais
resistentes, e parasitas de origem não humana, provenientes de animais que normalmente
acercam-se do material em processamento em busca de alimento. Além disso, elevadas
temperaturas levam a pesadas perdas de nitrogênio, na forma de amônia, empobrecendo o
composto em termos nutricionais (Bidone e Povinelli, 1999).
O aquecimento das pilhas/leiras de compostagem ocorre naturalmente, em função do
processamento do material pelos microrganismos cujo metabolismo é exotérmico. A
passagem da etapa psicrófila para a mesófila e, subseqüentemente, para a termófila ocorre
rapidamente, com a multiplicação da massa de microrganismos em dois a três dias.
Idealmente, a etapa termófila deve ser mantida por pelo menos um mês (Bidone e Povinelli,
1999).
O controle da faixa ideal de temperatura é realizado através do revolvimento do
material em processamento, ou de sua irrigação, ou de ambos; baixas temperaturas são
indicativos de alta umidade, e temperaturas elevadas indicam baixa umidade. Também, como
as pilhas/leiras apresentam diferentes temperaturas da parte mais interna a mais externa, o seu
volume e a sua configuração geométrica também podem interferir na temperatura . Portanto, o
controle da temperatura pode ser feito com o abaixamento da altura da pilha, irrigação e
revolvimento. É importante referir que o revolvimento, por si só, não evita que de 6 a 12
horas após haja a recuperação do calor (Bidone e Povinelli, 1999).
36
Atualmente, a aeração também é usada como meio de controlar a temperatura. Em
certos casos, o insuflamento de ar comprimido na massa do composto pode ser de 5 a 10
vezes maior do que o estritamente necessários à respiração microbiana, tendo assim a função
de dissipar o calor liberado no processo (Andreoli, 2001).
3.1.3.4 Relação carbono:nitrogênio
A relação C:N (peso em peso) ideal para a compostagem é frequentemente
considerada como 30:1. Dois terços do carbono são liberados como dióxido de carbono que é
utilizado pelos microrganismos para obter energia e o outro terço do carbono em conjunto
com o nitrogênio é utilizado para constituir as células microbianas (note-se que o protoplasma
microbiano tem uma relação C:N próxima de 10:1 mas, para efetuar a síntese de dez carbonos
com um nitrogênio, e assim constituir o seu protoplasma, os microrganismos necessitam de
vinte carbonos, aproximadamente, para obter energia). As perdas de nitrogênio podem ser
muito elevadas (por exemplo, de 50%) durante o processo de compostagem dos materiais
orgânicos, particularmente quando faltam os materiais com elevada relação C:N. Para baixa
relação C:N o nitrogênio ficará em excesso e poderá ser perdido como amônia causando
odores desagradáveis. Para alta relação C:N, a falta de nitrogênio irá limitar o crescimento
microbiano e o carbono será degradado lentamente com temperaturas baixas. Um volume de
três partes de materiais ricos em carbono para uma parte de materiais ricos em nitrogênio é
uma mistura muitas vezes utilizada. Com o aumento dos materiais ricos em carbono
relativamente aos nitrogenados o período de compostagem requerido aumenta. (ESALPL -
Manual de Compostagem, 2005).
Segundo Kiehl (1998) a relação C:N de resíduos orgânicos pode variar de 8:1 até 80:1.
Já Andreoli (2001) constata que a relação C:N pode variar de 20:1 a 70:1 de acordo com a
maior ou menor biodegradabilidade do substrato.
Para Russo (2003) a relação C:N decorre da própria definição de compostagem, como
processo biológico, onde os elementos C e N são fundamentais, pois constituem elementos
presentes nas células microbianas, em que C representa em média 50% e N de 2 a 8%. A
relação C:N depende do microrganismo e do meio de crescimento. O mesmo autor cita que a
relação C:N é utilizada como indicador da estabilidade biológica do composto, definindo a
qualidade do produto resultante da compostagem de resíduos urbanos. No entanto, este
parâmetro não dispensa uma interpretação com base nas características iniciais do produto,
37
constituindo melhor avaliação a análise dos valores C:N inicial e final. Deste modo, a relação
C:N tem sido objeto de pesquisa por parte de muitos autores, que propuseram relações ótimas
para a compostagem (Tabela 3.1). Alguns autores apresentam um intervalo de variação que
refletirá melhor os mecanismos metabólicos envolvidos. Com efeito, a disponibilidade de C é
a maior fonte de energia para os microrganismos, porém a sua eficiência não é 100% e a
demanda de C é maior que a do N. Apesar da grande diferença de demandas, a carência de N
é limitante no processo, por ser essencial para o crescimento e reprodução celular. Quando
parte do carbono disponível é de difícil ataque, como a lignina, celulose e hemicelulose, será
aconselhável uma relação C:N maior, pois o C biodisponível é inferior ao C total. Quando há
um decréscimo da C:N inicial de 35:1 a 40:1 para uma relação final de 18:1 a 20:1, traduz-se
normalmente por um avanço no grau de maturação. Por outro lado, se o material a compostar
for rico em N, ou seja, com baixa C:N (10:1 ou inferior), com o avanço da degradação a
relação tende a aumentar devido à perda do N (Zucconi et al, 1987 apud Russo, 2003). Apesar
dos valores sugeridos pelos pesquisadores para a relação C:N ótima na compostagem,
constata-se que não poderá ser um valor absoluto, mas que varia com as características do
material a compostar.
Tabela 3.1 - Relações C:N ótimas para a compostagem
Relação C:N Autor Ano
30:1 - 35:1 Gotaas, H. B. 1959
30:1 Haug, R. T. 1980
< 20:1 Cardenas et al 1980
20:1 - 30:1 Gouleke, C. G. 1981
25:1 Bertoldi et al 1983
30:1 - 40:1 Pereira Neto, J. T. 1989
25:1 – 40:1 Richard, T. L. 1992
(Fonte: Russo, 2003)
O acompanhamento da relação C:N durante a compostagem permite conhecer
portanto, o andamento do processo, indicando quando o composto atingiu a semicura ou
bioestabilização (relação C:N em torno de 18:1) e depois transformou-se no produto acabado
ou humificado (relação C:N em torno de 10:1) (Kiehl, 1998).
Entre os parâmetros definidos pela Portaria nº 1 de 4 de março de 1983 do Ministério
da Agricultura está a relação C:N. O composto orgânico para ser aplicado ao solo deverá ter
38
no máximo 18:1 de relação C:N (Fernandes e Siva, 1999). A adição de um composto de
elevada relação C:N ao solo, conduz à competição pelo nitrogênio disponível, entre
microrganismos e plantas, enquanto que uma relação baixa pode favorecer o desenvolvimento
das plantas.
A figura 3.4 representa as etapas de transformação do carbono e do nitrogênio ao
longo do período de estabilização (Bidone, 1996; Kiehl,1985).
C:N
60
8
33
12
17
0
INICIAL BIOESTABILIZAÇÃO
HÚMUS
HUMIFICAÇÃO
Imobilização de NO
3
e NH
4
N
em imobilização, nem mineralização de N
Mineraliza
ç
ão de N
Mineralização de húmus
15 a 30 dias
30 a 60 dias
Tem
p
o de com
p
osta
g
e
m
Figura 3.4 - Etapas de decomposição
(Fonte: Bidone, 1996, p. 43; Kiehl, 1985, p. 257)
3.1.3.5 pH
A compostagem aeróbia provoca a elevação do pH da massa em biodegradação. Ao
início do processo, o material produzido pode tornar-se mais ácido (de 5 a 6), devido a
formação de ácidos minerais e gás carbônico. Estes logo desaparecem, dando lugar aos ácidos
orgânicos, que reagem com as bases liberadas da matéria orgânica, neutralizando e
transformando o meio em alcalino, chegando a valores de 8 a 8,5. Isto é devido
principalmente a decomposição das proteínas bem como pela eliminação do gás carbônico.
Assim é que independentemente do uso de corretivos, a compostagem conduz à formação de
matéria orgânica húmica com reação alcalina (Bidone e Povinelli, 1999).
39
Quando o pH no inicio da compostagem é elevado, associado a altas temperaturas,
causa a perda de nitrogênio por volatilização da amônia (De Bertoldi, M., Zucconi, F., 1980
apud Russo, 2003). Vários autores consideram que o pH afeta compostagem e difícil de ser
controlado durante o processo. No entanto, Pereira Neto (1987, 1992) apud Russo (2003)
constatou nos seus trabalhos que o pH é auto regulado no processo de compostagem, não
merecendo, por isso, uma preocupação especial em controlá-lo durante o processo de
compostagem.
3.1.3.6 Tamanho da partícula
De modo geral, as partículas destinadas à compostagem de resíduos sólidos orgânicos
devem apresentar dimensões entre 25 e 75 mm (Fernandes e Silva, 1999). Se as partículas
forem muito finas, pode ocorrer compactação excessiva do material. Para evitá-la, deve-se
agregar material sólido (por exemplo, cavacos de madeira) à massa, melhorando a
sustentação, a porosidade e a decorrente aeração. Por outro lado, se as partículas forem muito
grossas, deve-se triturá-las antes da montagem das leiras (Bidone e Povinelli, 1999).
Segundo Russo (2003), o tamanho das partículas tem importância na oxigenação da
massa em compostagem. Partículas menores que 2 mm são muito finas e a aeração é mais
difícil, enquanto que acima de 16 mm facilita o arejamento natural, sem revolvimentos
constantes. Por outro lado, quanto menor forem as partículas, maior será a área de ataque
pelos microrganismos (Gotaas, 1956; Bertoldi et al., 1983 apud Russo, 2005). Deste modo,
deve procurar-se um compromisso entre necessidades de arejamento e área exposta a ataque
por microrganismos).
Para compostagem de resíduos orgânicos de origem urbana, Pereira Neto (1989) apud
Russo (2003) recomenda uma granulometria de 20 até 50 mm, por facilitar a oxigenação ao
formar uma massa porosa por onde passa o ar rico em oxigênio. Deste modo, a granulometria
influi em diversos parâmetros da compostagem, como oxigenação, umidade e temperatura.
3.1.4 Métodos convencionais de compostagem
Primitivamente o método de compostagem, utilizado em larga escala nas áreas
agrícolas, envolvia simplesmente a estocagem de materiais putrescíveis, levando alguns
40
meses para ser degradado. Este método, espontâneo e sem biotecnologia, atualmente não é
aceito ambientalmente, pelo fato de não garantir a qualidade final do produto, o composto
orgânico.
O fluxograma apresentado na figura 3.5 é aplicável a qualquer operação de
compostagem de resíduos sólidos urbanos, embora o peneiramento, algumas vezes, não seja
requerido. A maior diferença entre os processos de compostagem está na metodologia de
aeração. Genericamente, podem ser divididos em três tipos, tais como: compostagem em
leiras com revolvimento mecânico, sistema “windrow”; compostagem em leiras estáticas
aeradas e compostagem em reatores biológicos.
RESÍDUO BRUTO
TRIAGEM, TRITURAÇÃO E HOMOGENIZAÇÃO
COMPOSTAGEM
MATURAÇÃO
PENEIRAMENTO
UTILIZAÇÃO
ESTOCAGEM
Figura 3.5 - Fluxograma típico de um processo de compostagem
(Fonte: Shaub e Leonard, 1996, p. 263).
Uma comparação qualitativa destes três métodos é apresentada na figura 3.6.
Geralmente, sistemas com alta tecnologia requerem maiores investimentos, mas resultam em
melhores condições de controle e maiores taxas de oxidação. Processos envolvendo altas
taxas de biodegradação da matéria orgânica necessitam de menores áreas de projeto. No
entanto, a seleção do método a ser utilizado depende primeiramente da natureza do resíduo,
41
da localização da unidade de processamento e dos recursos financeiros disponíveis (Shaub e
Leonard, 1996).
WINDROW
LEIRAS
AERADAS
REATORES
INCREMENTO
EM ÁREA
ALTA
TECNOLOGIA-MAIS
CONTROLE
CUSTO
COMPLEXIDADE
Figura 3.6 - Comparação esquemática dos métodos de compostagem
(Fonte: Shaub e Leonard, 1996, p. 263).
3.1.4.1 Compostagem pelo sistema “windrow”
Neste método de compostagem é necessário que o local do processo seja tecnicamente
apropriado. O projeto deve levar em consideração as condições do solo, topografia, sistema de
drenagem existente, além de outras características específicas. As leiras devem ser
dimensionadas de forma que não haja perda de calor para manutenção do processo (Sharma et
al, 1997).
A mistura e aeração dos resíduos orgânicos no sistema “windrow” é realizada através de
revolvimentos realizados por equipamentos mecânicos. A introdução de ar na massa de
sólidos é feita por difusão e convecção (Andreoli, 2001). No momento em que é realizado o
revolvimento, a matéria orgânica entra em contato com a atmosfera rica em oxigênio, o que
permite suprir momentaneamente as necessidades de aeração do processo biológico. O efeito
do revolvimento é limitado e depende de outros fatores, principalmente porosidade, umidade
e nutrientes (Fernandes e Silva, 1999).
Existem máquinas específicas para misturar e revolver o composto, sendo estas
máquinas de dois tipos básicos (Fernandes e Silva, 1999):
• implementos tracionados por tratores agrícolas, alguns já fabricados no Brasil;
42
• equipamentos auto-propelidos, que se deslocam sobre a leira e realizam o revolvimento,
deixando as leiras com dimensões padrão, fixadas pelo modelo do equipamento (Figuras
3.7 e 3.8).
Figura 3.7 - Equipamento auto-propelido para revolvimento de leiras
(Fonte: Fernandes e Silva, 1999.)
Figura 3.8 - Equipamento para revolvimento de leiras
Fonte: Fernandes e Silva, 1999.
Na prática, utilizam-se pás carregadeiras ou retroescadeiras (Figura 3.9), que são
equipamentos convencionais de obras de terraplenagem, cuja eficiência é menor, porém
podem ser usadas com bons resultados (Fernandes e Silva, 1999).
43
Figura 3.9 - Retroescavadeira utilizada para revolvimento de leiras de compostagem
Fernandes e Silva (1999) afirmaram que a altura e seção das leiras dependem do resíduo
estruturante e do método de construção das leiras, sendo que as mais comuns são as de seção
triangular com altura de 1,50 a 1,80 m e 4,0 a 4,5 m de base e apresentam resultados
comprovados. Porém, é possível variar as dimensões, como mostra a tabela 3.2. O
espaçamento entre as leiras deve ser determinado em função das características do
equipamento que fará o revolvimento (Fernandes e Silva, 1999).
Tabela 3.2 - Comparação entre as dimensões das leiras e áreas necessárias para a
compostagem pelo sistema “windrow”
Parâmetro Baixo Médio Alto
Altura (m) 0,9 1,4 2,1
Base (m) 3,7 4,3 7,0
Volume por comprimento (m
3
/m) 1,7 3,0 7,35
Relação superfície/volume (m
2
/m
3
) 2,2 1,43 0,95
(Fonte: adaptado de Fernandes e Silva, 1999, p. 42.)
Para Kiehl (1998) o programa de revolvimento das leiras deve ser baseado na
concentração de oxigênio, na temperatura e na umidade, considerando-se o parâmetro mais
deficiente ou apenas dois ou os três conjuntamente.
Segundo Fernandes e Silva (1999), durante a compostagem, as leiras devem ser
revolvidas no mínimo três vezes por semana para atender os seguintes objetivos:
• aerar a massa de resíduos em compostagem;
44
• aumentar a porosidade do meio, que sofre uma compactação natural devido ao peso
próprio do resíduo;
• homogeneizar a mistura;
• expor as camadas externas às temperaturas mais elevadas do interior da leira, melhorando
a eficiência da desinfecção;
• em alguns casos, reduzir a granulometria dos resíduos;
• diminuir o teor de umidade dos resíduos;
• controlar a temperatura do processo.
O sistema de leiras revolvidas pode gerar alguns problemas de odor no início do
processo. Esta emissão é mais intensa no momento do revolvimento. Formas de amenizar este
problema é aumentar a frequência de revolvimento, para evitar anaerobiose (Fernandes e
Silva, 1999). A figura 3.10 mostra a seção de uma leira de composto indicando como se dá o
movimento do ar quente em seu interior. Resultado do fenômeno da convecção, o fluxo de ar
quente é importante para garantir o suprimento de oxigênio aos microrganismos. As forças de
convecção aumentam a pressão do ar no centro da pilha à medida que a temperatura se eleva,
fazendo-o deslocar-se como indicam as setas e sair pela crista do composto. Desta forma é
realizada a circulação de ar dentro da leira. O suprimento de oxigênio dependerá
principalmente dos espaços vazios, da umidade e da frequência de revolvimento (Kiehl,
1985).
Figura 3.10 – Fluxo de ar quente no interior do composto
(Fonte: Kiehl, 1985, p. 250).
Segundo Kiehl (1985), há uma relação ideal entre a porosidade e o conteúdo de água do
material orgânico em compostagem. De maneira geral, a porosidade total deve estar entre
30% e 36% e teor de umidade entre 55% e 65%. Materiais de consistência firme e de
granulometria grosseira, estruturalmente resistentes, garantem melhor aeração, pelo fato de
não compactarem-se pela pressão exercida pelas camadas superiores. Materiais tenros,
45
amorfos e de granulometria fina, como lodos, possuem poucos espaços vazios, sendo difícil
manter boa aeração na pilha ou leira.
Normalmente, em sistemas “windrow”, onde a mistura de resíduos está bem
equilibrada, nos primeiros 2 - 4 dias de compostagem, a temperatura deve passar dos 55ºC e
se estabilizar em torno de 60º, durante toda a etapa de estabilização, que terá duração variável,
em função das características dos resíduos e da operação do sistema. Um período de 1 a 2
meses, normalmente é suficiente para que a etapa termófila complete seu ciclo. Na etapa
seguinte, de maturação, o composto normalmente é transportado para um pátio específico,
onde a necessidade de aeração é menor, podendo o revolvimento ser realizado a cada 20-25
dias. O final da etapa de maturação pode ser comprovado por testes específicos, porém tem
duração média, de 2 a 3 meses. Após a maturação, o composto pode ser peneirado e ensacado,
ou então vendido a granel (Fernandes e Silva, 1999).
Um sistema “windrow” simplificado é apresentado no manual da agência de proteção
ambiental dos Estados Unidos (USEPA, 1994). Denominado compostagem passiva, é
utilizado principalmente para resíduos com partículas uniformes, como é o caso dos resíduos
de podas picados. Embora seja aplicável para qualquer tipo de resíduos, não é recomendável
para resíduos domiciliares e outros que podem gerar problemas de odores, como lodos que
contém altos teores de nitrogênio. Este sistema é o mais econômico e consiste da montagem
das leiras e de um revolvimento a cada ano. O controle da umidade é necessário para manter o
processo na faixa ideal. A medida essencial de qualquer processo é a temperatura, que indica
a eficiência da compostagem. Neste processo também pode-se controlar a temperatura e
umidade pela configuração geométrica da leira. Este sistema de compostagem é simples, no
entanto é sugerido que seja implantado em regiões com pouca densidade populacional e com
proteção ambiental através da instalação de cortina vegetal para emanação dos odores.
3.1.4.2 Compostagem em leiras estáticas aeradas
O método foi desenvolvido na Estação Experimental de Beltsville, no Estado de
Maryland, USA (Kiehl, 1998), sendo conhecido como método da pilha estática, aplicado
inicialmente para lodo de esgoto. A leira estática aerada difere da compostagem natural, pelo
fato de não sofrer nenhum revolvimento. O sistema de leira estática não é recomendável para
todo tipo de resíduo sólido, pois para isto o material a ser compostado deve ser homogêneo e
46
possuir granulometria suficiente para garantir boa permeabilidade do ar insuflado, sob baixa
pressão.
O processo consiste em colocar no piso do pátio uma tubulação plástica ou metálica,
perfurada, de 10 cm de diâmetro em forma de retângulo e ligada a um exaustor. Sobre esta
tubulação, dispõe-se uma camada de madeira triturada com 15 a 20 cm de espessura, servindo
de leito filtrante para o lixiviado e também facilitar a passagem do ar na leira, que será
insuflado ou aspirado através dos orifícios da tubulação. Sobre esta drenagem é montada a
leira, formada pela mistura de resíduos (Kiehl, 1998). No final da montagem recobre-se a leira
com uma camada fina de composto maturado e peneirado, cuja finalidade é reter o calor na
pilha e filtrar os gases, diminuindo os odores. Fernandes e Silva (1999) recomendam 5 cm
para esta camada, enquanto Kiehl (1998) indica 30 cm. Kiehl (1998) afirmou que inicialmente
era realizada somente a aspiração intermitente. Depois passou-se a intercalar aspiração e
insuflação de ar. Nesta técnica, o ar retirado da leira é insuflado em composto pronto como
forma de reter os odores (Figura 3.11).
Figura 3.11 - Leira estática aerada
(Fonte: Andreoli, 2001, p.44)
Em estudos mais recentes de compostagem de lodos de esgoto, a madeira triturada foi
substituída por lascas de pneus velhos, e a tubulação perfurada foi substituída por estreitas
canaletas abertas no pátio, cheias com brita até o nível do piso e sobre estas, montada a pilha
estática. A aeração da leira se faz através de canaletas. Esta inovação permite que a operação
de disposição do material a ser compostado e a remoção do composto curado seja feita por
tratores com pá carregadeira, que podem trabalhar transitando livremente por todo o pátio.
Outra inovação para a aeração da leira estática é a abertura de canaletas de alvenaria, mais
47
largas que as anteriores, que são recobertas com placas removíveis de concreto contendo
perfurações por onde passa o ar insuflado ou aspirado. Terminada a cura do composto, faz-se
a secagem e o peneiramento, recuperando-se o cavaco ou as lascas de borracha, ao mesmo
tempo que se realiza o beneficiamento do composto (Kiehl, 1998).
De acordo com a Environmental Protection Agency (EPA), Connery apud Fernandes e
Silva (1999), observou-se que compostando lodo de esgoto a uma taxa de aeração (3,6
m
3
/min/t), 20 minutos após a parada do soprador, a atmosfera interna da massa de resíduos
apresentou condições anaeróbias. Portanto, os ciclos de funcionamento dos sopradores devem
levar em conta a dinâmica do consumo de oxigênio. A demanda de oxigênio também é
variável de acordo com a etapa do processo de compostagem, sendo pequena nos primeiros
dias e crescendo muito após a instalação da etapa termófila. Em seguida, quando a
temperatura diminui novamente a patamares mesófilos, o consumo de oxigênio cai novamente
(Fernandes e Silva, 1999).
O sistema de aeração forçada permite a formação de leiras em duas configurações, ou
seja: leiras isoladas, onde pode ser formada uma leira a cada dia e na outra forma de leiras
agrupadas, onde a massa de resíduos é colocada em blocos compactos de grandes dimensões,
sendo a primeira alternativa de melhor controle (Fernandes e Silva, 1999).
No Rio Grande do Sul já existem unidades de compostagem com leiras estática aeradas
para os resíduos sólidos domiciliares nos municípios de Sapiranga e Novo Hamburgo. No
entanto, observou-se que foram instaladas coberturas (pavilhão coberto) e em Novo
Hamburgo, também manta plástica sobre as leiras. A cobertura facilita o controle de umidade
da massa em decomposição (Figura 3.12).
Figura 3.12 -Instalação de aeração forçada no município de Novo Hamburgo
48
3.1.4.3 Compostagem em reatores biológicos
A compostagem realizada em reatores biológicos (In-vessel), é um processo com
sistema fechado, onde permite-se controlar todos os parâmetros importantes do processo.
Fernandes e Silva (1999) avaliaram que este tipo de processo apresenta-se vantajoso devido
ao período reduzido da etapa termofílica, o que em alguns casos conferiu à compostagem em
reatores, a denominação de “compostagem acelerada”. Devido as condições operacionais
deste sistema supõe-se que tenha mais eficiência na mistura, equilibrando a temperatura em
toda a massa de resíduos, garantindo a eliminação eficiente dos patógenos. Outra
característica importante deste tipo de tratamento é o maior controle dos odores, pois o
sistema é fechado e a aeração controlada.
De acordo com as características dos resíduos e do tipo de equipamento, o tempo de
detenção no reator biológico pode variar de 7 a 20 dias, portanto requer menor espaço para
implantação (Fernandes e Silva, 1999). A aeração é realizada sob pressão, onde a taxa é
facilmente controlável, devido o sistema ser fechado. Monitora-se a saída dos gases, sendo
que com O
2
abaixo de 2%, aumenta-se a vazão do ar para evitar a anaerobiose. A
Universidade Estadual de Londrina desenvolveu um reator piloto para a definição de
parâmetros de projetos de usinas de compostagem, que é dotado de um mecanismo de
retroalimentação, que em função do teor de oxigênio dos gases de saída, realiza
automaticamente a variação de vazão do ar, de acordo com as necessidades da compostagem
(Fernandes e Silva, 1999). Mesmo tendo uma etapa termófila mais rápida e intensa, o
composto ainda deve passar por um período de maturação de mais ou menos 60 dias, tal como
descrito para os sistemas anteriores, antes de ser utilizado. Esta tipo de sistema é dependente
principalmente de equipamentos mecânicos, comparando-se ao sistemas de leiras (Fernandes
e Silva, 1999).
De modo geral, os vários tipos de reatores enquadram-se em três grandes categorias:
• reatores de fluxo vertical: São constituídos por sistemas parecidos com silos verticais onde
os resíduos geralmente entram pela parte superior e percorrem o reator no sentido
descendente. O ar pode ser injetado em vários níveis ou apenas na parte inferior do reator;
• reatores de fluxo horizontal: geralmente em forma cilíndrica e são dispostos
horizontalmente. Por estas características às vezes são conhecidos como túneis. Os
resíduos entram por uma extremidade do reator e saem pela outra, com tempo de detenção
49
suficiente para realização da etapa termófila. Uma variação deste tipo de reator são os
túneis fechados onde o ar é injetado sob pressão ao longo do trajeto (Figura 3.13);
Figura 3.13 – Sistema de compostagem em túneis fechados com aeração forçada
(Fonte: BC Agricultural Composting Handbook, 1998)
• reatores de batelada: difere dos anteriores pelo fato do composto ficar confinado no
mesmo local, sem se deslocar. O reator geralmente é dotado de um sistema de agitação da
massa de resíduos, que pode ser por rotação lenta do reator em torno de seu próprio eixo,
ou por um sistema misturador interno. O revolvimento é necessário para limitar os
caminhos preferenciais de passagem do ar, no entanto, alguns reatores, entretanto, não
realizam esta operação.
Nos dois primeiros casos, os resíduos passam pelos reatores em fluxo contínuo, sendo
que o período de detenção é definido pela velocidade com que os resíduos percorrem o trajeto
de entrada até a saída do reator. No terceiro caso, o reator recebe uma determinada quantidade
de resíduos, processa-os, e quando a etapa termofílica chega ao final, o reator é aberto,
descarregado em batelada, recomeçando-se o processo com novos resíduos frescos. Dentre
estes, o mais utilizado é o sistema horizontal (sistema “DANO”), onde grandes cilindros com
aproximadamente 3 metros de diâmetro e 35 metros de comprimento, com capacidade diária
de 50 toneladas a um período de detenção de 3 dias. A temperatura atinge 55ºC. São
utilizados filtros especiais no fim do reator, que tem como objetivo limpar os gases de saída
do reator. A velocidade de rotação e o grau de inclinação do cilindro determina o tempo de
detenção (Sharma et al., 1996).
50
3.1.4.4 Vantagens e desvantagens dos sistemas
Uma compostagem eficiente não depende necessariamente de utilização de tecnologia
sofisticada. É necessário um controle da qualidade dos resíduos que serão processados e
monitoramento do processo, como forma de garantir a produção ambientalmente correta de
um composto orgânico. Para a determinação da tecnologia a ser utilizada, é necessário avaliar
os critérios técnicos e econômicos. As principais vantagens e desvantagens dos três sistemas
são apresentadas na tabela 3.3.
Tabela 3.3 - Principais vantagens e desvantagens dos diferentes sistemas de compostagem.
Sistema de
compostagem
Vantagens Desvantagens
Leiras
revolvidas
1. Baixo investimento inicial;
2. Flexibilidade de processar volumes
variáveis de resíduos;
3. Simplicidade de operação;
4. Uso de equipamentos simples
5. Produção de composto homogêneo e
de boa qualidade;
6. Possibilidade de rápida diminuição
do teor de umidade das misturas devido
ao revolvimento.
1. Maior necessidade de área, pois as leiras tem
que ter pequenas dimensões e há necessidade de
espaço livre entre elas;
2. Problema de odor mais difícil de ser
controlado, principalmente no momento do
revolvimento;
3. Muito dependente do clima. Em períodos de
chuva o revolvimento não pode ser feito;
4. O monitoramento da aeração dever ser mais
cuidadoso para garantir a elevação da
temperatura.
Leiras estáticas
aeradas
1. Baixo investimento inicial
2. Melhor controle de odores
3. Etapa de estabilização mais rápida
que o sistema anterios
4. Possibilidade de controle da
temperatura e da aeração
5. Melhor uso da área disponível que o
sistema anterior
1. Necessidade de bom dimensionamento do
sistema de aeração e controle dos aeradores
durante a compostagem
2. Operação também influenciada pelo clima
Compostagem
em reator
biológico
1. Menor demanda de área
2. Melhor controle do processo d
compostagem
3. Independência de agentes climáticos
4. Facilidade para controlar odores
5. Potencial para recuperação de energia
térmica (dependendo do tipo de sistema)
1. Maior investimento inicial
2. Dependência de sistemas mecânicos
especializados, o que trona mais delicada e cara a
manutenção
3. Menor flexibilidade operacional para tratar
volumes varáveis de resíduos
4. Risco de erro difícil de ser reparado se o
sistema for mal dimensionado ou a tecnologia
proposta for inadequada
(Fonte: Fernandes e Silva, 1999).
3.1.5 Métodos alternativos de compostagem
3.1.5.1 Vermicompostagem
51
A vermicompostagem é um tipo de compostagem na qual se utilizam as minhocas para
digerir a matéria orgânica, provocando sua degradação, melhorando a aeração e a drenagem
do material em etapa de maturação (Bidone e Povinelli, 1999).
As minhocas são vermes, de modo que o processo de compostagem com a sua
utilização vem sendo referido em inglês como "vermicomposting", originando em português o
neologismo vermicompostagem. Em nosso meio, há os que preferem a denominação
vermicultura (Bidone e Povinelli, 1999).
A vermicompostagem deve ser entendida como um processo de dois estágios.
Primeiro, a matéria orgânica é compostada de acordo com os padrões normais, em função da
variante de processo utilizada, com redução de microrganismos patogênicos e retorno à
condição de temperatura ambiente. Após a estabilização da temperatura, o material
compostado é transferido para leitos rasos, para não se aquecer demasiadamente e não se
compactar, pois os materiais de granulometria fina tem essa tendência. Faz-se então a
inoculação das minhocas, e 60 a 90 dias após, obtém-se o vermicomposto pronto, com
aumento na disponibilização de macro e micronutrientes e a formação de um húmus mais
estável (Bidone, 1996). A Eisenia foetida, verme normalmente utilizado em processos de
vermicompostagem, pela sua fácil adaptação em cativeiro, fornece na idade adulta um casulo
a cada cinco dias (Bidone e Povinelli, 1999), com três a seis minhocas viáveis, a que leva a
um crescimento exponencial de indivíduos durante o processo.
Na figura 3.14 podem ser visualizados espécimes adultos de Eisenia foetida utilizados
em experimentos de vermicompostagem, com comprimento aproximado de 10 cm.
Figura 3.14 - Minhoca Eisenia foetida
52
A função das minhocas é muito mais mecânica do que propriamente bioquímica.
Entretanto, após a ingestão de um determinado material, excretam-no com forma especial: são
os coprólitos, “casting” em inglês. Estes são o produto da biotransformação, que é levada a
efeito pelos microrganismos naturalmente existentes nos intestinos das minhocas. Assim, a
humificação é influenciada por todos os fatores que afetam a atividade dos mesmos. Por esta
razão, são válidas aqui todas as considerações constantes no tópico que aborda a questão dos
microrganismos, quando reportadas à compostagem (Bidone e Povinelli, 1999).
Os fatores que interferem no processo, no entanto, refletem também as necessidades
e/ou restrições impostas pelas minhocas, de forma a se garantir a manutenção de sua
capacidade prolífica, de seu peso, enfim, de sua perfeita adaptação ao meio em
vermicompostagem (Bidone e Povinelli, 1999).
Os principais fatores que interferem na vermicompostagem são: umidade, aeração
(que estabelece o nível de oxigenação), temperatura, relação C:N (concentração de
nutrientes), pH e tamanho das partículas (Bidone e Povinelli, 1999).
Uma breve descrição das condições exigidas para esses fatores é apresentada a seguir:
• Umidade
A umidade do material a ser vermicompostado deve situar-se na faixa de 70-75 % ,
embora resultados satisfatórios já tenham sido encontrados em substratos com umidades
menores, da ordem de 25 a 35 % (Bidone e Povinelli,1999).
• Oxigenação
A vermicompostagem deve ser realizada em ambiente aeróbio, embora hajam
referências da sobrevivência de minhocas em ambientes anaeróbios (Bidone e Povinelli,
1999). Para não morrerem por falta de oxigênio em dias de chuvas intensas as minhocas
sobem à superfìcie a procura de ar (Teixeira et al, 1999)
• Temperatura
53
As minhocas não toleram temperaturas muito altas, preferindo temperaturas amenas,
entre 12 e 18ºC. Algumas espécies se adpatam a temperaturas de até 25ºC (Teixeira et al,
1999)
• Relação C:N
As necessidades nutricionais no processo situam-se na mesma faixa de relação C:N da
compostagem, e uma relação entre 26:1 a 35:1 proporciona uma rápida e eficiente
estabilização. A experiência da CETESB relatada por Bidone e Povinelli (1999), em Novo
Horizonte/SP, vermicompostando material compostado prévia e convencionalmente (processo
windrow), sugeriu que as minhocas atuam bem em composto cuja relação C:N seja da ordem
de 10, resultando no vermicomposto uma relação C:N em torno de 5:1.
• pH
As minhocas preferem estercos a outros alimentos, porém engolem toda matéria
orgânica desde que não seja muito ácida, o que permite inferir-se que as mesmas atuam em
ampla faixa de pH (Bidone, 1996).
• Tamanho das partículas
A experiência de Bidone (Bidone et al, 2001) adquirida nas pesquisas com
vermicompostagem realizadas na Escola de Engenharia da Universidade de São Paulo, em
São Carlos/SP, e no Instituto de Pesquisas Hidráulicas da Universidade Federal do Rio
Grande do Sul, em Porto Alegre/RS, mostraram excelentes resultados para substratos brutos
triturados e peneirados em malhas de 2 mm. Há que se referir que embora mais lentamente, as
minhocas trabalham em materiais de maior granulometria, de moderada ou difícil
degradabilidade, como mostram as experiências realizadas pela Universidade do Vale do Rio
dos Sinos, em São Leopoldo/RS. É intuitivo, no entanto, que a menor granulometria facilita a
ingestão e por decorrência, o trabalho dos vermes, acelerando o processo (Bidone et al. 2001).
Somente após a estabilização da temperatura nas leiras de composatgem, em valores
próximos à temperatura ambiente, entre 20 e 28ºC é que se pode dar início à
vermicompostagem. Caso o material não esteja estabilizado e a temperatura volte a subir, as
minhocas morrerão ou fugirão (Teixeira et al., 1999).
54
3.1.6 Fontes potenciais de resíduos orgânicos
Os resíduos orgânicos podem ser classificados em duas categorias, tais como resíduos
agro-industriais e derivados de área urbanas (Sharma et al., 1997). Dentre estes, os principais
grupos são os dejetos de animais, os resíduos de colheitas, os restos de frutas e vegetais, a
biomassa aquática, os resíduos de peixes e similares, os resíduos industriais e os resíduos de
habitação humana, entre outros apresentados na tabela 3.4.
Tabela 3.4 - Fontes potenciais de matéria orgânica
Nº
1. Resíduos de agricultura (da colheita e de dejetos de animais): esterco e urina de animais,
casca de arroz, bagaços e outros resíduos de cereais.
2. Resíduos urbanos: fração orgânica do resíduo sólido domiciliar, lodos de tratamento de
esgotos, resíduos verdes (podas e limpeza de praças)
3. Resíduos de processamento de madeira: serragem, cavacos e cascas de madeira.
4. Resíduos de processamento de alimentos: indústria da cana, maltarias, leiteria,
processamento de peixes, resíduos de industria de doces, vinhos, óleos, etc.
5. Outros resíduos industrias: resíduos de fermentação, resíduos da indústria de papel e
celulose, lodo de tratamento de efluentes da indústria de tanino, etc.
6. Outros resíduos locais e especiais: casca de coco, bagaços, ervas de chás.
7. Resíduos humanos de habitações: fezes e urina.
8. Biomassa aquática: macrófitas.
(Fonte: Sharma et al., 1997)
Os resíduos gerados em atividades rurais estão facilmente disponíveis, no entanto
localmente de forma dispersa, para serem reaproveitados conjuntamente. Os resíduos
orgânicos urbanos podem mais facilmente ser utilizados conjuntamente em unidades de
tratamento. Lodos de esgoto, por exemplo, são uma fonte potencial importante de nitrogênio,
fósforo e potássio, que são elementos fundamentais para o crescimento das plantas (Sharma et
al., 1997).
O manejo intensivo de solos com aplicações sucessivas de culturas e mau uso de
fertilizantes minerais tem causado efeitos adversos ao ambiente. Diante disto, é crescente a
busca de alternativas que promovam a fertilidade do solo com o mínimo impacto ambiental.
Produtores tem avaliado a indicação de complementos minerais e orgânicos como forma
55
consorciada de fertilização. Com base nesta situação, a reciclagem da matéria orgânica tem se
tornado muito importante. A aplicação de fertilizante orgânico pode melhorar as propriedades
físicas, físico-químicas e biológicas do solo, elevando a sua produtividade. Lodos de esgoto
possuem quantidades consideráveis de nutrientes necessárias às plantas, como nitrogênio,
fósforo, potássio e outros metais, que podem valorizar o seu potencial fertilizante (Sharma et
al., 1997).
É importante salientar que a produção de um composto orgânico de boa qualidade
requer matéria orgânica que não esteja contaminada com substâncias tóxicas. Entre os
principais problemas apresentados em compostos orgânicos não produzidos adequadamente
estão a presença de metais pesados, materiais inertes e a instabilidade biológica. Porém, não
há contaminação que não possa ser evitada com uma separação na fonte ou uma “catação”
(triagem) e/ou peneiramento eficientes na unidade de triagem e compostagem. Portanto, para
produzir um composto de boa qualidade é necessário adotar processos de purificação da
matéria orgânica com implantação de tecnologias apropriadas, tais como triagem manual,
separador magnético, separador balístico (Pereira Neto apud Reis et al., 2000).
Segundo Gouvea e Pereira Neto (1997), o aproveitamento de resíduos urbanos (“lixo”
e esgoto) como alternativa de corretivos e fertilizantes mais baratos e, paralelamente,
diminuição dos impactos ambientais, ocasionados pelo acúmulo e não aproveitamento destas
fontes poluidoras, parece ser uma solução pautada para o problema.
3.1.6.1 Resíduos sólidos urbanos
Há um elevado potencial para reaproveitamento da matéria orgânica nos resíduos
sólidos urbanos, provenientes de diversas fontes, tais como resíduos sólidos domiciliares,
resíduos verdes de podas urbanas, resíduos de coletas especiais em estabelecimentos
comerciais, industriais e feiras, entre outros. A seleção dos resíduos e métodos deve levar em
consideração os seguintes aspectos: a proteção ambiental, o gerenciamento do processo, a
comercialização dos subprodutos e a sustentabilidade da solução adotada (Sharma et al.,
1997).
Segundo Sharma et al. (1997) os resíduos sólidos urbanos podem se divididos em três
categorias:
56
• Matéria orgânica facilmente decomposta: restos de alimentos e similares.
• Matéria orgânica de difícil biodegradabilidade: madeiras, galhos verdes, papel e papelão
não plastificado.
• Materiais inertes: plásticos, vidros, metais e outros sintéticos.
Os diversos processos de tratamento em unidades de triagem e compostagem de resíduos
sólidos urbanos envolvem etapas de purificação para garantir a máxima recuperação e
qualidade da matéria orgânica.
3.1.6.1.1 Resíduo sólido domiciliar
Os resíduos sólidos domiciliares são aqueles que se originam das residências
familiares típicas. Os dados nacionais indicam que tais resíduos são compostos, em média,
por restos de alimentos (cerca de 67%), papéis (19,8%), plásticos (6,5%), vidros(3%) e metais
(3,7%) (Roth, Isaia e Isaia, 1999). Considerando-se as características dos resíduos sólidos no
Brasil, observa-se o grande potencial de reciclagem destes, com o aproveitamento da matéria
orgânica. O grande problema das chamadas “Usinas de Reciclagem de Lixo” é a triagem dos
materiais na esteira ou local de separação dos resíduos recicláveis secos e rejeitos. Os
materiais considerados rejeitos, como plásticos não recicláveis, madeiras, isopor e outros, são
encaminhados ao pátio de compostagem juntamente com a matéria orgânica, prejudicando a
operação no pátio, dificultando o peneiramento e interferindo negativamente na qualidade
final do composto produzido. A qualidade do composto orgânico produzido é função de três
fatores básicos: a característica da matéria prima, o tipo de sistema e a eficiência do controle
operacional. Os usos mais comuns do composto orgânico contemplam hortas, hortos e
viveiros, agricultura em geral e fruticultura, floricultura, programas de paisagismo, parques e
jardins, “play-grounds”, programas de reflorestamento, controle de erosão, recuperação de
áreas degradadas e recuperação vegetal de solos exauridos, controle de doenças e pragas
agrícolas, cobertura e vegetação de aterros e produção de fertilizantes organominerais.
A caracterização dos resíduos sólidos domiciliares de Porto Alegre realizada em 2002
pelo DMLU (Figura 3.15) demostrou, na média, que há, nestes, pelo menos 43% de matéria
orgânica. Portanto, com potencial para compostagem. Embora a coleta seletiva esteja
implantada há mais de dez anos, há um percentual expressivo de materiais não orgânicos. Este
resultado pode ser explicado pelo fato, já citado anteriormente, da elevada produção de
embalagens descartáveis nos últimos anos, principalmente das indústrias alimentícias. Assim,
57
vidros, plásticos, papéis e embalagens mistas, compõem em torno de 30% do total de
resíduos. Observa-se que existe um percentual de aproximadamente 15% de rejeitos e outros
resíduos que ainda serão destinados aos aterros sanitários. No entanto, é importante salientar
que algumas zonas de coleta possuem teores de matéria orgânica de até 60%. Isto demonstra
que há variabilidade na caracterização dos resíduos, devido ao nível social da população,
coleta seletiva e diferentes atividades nas zonas de coleta, como por exemplo,
estabelecimentos comerciais.
COMPOSIÇÃO GRAVIMÉTRICA DOS RESÍDUOS SÓLIDOS
DOMICILIARES DE PORTO ALEGRE- RS- 2002
(% em peso úmido)
Rejeito
20,29%
Matéria Orgânica
facilmente biodegradável
43,83%
Plástico PVC
0,13%
Papel
2,75%
Papelão
1,94%
Plástico rígido
4,24%
Isopor
0,48%
Plástico PET
2,11%
Vidro
3,44%
Metal ferroso
3,18%
Plástico filme
5,35%
Trapos
3,53%
Alumínio
0,59%
Outros metais
0,22%
Cerâmica
0,18%
Embala
g
em Lon
g
a Vida
1,60%
Jornais/Revistas
5,11%
Borracha
0,29%
Couros
0,55%
Madeira
0,73%
Figura 3.15 - Composição gravimétrica dos resíduos sólidos domiciliares de Porto Alegre
(Fonte: Reis et al., 2003b)
A tendência mundial de reciclagem de resíduos orgânicos através da compostagem
tem sido uma importante estratégia para o gerenciamento integrado de resíduos. Um estudo de
Mbuligwe et al. (2002) avaliou o potencial de compostagem de resíduos sólidos domiciliares.
Foi realizado um estudo piloto, em que foi evitada a contaminação da matéria orgânica por
metais pesados pela segregação e coleta dos resíduos sólidos orgânicos diretamente na fonte.
Os resíduos orgânicos, em torno de 78% dos resíduos domiciliares, tinham relação C:N inicial
de 37:1 – 43:1. O monitoramento da compostagem foi realizado através do acompanhamento
da umidade, relação C:N, temperatura, pH e aeração, bem como dos organismos envolvidos
58
no processo. Adicionalmente, foi monitorada também a frequência de revolvimento (0 - 3
vezes por semana), assim como a manutenção da umidade através da irrigação. Ao final de 26
dias, a relação C:N chegou a 16:1 – 21:1. A compostagem dos resíduos orgânicos reduziu a
massa em 60%.
A reciclagem da matéria fermentável dos resíduos sólidos domiciliares consiste de três
etapas básicas: triagem dos resíduos, quando é retirada a parcela não orgânica, a
decomposição da fração biodegradável e preparação do produto final (composto). Esta
alternativa de tratamento para os resíduos sólidos domiciliares é viável, devido ao teor
significativo de matéria orgânica presente nos mesmos.
3.1.6.1.2 Resíduos “Verdes”
Os resíduos sólidos “verdes”, caracterizados neste contexto aqueles provenientes das
práticas de podas urbanas e de sobras de produtos hortifrutigranjeiros, representam uma
considerável fração dos resíduos orgânicos gerados em um município. Estes resíduos,
principalmente os de podas, apesar de sua grande concentração de lignina, são
biodegradáveis, sendo classificados pela norma da ABNT (ABNT, 2004) como resíduos
Classe II A – não inertes-, podendo, desta forma, receber tratamento e destinação final
similares aos dispensados aos resíduos domiciliares (Bidone et al., 2001).
Um composto de excelente qualidade pode ser obtido na compostagem dos chamados
resíduos verdes provenientes de coletas especiais, contendo restos de frutas, verduras e
principalmente materiais resultantes da limpeza de jardins, como gramas, folhas e galhos.
Entre as fontes principais destes resíduos estão as industrias de alimentos, os supermercados,
as feiras e os serviços de limpeza de áreas verdes. É possível a presença de fitopatogênicos em
qualquer resíduo, que geralmente são destruídos na compostagem. A presença de
contaminantes químicos é evitada pela adequada segregação na origem. A característica
principal dos resíduos provenientes das podas é alta relação C:N, a mistura com resíduos ricos
em nitrogênio pode resolver o problema na compostagem, como resíduos vegetais que
possuem alto poder de fermentação (Sharma et al., 1997).
Restos orgânicos provenientes de centrais de abastecimento e de processamento de
alimentos possuem grande potencial de reaproveitamento via compostagem. A compostagem
deste tipo de resíduo tem sido avaliada em vários países, pelo fato deste processo converter o
59
resíduo em um produto estável e livre de patógenos. Segundo Crawford (1983) apud Van
Heerden et al.(2002), o processo de compostagem, quando corretamente executado, destrói os
patogênicos e as ervas daninhas através do calor metabólico gerado pelos microrganismos
durante o processo.
Shaub e Leonard (1996) estimaram que o percentual de resíduos na indústria de
alimentos poderia chegar a 30% da matéria prima, que tradicionalmente são destinados em
aterros sanitários. Os restos orgânicos provenientes de diversas fontes apresentam-se de várias
formas, como folhas, talos, cascas, polpas, brotos e lodos. Na maioria dos casos é necessário
ajustar alguns fatores para a destinação destes resíduos ao processo de compostagem. Muitos
apresentam elevada umidade, de até 90%, e pH ácido. Portanto, é necessário acrescentar
agentes estruturantes que ajustam estes fatores, além de proporcionar outras vantagens.
Alguns métodos de secagem dos resíduos também são utilizados para diminuir a quantidade
de agentes estruturantes, embora estes também auxiliem no aumento da porosidade,
melhorando a aeração no processo de compostagem (Shaub e Leonard, 1996).
3.1.6.1.3 Lodos de esgoto
Lodos são produtos resultantes do tratamento biológico de esgotos provenientes de
áreas residenciais, indústrias alimentares, indústrias de papel e outras (Sharma et al., 1997).
O lodo de esgotos é um dos resíduos mais estudados nos seus aspectos de aplicação no
solo e nas interrelações solo-planta-animal com o homem. Em 1978, aproximadamente 23%
do lodo produzido nas estações de tratamento nos EUA era aplicado ao solo e, em 1986 o
percentual passou a mais de 50%. O lodo proveniente de estações de tratamento de esgotos
domésticos pode ser uma apreciável fonte de N e P para as plantas, apresentando às vezes,
entretanto, altos teores de elementos tóxicos e organismos patogênicos (Tedesco e Stammel,
1986).
Fatores como alta umidade, baixa relação C:N e granulometria muito fina dos lodos de
esgoto dificultam a compostagem deste resíduo isoladamente; portanto, é necessário agregar
resíduos estruturantes que possuem baixa umidade, maior granulometria e alta relação C:N. A
compostagem de lodos com outros resíduos estruturantes permitirá que o processo
desenvolva-se com maior eficiência . A adição de materiais de maior granulometria facilitará
60
a aeração e ajustes de umidade e nutrientes. O lodo é um resíduo rico em nitrogênio,
apresentando relação C:N entre 5 e 11 (Andreoli, 2001).
Sharma et al. (1997) mencionam que muitos países na Europa obtiveram sucesso na
compostagem de lodos, devido às muitas vantagens deste processo, quando tratando-se
especificamente de lodos. Entre estas citam as vantagens econômicas, tanto de investimentos
quanto operacionais, e a produção de composto de boa qualidade, devido principalmente à
codisposição de resíduos e recuperação/tratamento adequado do resíduo.
As características qualitativas dos lodos de esgoto dependem de certos fatores, como
origem, tipo de tratamento biológico, condição final de estabilização e tipo de
secagem/desidratação utilizada. O lodo livre de impurezas é um importante fertilizante, com
baixos teores de potássio, mas com consideráveis quantidades de nitrogênio e fósforo (Sharma
et al., 1997).
A presença de metais pesados no lodo de esgoto tem sido uma grande preocupação
com relação ao seu uso agrícola, no entanto, alguns pesquisadores concluíram que, durante a
compostagem, na humificação da matéria orgânica, ocorre o fenômeno de quelação de
elementos metálicos na fração húmica do composto. Ou seja, os metais ficam quimicamente
retidos na estrutura dos compostos húmicos (Stentiford e Pereira Neto, 1993).
3.1.6.1.4 Resíduos provenientes de animais
A compostagem de resíduos provenientes de dejetos de animais deve ser considerada
quando não há alternativa sanitária de disposição no solo. Estes resíduos possuem alto
potencial de contaminação ambiental, pela carga de nutrientes e presença de patogênicos.
Assim, em termos sanitários e ambientais, é interessante tratá-los através do processo de
decomposição aeróbia (Sharma et al., 1997).
Os principais tipos de resíduos de animais são os estercos de animais, ração, carnes e
restos de comida secas. Estes resíduos possuem algumas semelhanças com o lodo de esgoto
pela elevada umidade e conteúdo de nitrogênio, necessitando, portanto, de incorporação de
estruturantes na compostagem (Sharma et al., 1997).
61
3.1.7 Pesquisas de compostagem com misturas de resíduos sólidos urbanos
Várias pesquisas têm sido desenvolvidas no sentido de avaliar as condições
operacionais a serem delineadas na compostagem de misturas de resíduos sólidos urbanos.
Como já foi mencionado, pelas diferentes características dos substratos orgânicos disponíveis,
são necessárias correções de umidade, porosidade e nutrientes para o adequado
desenvolvimento do processo de compostagem.
Guerra-Rodriguez et al. (2001) avaliaram a compostagem de esterco de suíno com
resíduos secos (palhas e espécie vegetal nativa na Espanha). Pilhas de compostagem foram
comparadas, observando-se que a pilha de controle, apenas com esterco, em nenhum
momento atingiu a etapa termofìlica, o que segundo o autor foi devido a anaerobiose
provocada pela compactação da leira. Através de testes de germinação foi comprovada a
maturidade do composto. Do ponto de vista biológico, o composto produzido através da
mistura de resíduos foi considerado maduro aos 103 dias de compostagem.
Wong et al. (2001), em Hong Kong – Japão, misturaram resíduo de soja com folhas de
árvores na compostagem, onde o primeiro possui alto teor de nitrogênio e o segundo alto teor
de carbono. Mostrou-se que com revolvimentos frequentes, isto é, diariamente ou de 3 em 3
dias, a estabilização foi atingida mais rapidamente e minimizada a fitotoxidade do composto.
O conteúdo amoniacal dos produtos obtidos neste estudo de compostagem, chegaram a teores
de N-NH
4
menores de que 200 mg/kg, bem abaixo do limite de 400 mg/kg recomendados por
este autor para composto maduro.
Trabalho semelhante foi realizado por Tíquia et al. (1997b), com uso de serragem e
esterco de suíno, onde a frequência de revolvimentos também foi determinante na eficácia do
processo. Esses autores demostraram que a freqüência de 2 a 4 dias apresentou melhores taxas
de decomposição e qualidade do produto final. O estudo mostrou também que a medição da
temperatura é um parâmetro que pode indicar a taxa de decomposição e a maturidade do
composto. O composto pode ser considerado maduro quando a temperatura atingir valores
perto da temperatura ambiente.
Zorpas et al. (2000) conduziram experimentos de compostagem com o uso de lodo de
esgoto, fração orgânica do resíduo domiciliar e zeolita. A zeolita funcionou como um
absorvente dos metais pesados. A compostagem de lodo e resíduo domiciliar apresentou um
62
produto final com maiores teores de substâncias húmicas, quando comparada com o reator
que continha apenas lodo de esgoto. Os dados foram comparados após 150 dias, quando os
compostos estavam maduros. Durante a compostagem os metais podem aumentar ou
diminuir, dependendo da lixiviação e/ou destruição da matéria orgânica. O produto final
obtido tinha baixos teores de metais pesados, ou seja, quanto mais zeolita adicionada, maior
era a remoção destes elementos, visto que ao final do processo a zeolita era removida por
peneiramento.
Segundo Georgacakis et al. (1996), os resíduos provenientes de dejetos de suínos
possuem altos teores de fibras e umidade e requerem a adição de agentes estruturantes e de
pouca umidade. Há uma aceleração do processo, além da minimização de odores provenientes
destes dejetos, com a adição de materiais com altos teores de lignina. Nos experimentos
estudados por esses autores foram codispostos o esterco e resíduos vegetais de algodão
(caroço) e casca de arroz, ricos em lignina. A mistura básica inicial de esterco e lignina foi de
1:1, sendo que nesta proporção a umidade foi ajustada em 55-65% e o odor foi reduzido.
Quatro leiras foram montadas, com quantidades diferenciadas de resíduos. Foram realizados
revolvimentos e irrigação das leiras. Neste experimento comprovou-se que a mistura de
resíduos melhorou a eficiência do processo, além de beneficiar quimicamente os produtos
obtidos.
Paredes et al. (1996) realizaram estudo em que lodos de tratamento de efluentes de
industria de óleos vegetais foram co-compostados com palha de milho e casca de algodão.
Para o estudo foram montadas pilhas de seção trapezoidal de 1,5m - 1,8m de altura e 2m x 3m
de base, sendo utilizado o sistema de pilhas aeradas. Os melhores resultados de mineralização
da matéria orgânica foram obtidos utilizando-se a casca de algodão. Foi alta a atividade
biológica durante a etapa oxidativa da compostagem, provavelmente devido ao menor
tamanho das partículas deste resíduo. No entanto, houveram maiores perdas de nitrogênio
total utilizando-se a casca de algodão, pois este possui altos teores de nitrogênio amoniacal,
facilmente perdido na compostagem. A fixação de nitrogênio ocorreu em ambas pilhas, maior
na pilha com palha de milho. Os autores atribuem que as perdas de nitrogênio durante a
compostagem com casca de algodão são relacionadas as altas concentrações de amônia que
inibem o processo biológico. Como ácidos orgânicos e fenóis presentes no lodo do estudo,
conferiram fitotoxidade ao resíduo, realizou-se, então, testes de germinação das misturas
codispostas. No início da compostagem a toxicidade foi elevada, diminuindo ao longo do
tempo de compostagem. Este estudo demonstrou que os resíduos que possuem capacidade
63
estruturante produziram compostos sem efeitos fitotóxicos, embora as pilhas com resíduos de
casca de algodão tiveram maiores teores de material humificado.
Um dos melhores agentes estruturantes utilizados para a compostagem em
codisposição é a serragem, principalmente com lodos e dejetos de animais, pois promove a
estabilidade física da leira e aumenta a porosidade para a aeração. Embora sejam grandes os
benefícios da mistura de resíduos na compostagem, é importante realizar pesquisas no sentido
de avaliar os elementos interferentes no processo e especialmente a qualidade do composto
orgânico produzido. Neste sentido, foi realizado um estudo da compostagem de serragem de
cama de suínos e lodo de sedimentação primária de tratamento de efluentes da indústria que
processa suínos. Tíquia e Tam (2000) utilizaram o processo de aeração forçada e avaliaram as
trocas nas propriedades físicas, químicas e biológicas da mistura em compostagem dos
resíduos da suinocultura. As pilhas tinham formato piramidal, com 2 metros da largura e 1,5
metros de altura, com a proporção de 2:1 (em volume úmido) de cama de suíno e lodo. A
eficiência da compostagem foi avaliada em locais diferenciados da pilha, ou seja, na base, no
centro e no topo. Os autores observaram decréscimo de Cu e Zn solúveis, pela formação de
húmus complexado com metais. Embora a condutividade do composto fosse alta (3,67 - 4,26
dS/m ou mohms/cm), não houve efeito negativo no teste de germinação utilizando-se
espinafre e repolho. Resultados diferenciados foram obtidos até os 49 dias, dependente da
temperatura e local da pilha, em termos de amônia, metais extraíveis em água, heterotróficos
aeróbios e índice de germinação. Explica-se estes resultados pelo fato da aeração ser
desproporcional na massa em compostagem. A estabilidade completa da biodegradação da
matéria orgânica só foi obtida após 63 dias de compostagem.
Charest e Beauchamp (2002) avaliaram a compostagem de lodo de tratamento de
indústria de papel e dejetos de suínos. Foram estudadas dosagens diferenciadas de nitrogênio
em leiras de compostagem revolvidas mecanicamente. Leiras de 100 m
3
, com 0,6%, 0,7% e
0,9% de nitrogênio foram monitoradas durante 24 semanas. Para todos os tratamentos, o
nitrogênio inorgânico decresceu, enquanto houve incremento do nitrogênio orgânico. A maior
perda de celulose e hemicelulose ocorreu na leira com 0,6% de nitrogênio. Neste estudo foi
realizado apenas um revolvimento a cada 4 semanas, em cada leira, até o término de 24
semanas. Com a adição de uréia, aumentando o pH, foi observado também que este fator é
chave principal para o controle da perda de nitrogênio da massa em decomposição. Os
resultados sugeriram que, com pH abaixo de 6,6, haverá pouca perda de nitrogênio e que, com
pH acima de 8, haverá perda significativa deste nutriente. Quanto à perda de massa na
64
compostagem, foi observado que, mantido um teor médio de 0,6% de N, as perdas chegaram a
49%, enquanto que, entre 0,7% e 0,9% de N, as perdas atingiram somente 43% e 40%,
respectivamente. Analisando-se celulose, hemicelulose e lignina, concluiu-se que este último
componente é o mais resistente à compostagem, ao longo das 24 semanas de observação.
Provavelmente , porque a liginina possui a fibra mais longa e não é facilmente quebrada pelo
microrganismos.
Na compostagem, tanto o lodo como os resíduos vegetais podem isoladamente não
responder positivamente ao processo, devido a sua elevada umidade. O lodo, mesmo
desidratado em leito de secagem, chega ao teor máximo de sólidos de 30% (Andreoli, 2001).
Os resíduos vegetais, constituídos principalmente de restos de frutas e verduras (alimentos),
possuem teores de umidade de 80 à 90% (Schaub e Leonard, 1996). Portanto, ambos não
possuem a umidade ideal para a compostagem, que situa-se em torno de 55%. Provocam a
compactação da leira, diminuindo os vazios, facilitando a anaerobiose, que é um processo de
degradação lenta, com liberação de odores desagradáveis e que não higieniza o material em
degradação. Verifica-se, portanto, que a compostagem em codisposição pode minimizar
alguns inconvenientes da compostagem isolada dos resíduos, bem como melhorar o teor de
nutrientes e microrganismos para o processo de biodegradação.
Estudos utilizando o método “windrow” de compostagem têm demonstrado que o
efetivo controle da aeração e umidade afeta a qualidade do composto, em termos de
nitrogênio fertilizável. Segundo Shi et al. (1999), estes dois fatores são os mais importantes na
atividade microbiana. A pesquisa dos autores foi desenvolvida com a montagem de 12 leiras
com resíduos codispostos (esterco de gado e palha) com dimensões de 2,4 - 2,7 m de largura,
1,2-1,5 m de altura e 9 - 10 m de comprimento, com relação C:N inicial de 38:1. Comparou-se
leiras revolvidas, irrigadas, não revolvidas e não irrigadas. As leiras foram revolvidas com a
frequência semanal. A irrigação foi prevista para ser realizada somente quando a umidade
fosse menor que 40%, sendo realizadas apenas duas irrigações. O período de compostagem
foi de 60 dias. As leiras revolvidas esfriaram mais rapidamente, indicando que o processo foi
mais rápido. O efeito positivo da irrigação foi observado pelo aumento de nitrogênio
fertilizável. Os pesquisadores concluiram que o revolvimento foi o fator que mais afetou o
processo de compostagem.
A aeração e umidade estão fortemente relacionadas em um processo de compostagem.
O revolvimento de leiras “windrow” é utilizado para a aeração, mistura e remoção de calor da
65
massa sólida. Geralmente, a taxa de aeração requerida para remoção de calor é muito maior
que a necessidade estequiométrica ou de secagem do composto. As trocas entálpicas
associadas com o transporte de água da massa sólida para o ar é o maior mecanismo de
remoção de calor. Esta evaporação de água da matriz sólida pode representar até 90% da
perda de calor do processo. Consequentemente, há uma grande perda de umidade ao longo do
período de decomposição da matéria orgânica, que pode acarretar a desaceleração do
processo.
Hamoda et al. (1998) avaliaram o efeito da temperatura, teor de umidade, tamanho da
partícula e relação C:N no processo cinético da compostagem. O estudo desenvolveu-se em
laboratório, em frascos fechados, com introdução de ar e revolvimento com frequência de
uma vez ao dia. Como qualquer processo biológico, a compostagem é influenciada por
diversos fatores. A pesquisa mostrou que a umidade e temperatura são os principais fatores
que devem ser controlados no processo. Temperaturas iniciais de 20°C, 40°C e 60ºC foram
avaliadas, sendo que a 40ºC o processo foi mais rápido. Utilizando-se teores de umidade de
45%, 60% e 75%, chegou-se a melhores resultados de biodegradação na faixa de 60%.
Através das análises de matéria orgânica total e do cálculo de carbono foi avaliada a
biodegradabilidade dos substratos orgânicos. A forma da curva de degradação sob diferentes
condições, com alto grau de correlação linear, indicou que a cinética do processo de
compostagem pode ser apresentada como um processo de primeira ordem. Quanto ao
tamanho ideal de partículas na compostagem, embora o estudo tenha demonstrado que
dimensões de 40 mm apresentaram melhores resultados na cinética de reação, os autores
recomendaram avaliar o processo com dimensões heterogêneas, que representam a realidade
de substratos orgânicos. Esta pesquisa demonstrou que, como outros processos biológicos, a
compostagem apresentou uma cinética de primeira ordem, embora a taxa de reação tenha sido
menor, quando comparada a reações em etapa líquida. Comprovou-se também que a relação
C:N inicial de 30:1 apresentou melhor taxa de reação.
O revolvimento de leiras de compostagem do tipo “windrow” pode acelerar o processo
de secagem da matriz sólida. A adição de água é uma forma de compensar a perda de
umidade associada com essa situação. Poucos estudos abordaram a influência controlada da
umidade em relação à aeração e taxa de decomposição de substratos orgânicos. Os estudos em
escala piloto realizados por Walker et al. (1999) mostraram que é muito importante o controle
do teor de umidade na compostagem aeróbia, como forma de manter altas taxas de
decomposição.
66
A umidade tem sido referida como um dos principais fatores de controle operacional
da compostagem, pelo fato desta ser o suporte das atividades microbianas. No entanto,
abordagens tem sido feitas em relação a umidade e os espaços livres, pois é nos espaços de
circulação de ar que a água está presente, principalmente. Portanto, a umidade deve ser a mais
alta possível, mas que não reduza o suprimento de oxigênio necessário à decomposição. Ao
mesmo tempo, o produto final deve ser o mais seco possível para ser estocado e transportado.
Segundo Shulze, 1962 apud Madejón et al. (2002), o uso do conceito de espaço de ar livre,
adotado da ciência do solo, estabelece a relação entre a umidade e a estrutura física dos
materiais em compostagem. Jerris e Regan (1993), citados na mesma referência, estimaram
que o suprimento necessário de oxigênio, em uma larga variedade de resíduos com diferentes
umidades, é de 30% - 36% de espaço de ar livre.
Haug (1993) apud Madejón et al.(2002) apresentou a relação entre o espaço livre de
aeração (ELA, %), a porosidade (P, %) e umidade (U, %) na equação 3
ELA = P* (1 - U/100) (3)
Sendo:
P =100*(1 – p
b
/p
p
)
Onde: p
p
é a densidade de partícula (g/cm
3
) e p
b
é a densidade do resíduo (g/cm
3
).
O mesmo autor relacionou então o espaço de ar livre e umidade através da equação
(4).
U = 100 – (ELA/1 - p
b
/p
p
) (4)
A densidade de partículas depende da composição química da partícula, sendo
calculada pela relação entre a massa e a unidade de volume dos sólidos. A densidade do
resíduo envolve a massa de partículas e o volume total do resíduo (sólidos mais espaços
porosos) (Andreoli, 2001).
Madejón et al. (2002) aplicaram três métodos em três tipos de resíduos para avaliar a
relação empírica entre as duas variávies, que resultaram em correlações lineares entre o ELA
67
e a U. Os valores médios de densidade de partícula e densidade dos substratos compostáveis
utilizados pelos autores variaram de 1,25 a 2,1 g/cm
3
e de 0,4 a 0,53 g/cm
3
para densidade de
partícula e densidade dos resíduos, respectivamente. Este estudo concluiu que a umidade pode
ser controlada mais facilmente através de medidas de porosidade, pois estas estão estritamente
correlacionadas, para diversos tipos de resíduos.
Segundo Barrington et al. (2002) a compostagem é um dos poucos processos naturais
de estabilização de resíduos orgânicos. Os autores afirmaram que este processo destrói
parasitas, patogênicos e vírus contidos nos resíduos, reduz consideravelmente as emissões de
gases com odores, e finalmente seca os resíduos, tornando-os não atrativos aos insetos. No
entanto, ocorrem grandes perdas de nitrogênio durante a compostagem, principalmente por
“stripping” da amônia, que pode contribuir para a formação de chuvas ácidas e baixar o teor
fertilizante do composto. A disponibilidade de carbono, o agente estruturante, o tamanho das
partículas, o teor de umidade e regime de aeração são fatores que podem influenciar a perda
de nitrogênio na compostagem. Barrington et al. (2002) avaliaram o efeito da disponibilidade
de carbono, o teor de umidade e regime de aeração nas perdas de nitrogênio e carbono na
compostagem. A disponibilidade de carbono varia de acordo com os agentes estruturantes
utilizados. Para isto, utilizaram os seguintes substratos orgânicos: serragem, casca de cereais e
gramas, corrigidos os teores de nitrogênio. O carbono foi monitorado através da análise da
DBO
5
em todos os resíduos. Os três níveis de umidade foram 70%, 65% e 60%, enquanto que
os regimes de aeração foram passivo e ativo, isto é, com aeração forçada e leiras revolvidas
mecanicamente. As perdas de nirogênio e carbono foram monitoradas durante 21 dias,
durante a etapa mais oxidativa. Os testes foram realizados em reatores de 105 litros. Outros
estudos têm comprovado que a perda de nitrogênio está associada com o teor inicial de
nitrogênio. A volatilização da amônia consiste em 90% das perdas totais. A perda de carbono
ocorre pela bio-oxidação. A adição de agentes estruturantes, ricos em carbono, com
capacidade de absorver a umidade é um fator importante também para diminuir as perdas de
nitrogênio. Estudo de Martin e Dewes (1992) apud Barrington et al. (2002) demonstrou que
os principais fatores que afetam a produção gasosa na compostagem são o teor inicial de
nitrogênio total contido nos resíduos, a temperatura durante o processo e a frequência de
revolvimento. Dependendo do agente estruturante, ou seja, em resíduos com altos teores de
lignina, de difícil biodegradabilidade, as perdas de nitrogênio são maiores. Para todos os
agentes estruturantes estudados no experimento supra citado, o teor de umidade e regime de
aeração não afetaram significativamente as perdas de nitrogênio e carbono. A proporção dos
resíduos compostados afetou significativamente as perdas de nitrogênio. No entanto, o nível
68
de disponibilidade de carbono é fracamente relacionado as perdas de nitrogênio, visto que
outros fatores afetam estas perdas, como tamanho da partícula, entre outros (Barrington et al.,
2002).
Sánchez-Monedero et al. (2001) estudaram a evolução das diferentes formas de
nitrogênio durante a compostagem, bem como a relação desta com parâmetros como pH,
condutividade elétrica e maturidade dos compostos obtidos. Os autores realizaram a
compostagem com lodo de esgoto, resíduos orgânicos domiciliares e restos agroindustriais.
As transformações do nitrogênio dependeram dos substratos e da taxa de decomposição da
matéria orgânica. As maiores concentrações de amônia foram observadas nas primeiras
semanas de compostagem, coincidindo com o período mais intenso de biodegradação da
matéria orgânica, atingindo valores menores que 0,04% ao final do processo. A adição de
uréia elevou os teores de amônia no início do processo. A nitrificação ocorreu somente após o
abaixamento da temperatura (<40ºC). Portanto, o aumento dos teores de N-NO
3
-
foi obtido ao
final da maturação. As perdas de nitrogênio dependeram dos tipos de resíduos, pH e
temperatura.
Alguns estudos indicam que a reatividade da compostagem na etapa inicial pode ser
reduzida em determinadas faixas de temperatura e pH. Smars et al. (2002) realizaram estudos
cujos resultados demonstraram que as atividades microbianas são dificultadas a baixos pH e
elevadas temperaturas. Experimentos foram conduzidos em reatores de 200 litros, onde os
resíduos orgânicos previamente selecionados (restos vegetais) foram misturados com palha e
água, ajustando-se a umidade em 65%. Dois regimes de processo foram adotados, sendo que
no primeiro reator ocorreu a elevação natural da temperatura e no segundo controlou-se a
temperatura quando pH ainda estava baixo. Após a elevação do pH o processo continuou
naturalmente. A atividade dos regimes foi medida pela produção de CO
2
a cada 5 minutos. Os
resultados dos experimentos mostraram que consideráveis ganhos em tempo e atividade no
processo de compostagem podem ser obtidos se for controlada a temperatura mesofílica na
etapa inicial, de baixo pH. A explicação para isto decorre da tolerância microbiana a
temperaturas termofílicas em baixos valores de pH e altas concentrações de ácidos graxos. Ao
início do processo ocorre o abaixamento do pH e incremento de ácidos graxos, principalmente
ácido láctico, que é decorrente da degradação de nutrientes como açúcares, amidos e
gorduras. Os autores concluíram, basicamente, que a atividade microbiana foi influenciada
pelo baixo pH e pelo tipo de resíduo utilizado, que produziu elevados teores de ácidos graxos
na etapa inicial da compostagem.
69
3.1.7.1 Efeitos ambientais do processo de compostagem
O principais impactos ambientais da compostagem são a produção de gases e
lixiviados, principalmente em sistema “windrow” realializado em áreas descobertas. A
produção de lixiviados na compostagem é relatada no item 3.2.
Um dos mais importantes problemas operacionais relativo a compostagem aeróbia, é a
geração de odores devido à emissão de compostos voláteis. De acordo com Eitzer, 1995 apud
Smet et al. (1999), a maior parte das emissões de compostos voláteis na compostagem são
geradas ao início do processo. Pöhle e Kliche (1996) apud Smet et al.(1999) classificaram o
processo de compostagem em três estágios ou seja, etapa ácida, etapa termofílica e etapa de
resfriamento, com produção de gases específicos em cada estágio. A geração de gases
sulfurosos, álcoois, cetonas, ésteres e ácidos orgânicos, é devida principalmente a ineficiência
da aeração.
Em um processo de compostagem é necessário identificar as fontes dos odores, a
intensidade, frequência e condições meteorológicas associadas aos mesmos. Os limites de
odores podem ser medidos por métodos convencionais (Smet et al., 1999).
O controle da produção de odores na compostagem pode ser realizada pela seleção dos
resíduos a serem processados, ou seja, ajustando a relação C:N (30:1), juntamente com a
adição de agentes estruturantes, como serragem, no caso da compostagem de biossólidos em
leiras tipo “windrow”. Nas leiras estáticas aeradas é utilizada a cobertura das mesmas com
composto maturado ou serragem. Outras tecnologias citadas para tratar os gases exauridos são
os biofiltros, materiais adsorventes, lavadores e combustão (USEPA, 1994).
He et al. (2000) investigaram as emissões de N
2
O e CH
4
na compostagem aeróbia em
reatores de pequena escala. Os resultados dos experimentos mostraram a alta produção de
N
2
O ao início do processo. Com a adição de esterco bovino houve o incremento da produção
deste gás. Os substratos principais deste estudo foram restos alimentares. Na compostagem
apenas com resto alimentar, o pico de produção de N
2
O ocorreu no primeiro dia. Após dois
dias caiu a baixos teores e a níveis atmosféricos. Já com a adição de esterco as emissões deste
gás permaneceram constantes por 36 - 40 dias. A produção de metano foi detectada apenas na
compostagem com esterco. Os resultados demonstraram a existência de ambiente anóxico
nestes experimentos.
70
Segundo Jeong e Kim (2001), vários fatores como pH, relação C:N, temperatura,
mistura e revolvimento/aeração podem afetar a perda de amônia na compostagem. Perdas
substanciais de nitrogênio, principalmente na forma de amônia, podem reduzir o valor
fertilizante do composto. Detectou-se perdas de nitrogênio em compostagem de lodos na faixa
de 50%. Estes pesquisadores avaliaram um método para conservação do nitrogênio na
compostagem. Sais de cálcio e magnésio foram adicionados para remover a alcalinidade,
diminuindo o pH e, consequentemente, a perda de amônia. A precipitação de estruvita
(MgNH
4
PO
4
. 6H
2
O) é um fenômeno comum em tratamentos anaeróbios. Os cristais aderem à
superfície dos tubos e equipamentos mecânicos. Este fenômeno tem sido usado para controlar
alguns nutrientes como nitrogênio e fósforo em tratamento de esgotos. Uma das vantagens
deste fenômeno é também a obtenção de nutrientes para fertilização. Com base neste
fenômeno, foram montados experimentos de compostagem em escala de bancada, com adição
de sais de magnésio e fósforo solúveis em água, para avaliação da retenção de nitrogênio no
composto. Os resultados dos experimentos demonstraram que a adição de sais de magnésio e
fósforo reduziram significativamente as perdas de amônia e incrementou automaticamente os
teores totais de nitrogênio no composto. É comprovado que o processo de compostagem reduz
a qualidade agronômica do produto devido às perdas significativas de nitrogênio. A formação
de cristais de estruvita resulta na redução destas perdas. A adição de sal contendo fósforo
também incrementa o valor fertilizante do composto. No entanto, a adição destes sais pode
incrementar a salinidade do composto e desvalorizar o valor agronômico, como também
diminuir a atividade microbiológica na compostagem. Por estes motivos é necessário um
estudo prévio das quantidades a serem utilizadas no processo. É citado por Jeong e Kim
(2001) que a utilização de KH
2
PO
4
diminuirá a salinidade e terá também a incorporação de
nutrientes no composto. Schulze–Rettmer, 1991 apud Jeong e Kim (2001) recomendou ácido
fosfórico e óxido de magnésio para a formação da estruvita e evitar o problema da salinidade.
Foi observado que a adição destes sais pode incrementar os custos de produção, no entanto
poderá valorizar o composto pela utilização de resíduos que contenham estes sais com
fósforo na compostagem. A estruvita é conservada no composto devido à baixa umidade
deste, onde o nitrogênio será solubilizado após a aplicação no solo.
3.1.7.2 Efeitos de escala e clima na compostagem em região subtropical
Tíquia et al. (1997a) analisaram a compostagem de resíduos com dejetos de suínos nas
situações climáticas de verão e inverno em Hong Kong. A maturidade do composto foi
atingida aos 56 dias no verão, sendo que esse ainda estava imaturo, aos 91 dias, na
71
compostagem iniciada no inverno. Nessa pesquisa, foi utilizado o sistema “windrow”, com
leiras de formato triangular de 2 m de largura e 1,5 m de altura (volume de 2 m
3
). As leiras
foram revolvidas a cada quatro dias até o final da compostagem. A umidade foi ajustada a
60%, somente ao início do processo. Os resultados deste estudo demonstraram que as
temperaturas ambientes afetaram as trocas nas propriedades físico-químicas e biológicas dos
resíduos em processo de compostagem. As temperaturas ambiente médias de verão e inverno
foram 27ºC e 15º C, respectivamente (Figura 3.16). A taxa de decomposição da matéria
orgânica foi menor no inverno, tanto que o composto não atingiu a maturidade aos 91 dias.
Tendo em vista que a temperatura ambiente é um fator que não pode ser controlado, os
autores sugerem, para melhorar o processo no inverno, que seja elevado o volume da leira, de
2 m
3
para 2,5 m
3
a 3,0 m
3
, para que haja um maior período termofílico, onde o processo é
mais eficiente.
Larney et al. (2000) analisaram a compostagem ativa (com revolvimento) e a
compostagem passiva (aeração forçada) de resíduos de estrebaria (gado) no inverno e verão,
em Alberta, Canadá. Além da temperatura ambiente no inverno não facilitar a secagem da
leira, os autores verificaram que a umidade das leiras foram elevadas neste período e
consideraram que as precipitações afetaram o processo. Os autores concluiram que na fase
termofílica, foram obtidas maiores reduções de massa total, umidade e massa seca nas leiras
com revolvimento montadas no verão (Tabela 3.5). A maior perda de massa total no verão,
durante a fase termofílica, com duração de 98 dias, comparada com a situação de inverno de
menor perda de massa seca e 132 dias de duração indica que o processo é mais acelerado no
verão. Na presente pesquisa, embora não tenha sido avaliada a perda de massa seca durante os
dois períodos climáticos (inverno e verão), o balanço de massa realizado no verão resultou em
11,58% de perda total de massa seca, enquanto Larney et al. (2000) encontraram 21,5% e
30,5% no verão e inverno, respectivamente. A perda total de massa seca depende dos
substratos utilizados e considerando a alteração da alimentação no inverno e verão, no caso de
Porto Alegre, pode-se concluir também que neste período a perda total de massa seca possa
ser menor porque há um consumo expressivo de alimentos fibrosos, como por exemplo frutas
e legumes que produzem resíduos de difícil biodegradação.
A aceleração do processo no verão foi demostrada por Larney et al (2000) pelos
resultados do balanço de massa e também pelo aumento da densidade seca do composto
(Figura 3.17), resultando em maior densidade no verão.
72
Figura 3.16 - Gráfico da variação da temperatura ambiente e de leiras de resíduos de cama de
suínos durante o processo de compostagem
( leira no inverno leira no verão temperatura ambiente no inverno temperatura
ambiente no verão)
(Fonte: Tíquia et al., 1997)
Tabela 3.5 –Balanço de massa na compostagem ativa (com revolvimento) de resíduos de
estrebaria (gado) durante o inverno e verão (1996-1997)
Estação climática Perda de massa total (%) Perda de água (%) Perda de massa seca (%)
Durante a fase termofìlica
Inverno 32,1 b 35,8 b 23,8 a
Verão 56,2 a 75,3 a 11,9 b
Durante a fase de cura
Inverno 11,0 b 12,2 b 8,7 a
Verão 18,5 a 31,0 a 10,8 a
Durante todo o período
Inverno 39,5 b 43,6 b 30,5 a
Verão 64,3 a 83,0 a 21,5 a
a e b: médias (n=3) seguidos pela mesma letra não são significativamente diferentes a um nivel de 10%.
(Fonte: Larney et al., 2000)
73
Figura 3.17 - Relação entre o tempo de compostagem e a densidade seca do material orgânico
das leiras no inverno e verão
(Fonte: Larney et al., 2000)
A influência da temperatura e umidade na atividade microbiana da compostagem de
biosólidos foi estudada por Liang et al. (2003). Os experimentos foram conduzidos em
laboratório com acompanhamento do consumo de oxigênio. Foi analisado o consumo máximo
de oxigênio em umidades de 30 a 70% e verificado que o máximo consumo de oxigênio
ocorreu na faixa de 50 a 70% de umidade (Figura 3.18), o que confirma que a umidade deve
ser controlada e ajustada para valores em torno de 60% para acelerar o processo e não muito
elevada, para evitar a anaerobiose.
3.1.8 Qualidade do composto
A atividade antropogênica tem aumentado progressivamente a geração de resíduos
orgânicos, que necessitam de alguma forma ser reincorporados aos sistemas naturais vigentes,
de forma harmônica, evitando impactos ambientais profundos. Portanto, o conhecimento da
dinâmica da matéria orgânica, presente ou adicionada ao solo, desempenha um papel chave
sobre a possibilidade de reaproveitamento energético dos resíduos oriundos da atividade
humana. Desde a década de 60, em vários países, iniciou-se uma conscientização do problema
74
gerado pelo acúmulo de resíduos oriundos da atividade agrícola, industrial e urbana (Reis,
Selbach e Bidone, 2003).
Figura 3.18 – Efeito da temperatura e umidade no consumo máximo de oxigênio (médias de
duas repetições)
(Fonte: Liang et al., 2003)
Referindo-se aos resíduos sólidos domiciliares, Sharma et al. (1997) relacionam a
qualidade do composto à origem dos substratos orgânicos utilizados. Portanto, a
compostagem de resíduos sólidos domiciliares não segregados na fonte pode gerar um
produto final de péssima qualidade. Os principais contaminantes da matéria orgânica são os
metais pesados, presentes principalmente nos resíduos não orgânicos quando separados na
origem, diminuem suas concentrações no composto produzido, bem como de outros inertes
(vidros, pedras, etc.). A segregação na origem, ou seja, a coleta seletiva de orgânico e
inorgânico acarreta melhor qualidade do composto, bem como dos materiais secos recicláveis,
tais como: vidros, plásticos, papéis, metais, entre outros.
Segundo Reis, Selbach e Bidone (2003), projetando-se o crescimento populacional e,
consequentemente, o aumento de rejeitos de origens variadas, bem como a necessidade de
preservação dos recursos naturais como solo e água, deveremos estar muito seguros das
práticas de reciclagem e ou descarte de resíduos orgânicos em solos. Tendo em vista a
necessidade de socializar ou desconcentrar os resíduos acumulados, o conhecimento e os
critérios desenvolvidos pelas pesquisas são preponderantes para que sejam otimizados os
processos químicos, físicos e biológicos que ocorrem no solo, objetivando a otimização da
75
reciclagem de nutrientes, mas, ao mesmo tempo, objetivando o manejo correto dos
contaminantes e poluentes presentes nestes resíduos. Caso não sejam atendidos estes
requisitos, provavelmente se estará disseminando o impacto ambiental para áreas maiores e,
talvez, de forma irreversível.
Devido à sua natureza orgânica, o composto de “lixo” apresenta uma densidade média
entre 0,4 e 0,7 g/cm
3
, bem como uma capacidade de retenção de água até três ou quatro vezes
seu peso (Tabela 3.6). Em função destas características, também atua como condicionador de
solo, diminuindo sua densidade e melhorando a formação de agregados e estruturação.
Tabela 3.6 - Características físicas e químicas do composto de resíduos sólidos domiciliares
Característica Variação
Densidade (g cm
-3
) 0,36 – 0,74
Capacidade retenção água (g kg
-1
) 130 – 3340
pH (água-composto 2:1) 6,90 – 8,10
CTC (cmol kg
-1
) 10,1 – 22,4
(Fonte: He et al.,1995)
3.1.8.1 Legislação
A NBR 10004 (ABNT, 2004) classifica os resíduos sólidos quanto a seus riscos ao
meio ambiente e à saúde pública, com exceção dos resíduos radioativos que são de
competência exclusiva da Comissão Nacional de Energia Nuclear. A norma atualizada
distingue quatro classes: Classe I – resíduos perigosos, Classe II – resíduos não perigosos;
subdivididos em Classe II A e Classe II B, não inertes e inertes, respectivamente. Portanto a
maioria dos resíduos orgânicos in natura ou “crus”, por serem biodegradáveis serão
classificados como Classe II A – não inerte. O teste de solubilização determinará se o resíduo
é não inerte.
O composto orgânico humificado pode ser considerado um fertilizante orgânico e
definido com sendo todo produto de origem vegetal ou animal que, aplicado ao solo em
determinadas quantidades, em épocas e formas adequadas, proporciona melhorias de suas
qualidades físicas, químicas e biológicas, podendo atuar como um corretivo da acidez, um
complexante de elementos tóxicos e uma fonte de nutrientes às plantas, garantindo a produção
76
de colheitas compensadoras, com produtos de boa qualidade, sem causar danos ao solo, à
planta ou ao ambiente (Kiehl, 1985).
Até 1982 não havia regulamentação para os fertilizantes orgânicos produzidos ou
comercializados no Brasil. O decreto federal n
o
75.583 de 09/04/75, que regulamentou a Lei
6.138 de 08/04/74, referiu estes insumos agrícolas em seu artigo 13 como: “Ficam
dispensados de registro: esterco curado, lixo fermentado, cinzas, turfas, fuligens e outros
resíduos, quando vendidos com sua denominação exata” (Bidone et al. 2001).
Na legislação brasileira, o decreto federal n
o
86.955, de 18 de fevereiro de 1982,
regulamenta os fertilizantes organominerais. Nesse decreto, estabelece-se a definição
“Fertilizante organomineral – fertilizante proveniente da mistura ou combinação de
fertilizantes minerais e orgânicos”. Complementam este decreto a portaria n
o
31 do Ministério
da Agricultura, de 8 de junho de 1982, que aprova os métodos analíticos que passaram a
constituir os métodos padrões e oficiais para análise de fertilizantes, e a Portaria n
o
1 do
mesmo ministério, de 4 de março de 1983 , que fixa especificações, garantias e tolerâncias
dos produtos. Esta portaria define alguns parâmetros que devem ser respeitados para o
composto em geral, que é colocado à venda no mercado. São fixados parâmetros genéricos,
sendo que um bom composto de lodo de esgoto pode apresentar características muito
superiores aos critérios nela definidos. Por outro lado, a Portaria não toca em questões
importantes para a qualidade de compostos, como os metais pesados e microrganismos
patogênicos.
A tabela 3.7 apresenta alguns parâmetros fixados pela Portaria n°1. As propriedades
agronômicas do composto não se limitam ao seu teor de nutrientes minerais. Mesmo assim os
nutrientes tem uma função importante na melhoria da fertilidade do solo, o que justifica a
necessidade de sua caracterização analítica e sua divulgação aos agricultores e agrônomos,
para a definição de um plano geral de adubação.
O composto não deve ser visto como um substituto do adubo mineral, mas sim como
um condicionador de solos, cujo uso permite melhorar suas condições gerais a longo prazo,
fazendo com que as plantas aproveitem melhor o adubo mineral incorporado (Fernandes e
Silva, 1999).
77
Em 14 de janeiro de 2004 foi aprovado o Decreto 4954 que regulamentou a Lei 6894
sobre a inspeção e fiscalizaçao de produção e comércio de fertilizantes.
Tabela 3.7 - Especificação dos fertilizantes organomineral e “composto”
Garantia Organo-mineral Composto
Matéria orgânica total Mínimo de 15% Tolerado 13,5% Mínimo de 40% Tolerado 36%
Nitrogênio total Conforme declarado no registro Mínimo de 1,0% Tolerado
0,9%
Umidade Mínimo de 20% Tolerado 22% Mínimo de 40% Tolerado 44%
Relação C:N - Mínimo de 18/1 Tolerado 21/1
pH Mínimo de 6,0 Tolerado 5,4 Mínimo de 6,0 Tolerado 5,4
P
2
0
5
Conforme declarado no registro -
K
2
O Conforme declarado no registro -
Soma de NPK, NP,
PK ou NK
Mínimo de 6,0% Tolerado 5,0% -
Obs: Correspondente à tabela n
o
3 da Portaria n
o
1, acrescida de colunas contendo as
tolerâncias permitidas. (Fonte: Kiehl, 1985)
Após a Portaria nº 1 do Ministério da Agricultura foram aprovadas as seguintes
instruções normativas (IN):
• IN Nº 10 de 10 de maio de 2004: classifica os fertilizantes de acordo com a
natureza, quantidade de nutrientes, por categoria e modo de aplicação;
• IN Nº 10 de 18 de outubro de 2004: aprova as definições e normas para
fertilizantes minerais;
• IN Nº 15 de 22 de dezembro de 2004: aprova as definições e normas para
fertilizantes orgânicos e outros. De acordo com esta instrução normativa o
composto de “lixo” é definido como fertilizante orgânico composto, obtido pela
separação da parte orgânica dos resíduos sólidos domiciliares e sua compostagem,
resultando em produto de utilização na agricultura e atendendo aos limites
estabelecidos para contaminantes; ou combinação de fertilizantes minerais e
orgânicos. E este pertence à classe C, ou seja, fertilizante orgânico que, em sua
produção, utiliza qualquer quantidade de matéria prima oriunda de lixo domiciliar,
resultando em produto de utilização segura na agricultura. Para esta classificação
são determinados os limites e tolerâncias apresentados na tabela 3.8. Observa-se
78
que ainda não foram determinados os limites para contaminantes químicos ou
biológicos.
Tabela 3.8 - Especificações dos fertilizantes orgânicos, misto e composto
Garantia Misto/composto Vermicomposto
Classe A Classe B Classe C Classe D
Umidade (máx.) 50 50 50 70 50
N total (mín.) 1
CO (mín) 15 10
CTC 300
pH (mín.) 6,0 6,5 6,0 6,0
C:N (máx.) 18 12
CTC/C (mín.) 20 30 20
Soma NPK 2
(Fonte: LEGISLAÇÃO Agrícola Federal: instruções normativas, fertilizantes orgânicos.
2003-2004)
Na Itália, até 1996, haviam duas famosas leis de compostagem: (1) DPR 915/82, para
disposição de resíduos, com sucessivas alterações em 27/7/84; e (2) Lei Nacional 748/84 para
controle de fertilizantes (Sharma et al., 1997). Esta última lei define o conceito de
compostagem, bem como as características básicas dos resíduos brutos, composto produzido e
condições do solo para distribuição do composto. De acordo com a lei DPR, composto é o
produto obtido do processo biológico aeróbio dos resíduos sólidos urbanos, de materiais
orgânicos naturalmente fermentáveis ou de sua mistura. Quanto ao composto produzido, deve
possuir boas características agronômicas, com limites aceitáveis de contaminantes conforme
valores apresentados nas tabelas 3.9 e 3.10.
Tabela 3.9 - Características agronômicas do composto segundo a lei italiana DPR
Parâmetros Unidades de medida Limite aceitável
Materiais inertes % (em peso de matéria seca)
≤ 3
Vidro (tamanho) mm
≤ 3
Vidro (Quantidade) % (em peso de matéria seca)
≤ 3
Material plástico % (em peso de matéria seca)
≤ 1
Material ferroso % (em peso de matéria seca)
≤ 0,5
Umidade % (em peso de matéria ) < 45
(Fonte: Sharma et al., 1997)
79
Tabela 3.10 - Limites aceitáveis do composto segundo a lei italiana DPR
Parâmetros Unidades de medida Limite aceitável
Sementes de plantas daninhas Nº/50 g ausente
pH Unidades de pH 6 – 8,5
Ar mg/kg (matéria seca) 10
Cd mg/kg (matéria seca) 10
Cr
+3
mg/kg (matéria seca) 500
Cr
+6
mg/kg (matéria seca) 10
Hg mg/kg (matéria seca) 10
Ni mg/kg (matéria seca) 200
Pb mg/kg (matéria seca) 500
Cu mg/kg (matéria seca) 600
Zn mg/kg (matéria seca) 2.500
(Fonte: Sharma et al., 1997)
Para o uso do composto orgânico na agricultura, a legislação italiana apresenta
algumas considerações, de como o composto orgânico pode ser aplicado na agricultura com
diferentes concentrações de metais, cujas concentrações no solo não podem exceder os
valores apresentados na tabela 3.11.
Tabela 3.11 - Limites de metais pesados no solo e quantidade de metais que podem ser
adicionados anualmente, através do composto
Parâmetros Máximo de concentração no solo
(mg/kg de solo seco)
Quantidade máxima de composto
aplicável (g/ha/ano)
Ar 10 100
Cd 3 15
Cr
+6
315
Cr
+3
50 2.000
Hg 2 15
Ni 50 1.000
Pb 100 500
Cu 100 3.000
Zn 300 10.000
(Fonte: Sharma et al., 1997)
80
Segundo Sharma et al.(1997), o composto é aplicável à produção de frutas, no entanto
algumas regulamentações para o uso são necessárias, como: não deve ser utilizado no início
da floração, bem como três meses antes da colheita, não deve ser utilizado em forragens e
florestas, não de ser utilizado em solo de pH<6, pode ser utilizado em horticultura e cultivos
industriais, porém dois meses antes da plantação, pode ser utilizado em cultivos arbóreos, em
parques públicos e play grounds, antes da semeadura das espécies de plantas serem
introduzidas.
A NBR 13591 (ABNT, 1996) define os termos empregados exclusivamente em
relação à compostagem de resíduos sólidos domiciliares.
3.1.8.2 Considerações sobre os contaminantes químicos e biológicos no composto
A quantidade de metais no solo é dependente do material de origem, de sua gênese e
morfologia e da qualidade dos insumos nele utilizados. As plantas absorvem diferentes
quantidades de metais mas, em condições naturais, geralmente não se observa a toxicidade de
metais para plantas. O uso de resíduos orgânicos, tais como esterco de animais, lodo de
esgoto, “lixo” urbano e resíduos industriais na agricultura tem como objetivos principais a
utilização do solo como meio de tratamento e/ou destino final e o fornecimento de nutrientes
para as plantas. No entanto, estes resíduos contém diferentes quantidades de metais pesados
que podem atingir os solos e alcançar níveis tóxicos para a cadeia trófica. No solo, reações de
adsorsão, complexação, oxidação - redução e precipitação controlam a disponibilidade e
solubilidade dos metais. Aplicações de calcário e estercos e o cultivo de adubos verdes
diminuem a solubilidade e disponibilidade de metais. Deste modo, o estudo da utilização
agrícola de resíduos urbanos contendo altos teores de metais pesados se reveste de grande
importância, na medida em que se busca reduzir resíduos poluentes sem contudo poluir outro
ecossistema (Miyazawa et al., 1999).
Kiehl (1998) observa que não há somente os metais pesados como elementos químicos
contaminantes, existem, também, os metais leves, os semimetálicos e os não metálicos. São
considerados como metais leves os que possuem densidade inferior a 5,0 g/cm
3
. No entanto,
esta classificação é pouco utilizada. Atualmente o termo “metal pesado” é utilizado
genericamente para os elementos químicos que contaminam o meio ambiente e podem
provocar diferentes níveis de dano à biota. Os principais elementos químicos enquadrados
neste conceito são Ag, As, Cd, Co, Cr, Co, Cu, Hg, Ni, Pb, Sb, Se e Zn. Estes elementos são
81
encontrados naturalmente no solo em concentrações variadas, as quais são inferiores àquelas
consideradas tóxicas para diferentes organismos vivos. Dentre eles o As, Co, Cr, Se, Cu, Ni e
Zn são essenciais ao organismos vivos. Os teores de metais pesados solúveis no solo são
geralmente baixos. Entretanto, o emprego de fungicidas, fertilizantes minerais e esterco de
animais na agricultura e o descarte de resíduos urbanos, tais como lixo e lodo de esgoto, e
industriais no solo, podem elevar as concentrações de metais pesados no solo.
Stentiford e Pereira Neto (1993) afirmaram que a presença de metais pesados nos lodos
de esgoto tem sido uma grande preocupação com relação ao seu uso agrícola. Alguns
pesquisadores concluíram que durante a compostagem, na humificação da matéria orgânica,
ocorre o fenômeno de quelação de elementos metálicos na fração húmica do composto, ou
seja, os metais ficam quimicamente retidos na estrutura dos compostos húmicos. A
compostagem de lodos de esgotos tem sido avaliada, pelos autores supracitados, como um dos
mais importantes processos de tratamento e reciclagem deste resíduo, tendo em vista que se
executada de forma adequada, produzirá um composto de boa qualidade agronômica e
sanitária.
Os metais pesados presentes no lodo de esgoto de algumas cidades são provenientes,
principalmente, dos efluentes industriais que são lançados nas redes coletoras públicas. A
tabela 3.12 mostra os níveis de metais pesados detectados em alguns materiais utilizados no
solo, bem como em lodos de diversas estações de tratamento de esgotos. Portanto, deveria
haver critérios para a definição de uma legislação que limite os teores de metais pesados no
composto, baseado na qualidade do mesmo e tipo de solo, cultura, clima e todas as relações e
equilíbrios dinâmicos envolvidos, a curto, médio e longo prazo, que ainda devem ser
intensivamente estudados. A Companhia de Saneamento Básico do Estado de São Paulo,
SABESP, tem trabalhado para estabelecer critérios de uso agrícola dos lodos, seguindo o
pioneirismo da SANEPAR (Companhia de Saneamento do Estado do Paraná) neste sentido.
Na ausência destes critérios, o plano diretor da empresa recomenda a adoção da “40 CFR Part
503”, limites apresentados na tabela 3.12, elaborada pela Agência de Proteção Ambiental
(EPA) dos Estados Unidos. Trata-se do Código de Regulamentos Federais n°40 (40 CFR),
seção 503 (part 503), em vigor desde 19/2/93. Esta legislação regulamenta a disposição
superficial, o uso agrícola e a incineração dos biossólidos das ETEs (Santos, 1998).
82
Tabela 3.12 - Teor de metais pesados detectados em alguns materiais utilizados nos solos e
em biossólidos de diversas ETEs (mg/kg)
Material Cd Co Cr Cu Ni Pb Zn Hg
Lodo de esgoto
(USA)
2-1100 - - 84-10.400 12-2.800 800-26.000 72-16.400 -
Lodo ETE sul
Londrina- RALF
1,6 12,4 62,8 725 67,3 208,2 207,0 -
Fertilizante
fosfatado
0,1-170 1-12 66-245 1-300 7-38 7-225 50-1450 -
Calcário 0,04-0,1 0,4-3 10-15 2-125 10-20 20-1250 10-450 -
Lixo urbano 2 - 26 113 12 135 235 -
Composto com lodo - - 60 78 - 38 89 -
Esterco de suíno 0,58 4,1 19,3 230 4 19,6 1670 -
Esterco de aves 0,33 2,7 15,9 72,8 2,6 5,9 151 1,0
Lodo de esgoto
S.Paulo-Barueri
1996
9-38 - 334-1005 485-1706 239-600 101-350 585-2506 0-6,8
Lodo de esgoto
Brasília
<10 - 54 - 34 50 - 4
Composto de lodo e
resíduos de podas de
árvores
0 10 48,2 240 29 105,6 836 -
Recomendado pela
EPA
39 - 1200 1500 420 300 2800 17
Teor máximo
estabelecido pela
EPA
85 - 3000 4300 420 840 7500 57
Recomendado pela
SANEPAR
20 - 1000 1000 300 750 2500 16
(Fonte: Fernandes e Silva, 1999, p.33)
O Brasil não possui ainda uma legislação específica, limitando as concentrações dos
metais pesados em compostos orgânicos de lodos de esgoto ou composto; no entanto, vários
países estabelecem concentrações máximas bastante diferenciadas (Webber et al., 1983).
Sendo assim, a recomendação de uso de um composto de lodo de esgoto, para fins agrícolas,
exige uma criteriosa avaliação do comportamento das diversas culturas em diferentes solos,
de modo a determinar a real mobilidade dos metais, estudados no decorrer do tempo (Gouvea
e Pereira Neto, 1997).
A qualidade do produto final da compostagem deve ser normatizada por legislação
específica, pois o composto não é um produto único, podendo sua qualidade variar de
excelente à péssima, de acordo com os resíduos e processos empregados. Devido ao fato do
problema dos lodos no Brasil ser recente, não há normas para a correta classificação dos
83
processos de tratamento do lodo e qualidade do produto final gerado. Vários autores têm
citado que os metais pesados (Tabela 3.13), principalmente cádmio, cobre, chumbo e zinco,
estão presentes na fração orgânica do composto de resíduo sólido urbano, em concentrações
relativamente elevadas. (Fortes Neto, 1992).
Tabela 3.13 - Composição química média do composto de resíduos sólidos urbanos
Elemento Concentração (g kg
-1
) Elemento Concentração (mg kg
-1
)
CO 252 As 8
N12B61
P 3,5 Cd 3
K 4,3 Cr 76
Ca 28 Cu 281
Mg 2,8 Mn 501
Na 3,7 Ni 34
Al 13 Pb 234
S - SO
4
1,6 Zn 655
(Fonte: He et al., 1995)
Ao longo dos anos procurou-se incrementar a produção agrícola por hectare e com isto
vieram os fertilizantes minerais, os pesticidas e a reciclagem de biomassa, como lodo de
esgoto e composto (contendo metais pesados como impurezas), que contribuem
significativamente para a contaminação dos solos agrícolas (Sharma et al., 1997). As baterias
contém mercúrio, cádmio e zinco, as tintas podem conter cromo, chumbo e cádmio, os
plásticos contém cádmio, os papéis chumbo e os cosmésticos cádmio e zinco, etc (Sharma et
al., 1997). Estas são as principais fontes de metais pesados nos resíduos sólidos urbanos.
Sendo materiais não biodegradáveis na natureza, quantidades razoáveis destes elementos no
composto prejudicam o seu uso na agricultura. Do ponto de vista ambiental, é importante
conhecer as formas químicas nas quais se encontram estes elementos presentes em compostos,
bem como a distribuição de acordo com a granulometria. Petruzzeli, 1992 apud Sharma et al.
(1997) apresentou um estudo da distribuição de metais pesados no composto, de acordo com a
granulometria (Tabela 3.14). O autor observou que as maiores concentrações de metais
pesados estão presentes nas partículas finas, menores que 1 mm, e que as trocas no solo estão
condicionadas ao pH, potencial redox, substâncias orgânicas, capacidade de troca catiônica,
capacidade de absorção de água do solo, etc. Observa-se que quanto maior o grau de
maturação do composto, menor é a sua granulometria, portanto terá maior concentração de
84
metais pesados. Neste caso, os metais pesados poderão estar menos disponíveis para as
plantas devido o seu alto grau de estabilização.
Tabela 3.14 - Distribuição de metais pesados em diferentes partes do composto (mg kg
-1
)
Fração física
F2 F1 F0
Metal Fração > 2mm Fração > 1mm Fração < 1mm
Pb 344 432 615
Cu 138 154 187
Zn 238 302 360
Cd 3,4 3,5 4,6
Ni 22,7 29,9 36,0
Cr 58,3 67,6 86,2
(Fonte: Petruzzeli, 1992 apud Sharma et al., 1997)
Os resíduos sólidos urbanos são misturas heterogêneas de materiais orgânicos e
inorgânicos, portanto, o composto produzido através destes pode conter metais pesados em
concentrações potencialmente prejudiciais. Nas chamadas “usinas de reciclagem e
compostagem”, estes resíduos misturados, ou seja, sem coleta seletiva, são destinados a estas
“usinas”. Cravo et al. (1998) recomendam que antes da compostagem sejam retirados os
materiais não orgânicos, para propiciar a geração de um composto mais homogênio. Uma das
principais preocupações quanto ao uso de compostos de resíduos sólidos domiciliares é a
elevada concentração de metais pesados, os quais podem levar à contaminação de solo e
plantas (Petruzzelli et al, 1989; Leita e DeNobili, 1991; Xin et al, 1992 apud Cravo et al.,
1998). Sharma et al. (1997) afirmaram que a compostagem de resíduos sólidos urbanos, sem
coleta seletiva, oferece poucas vantagens e que a separação na origem de resíduos
domiciliares e industriais é a alternativa mais adequada para garantir a qualidade do produto
final da compostagem.
Estudos recentes têm mostrado que aplicações repetidas de doses crescentes de
composto de resíduos sólidos domiciliares nem sempre resultam em proporcional aumento da
concentração de metais pesados no tecido das plantas, pois existem vários fatores que afetam
a disponibilidade desses elementos no solo (Parchen, 1988; Moraes, 1990; Fortes Neto, 1992;
Melo et al., 1997 apud Reis, Selbach e Bidone, 2003). Portanto, é importante avaliar as
formas químicas relacionadas aos metais pesados. A relação entre a absorção de metais pelas
85
plantas e a concentração destes na mistura solo-composto, isto é, a biodisponibilidade de
metais, requer muitos estudos para avaliar a segurança de um determinado composto. Os
experimentos de Pichtel e Anderson (1997) demonstraram que o teor total de metais pesados
encontrado no solo com composto não tem boa correlação com a concentração encontrada nos
tecidos das plantas estudadas. Este estudo mostrou que é viável a aplicação de composto com
metais pesados, uma vez que os metais tornam-se insolúveis ou parcialmente solúveis em pH
neutro, ressaltando-se que foi realizada apenas uma aplicação de composto no local da
pesquisa. Embora os riscos de contaminação por metais pesados sejam reduzidos, é necessário
um monitoramento permanente nas áreas de aplicação. Quando são detectados níveis de riscos
de metais pesados nas plantas, solo e águas, deve-se suspender as aplicações e evitar o cultivo
de vegetais para consumo humano (Cassol, 1987 apud Reis, Selbach e Bidone, 2003).
Miikki et al. (1997) realizaram estudos onde demonstraram que o composto de
resíduos domiciliares, comparado a compostos de lodos industriais e domésticos, apresentou
teores elevados de ácidos húmicos complexados com metais, como Cu
+2
e Fe
+3
. Segundo os
autores, é importante caracterizar as substâncias húmicas produzidas na compostagem, pois os
contaminantes poderão estar menos disponíveis para as plantas dependendo do grau de
humificação da matéria orgânica.
Outro impacto a ser considerado na aplicação de composto de resíduos sólidos
domiciliares está relacionado à eficiência na eliminação de microrganismos patogênicos
(Tabela 3.15), pois trata-se de um processo de decomposição associado ao tratamento de
dejetos humanos ou animais (Goldstein, 1975 appud apud Reis, Selbach e Bidone, 2003). Os
principais fatores que, conjunta ou isoladamente, contribuem para a eliminação de
patogênicos nos processos de compostagem, são a manutenção de temperatura entre 65°C e
70ºC, a competição entre espécies e a extinção do substrato e de nutrientes. Entretanto, entre
esses fatores o único facilmente manipulável é a temperatura, portanto esta constitui-se, então,
no principal mecanismo utilizado para a eliminação dos patogênicos. Escosteguy et al. (1993)
observaram que, à exceção dos coliformes totais, não foram constatados organismos
patogênicos no composto de lixo domiciliar urbano, produzido em pilhas revolvidas e não
revolvidas. Cabe salientar que os organismos coliformes fecais observados no composto
foram reduzidos, aproximadamente, em duzentas vezes após a aplicação desse material ao
solo (Tabela 3.16)
86
Tabela 3.15 - Microrganismos patogênicos no “lixo” e no composto
Microrganismo Lixo Composto
Salmonella (UFC g
-1
) 4,3 x 10
3
ND
Streptococcus (UFC g
-1
) 7,6 x 10
8
ND
Coliformes totais (NMP 100g
-1
) 2,2 x 10
5
5,7 x 10
3
Coliformes fecais (NMP 100g
-1
) 3,5 x 10
3
< 360
(Fonte: Escosteguy et al., 1993)
Tabela 3.16 - Coliformes totais e fecais no solo após 45 dias da aplicação de composto
Dose de composto Coliforme total Coliforme fecal
----------- t ha
-1
------------ ------------------------------- NMP 100 g
-1
solo ----------------
0 940 a 940 a
40 1400 a 830 a
80 1100 a 230 a
120 1900 a 230 a
(Fonte: Escosteguy et al., 1993)
A conjugação da temperatura e tempo de exposição são os fatores importantes para a
eliminação dos organismos patogênicos na compostagem. Para eliminação pelo calor é
necessário que toda a massa em compostagem seja exposta a uma temperatura letal para os
microrganismos, quer continuamente, quer por períodos alternados quando dos revolvimentos
da leira. Uma das finalidades do revolvimento é auxiliar na descontaminação biológica das
leiras. Sabe-se que altas temperaturas por curto espaço de tempo ou baixas tem temperaturas
por longo período, são igualmente eficientes na eliminação dos patogênicos do lixo
domiciliar. Temperaturas entre 55ºC e 60ºC por um dia ou dois dias são letais para todos os
vírus patogênicos, bactérias, protozoários (inclusive cistos) e ovos de helmintos (Kiehl, 1998).
Segundo USEPA apud Andreoli (2001), os valores de temperatura e tempo necessários
para a destruição dos organismos patogênicos encontrados principalmente em lodos de esgoto
são apresentados na tabela 3.17
Nespolo (2004) cita que estudos do efeito da compostagem sobre organismos
patogênicos demonstraram taxas de redução de 75 a 95% para ovos de helmintos, e de 67 a
100% para cistos de protozoários e outros estudos houveram remoções de 100% de ovos de
helmintos e de cistos de protozoários.
87
Tabela 3.17 - Temperatura e tempo de manutenção para a destruição de alguns organismos
Organismo Tempo (minuto) Temperatura (ºC)
Salmonella typhosa
Instantâneo
30
55 a 60
46
Salmonella ssp.
15 a 30
60
60
55
Shigela
60 55
Escherichia coli
5
15 a 20
60
70
60
55
Estomocha histolytyca (cistos) Instantâneo 68
Taenia saginata
571
Trichinella spiralis (larvas) Instantâneo
60
62 a 72
50
Necator americanus
50 45
Brucella abortus
50 45
Estyreptococos fecais 60 70
Coliformes fecais 60 70
(Fonte: USEPA (1995) apud Andreoli, 20010
A estabilização e a higienização são as características de produtos finais gerados em
processos de degradação de resíduos sólidos orgânicos. No entanto, a higienização, quanto a
agentes biológicos considerados patogênicos, ocorre devido a fatores como, por exemplo a
dinâmica da competição entre espécies, o aumento de temperatura (e sua manutenção por
períodos relativamente prolongados) e o esgotamento dos estoques de materiais
biodegradáveis na massa de resíduos a processar (Bley, 1998).
3.1.8.3 Análise do composto
Conhecer a disponibilidade de nutrientes e as características dos resíduos orgânicos é
essencial para a tomada de decisões quanto aos métodos disponíveis para convertê-los em
substratos para o crescimento das plantas. Outro fator relevante é analisar o produto resultante
da compostagem, no que se refere à qualidade do mesmo para seu uso e comercialização. Para
isto, é importante conhecer profundamente os métodos analíticos referentes ao conteúdo
químico, biológico, microbiológico e físico dos substratos orgânicos. Quimicamente, o
88
material da compostagem é examinado quanto aos teores de nitrogênio, potássio, fósforo,
relação C:N, micronutrientes, etc. Parâmetros biológicos são importantes, os quais permitem
acompanhar a evolução do processo. Os resultados obtidos destas análises são importantes
para determinar a estabilidade e maturidade do produto final, o composto orgânico.
Similarmente, os parâmetros microbiológicos são também analisados. Para avaliar a
viabilidade agronômica do composto são necessárias também análises físicas do composto,
tais como capacidade de retenção de água e de prevenção de erosão, entre outros.
3.1.8.3.1 Métodos rápidos para acompanhamento da maturação do composto
Segundo Kiehl (1998), vários testes rápidos podem ser utlizados para o
acompanhamento do processo de compostagem. O autor cita os seguintes parâmetros para
controle do processo:
- medição da temperatura: com o desenvolvimento adequado do processo de compostagem,
ocorrem as quatro etapas da compostagem, sendo que a medição da temperatura das leiras
indicará a etapa em que se encontra o processo.
- medição do pH: empregando soluções indicadoras ou aparelhos portáteis pode-se medir o
pH e avaliar o grau de maturação do composto. O pH aumenta com o aumento do grau de
estabilização da matéria orgânica;
- presença de suspensão coloidal: a formação de húmus implica na produção de pequenas
partículas (colóide), sendo que a adição de amoníaco a uma porção de composto produzirá
uma suspensão com diferentes características de acordo com o grau de estabilização. De
acordo com o grau de estabilização, quanto mais humificado, mais escura estará a solução;
- determinação da granulometria: as dimensões iniciais das partículas são reduzidas pelo
processo de decomposição, que são também sofrem influencia do revolvimento das leiras;
- determinação da densidade: a densidade de um fertilizante orgânico é definida como a
relação existente entre a massa e o volume ocupado pelos componentes sólidos e pelos poros.
A densidade de uma amostra úmida varia com o conteúdo da água. A densidade da matéria
orgânica seca varia entre 0,4 e 0,6 e a da água é de 1,0 g/cm
3
. Para efeito de comparação de
densidades entre diversas amostras, o correto é trabalhar com material seco à 60°C-65ºC, ou
89
então transformar por cálculo o valor úmido em base seca. Ao final do processo geralmente a
densidade é menor, devido à perda de umidade e de massa pela degradação da matéria
orgânica;
- medição da umidade: durante o processo de estabilização ocorre a geração de água. No
entanto, a massa perde umidade devido à produção de calor, fazendo com que o composto
fique mais seco, com teores de umidade 30% e 40%.
- outras medidas como: volume de poros totais (VPT), espaço livre de aeração (ELA) e
capacidade de retenção de água (CRA) podem ser utilizados no controle do processo de
compostagem (Kiehl, 1998).
3.1.8.3.2 Métodos de laboratório para análises do composto
Para o acompanhamento do processo de compostagem e da qualidade do composto
orgânico são necessárias algumas determinações em laboratório. A análise do composto é
necessária para a avaliação de seu uso e forma de aplicação. Para Kiehl (1995) os resultados
analíticos tem várias finalidades, ou seja: servem para saber se os parâmetros do fertilizante
estão dentro dos limites exigidos pela lei; controlar a garantia do produto, calcular o valor
nutricional e como indicativo para complementação nutricional do composto. A Portaria nº 1,
de 4 de março de 1983, do Ministério da Agricultura dá especificações, garantias e tolerâncias
para os fertilizantes orgânicos, sendo determinados limites para matéria orgânica, nitrogênio
total, umidade, relação C:N, pH, P, K e soma NPK.
Além dos objetivos supracitados para a análise da qualidade do produto, considera-se
importante, para o caso de composto proveniente de resíduos sólidos urbanos (domiciliares e
lodos), a análise dos metais pesados.
Rotineiramente, a determinação da granulometria é feita com a amostra seca ao ar; a
do pH, preferencialmente com material na umidade natural; as determinações dos demais
parâmetros são efetuadas nas amostras secas a 60-65ºC.
Recomenda-se sempre três determinações e usar a média dos dados como resultado
final, expressando-o em númeo inteiro ou com apenas uma casa decimal, segundo a acuidade
empregada nas medições (Kiehl, 1998).
90
A seguir estão listada as análises laboratoriais para o controle da maturação e
qualidade do composto.
- pH: esta determinação é realizada com amostra natural recentemente coletada, podendo ser
medida em água. O método oficial do Ministério da Agricultura recomenda a utilização da
solução de cloreto de cálcio a 0,01 molar.
- Umidade natural a 60°C-65ºC (oficial): utilizada para a expressão dos resultados analíticos e
para o cálculo do valor fertilizante. No entanto, para comparar fertilizantes orgânicos é
necessário converter os dados para base seca à temperatura de 110 ºC. Caso os resultados
estejam apenas em base úmida, converte-se os valores multiplicando-se estes pelo fator de
conversão calculado pela equação (5):
f = 100/(100 – U) (5)
onde:
f = fator de conversão;
U = umidade natural.
- Inertes: após a secagem da amostra a 60°C-65ºC ocorre a remoção de materiais inertes como
pedras, plásticos, borrachas e metais, que fazem parte da massa bruta, devendo ser incluídos
no cálculo do valor nutritivo do composto;
- Matéria orgânica total e carbono total: a perda de matéria orgânica por combustão a 550ºC
tem sido referida como sólidos voláteis, este valor sendo considerado como estimativa da sua
fração orgânica. Na realidade, essa determinação pode englobar materiais não biodegradáveis
(plásticos, borrachas) que não são degradados no processo de compostagem. Dividindo-se a
porcentagem de matéria orgânica pelo fator 1,8, previsto na legislação, obtém-se a
porcentagem de carbono total da amostra (Kiehl, 1998);
- Demanda Química de Oxigênio: é um parâmetro para acompanhamento da biodegradação e
que segundo Lossin (1971) appud Kiehl (1998), pode ser calculado pela equação 6:
91
DQO
mg/L
= C
orgânico
% X 26,66. (6)
Considera-se que o composto cru tem uma demanda química de oxigênio igual ou
maior que 900 mg/g, um composto bioestabilizado 700 mg/g, e o curado 300 mg/g.
- Resíduo mineral total: é obtido pela pesagem do material que sobrou após a ignição,
composto de materiais solúveis e insolúveis. Um composto deve ter o mínimo de resíduo
mineral insolúvel;
- Nitrogênio total: a maior parte no nitrogênio encontrado em resíduos orgânicos está na
forma orgânica, que durante o processo de compostagem transforma-se em amônia e depois
para nitrato. O tipo de nitrogênio presente pode determinar a etapa do processo;
- Capacidade de troca de cátions (CTC): aumenta com o grau de maturação do composto. Um
bom composto deve apresentar uma CTC entre 60 me/100g a 80 me/100g.
- Testes biológicos: o grau de maturação pode ser determinado por meio de plantas
indicadoras ou plantas testes, como o agrião, tomate, cevada, entre outros.
- Relação C:N: tem sido comumente utilizada para avaliar o grau de maturação de um
composto orgânico.
3.1.9 Utilização do composto
3.1.9.1 Valor agrícola e comercial
A utilização do composto de lixo tem contribuído para o incremento de colheitas,
através do fornecimento de macro e micronutrientes, sendo que este aumento é condicionado
às doses crescentes do composto adicionado ao solo (Tabela 3.18). A obtenção da quantidade
ótima de utilização varia em função das condições do solo, do clima e da cultura em questão,
além das características do próprio composto. Além desta evidente importância do aporte de
nutrientes para as plantas, reporta-se a possível contribuição de substâncias estimuladoras de
crescimento vegetal, como hormônios e vitaminas, formadas a partir da decomposição dos
resíduos orgânicos adicionados ao solo (Moraes, 1990 apud Reis, Selbach e Bidone, 2003).
92
Deve-se também levar em conta o aporte de matéria orgânica para o solo com os
conseqüentes benefícios nas características químicas, físicas e biológicas. No exemplo
apresentado na tabela 3.18, o fertilizante mineral pode ser substituído por 80 t/ha de composto
orgânico para produção de aveia e milho. Desta forma, o valor comercial do composto vai
depender da concentração de nutrientes a serem disponibilizados para diferentes culturas. Por
outro lado, na relação custo-benefício do uso do composto, o item transporte e aplicação
devem assumir um valor considerável, uma vez que as quantidades envolvidas são grandes.
Tabela 3.18 - Produção de matéria seca de aveia, em dois cortes, e rendimento de grãos e
matéria seca de milho em função de diferentes doses de composto resíduos sólido urbano.
Culturas
Tratamentos
Aveia
(1
o
corte)
Aveia
(2
o
corte)
Milho
(Parte aérea)
Milho
(grãos)
-------- kg ha
-1
--------- ---------- t ha
-1
----------
Testemunha 750 2480 5,4 3,0
20 t ha
-1
composto 910 2420 5,3 3,8
40 t ha
-1
composto 640 2640 5,5 5,7
80 t ha
-1
composto 1290 3150 9,1 7,1
160 t ha
-1
composto 1420 3250 10,2 7,2
Fertilizante Mineral 1440 3900 9,5 7,1
(Fonte: Moraes (1990) apud Reis, Selbach e Bidone, 2003)
3.1.9.2 Aplicação no solo
O composto de resíduos sólidos domiciliares obtido pelo processo aeróbio, em leiras
de compostagem com a parcela orgânica, tem sido testado como condicionador de solo e fonte
de nutrientes para diversas culturas. Os resultados são promissores, com indicativos seguros
da possibilidade de uso de altas doses (>120 t ha
-1
ano
-1
), desde que monitorados os teores de
sódio (agente dispersante de solo). Este controle é importante, pois a limitação dos teores de
sódio vai determinar o aumento do pH, de macro e micronutrientes, da CTC e do C orgânico
bem como diminuição da densidade e aumento da capacidade de retenção de água (Moraes,
1990; Krob, 1992; Castilhos, 1998 apud Reis, Selbach e Bidone, 2003).
A literatura não apresenta estudos específicos quanto à forma de aplicação. De uma
forma geral, o composto com uma umidade adequada (mais seco) pode ser aplicado via
lançamento simples na superfície do solo por uma espalhadeira de calcário, tracionada por
93
trator, por caminhão aplicador de calcário, ou manualmente, se a área for pequena.
Posteriormente, dependendo do manejo de solo que o produtor estiver adotando, o composto
poderá ser incorporado por arado ou grade (cultivo convencional) ou deixado na superfície
(plantio direto). Neste último caso, recomenda-se avaliar possíveis perdas por escoamento
superficial, em função da topografia do terreno, da cobertura vegetal e do regime de
precipitações para evitar a contaminação de águas superficiais (Reis, Selbach e Bidone, 2003).
3.1.9.3 Doses de composto aplicadas em solos
Vários trabalhos foram desenvolvidos com objetivo de avaliar o efeito de doses
crescentes de composto de lixo aplicados ao solo. De uma forma geral, conforme mencionado
anteriormente, os benefícios advindos da utilização do composto em solos são muito maiores
que os problemas que esta prática pode acarretar. Os problemas parecem restringir-se aos
teores de metais pesados e à concentração salina (dispersante de solo), quando as doses
utilizadas forem relativamente altas. No entanto, estes problemas podem ser minimizados,
através de um monitoramento adequado (Reis, Selbach e Bidone, 2003).
Reis, Selbach e Bidone (2003) comentaram os efeitos de doses de composto nas
características químicas do solo, como correção da acidez, aumento da CTC, de carbono
orgânico e de metais pesados (Tabelas 3.19 e 3.20) mas que permanecem abaixo dos níveis
potencialmente tóxicos para estes solos bem como para plantas cultivadas, conforme pode ser
observado na tabela 3.21. Da mesma forma, os benefícios sobre aspectos físicos do solo
podem ser observados nas tabelas 3.22 e 3.23, ressaltando-se a diminuição da densidade
(maior oxigenação) e aumento da capacidade de retenção e armazenamento de água (maior
disponibilidade para as plantas e microrganismos). Os autores observaram o efeito benéfico
sobre a população microbiana do solo representada pelos fungos, bactérias e actinomicetos,
provavelmente em função do aporte de nutrientes, de carbono e de possíveis fatores de
crescimento presentes no composto, além das melhores condições físicas do solo,
mencionadas anteriormente (Tabela 3.24). Portanto, observa-se através destes resultados os
propalados benefícios do aumento de matéria orgânica do solo, pela incorporação de
composto, e suas conseqüencias nas características químicas, fisícas e biológicas do solo.
94
Tabela 3.19 - Efeitos de doses de composto de resíduos sólidos domiciliares nas características
químicas do solo
Características do solo Doses de composto (t ha
-1
)
0 10 30 90
C org. (g kg
-1
)891112
CTC (cmol kg
-1
) 17 181920
Cu (mg kg
-1
) 33 364358
Pb (mg kg
-1
) 52 566886
Ni (mg kg
-1
) 61 626365
Zn (mg kg
-1
) 69 738389
(Fonte: Giusquiani et al. (1995) apud Reis, Selbach e Bidone, 2003)
Tabela 3.20 - Efeitos de doses de composto de resíduos sólidos domiciliares em características
químicas do solo
Doses Composto
(t ha
-1
)
pH
(em H
2
O)
Al
(cmol kg
-1
)
CTC
(cmol kg
-1
)
C org.
(g kg
-1
)
0 4,7 0,50 3,6 13
40 5,1 0,24 4,3 13
80 5,3 0,09 4,6 14
160 5,8 0,03 6,3 15
320 6,7 0 8,1 19
(Fonte: Moraes (1990) apud Reis, Selbach e Bidone, 2003)
Tabela 3.21 - Quantidades totais de Ni e Pb em solo e grãos de milho tratados com composto
de resíduos sólidos domiciliares
Tratamento Solo
Ni Pb
Milho
Ni Pb
------------------------------------------- mg kg
-1
-----------------------------
Testemunha 3,6 8,3 nd 0,10
80 t ha
-1
3,8 10,1 0,07 0,07
320 t ha
-1
5,2 18,8 0.20 0,07
(Fonte: Moraes (1990) apud Reis, Selbach e Bidone, 2003)
95
Tabela 3.22 - Características fisicas do solo afetadas pela aplicação de doses de composto de
de resíduos sólidos domiciliares
Doses composto (t ha
-1
) Densidade (g cm
-3
) Capacidade de
campo (m
3
m
-3
)
Água disponível
(m
3
m
-3
)
0 1,55 0,47 0,25
10 1,46 0,49 0,27
90 1,38 0,58 0,35
(Fonte: Giusquiani et al. (1995) apud Reis, Selbach e Bidone, 2003)
Tabela 3.23 - Principais características físicas e químicas do solo afetadas pela aplicação de
composto de resíduos sólidos domiciliares
Característica do solo Composto (t ha
-1
) Alteração dos valores (%)
Matéria orgânica 7 – 60
6 – 163 ↑
Capacidade de campo 3 – 60
5 – 43 ↑
Densidade 8 – 60
4 – 71 ↓
pH 8 – 60
0,8 – 1,4 ↑
CTC 23 – 92
31 – 94 ↑
Macronutrientes 8 – 60
2 – 136 ↑
Metais pesados 7 - 180
0 – 500 ↑
↓ = decréscimo ↑ = aumento
(Fonte: BioCycle (1994) apud Reis, Selbach e Bidone, 2003)
Tabela 3.24 - Efeito de doses de composto de resíduos sólidos urbanos e fertilizante mineral
em microrganismos do solo
Tratamento Fungo
(UFCx10
4
g
-1
)
Actinomiceto
(UFCx10
6
g
-1
)
Bactéria
(UFCx10
7
g
-1
)
Testemunha 6,3 2,7 1,1
40 t ha
-1
6,6 3,1 1,0
80 t ha
-1
6,3 3,2 1,7
160 t ha
-1
8,7 3,5 2,2
320 t ha
-1
10,0 3,6 2,8
Fert. mineral 10,2 3,7 1,4
(Fonte: Moraes (1990) apud Reis, Selbach e Bidone, 2003)
96
3.1.10 Compostagem: tendência mundial e nacional
Para Zorpas et al. (2000), há uma grande tendência no mundo de adotar a
compostagem como tratamento de resíduos orgânicos com vantagens estratégicas como forma
de disposição. Primeiramente, pelo fato deste processo reduzir o volume de resíduos
orgânicos de 40 a 50%, eliminar os patogênicos presentes em alguns resíduos, resultando na
produção de um composto com características de fertilizante que contém nutrientes, como
nitrogênio, fósforo e potássio, além de suas propriedades físicas que promovem a aeração e
capacidade de retenção de água no solo.
A compostagem em escala industrial de resíduos sólidos municipais na Europa
começou em 1970, crescendo até 1980. Devido ao problema de contaminantes no composto,
além de outros fatores operacionais, muitas das unidades implantadas foram fechadas. No
lugar destas foram instaladas novas unidades de compostagem envolvendo a separação eficaz
dos resíduos biodegradáveis. Na Itália, em 1997, embora com extensos programas de
segregação na origem, haviam unidades de compostagem com sistemas mecanizados eficazes
de separação de orgânicos para garantir a qualidade do composto, chegando a 9,4% do total
de resíduos municipais (Slater e Frederickson, 2001).As causas prováveis destas mudanças
estão na legislação e padrões ambientais. A política européia apresenta uma tendência a
separação de resíduos orgânicos na origem. Slater e Frederickson (2001) avaliaram que a
potencialidade de reaproveitamento de resíduos orgânicos na Europa chegaria a 60 milhões de
toneladas ao ano, a França com 24%, Alemanha, Itália e Reino Unido com 15% cada,
Espanha 11%, Áustria 4%, Bélgica, Grécia e Holanda 3% cada, Suíça e Portugual 2% cada e
Dinamarca, Finlândia e Irlanda contribuindo com 1% cada. Slater e Frederickson (2001)
citaram que aproximadamente 15% da fração orgânica é reaproveitada na forma de
compostagem na Europa. Até 2001, dois modelos de compostagem ainda foram utilizados na
Europa, no entanto não estava claro os sistemas mecanizados de triagem dos resíduos
domiciliares continuariam por muito tempo, provavelmente se ampliariam os sistemas que
tratam resíduos segregados na origem.
Os antigos processos de compostagem que tratavam todos os residuos domiciliares
tiveram problemas de baixa qualidade dos recicláveis produzidos, incluindo o composto
orgânico. Uma das etapas do processo que contribuía para a contaminação da matéria
orgânica era a trituração dos resíduos, que fazia com que o produto final, o composto,
contivesse fragmentos de vidros, plásticos e, principalmente, metais pesados praticamente
97
impossíveis de serem eliminados. Devido a estes problemas, na década de 80 começaram a
fechar muitas unidades de compostagem na Europa. A partir de 1985, começaram a emergir
novas tendências de compostagem , onde a preocupação era maior em relação a produção
limpa de composto, principalmente na parte sul da Europa, onde há a necessidade de matéria
orgânica no solo (Slater e Frederickson, 2001). A legislação e padrões ambientais foram os
principais responsáveis da introdução das novas tendências na Europa.
A compostagem de resíduos previamente segregados tem sido a grande tendência na
Europa. Sistemas tipo “windrow” são utilizados principalmente na compostagem de resíduos
verdes provenientes de podas urbanas. Técnicas de compostagem mais avançadas para tratar
resíduos específicos, como resíduos de cozinha são os sistemas computadorizados fechados
de aeração forçada que provem melhores condições ambientais e de prevenção de odores
(Slater e Frederickson, 2001).
A Alemanha, em 1995, tratava dois milhões de toneladas de resíduos previamente
segregados em modernas instalações de compostagem. Destas instalações, 30% tratavam
resíduos de jardins e 70% tratavam os resíduos da cozinha misturados com resíduos de jardins
(Slater e Frederickson, 2001).
Na Itália, em 1995, haviam 29 unidades de compostagem. Estas plantas foram
utilizadas para produzir composto orgânico de resíduos sólidos urbanos, lodos de esgoto e
outros resíduos orgânicos. A capacidade de produção destas unidades eram de 5158 t/dia. No
entanto, reporta-se que a produção na época foi de 1100 t/dia. A produção depende do tipo de
resíduo utilizado, sendo previsto que tratando-se resíduo domiciliar, a produção fica na ordem
de 15 a 20%. A eficiência aumenta para 30 - 35 % quando são utilizados resíduos vegetais
como material bruto no processo (Sharma et al, 1997).
3.2 TRATAMENTO DO LIXIVIADO DA COMPOSTAGEM
3.2.1 Caracterização de lixiviados de pátios de compostagem
O lixiviado gerado em sistemas de compostagem operados em áreas desprovidas de
cobertura e até mesmo em áreas com cobertura é formado pelos mesmos fatores que
influenciam a formação de lixiviados em aterros sanitários.
98
O lixiviado gerado em aterros sanitários, é formado quando o conteúdo de umidade
excede a capacidade de retençaõ de água, a qual é definida como a máxima umidade que é
retida em um meio poroso sem produzir líquido percolado. Segundo El - Fadel et al. (2002) a
percolação ocorre quando a magnitude das forças gravitacionais excedem as forças de
retenção de água. De certa forma, situação semelhante ocorre na compostagem, devido a
massa em decomposição estar sob influência das mesmas forças citadas anteriormente. O
processo de percolação ou lixiviação é influenciado por muitos fatores, relacionado
diretamente com precipitação pluviométrica, irrigação, recirculação, conteúdo inicial de
umidade, codisposição de resíduos de diferentes teores de umidade e decomposição destes,
como fatores de influência indireta cita-se o tamanho das partículas, grau de compactação
(principalmente em aterros), densidade, etc. Além disso, a qualidade do lixiviado tem grande
variação devido a composição dos resíduos, condições operacionais e climáticas.
A caracterização de lixiviados é um fator crítico para avaliação do sistema de
tratamento.
Segundo El- Fadel et al. (2002), a formação do lixiviado é realizada pela percolação,
não uniforme e intermitente de água através dos resíduos, resultando na remoção de
compostos orgânicos e inorgânicos solúveis e sua dissolução e suspensão no líquido. A
produção de lixiviado é um indicativo do desenvolvimento do processo bioquímico na massa
de resíduos, pois o subproduto deste processo contribui para a concentração de elementos no
lixiviado. A composição do lixiviado de aterros pode apresentar variações temporais
dependente de vários fatores. Os principais fatores que afetam a formação e composição do
lixiviado são apresentados nas tabelas 3.25 e 3.26, respectivamente.
Tabela 3.25 - Fatores que influenciam a formação de lixiviados em aterros sanitários
Tipo Fatores
Clima e hidrogeologia Precipitação, degelo e introdução de águas adjacentes
Condições locais e operacionais Pré-tratamento dos resíduos, compactação, vegetação
Características dos resíduos Permeabilidade, idade, tamanho de partícula, densidade,
teor inicial de umidade
Processos internos Sedimentação do resíduo, decomposição do material
orgânico, geração e transporte de gás e calor
(Fonte: El- Fadel et al., 2002)
99
Tabela 3.26 - Fatores que influenciam a composição de lixiviados em aterros sanitários
Tipo Fatores
Condições locais e operacionais Pré-tratamento dos resíduos, irrigação, recirculação,
codisposição com resíduos líquidos
Características dos resíduos Idade, composição
Processos internos Hidrólise, adsorção, biodegradação, dissolução, diluição,
troca iônica, redox, tempo de contato, precipitação
pluviométrica, geração e transporte de gás e calor
(Fonte: El- Fadel et al., 2002)
Reações químicas e biológicas ocorrem com a infiltração da água através de resíduos.
O produto da combinação destas reações complexas é transportado pela água de percolação.
Além destas reações ocorrem processos físicos de adsorção e dissolução durante a passagem
da água através dos resíduos. A formação de lixiviado é induzida pela precipitação
pluvimétrica; no entanto é resultante também de processos bioquímicos que convertem
materiais sólidos em líquidos. O lixiviado gerado desta forma é caracterizado por altas
concentrações de contaminantes orgânicos e inorgânicos.
A biodegradabilidade da matéria orgânica no lixiviado é geralmente inversamente
proporcional ao peso molecular de vários componentes da mesma; baixos pesos moleculares
indicam alto grau de biodegadabilidade (McBean e Rovers, 1999).
A idade do aterro e o correspondente estágio de fermentação são usualmente os fatores
mais influentes na qualidade do lixiviado. Muitos composto químicos são detectados nos
lixiviados de aterros sanitários. A composição média de lixiviados produzidos em aterros
sanitários onde foram depositados apenas resíduos sólidos domiciliares é apresentada na
tabela 3.27. Como mostram os resultados apresentados na referida tabela, os lixiviados de
processos de compostagem podem conter elevada carga de DBO e fenóis, resultante da
decomposição natural de materiais orgânicos que se fazem presentes nos resíduos
domiciliares.
Segundo Kadlec (1999) as principais categorias de substâncias indesejáveis presentes
em lixiviados de aterros sanitários são: compostos orgânicos voláteis, nutrientes,
principalmente o nitrogênio, metais pesados e compostos orgânicos tóxicos.
100
Tabela 3.27 - Composição química de lixiviados de aterros sanitários de resíduos sólidos
domiciliares
Parâmetro Concentração
média (mg/L)
Parâmetro Concentração
média (mg/L)
Alcalinidade (como CaCO
3
) 0 – 20.250 NH
4
0 – 1.250
Al 0,5 – 85,0 NO
3
0 – 9,8
Sb 0 – 3,19 NO
2
0 – 1,46
Ar 0 – 70,2 Nitrogênio orgânico 0 – 1.000
Ba 0 – 12,5 NTK(Kjeldahl) 0 – 3.320
Be 0 – 0,36 Ni 0 – 7,5
DBO
5
480 – 72.500 Fenol 0,17 – 6,6
B 0,413 P 0 – 234
Cd 0 – 1,16 PO
4
0,01 – 154
Ca 5 – 4080 pH 1,5 – 9,5
Cl 11.375 K 0,16 – 3.370
Cr 0 – 22,5 Se 0 – 1,85
DQO 0 – 195.000 Ag 0 – 1,96
Condutividade (µmho/cm) 480 – 72.500 Na 0 – 8.000
Cu 0 – 9,9 Tl 0 – 0,32
CN 0 – 6 Sn 0 – 0,16
F 0,1 – 1,3 Sólidos dissolvidos totais 584 – 55.000
Dureza (como CaCO
3
) 0,1 – 225.000 Sólidos suspensos totais 140.900
Fe 0 – 42.000 Carbono orgânico total 335.000
Pb 0 – 14,2 Ácidos voláteis totais 0 – 19.000
Mg 0 – 115.600 Turbidez 40 – 500
Mn 0,05 – 1.400 SO
4
0 – 1.850
Hg 0 – 3 Zn 0 – 1.000
Benzeno 0,1 – 0,6 Tolueno 0 – 3,2
Etilbenzeno 0 – 4,9
(Fonte: El- Fadel et al., 2002)
A idade da leira também afeta a composição do lixiviado. Realizando-se a
compostagem com relação C:N ideal, haverá pouca lixiviação de nitrogênio, já que os
microrgansimos utilizam este elemento para o seu crescimento. Os resultados de uma
pesquisa, realizada por Rymshaw et al (1992) apud USEPA(1994), sobre lixiviados de
compostagem de diferentes resíduos estruturantes e esterco são apresentados na tabela 3.28. O
estudo demonstrou que há um pico de lixiviação de nitrogênio no início do processo que
decresce ao longo do tempo de decomposição. Os experimentos foram conduzidos em
laboratório, em coluna de 24 polegadas de altura e 10 de diâmetro. Durante 20 semanas foi
adicionada água conforme volumes de precipitações locais.
101
Tabela 3.28 - Variáveis físico-químicas em lixiviados da compostagem de esterco e materiais
estruturantes
Material estruturante
mg/L Madeira/papel Palha Serragem
Inicial/Final Inicial/Final Inicial/Final
Nitrato 0,0/13,0 0,0/526,0 7,0/134
Amônia 239,4/11,2 293,1/17,5 800,8/8,71
Nitrogênio Orgânico 975,4/17,5 702,6/25,9 747,3/71
Nitrogênio Total 1196/28,7 995,7/45,4 1548,2/79,7
Carbono Orgânico Total 1780,8/1318,1 829,1/1201,6 1443,8/995,4
Percentual de água retida 92,00/85,99 6,67/70,00 781/71,25
(Fonte: USEPA, 1994)
A qualidade de lixiviados e da água de escoamento superficial de sistemas de
compostagem pode ser afetada por conter materiais suspensos, dissolvidos e extraídos da
massa em decomposição. Segundo USEPA (1994), lixiviado é o líquido que percola através
da leira e escoamento superficial (“runoff”) são as águas superficiais que escoaram sobre a
superfície sem ter sido absorvidas. Estas águas podem causar contaminação no solo, água e ar.
A geração de lixiviado pode ser reduzida ou prevenida através da monitorização e
correção dos níveis de umidade nas leiras de compostagem (USEPA, 1994). A cobertura de
sistemas de compostagem também é uma alternativa para prevenir a produção de lixiviados
devida as elevadas precipitações. Com resíduos de elevada umidade, no início do processo há
produção de lixiviado, mesmo sem adição de água ou de incidência de chuvas. Com o
decorrer da maturação do composto a geração de lixiviado é menor e o composto estando
maturado terá maior capacidade de retenção de água (USEPA, 1994). No caso de incidência
de chuvas sobre as leiras ainda ocorrerá lixiviação ao final do processo de compostagem e
neste caso alguns nutrientes poderão estar incorporados ao composto humificado, podendo
também haver menor lixiviação em termos de concentração
Rymshaw et al (1992) apud USEPA(1994) também analisaram os lixiviados de
sistema “windrow”de compostagem com esterco e serragem (Tabela 3.29). Ambos os estudos
mostraram que há um descréscimo de lixiviação de nitrogênio ao longo do período de
establização da matéria orgânica.
102
Tabela 3.29 - Concentrações algumas variáveis físico-químcas em lixiviados de compostagem
“windrow” com esterco e serragem
Semanas NO
3
NH
4
N Orgânico N Total PO
4
CO Total
mg/L
1,0 10,00 28,35 109,90 138,25 8743,71
1,5 13,00 12,95 115,50 128,45 9384,00
2,0 10,50 21,00 105,00 126,00 6258,96
2,5 9,00 25,20 86,80 112,00 5372,81
3,0 15,00 8,40 134,4 142,80 14174,92
5,0 3,00 29,80 32,20 62,00 3715,66
8,0 3,00 39,91 39,91 75,90
8,5 4,00 14,84 58,80 73,64 50,80 2459,63
(Fonte: Rymshaw et al. 1992 apud USEPA, 1994)
O manual da USEPA (USEPA, 1994) apresenta alguns parâmetros observados em
lixiviados de sistemas de compostagem de resíduos verdes (praças, parques e jardins) em
Nova York (Tabela 3.30).
Tabela 3.30 - Composição de lixiviado de compostagem de resíduos verdes em Nova York
Média (mg/L)* Desvio padrão (mg/L)
Cd ND
Cu ND
Ni ND
Cr ND
Zn 0,11 0,13
Al 0,33 0,38
Fe 0,57 0,78
Pb 0,01 0,02
K 2,7 0,99
N (NH
4
+
) 0,44 0,35
N (NO
3
-
) 0,96 1,00
P 0,02 0,02
Fenol 0,18 0,08
DQO 56,33 371,22
DBO > 41 > 60
pH 7,75 0,36
Cor ND
Odor ND
*Média de 16 amostras. (Fonte: USEPA, 1994)
103
A USEPA (1994) recomenda que o excesso de lixiviado seja recirculado nas leiras e o
excesso encaminhado a um sistema de tratamento de esgotos domésticos e, se necessário um
pré-tratamento, e atender os padrões de lançamento estabelecidos pela legislação.
A irrigação das leiras deve ser feita somente enquanto estiver na etapa termofílica,
para que não haja recontaminação biológica.
3.2.2 Banhados construídos: “terras úmidas”
3.2.2.1 Generalidades
Banhados construídos ou “terras úmidas” construídas são sistemas artificiais de
tratamento de efluentes líquidos instalados em canais ou lagoas rasas (normalmente com
profundidade menor que 1 metro). Nestes banhados, geralmente, são plantadas macrófitas
aquáticas que participam dos processos biólogicos, físicos e quimicos para tratar os efluentes
(USEPA, 1999). Segundo Marques (1999) a utilização desta ecotecnologia é baseada nas
observações e usos dos banhados naturais para o controle de sedimento, nutriente ou controle
de cargas poluidoras superficiais ou subterrâneas. Esse autor menciona que as políticas
conservacionistas levaram à inibição do uso de terras úmidas naturais para fins de controle de
fluxos de águas de alguma forma poluídas.Terras úmidas, por definição, são terras onde a
superfície da água está perto da superfície do solo, por longo período, suficiente para manter
condições de solo saturado, ao longo do ano e com vegetação característica associada
Banhados construídos procuram mimetizar algumas das funções de banhados naturais,
em particular a capacidade de degradar matéria orgânica e conter nutrientes. O uso efetivo de
banhados para controlar as águas residuárias surgiu nos EUA. A associação água residuária e
banhados (nos EUA) tem envolvido: a disposição de efluente tratado em banhado natural; o
uso de banhados naturais para renovação adicional de água residuária; e o uso de efluentes ou
águas residuárias parcialmente tratadas para melhorias, restauração ou criação de banhados e
o uso de banhados artificiais como processos de tratamento de água residuária (Marques,
1999). No entanto, o autor cita que há restrições legais para o uso de banhados naturais como
componentes funcionais de sistemas de tratamento de água residuária.
A tecnologia de banhados construídos como alternativa emergente de tratamento de
efluentes é considerada eficiente, de fácil operação e baixo custo. Os usos mais comuns deste
104
tipo de sistema são em tratamento de esgotos domésticos e de efluentes de drenagem de minas
de carvão. Outras aplicações também incluem efluentes industriais, municipais e agrícolas,
tais como: indústria têxtil, refinarias, efluentes de suinocultura, “chorume” de aterro sanitário,
entre outros (Watson et al., 1990). Esta forma de promover a qualidade da água tem sido
amplamente estudada devido ao fato de ser utilizado um processo natural e ecológico em
detrimento aos processos com elevados consumos de energia e produtos químicos
(Berezowsky, 1995).
3.2.2.2 Funções e valores do banhado
Banhados possuem funções e valores, que não tem necessariamente o mesmo
significado. As funções significam os benefícios causados ao homem, como processo de
purificação da água. O valor é uma interpretação subjetiva do banhado ou produto dele, tais
como uso recreacional, plantação de arroz, entre outros. Os valores podem ser negativos como
o custo para erradicar os mosquitos ou positivos pela capacidade de contenção de inundações.
As principais funções deste tipo de sistema são: fornecer suporte a vida microbial, de animais
vertebrados e invertebrados e plantas microscópicas e macroscópicas, ser escape para as
alterações hidrológicas, físicas, químicas e biológicas da água (qualidade da água) e
prevenção de erosão. Portanto, os banhados construídos por serem extremamente
multifuncionais, quando construídos para determinada função particular irão também prover
outras funções e/ou criar outros valores (Berezowsky, 1995).
3.2.2.3 Hidrologia do banhado
Fatores hidrológicos como profundidade da água, podem alterar a composição da
comunidade (plantas e animais). A adaptação a inundações por exemplo, dependerá do tipo de
planta, entre outras variáveis. A maior diversidade de plantas e animais ocorrerá quando
houver períodos curtos de inundação, pois nestes períodos ocorrerá a imobilização de
nutrientes pela deficiência de oxigênio. Segundo Hammer (1991) apud Berezowsky (1995) as
trocas de disponibilidade e concentração de oxigênio causadas pela inundação prolongada
influenciam as taxas de decomposição.
3.2.2.4 Solos do banhado
105
Os solos dos banhados são os principais meios para ocorrência das transformações
químicas do sistema e servem como principal reservatório de nutrientes e minerais para as
plantas e uma variedade de organismos. A principal diferença do solo de banhado está no fato
de que todo espaço vazio é ocupado pela água e a transferência de oxigênio ocorre neste meio.
Como conseqüência disto, apenas uma fina camada possui condições oxidativas. Os solos de
banhados são considerados solos hidromórficos pois eles permanecem longos períodos
saturados, desenvolvendo condições anaeróbias. Estes solos são classificados em dois tipos:
solos minerais (12-20% de matéria orgânica) e solos orgânicos (mais de 20% de matéria
orgânica). As camadas superiores dos banhados bem desenvolvidos constituem-se geralmente
de solos orgânicos. Estes possuem uma alta percentagem de espaços vazios (poros) e
consequentemente maior capacidade de retenção de água; além de maior capacidade de troca
catiônica quando comparados aos solos minerais. A perda de oxigênio em solos de banhados
causam potenciais redox negativos, no entanto devido as flutuações de níveis d’água o Eh
pode variar de –300 a +300 mV. Os solos típicos de banhados tem pH 7 e Eh de –200 mV,
que provocam a formação de formas reduzidas de substâncias, ou seja, nitrogênio, como N
2
O,
N
2
ou NH
4
+
; ferro, como Fe
2+
; manganês, como Mn
2+
; carbono como CH
4
e enxofre como S
-
.
As taxas de decomposição da matéria orgânica sob condições anaeróbias são dez vezes
menores que as aeróbias e, consequentemente, são menores as taxas de fixação de carbono e
de produção de biomassa (Berezowsky ,1995).
3.2.2.5 Vegetação do banhado
Muitos termos são utilizados para denominar a vegetação de banhados, ou seja,
fitoplancton, plantas aquáticas vasculares e não vasculares, hidrófitas, macrofitas aquáticas,
hidrófitas aquáticas, ou simplesmente plantas aquáticas (Berezowsky,(1995). O referido autor
afirma que, comumente, todas as plantas de banhado crescem em ambientes que são
periodicamente inundados. As plantas de banhados são divididas em formas flutuantes (livres)
e enraizadas; esta última forma um grupo que subdivide-se em submergente, emergente e
folhas flutuantes. Tipicamente, plantas de banhados resistem muitos dias em solos saturados
ou inundados; no entanto, a maioria das plantas estão limitadas a uma altura máxima de água
de dois metros. As plantas exclusivamente terrestres ou de planalto, se estabelecem somente
em ambientes ricos em oxigênio. Na ausência deste, o suprimento de nutrientes disponível
para as plantas são modificados e a concentração de certos elementos e compostos orgânicos
podem alcançar níveis tóxicos, ao contrário das plantas aquáticas que possuem capacidade de
adaptação para minimizar esta toxicidade (Mitsch e Gosselink, apud Leite, 1999). A tabela
106
3.31 apresenta a produtividade primária de plantas selecionadas sob determinadas condições
climáticas (climas temperado e tropical). É comparada a produtividade agrícola com este
sistema. A alta produtividade em banhados resulta em altas atividades microbiológicas e
eficiências para decompor a matéria orgânica e outras substâncias.
Tabela 3.31 - Produtividade primária de plantas selecionadas e ecosistemas
Tipo de vegetação Produtividade
orgânica anual *
(ton/ano)
Clima
Macrófita flutuante (Eichhornia crassipes) 106 - 162 Tropical
Macrófita emergente (Typhi sp. e Phragmite sp.) 18 - 97 Temperado a tropical
Macrófita totalmente submergente 12 - 20
6 - 8
Tropical
Temperado
Pântanos 64 - 87
32 - 59
Tropical
Temperado
Fitoplâncton 1 - 4
7 - 18
Tropical
Temperado
Agricultura 24 - 36
19 - 26
Tropical
Temperado
*Em peso seco (Fonte: Berezowsky, 1995)
3.2.2.6 Características dos banhados construídos
Os banhados construídos com o uso dominante de macrófitas são classificados em
quatro tipos principais, caracterizados pela forma de vida da macrófita dominante. Estes
quatro tipos são: sistema de plantas flutuantes livres, sistema de formas enraizadas
emergentes, sistema de plantas submergentes e sistema multiestágio consistindo de uma
combinação do primeiro e do terceiro tipo com a adição de outras tecnologias como lagoas de
oxidação e sistema de filtração em areia (Berezowsky, 1995). Quanto ao tipo de escoamento,
os banhados construídos podem ser classificados em: sistema de escoamento superficial e
sistemas de escoamento subsuperficial (Sauter e Leonard, 1997 apud Leite, 1999). O sistema
de escoamento superficial possui a presença de uma lâmina de água acima do solo, enquanto
que no sistema de escoamento subsuperficial a água escoa horizontalmente ou verticalmente
através da zona das raízes (Wood,1995; Middlebrooks, 1995; Reede e Brow, 1992 apud Leite,
1999). Os sistemas construídos são projetados para desempenhar as mesmas funções dos
sistemas naturais, podendo ser minuciosamente selecionados seus componentes, de modo a
atingir maior efeiciência na remoção de cargas poluidoras (Leite, 1999). Independentemente
107
do tipo de banhado utilizado, ocorrem os mesmos mecanismos de remoção apresentados na
tabela 3.32.
Tabela 3.32 - Mecanismos de remoção em banhados comuns de macrófitas para tratamento de
esgotos
Constituinte Mecanismo de remoção
Sólidos suspensos Sedimentação, filtração
DBO Degradação microbiana (aeróbia e anaeróbia), sedimentação
(acumulação de matéria orgânica na superfície do sedimento)
Nitrogênio Amonificação seguida pela nitrificação, absorção pela planta e
desnitrificação microbiana
Fósforo Absorção/adsorção/precipitação, reações com Al, Fe, Ca e argilas
minerais no solo, absorção pela planta
Patogênicos Sedimentação, filtração, morte natural, radiação ultra violeta
Metais traço Adsorção e complexação com a matéria orgânica, absorção pela
planta e transformação microbial.
(Fonte: Berezowsky, 1995)
3.2.3 Utilização de banhados para tratamento de lixiviados de aterros sanitários
Kadlec (1999) afirmou que existiam muitos banhados na América do Norte e Europa
que tratavam diversos efluentes, incluindo esgotos domésticos, água de drenagem de minas de
carvão, águas de drenagem urbana e rural, lodos, lixiviados e muitos efluentes industriais. As
principais categorias de sistemas de banhados construídos incluem densa vegetação, fluxo
subsuperficial, sistemas de lagoas e canais com plantas flutuantes. A tecnologia de banhados
para tratamento de efluentes originou-se na Europa em 1960, com leito de juncos para
redução de orgânicos de efluentes industriais. Experiências na América do Norte iniciaram em
1975. Atualmente, existem bibliografias e grandes experiências científicas que avaliam os
mecanismos de purificação da água através do uso de banhados. Segundo Kadlec (1999), o
tempo de detenção típico de banhados de tratamento de efluentes varia de 1 a 10 dias.
Para Kadlec (1999), a utilização de banhados construídos para tratamento de lixiviados
oferece um largo espectro de processos naturais para reduzir os contaminantes. Os compostos
orgânicos voláteis sofrem “stripping” e decomposição através do consórcio das espécies do
banhado. A amônia pode volatilizar ou sofrer nitrificação/desnitrificação. Este mesmo autor
afirmou que o ciclo de carbono no banhado provem energia para redução de nitrato. Os
108
nutrientes são utilizados sazonalmente pela biota, os resíduos são incorporados aos
sedimentos e solos do banhado. Os metais são absorvidos nos tecidos das plantas, nas trocas
iônicas com sedimentos e precipitados com sulfetos e hidróxidos. Sedimentos anóxicos são
locais de redução de sulfato, que produzem sulfetos para remoção de metais.
O estudo de Eckhardt et al.(1999) avaliou um sistema de tratamento de lixiviado de
aterro sanitário com banhado construído. Foi realizado o monitoramento no banhado, durante
410 dias, de julho de 1995 a agosto de 1996, onde foram aplicados 249 m
3
de lixiviados. O
sistema consistia de um leito com fluxo subsuperficial e outro com fluxo superficial, com
brita e solo como meio suporte, respectivamente. Ambos continham a espécie Phragmites
australis, onde foi aplicado o lixiviado a uma taxa de 1,8 m
3
/d. Os resultados indicaram
redução nas cargas de 14 constituintes que variaram de 49% a 100%. A eficiência foi maior
que 90% na remoção da maioria dos metais, fósforo, fenol, compostos orgânicos voláteis,
DBO e amônia. Alguns constituintes não atenderam os padrões de emissão, no entanto, os
autores concluíram que uma expansão das áreas de banhados com maior aeração poderia
melhorar a eficiência do sistema.
3.2.4 Eficiência do tratamento utilizando banhados construídos
O desempenho de um banhado pode ser caracterizado pela redução de concentração,
pela redução de massa ou pela redução da carga. Kadlec (1999) apresenta as seguintes
relações:
% Redução de Concentração = 100 (Ci – Ce)/ Ci
% Redução de Massa = 100 (QiCi – QeCe)/ QiCi
Carga Hidráulica Afluente (CHA) = qi = Qi/A
Carga Mássica Afluente = (QiCi)/A
Carga removida = (QiCi – QeCe)/A
Onde:
A = área superficial do banhado, m
2
Ce = concentração efluente, mg/L
Ci = concentração afluente, mg/L
qi = carga hidráulica, m/dia
109
Qe = vazão efluente, m
3
/dia
Qi = vazão afluente, m
3
/dia
A redução da concentração pode ser a melhor medida para materiais potencialmente
tóxicos, enquanto que a redução em massa é mais importante para avaliação do ecosistema.
3.2.5 Carga hidráulica
A carga hidráulica possui papel importante na etapa preliminar de projeto para a
maioria dos banhados construídos e a seleção desta pode ser baseada em vários fatores (Leite,
1999 apud Watson et al.,1990). Entre estes fatores citam-se: objetivos do sistema, tipo de
sistema (superficial ou subsuperficial), configuração do sistema (série, paralela ou mista), uso
do sistema (tratamento prímário, secundário, terciário, etc.) e nível de desenvolvimento
requerido.
Segundo Rivera et al.(1989) apud Bertholdo (1999), o sistema de tratamento por
banhados construídos pode reduzir altos níveis de DBO
5
, DQO, SS, nitrogênio, fósforo,
metais e patógenos com uma melhor taxa de remoção quando a taxa de aplicação superficial
for de 3-4 cm/d.
Para Watson et al. (1990) apud Leite (1999) a carga inicial para os sistemas com
escoamento subsuperficial é de 4,7 cm/d e para os sistemas com escoamento superficial é de
1,9 cm/d, tratando efluente primário pelo menos a níveis secundários.
Uma pesquisa bibliográfica realizada por Marques (Bertholdo, 1999) obteve o valor
médio de projeto como sendo 6,6 cm/d. O manual da USEPA (1988) recomenda que o
estabelecimento da carga hidráulica deve considerar as condições específicas de cada local,
tais como: clima, condições do solo (permeabilidade, especialmente) e tipo de vegetação. Em
regiões de clima árido, devido a alta evapotranspiração, poderá ser necessário reintroduzir a
água perdida para adequar o sistema de tratamento (USEPA, 1988).
110
4 MATERIAIS E MÉTODOS
4.1 LOCAIS DOS EXPERIMENTOS
Os estudos foram desenvolvidos no IPH (Instituto de Pesquisas Hidráulicas) da
UFRGS (Universidade Federal do Rio Grande do Sul) e no pátio de compostagem da Unidade
de Triagem e Compostagem (UTC) do DMLU (Departamento Muncipal de Limpeza Urbana),
ambos no município de Porto Alegre – RS.
A avaliação do processo de compostagem realizou-se através de dois tipos de estudos:
(A) Leiras de pequenos volumes e (B) Leiras de grandes volumes. Nos experimentos A,
realizados no IPH, foram montadas leiras com resíduos sólidos urbanos de fontes específicas
(resíduos verdes de podas urbanas e de restos vegetais de centrais de abastecimento e lodo de
esgoto), com diferentes composições e alturas de leiras, com a finalidade de verificar a
eficiência do processo de compostagem. Através do acompanhamento do desempenho do
processo nos primeiros experimentos, foram adotadas as melhores proporções nos estudos
posteriores. Subsequentemente a cada etapa (1, 3 e 5) de compostagem realizou-se as etapas
(2, 4 e 6) de vermicompostagem. Nos experimentos B, realizados na UTC, foram montadas
leiras com grandes volumes e consequentemente maiores alturas (2 a 3 metros), utilizando
primeiramente os mesmos resíduos dos estudos anteriores e posteriormente os resíduos
sólidos domiciliares misturados com resíduos verdes de podas urbanas e de restos vegetais de
centrais de abastecimento.
Nos dois tipos de estudos foi realizada a avaliação dos lixiviados produzidos no
processo de compostagem. Paralelamente aos experimentos de compostagem montou-se um
experimento de tratamento do lixiviado através de banhados contruídos.
4.2 DESCRIÇÃO DOS EXPERIMENTOS
O estudo em leiras de pequeno volume dividiu-se nas seguintes etapas:
• Etapa 1: Em março de 1999, foram montadas nove leiras de compostagem, com
aproximadamente 500 kg e proporções diferenciadas, utilizando resíduos verdes
(podas urbanas) codispostos com lodo de esgoto e resíduos da CEASA, com período
de observações de 90 dias;
111
• Etapa 2: Em julho de 1999, foram montadas nove caixas de vermicompostagem,
com 72 litros, utilizando os substratos produzidos na Etapa 1, com período de
observações de 60 dias;
• Etapa 3: Em junho de 1999, foram montadas cinco leiras de compostagem, com
aproximadamente 900 kg e proporções diferenciadas, utilizando resíduos verdes
(podas urbanas) codispostos com lodo de esgoto e resíduos da CEASA, com período
de observações de 90 dias;
• Etapa 4: Em outubro de 1999, foram montadas cinco caixas de vermicompostagem,
com 72 litros, utilizando os substratos produzidos na etapa 3, com período de
observações de 60 dias;
• Etapa 5: Em outubro de 1999, foram montadas cinco leiras de compostagem, com
aproximadamente 1500 kg e proporções diferenciadas, utilizando resíduos verdes
(podas urbanas) codispostos com lodo de esgoto e resíduos da CEASA, com período
de observações de 150 dias e cobertura das leiras com telheiro;
• Etapa 6: Em abril de 2000, foram montadas cinco caixas de vermicompostagem,
com 72 litros, utilizando os substratos produzidos na etapa 5, com período de
observações de 60 dias.
O estudo para grandes volumes dividiu-se nas seguintes etapas:
• Etapa 7: Em março de 2001, foram montadas seis leiras, com aproximadamente
1500 kg e composições variadas utilizando resíduos verdes (podas), resíduo da
CEASA e esterco de suíno, com sistemas diferenciados de aeração, com período de
observações 55 dias;
• Etapa 8: Em maio de 2001, foram montadas quatro leiras de 4000 kg e composições
variadas utilizando resíduos verdes (podas), resíduo da CEASA e esterco de suíno,
comparando aeração forçada e sistema “windrow”, com período de observações 90
dias;
• Etapas 9, 10 e 11: De julho de 2002 a julho de 2003 foram montadas as leiras de
grandes volumes, correspondendo a alturas de três metros, onde foi avaliada a
eficiência da compostagem, em diferentes períodos climáticos, com controle da
umidade e realizado o balanço de massa do processo. Utilizou-se nestas etapas
resíduos sólidos urbanos (domiciliar, podas e CEASA), com diferentes composições,
no sistema “windrow”. No mesmo período destas etapas foi avaliado o sistema de
tratamento do lixiviado gerado na compostagem, utilizando banhados construídos.
112
4.3 AMOSTRAGEM DOS RESÍDUOS BRUTOS
As amostras brutas de cada resíduo colocado nas leiras deve ser representativa da
massa em compostagem, e para isto foi realizada a coleta de amostra composta de cada
resíduo bruto. A amostra composta foi realizada da seguinte forma: cada resíduo bruto
destinado à montagem das leiras, foi misturado com a utilização de retroescavadeira e da
mistura resultante, foi feito um quarteamento, sendo retiradas quatro bombonas de 100 litros,
que foram misturados, realizando-se novamente outro quarteamento, agora a partir do volume
de 400 litros, retirando-se aproximadamente 2 kg de cada quarto, os quais foram misturados
novamente para constituir uma amostra (Figura 4.1 e 4.2). Desta amostra (uma para cada
resíduo estudado), retirou-se uma quantidade de aproximadamente 1 kg para análises
microbiológicas e umidade, sendo o restante seco à 65ºC durante 48 horas, triturado e
misturado, com um último quarteamento para análises físico-químicas. Este procedimento de
amostragem dos resíduos brutos foi realizado somente na primeira amostragem de cada
substrato, até a etapa 8. A partir da etapa 9 a amostragem foi simplificada, sendo retirada uma
amostra de aproximadamente 2 quilos dos substratos brutos e em decomposição proveniente
de quatro diferentes locais do monte de resíduos. No laboratório, a amostra era submetida a
mais um quarteamento para a retirada de uma porção (500 g) e encaminhada para a secagem e
trituração. A amostra seca e triturada era submetida a mais um quarteamento e reservada uma
porção em pó para as análises. Os procedimentos de coleta adotados basearam-se nas
recomendações de Kiehl (1985) e da Portaria nº 1 de 04/03/83. (Kiehl, 1985).
Figura 4.1 - Amostragem dos resíduos brutos (verdes – podas)
113
Figura 4.2 - Amostragem de resíduos brutos (CEASA)
4.4 MONTAGEM E MONITORAMENTO DOS EXPERIMENTOS
4.4.1 Montagem dos experimentos de compostagem em leiras de pequenos volumes
Primeiramente, em cada uma das etapas (1, 3 e 5), foram preparadas as bases das
leiras, confeccionadas em caixas de alvenaria, revestidas externamente com reboco e
internamente com manta de PEBD (polietileno de baixa densidade), conforme detalhamento
apresentado na figura 4.3. Na extremidade da mesma foi colocado um tubo para a coleta do
percolado (lixiviado) gerado nas leiras, sendo que antes deste foi colocado um dreno de brita
revestido com bidim (manta geotextil) para evitar a obstrução na saída dos percolados. Na
saída do tubo, foram colocadas bacias de polietileno para a coleta dos percolados das leiras.
As alturas das leiras variaram entre 1,00 m à 1,80 m, dependente das quantidades e misturas
utilizadas. Foi adotado o formato cônico nas leiras, para evitar acúmulo excessivo de umidade
nas mesmas em todos os experimentos de compostagem, devido o excesso de chuvas nesta
região. Na etapa 5 foi instalada a cobertura das leiras com telheiro, para o controle efetivo da
umidade.
Figura 4.3 - Desenho esquemático da base das leiras
Altura da base
2
,
00
2
,
00
0
,
30 metros
0,30 metros
Manta
b
rita
114
Os resíduos de poda utilizados nos experimentos (Figura 4.4), foram provenientes do
DMLU, onde o mesmo realiza a trituração do material para compostagem na Central de
Resíduos da Serraria (Figura 4.5). Os lodos utilizados, necessários ao preparo das misturas,
foram fornecidos pelo Departamento Municipal de Água e Esgoto (DMAE) da Prefeitura de
Porto Alegre, sendo provenientes da ETE IAPI (leitos de secagem de tanques Imhof,) e da
estação de tratamento da ETE Cavalhada (leitos de secagem de um sistema de aeração
prolongada). As quantidades e proporções de resíduos estão apresentadas nas tabelas 4.1 e
4.2.
Figura 4.4 - Resíduo verde (podas urbanas)
Figura 4.5 - Picador de galhos de podas urbanas
Os resíduos orgânicos da CEASA (RC) (Figura 4.6) foram provenientes da coleta dos
restos de produtos agrícolas, tais como: talos e folhas de vegetais, folhas de frutas, frutas e
vegetais deteriorados, palhas verdes e secas, entre outros. O resíduo da CEASA foi coletado
pelo DMLU e encaminhado ao IPH para a montagem do experimento.
115
Tabela 4.1 - Quantidades mássicas dos resíduos nas leiras de pequenos volumes
Massa (kg) em peso úmido
Etapa 1 Etapa 3 Etapa 5
Nº leira RV RC L RV RC L RV RC L
1 462 0 0 924 0 0 1506 0 0
2 381 115 0 462 462 0 772 773 0
3 205 466 0 231 231 281 375 381 750
4 246 0 115 462 0 270 750 0 750
5 231 0 231 231 462 200 375 767 375
6 231 115 115 - - - - - -
7 115 231 115 - - - - - -
8 115 118 231 - - - - - -
9 41 249 252 - - - - - -
*RV: resíduo verde (podas). RC: resíduo da CEASA. L: lodo ETE
Tabela 4.2 - Proporções mássicas dos resíduos nas leiras de pequenos volumes
Proporções (%) em peso úmido
Etapa 1 Etapa 3 Etapa 5
Nº leira RV RC L RV RC L RV RC L
1 100 0 0 100 0 0 100 0 0
2 77 23 0 50 50 0 50 50 0
3 30 70 0 31 31 38 25 25 50
4 75 0 25 63 0 37 50 0 50
5 50 0 50 26 52 22 25 50 25
6 502525 - -- ---
7 255025 - -- ---
8 252550 - -- ---
9 8 46 46 - - - - - -
*RV: resíduo verde (podas). RC: resíduo da CEASA. L: lodo ETE
Figura 4.6 - Resíduos orgânicos provenientes da CEASA
116
Cada leira foi montada inicialmente com uma camada de, aproximadamente, 30 cm de
resíduo verde, ao longo da base da leira (Figura 4.7). No centro da leira, foi colocado o
resíduo da CEASA e o lodo. Após a confecção da leira com estes, cobriu-se cada leira com a
proporção final de resíduo verde (poda). Estas medidas foram tomadas ao início do processo
para evitar proliferação de moscas e geração de odores, pois o resíduo verde funcionou como
um filtro para absorção de umidade. Para que se obtive-se uma mistura homogênea para a
compostagem, foi realizada a mistura com pás e enxadas após uma semana de processo. Foi
adotado o formato de pirâmide nas leiras, para evitar o acúmulo excessivo de umidade na
compostagem (Figura 4.8).
Figura 4.7 - Base das leiras de compostagem com pequenos volumes
Figura 4.8 - Formato das leiras com pequenos volumes
117
Nas primeiras etapas (1 e 3) dos experimentos, em leiras de pequenos volumes,
verificou-se que o desenvolvimento do processo de compostagem foi afetado pelas condições
climáticas (principalmente em relação as precipitações), observando-se o perfil das
temperaturas e compactação das leiras. Portanto, foi necessário utilizar leiras com maiores
volumes para garantir a decomposição adequada da matéria orgânica. Partiu-se então, para a
montagem de leiras com 1500 kg (etapa 5).
O revolvimento das leiras nas etapas 1, 3 e 5 foi realizado semanalmente com pás e
enxadas (Figura 4.9). A manutenção da umidade foi realizada apenas na etapa 5, devido a
cobertura das leiras que evitava a infiltração das águas das chuvas. O volume utilizado na
irrigação foi definido empiricamente, ou seja, adotou-se irrigação semanal de 100 litros em
cada leira, 150 litros quando umidade anterior estivesse na faixa de 40 a 55 % e 200 litros
quando estivesse abaixo de 40 %.
Figura 4.9 - Revolvimento das leiras de pequenos volumes
4.4.2 Monitoramento do experimento da compostagem
A avaliação diária da temperatura foi realizada em três pontos de cada leira: topo,
centro e base, controlada através de dois termômetros analógicos com haste metálica. Com
este acompanhamento, foi possível estabelecer qualquer medida corretiva, caso a temperatura
estivesse excessivamente alta (maior que 65°C) ou baixa (menor que 35°C). Afora esses
fatores que permitem o controle do processamento, foram realizadas, com pelo menos duas
118
amostras de cada leira, as análises físicas, químicas e biológicas, cujos métodos e freqüências
são apresentados na tabela 4.3.
Tabela 4.3 - Parâmetros avaliados nas amostras sólidas dos experimentos da compostagem
em pequenos volumes
Parâmetro Método* Unidade
Local de realização e
frequência
Temperatura direto: term. bimetálico ºC IPH- diaria
pH em água potenciométrico- Ag/AgCl - IPH-mensal
Umidade secagem a 65ºC por 48 horas % IPH- semanal/mensal
CTC à pH da
amostra
absorção atômica/espectrof. meq/100g (PS) Agronomia-mensal
MO calcinação a 550ºC % (PS) IPH-semana/mensal
CO oxidação/titulométrico % (PS) Agronomia-mensal
N
digestão/destilação p/ Kjeldahl % (PS) Agronomia-mensal
NH
+
4
digestão/destilação/titulometria mg/kg (PS) Agronomia-mensal
NO
-
3
+NO
-
2
digestão/destilação/titulometria mg/kg (PS) Agronomia-mensal
P digestão/espectrofotometria % (PS) Agronomia-mensal
K digestão/fotômetro de chama % (PS) Agronomia-mensal
Ca digestão/absorção atômica % (PS) Agronomia-mensal
Mg digestão/absorção atômica % (PS) Agronomia-mensal
B digestão/espectrofotometria mg/kg (PS) Agronomia-mensal
Cu digestão/absorção atômica mg/kg (PS) Agronomia-mensal
Zn digestão/absorção atômica mg/kg (PS) Agronomia-mensal
Mn digestão/absorção atômica mg/kg (PS) Agronomia-mensal
Na digestão/fotômetro de chama mg/kg (PS) Agronomia-mensal
Fe digestão/absorção atômica % (PS) Agronomia-mensal
S digestão/espectrofotometria % (PS) Agronomia-mensal
Cd digestão/absorção atômica mg/kg (PS) Agronomia-mensal
Cr digestão/absorção atômica mg/kg (PS) Agronomia-mensal
Ni digestão/absorção atômica mg/kg (PS) Agronomia-mensal
Pb digestão/absorção atômica mg/kg (PS) Agronomia-mensal
Bactérias totais Pourplat UFC/g ICBS-mensal Etapas 3 e 5
Fungos Espalhamento UFC/g ICBS-mensal Etapas 3 e 5
Actinomicetos Pourplat UFC/g ICBS-mensal Etapas 3 e 5
Parasitológico Willis-Mollay/Baermann OPC
Veterinária UFRGS – Início e
término Etapas 3 e 5
*Standard Methods For Examination Of Water And Wastewater da APHA (1996) e Tedesco et al. (1995)
PS: Peso seco à 65°C por 48 horas. UFC: Unidade de formação de colônias OPC: Ovos de parasitas por campo
119
4.4.3 Montagem dos experimentos da vermicompostagem
Subsequentemente à cada etapa de compostagem, submeteu-se o substrato produzido à
vermicompostagem (etapas 2, 4 e 6), que foi realizada em caixas plásticas com 60 x 40 x 30
cm. O composto foi processado pela Eisenia foetida (Figura 4.10), verme de fácil adaptação
em cativeiro. Segundo Bidone e Povinelli (1999), cada minhoca ingere o equivalente ao seu
peso por dia; assim, para que se tivesse o processo ocorrendo em 45 dias – período
determinado para cada etapa dos experimentos realizados – a quantidade de minhocas (em
peso) utilizada em cada leira resultou da divisão do peso da mistura na leira por 45 dias. Ao
final de 60 dias, dando-se portanto um período adicional de 15 dias para a realização do
procedimento analítico, os vermes foram separados e realizou-se nova pesagem, com
contagem de casulos (potenciais minhocas), a fim de se avaliar a dinâmica dos organismos em
cada leira, já que as misturas caracterizam diferentes substratos, com adaptações decorrentes
provavelmente diferentes.
Figura 4.10 - Caixas da vermicompostagem com a minhoca Eisenia foetida
Durante o processamento, cada leira recebeu quantidades de água sem cloro,
necessárias à manutenção de umidade ao redor de 70%; este controle foi realizado uma vez
por semana, de forma a não se permitir que as minhocas se estressassem pela falta do líquido
e ocorressem fugas e canibalismo.
De acordo com as necessidades de consumo da minhoca, são apresentadas na tabela
4.4 as relações adequadas de substrato e minhocas utlizadas nos experimentos da
vermicompostagem.
120
Tabela 4.4 - Quantidades mássicas de substratos e minhocas utilizadas nos experimentos de
vermicompostagem
Etapa 2 Etapa 4 Etapa 6
Caixa
Peso de
substrato (kg)
Peso de
minhocas
(g)
Peso de
substrato (kg)
Peso de
minhocas
(g)
Peso de
substrato (kg)
Peso de
minhocas
(g)
1 18 400 23 513 25 560
2 22 500 22 491 25 560
3 21 500 21 458 33 730
4 21 500 22 480 29 650
5 26 600 24 524 28 620
6 23 530 - - - -
7 36 800 - - - -
8 31 700 - - - -
9 33 730 - - - -
Obs: Valores em peso úmido
4.4.4 Monitoramento dos experimentos da vermicompostagem
Além da observação do desempenho dos vermes, foram realizados os procedimentos
analíticos na vermicompostagem, conforme a tabela 4.3, exceto para os parâmetros:
temperatura e microrganismos.
4.4.5 Montagem dos experimentos da compostagem em grandes volumes
Os experimentos em leiras de grandes volumes (etapas 7, 8, 9, 10 e 11) foram
montados na UTC com a finalidade de avaliar o processo “windrow” e de aeração forçada
utilizando misturas de resíduos sólidos urbanos.
4.4.5.1 Descrição da Unidade de Triagem e Compostagem do município de Porto Alegre
A Unidade de Triagem e Compostagem constitui-se basicamente por unidade de
triagem e armazenamento, unidade de compostagem e unidade de peneiramento. Existem
outras instalações essenciais, como prédio administrativo, refeitórios, vestiários, salas de
almoxarifado, garagem, reservatório e sub estação transformadora.
121
A Unidade de Triagem instalada tem capacidade física para tratar até 100 t/d de
resíduos domiciliares. O atual rendimento de material triado é de 40% (30% de rejeito e 10%
de recicláveis), operando com 200 pessoas em 02 turnos de 06 horas. A concepção técnica da
unidade baseia-se na separação manual dos resíduos em esteira de catação com um número
mínimo de equipamentos, tais como: guincho hidráulico, moega dosadora, esteira, prensas e
peneira (figura 4.11). A eficaz retirada de rejeitos e recicláveis na esteira produz uma matéria
orgânica praticamente isenta de inertes a ser destinada à compostagem.
Figura 4.11 - Croqui da operação na unidade de triagem e compostagem
A área total da UTC é de aproximadamente 10 ha, sendo que em área útil foram
utilizados 7 ha. As construções ocupam uma área de 1800 m
2
, o pátio de compostagem possui
uma área de 5 ha. A UTC recebe, diariamente, resíduos provenientes da coleta domiciliar e
descargas eventuais de resíduos especiais (orgânicos de supermercados), sendo que os
primeiros passam pelo processo de catação em esteira e após a matéria orgânica é
encaminhada à unidade de compostagem, os resíduos orgânicos especiais são conduzidos
diretamente ao pátio de compostagem.
O pátio de compostagem da UTC, cuja área total é de 5,5 ha, possui nove patamares
denominados A, B, C, D, E, F, G, H e I. A operação padrão da compostagem na UTC é
determinada pela medição de temperatura (Figura 4.12). São realizados sistematicamente o
revolvimento das leiras, a irrigação e o monitoramento do composto.
122
INÍCIO
Receber os resíduos orgânicos no pátio e
registrar em planilha.
Qual é o resíduo?
Executar a base e
cobertura das leiras
Resíduo vegetal triturado
Resíduos orgânicos especiais e domiciliares
Confeccionar e numerar as leiras
Medir a temperatura
Temperatura
maior que 60ºC?
Revolver as leiras
3 vezes por semana e irrigar
2 vezes por semana
Temperatura
menor que 50ºC?
NÃO
Revolver as leiras
2 vezes por semana
NÃO
Leira com
menos de 60 dias?
Leira
formada entre 60 e
120 dias?
Irrigar
2 vezes por semana se
não choveu nas últimas
24 ou 48 horas e revolver
2 vezes por semana
SIM
Irrigar
1 vez por semana se não choveu
nas últimas 24 ou 48 horas e
revolver 1 vez por semana
NÃO
SIM
NÃO
Temperatura
menor que 30ºC?
NÃO
Secar o composto
SIM
Peneirar o composto
Destinar a estação de transbordo
Monitorar (*)
Composto peneirado
Expedir /
Comprovante de recebimento
FIM
DEPARTAMENTO MUNICIPAL DE LIMPEZA URBANA
DIVISÃO DE DESTINO FINAL
PROCESSO DE COMPOSTAGEM NA UTC
SIM
Rejeito
ATIVIDADE CRÍTICA
MONITORAMENTO (*)
Quinzenal: Umidade, Relação C / N e Teor Matéria Orgâmica.
Mensal: Análise do composto (coletas mensais de 3 leiras cada uma com tempo diferente de compostagem).
Trimestral: Análise das águas superficiais e lixiviado.
SIM
Verificar idade das leiras
Medir a temperatura
Medir a temperatura
Figura 4.12 - Fluxograma dos procedimentos operacionais da compostagem
O lixiviado produzido no processo de compostagem é recirculado nas leiras de
compostagem para manter a faixa ideal de umidade no processo. O líquido excedente é
123
transportado e destinado ao sistema de tratamento de efluentes da Estação de Transbordo
localizado a uma distância máxima de 1000 metros do pátio de compostagem. Os líquidos
produzidos nos patamares do pátio de compostagem da UTC são coletados pelo sistema de
drenagem e armazenados em quatro tanques revestidos com PEAD (Figura 4.13).
Figura 4.13 - Tanque de lixiviado no pátio de compostagem
A Estação de Transbordo da Lomba do Pinheiro (ETLP) consiste em uma unidade do
DMLU concebida para recepção de resíduos sólidos coletados no município, sua acumulação
temporária, e posterior inserção nos veículos de superior porte destinados ao seu transporte às
unidades de tratamento, tendo-se em vista a impossibilidade logística de deslocamento dos
próprios veículos coletores a tais unidades e retorno às suas zonas originais de coleta. Para
manutenção de condições de limpeza e salubridade da unidade procedem-se lavagens
periódicas do pátio de acumulação, atividade que gera um efluente concentrado e poluente.
Para efetiva estabilização de tal efluente, um sistema de tratamento biológico foi concebido e
iniciada a operação em 2002. Após um ano de operação, o sistema passou a receber, também,
o lixiviado gerado na compostagem de resíduos sólidos urbanos, processo que utiliza parte do
resíduo encaminhado à ETLP e é operado em uma unidade do DMLU adjacente a essa, a
Unidade de Triagem e Compostagem da Lomba do Pinheiro (UTC) (Cotrim et al., 2004).
O monitoramento da qualidade dos lixiviados gerados na UTC iniciou-se em janeiro
de 2001, a partir da operação do primeiro tanque construído, prosseguindo trimestralmente ao
longo e após a construção e operação dos três demais tanques. As características dos
lixiviados gerados na UTC entre janeiro de 2001 e fevereiro de 2004 apresentadas por Cotrim
el al. (2004) foram comparadas aos resultados obtidos na presente pesquisa no capítulo 5.
124
O sistema de tratamento da Estação de Transbordo da Lomba do Pinheiro (ETLP) foi
concebido originalmente para o tratamento das águas servidas provenientes das lavagens das
áreas de acumulação de resíduos sólidos da mesma estação, que foram caracterizadas como
efluentes de cargas elevadas em função de agregarem líquidos de constituição dos resíduos,
líquidos provenientes do seu estágio inicial de degradação anaeróbia e ainda particulados
finos e grosseiros. Tendo em vista lavagens da estação de transbordo efetuadas em dias
alternados da semana, o sistema de tratamento foi concebido para operação em regime de
batelada. O sistema operou entre janeiro e dezembro de 2002 tratando uma vazão mensal de
aproximadamente 200 m
3
de efluente de lavagem. A partir de tal mês foram agregadas cargas
de lixiviados provenientes da UTC.
O sistema de tratamento da ETLP é composto pelas seguintes unidades: (1)
gradeamento, (2) Calha Parshall, (3) tanque de equalização, (4) reator anaeróbio de manto de
lodo e fluxo ascendente (UASB), (5) filtro anaeróbio de pedra britada nº 5, (6) filtro aeróbio,
(7) sistema de infiltração (área de infiltração para polimento no solo) (Figuras 4.14 e 4.15). O
projeto foi assim concebido para o tratamento em bateladas, operando integralmente por
gravidade. Os tempos de detenção hidráulica nos reatores, excetuando-se o filtro aeróbio,
variam com os volumes de afluentes aplicados a cada lavagem ou inserção de lixiviado e com
a periodicidade não inteiramente regular das aplicações. O transporte do lixiviado até a ETE é
realizado pelo mesmo equipamento que realiza a irrigação das leiras (Figura 4.16).
Figura 4.14 - Representação esquemática da estação de tratamento
Fonte: Cotrim et al. (2004)
Em média, os lixiviados oriundos da UTC representam apenas 12% do volume
aplicado no sistema de tratamento da ETLP. Os volumes de lixiviado destinados ao sistema
dependem do índice de chuvas. Em períodos de grandes precipitações, os lixiviados são
transportados principalmente para a ETLP, após as chuvas, pois durante este período a estação
trata as águas pluviais do transbordo.
125
Figura 4.15 - Estação de tratamento de efluentes
Figura 4.16 -Sistema de abastecimento do lixiviado
4.4.5.2 Montagem dos experimentos da etapa 7
Esta etapa compreendeu a comparação de sistema com aeração natural induzida e
revolvimento mecânico (leiras “windrow”). Nesta etapa realizou-se formas diferenciadas de
aeração e avaliadas as eficiências dos processos de compostagem de resíduos verdes de podas
urbanas, resíduos da CEASA e utilização de esterco de suíno como inóculo.
Os volumes de resíduos de poda utilizados provieram da SMMAM (Secretaria
Municipal de Meio Ambiente) de Porto Alegre, a partir da coleta normalmente realizada por
126
aquele orgão e pelo DMLU e o esterco de uma esterqueira de um criador pertencente a um
dos projetos do DMLU, que criava apenas suínos em terminação. Os volumes de esterco
utilizados nesta etapa foram de 80 litros em cada leira, a cada rega, em seis vezes durante os
experimentos. O esterco substituiu o lodo pela falta deste na época dos experimentos.
As misturas de resíduos de poda triturados, chamados resíduos verdes (RV), com
resíduos da CEASA (RC) foram preparadas no pátio de compostagem da UTC, em
proporções variáveis em peso de cada material. As proporções médias adotadas foram: 56,5 %
de resíduo verde (RV), 43,50 % de resíduo da CEASA (RC). Devido a falta de lodo no
período desta etapa, foi adicionado esterco suíno semanalmente como fonte complementar de
nitrogênio, principalmente. Estas proporções basearam-se nos resultados obtidos nas leiras de
pequenos volumes, especificamente da leira 2 da etapa 5, onde a relação C:N inicial era de
25:1, com 50 % de cada resíduo, tendo-se aumentado a proporção de RV devido a elevada
umidade dos resíduos da CEASA. As quantidades e proporções mássicas utilizadas nas leiras
estão apresentadas na tabela 4.5. Foi utilizado o formato piramidal, com base de 2,00X2,00
metros e 1,5 metros de altura (Figura 4.17). Os resíduos foram pesados na balança eletrônica
da ETLP. A primeira camada de aproximadamente 50 cm era de resíduos de podas. Durante
os revolvimentos houve a mistura completa dos mesmos. A quantidade mássica de cada leira
prevista nesta etapa da compostagem foi de 1500 t/d, similarmente a etapa 5 em escala piloto
e sem a cobertura com telheiro.
Tabela 4.5 - Quantidades mássicas e proporções utilizadas na etapa 7
Resíduo da CEASA (RC) Resíduo Verde (podas) (RV)Leira
kg % kg %
1A* 770 53 540 47
1B* 910 59 640 41
2A* 850 55 680 45
2B* 860 59 600 41
3A** 810 51 790 49
3B** 1000 61 620 39
média 57 43
Obs: Experimentos B são repetições. *Sistema “windrow” **Leira Estática Aerada
naturalmente
127
Figura 4.17 - Configuração geométrica das leiras “windrow”
Foram adotados os seguintes sistemas de aeração nas leiras da etapa 7:
• leiras “windrow” (1A, 1B, 2A, 2B): montou-se 4 leiras, sendo que a cada 2 leiras foi
alterada a frequência de revolvimento (Figura 4.18). As leiras 1A e 1B foram revolvidas 3
vezes por semana e controle de umidade com irrigação através da adição de esterco de suíno,
durante a etapa termofílica. As leiras 2A e 2B foram revolvidas 1 vez por semana e controle
da umidade através da irrigação com adição de esterco de suíno, durante a etapa termofílica.
A irrigação inicial foi de 80 litros de esterco, duas vezes por semana em cada leira, e não
executada na ocorrência de chuvas.
Figura 4.18 - Montagem das leiras de compostagem tipo “windrow”
• leiras estáticas aeradas naturalmente (3A e 3B): montou-se 2 leiras estáticas aeradas
naturalmente da mesma forma que as leiras tipo “windrow” (Figura 4.19), sendo que uma vez
por semana era revolvida manualmenter para promover a mistura e rearranjar os tubos. Foram
instalados tubos perfurados de PVC (100mm), que em contato com a atmosfera, conduziam o
ar ao interior da leira (Figura 4.20); o controle de umidade foi realizado através da irrigação
com adição de esterco de suíno.
RC
RV
128
1 metro
1,5 metros
2 metros
Figura 4.19 - Sistema com aeração natural
Figura 4.20 - Montagem da leira estática aerada naturalmente
4.4.5.3 Montagem dos experimentos da etapa 8
Visando oportunizar uma comparação do desempenho das leiras até então
experimentadas com outra alternativa de operação de leiras de compostagem, trabalhou-se
também com leiras estáticas aeradas mecanicamente. Foram montadas outras quatro leiras (1,
2, 3 e 4), duas com sistema tipo “windrow” e outras duas com aeração forçada e controle de
umidade através da irrigação com adição de esterco de suíno (Figura 4.21).
R
V
RC
129
Figura 4.21 - Montagem da leira estática aerada mecanicamente
Em uma das leiras foi instalado um soprador com potência de ¾ CV e vazão de ar de
30 L/s, outra com compressor e outras duas leiras com revolvimento “windrow” (três vezes
por semana). Nesta experiência em escala real foi adotada a quantidade mássica de resíduos
na leira de aproxidamente 4000 kg, tendo em vista os resultados obtidos na compostagem das
leiras de 1500 kg, sob as intempéries, em que houve a perda de calor do sistema. Na leira com
soprador foi instalado um termostato para aerar a leira quando a temperatura estivesse maior
que 55ºC. A configuração geométrica das leiras aeradas mecanicamente é apresentada na
figura 4.22. Utilizou-se a mesma tubulação perfurada das leiras aeradas naturalmente. Nas
leiras aeradas foi realizada a mistura dos resíduos internamente à leira e cobertas com uma
camada fina de resíduo verde (podas) de aproximadamente 30 cm para evitar a proliferação de
moscas. As quantidades mássicas e proporções utilizadas são apresentadas na tabela 4.6.
Figura 4.22 - Configuração geométrica das leiras estáticas aeradas
RV
RC
130
Tabela 4.6 - Quantidades mássicas e proporções utilizadas na etapa 8
Resíduo da CEASA (RC) Resíduo Verde (RV) Nº Leira
kg % kg %
1* 1920 50 50 50
2* 1910 50 1910 50
3** 2210 50 2240 50
4** 1960 51 1870 49
*Leira aerada forçada ** Leira revolvida
4.4.5.4 Monitoramento dos experimentos nas etapas 7 e 8
Foram realizadas análises diárias de cada leira: temperaturas do centro, base e topo da
leira, temperatura ambiente, presença de moscas, odores e de lixiviado.
O desempenho da compostagem foi monitorado, principalmente, pelo acompanhamento
do perfil das temperaturas, controle da umidade da massa em biodegradação e decomposição
da matéria orgânica. Os fatores que possibilitaram o controle do processamento e qualidade
da matéria orgânica em bioestabilização são apresentados na tabela 4.7.
4.4.5.5 Montagem dos experimentos nas etapas 9 , 10 e 11
Cada resíduo orgânico foi pesado em balança rodoviária eletrônica. Extraiu-se
amostras compostas de cada resíduo (bruto e em estabilização) para determinação de sua
umidade.
Os resíduos orgânicos provenientes da coleta domiciliar, previamente triados na
esteira da UTC, foram compostados com resíduos de podas e resíduos orgânicos especiais
(supermercados e CEASA). Os resíduos de podas (picados) formam a base e cobertura das
leiras para controle da umidade excessiva e proliferação de vetores (figura 4.23). Esta
configuração inicial das leiras teve como finalidade a prevenção de odores e de proliferação
de vetores que são maiores no início do processo. A mistura completa dos resíduos foi
realizada no início dos revolvimentos das leiras, após um semana de montagem das leiras.
Nas etapas 9, 10 e 11 trabalhou-se com volumes de leiras equivalentes aos
normalmente utilizados na UTC. A altura inicial da leira era de 2,5 – 3,00 metros na primeira
131
semana, a qual diminui ao longo do processo permanecendo em aproximadamente 2,00
metros durante todo o período de compostagem. A manutenção da altura é garantida através
no processo do revolvimento, pois ocorre a desconfiguração natural da leira durante a
estabilização e principalmente durante as chuvas.
Tabela 4.7 -Variáveis de controle dos substratos sólidos na compostagem etapas 7 e 8
Parâmetro Método*
Unidade Local de realização
e freqüência
Temperatura direto: term. Bimetálico ºC (diária) UTC – 3 vezes/semana
pH potenciométrico- Ag/Agcl - Semanal – IPH
Umidade secagem a 65°C por 48 horas % Semanal – IPH
MO calcinação a 550ºC % (PS) Semanal – IPH
CO titulométrico % (PS) Semanal – IPH
N
digestão/destilação p/ Kjeldahl % (PS) Semanal – IPH
NH
+
4
digestão/destilação/titulometria mg/kg (PS) Semanal – IPH
NO
-
3
+NO
-
2
digestão/destilação/titulometria mg/kg (PS) Semanal – IPH
P digestão/espectrofotometria % (PS) Mensal - IPH
K digestão/fotômetro de chama % (PS) Mensal – IPH
Ca digestão/absorção atômica % (PS) Mensal – IPH
Mg digestão/absorção atômica % (PS) Mensal – IPH
B digestão/espectrofotometria mg/kg (PS) Mensal – IPH
Cu digestão/absorção atômica mg/kg (PS) Mensal – IPH
Zn digestão/absorção atômica mg/kg (PS) Mensal – IPH
Mn digestão/absorção atômica mg/kg (PS) Mensal – IPH
Na digestão/fotômetro de chama mg/kg (PS) Mensal – IPH
Fe digestão/absorção atômica % (PS) Mensal – IPH
S digestão/espectrofotometria % (PS) Mensal – IPH
Cd digestão/absorção atômica mg/kg (PS) Mensal – IPH
Cr digestão/absorção atômica mg/kg (PS) Mensal – IPH
Ni digestão/absorção atômica mg/kg (PS) Mensal – IPH
Pb digestão/absorção atômica mg/kg (PS) Mensal – IPH
CTC à pH da
amostra
Absorção atômica/espectrof.
me/100g (PS) Mensal – IPH
* APHA (1996) e Tedesco et al. (1995)
132
Figura 4.23 - Montagem das leiras com grandes volumes
Com base nas características físicas e químicas dos substratos brutos utilizados,
analisados previamente, procurou-se, nestas etapas, calcular a proporção de resíduos de forma
que se obtivesse uma relação C:N das misturas de aproximadamente 30:1, para acompanhar o
desempenho do processo.
Durante a compostagem é fundamental o controle da umidade e da temperatura. Para
controlar o teor de umidade da leira foi utilizada a variação do formato das leiras e irrigação
em períodos de estiagem. Já para o controle da temperatura foi utilizado o sistema de aeração
por revolvimento e irrigação das leiras. A temperatura foi medida com termômetro bimetálico
(Figura 4.24). O revolvimento das leiras foi realizado por uma retroescavadeira (Figura 4.25).
A frequência de revolvimentos foi de 3 vezes por semana, na etapa termofílica, 2 vezes na
etapa mesofílica e uma vez por semana na maturação para diminuir a umidade do composto.
Figura 4.24 - Medição de temperatura nas leiras
133
Figura 4.25 - Leiras em revolvimento nas etapas 9, 10 e 11
A irrigação das leiras foi realizada com o equipamento denominado distribuidor de
lixiviado (Figura 4.26), que é também utilizado para transportar o lixiviados da UTC até a
ETLP. Este equipamento é encontrado no mercado nacional, comumente utilizado para o
espalhamento de esterco de suínos em solos agrícolas. Na etapa 9, a frequência de irrigação
adotada foi da operação padrão da compostagem (Figura 4.13), nas etapas 10 e 11 foi
controlada a irrigação nas leiras. O volume irrigado em cada leira foi de 3000 litros,
equivalente a carga do equipamento. Toda a irrigação foi cessada ao término da etapa
termofílica.
Figura 4.26 - Recirculação de lixiviado nas leiras de compostagem
134
4.4.5.5.1 Montagem da compostagem na etapa 9
As características médias dos substratos sólidos brutos utilizados nas leiras da etapa 9
estão apresentadas na tabela 4.8.
Tabela 4.8 - Características dos substratos sólidos (etapa 9)
Umidade MO CO N C:NSubstrato pH
% (em peso seco)
Resíduo de podas 8,9 49 39 20 1,00 20:1
Resíduo de supermercado 3,7 82 96 35 1,30 27:1
CEASA 4,5 90 92 43 2,00 22:1
Resíduo orgânico domiciliar 6,8 66 57 33 1,90 17:1
* peso seco a 65ºC por 48 horas.
Foram montadas três leiras de compostagem revolvidas e irrigadas (LRI),
denominadas leiras LRI
1
, LRI
2
e LRI
3
, no período de outubro de 2001 à fevereiro de 2002,
cujas quantidades mássicas iniciais de resíduos a processar são apresentadas na tabela 4.9. As
frações mássicas (em peso úmido) das respectivas leiras são apresentadas na tabela 4.10.
A pesagem dos resíduos brutos e material humificado foi realizada na balança
eletrônica da ETLP, de cada leira ao final de 120 dias, bem como do rejeito (inertes) do
peneiramento, para o cálculo da perda de massa em peso úmido e seco dos resíduos na
compostagem.
Tabela 4.9 -Quantidades mássicas iniciais dos substratos sólidos na compostagem (etapa 9)
Massa
RD
Massa
RS
Massa
RC
Massa
RV
Massa total
início da
compostagem
Leira Início da
montagem
Término
da
montagem
kg (em peso úmido)
LRI
1
22/10/02 27/10/01 34370 3470 5430 4725 47995
LRI
2
29/10/01 02/11/01 21000 12820 0 4725 38545
LRI
3
03/11/01 10/11/01 43515 7580 15200 3600 69895
Obs: RD- Resíduo orgânico domiciliar
RS – Resíduo hortifrutigranjeiro (supermercado)
RC – Resíduo hortifrutigranjeiro (CEASA)
RV – Resíduo verde (podas)
135
Tabela 4.10 - Frações mássicas de resíduos brutos nas leiras de compostagem (etapa 9)
Leira Resíduo orgânico
domiciliar
Resíduo de
supermercado
CEASA Resíduo de podas
(%) em peso úmido
LRI
1
72 7 11 10
LRI
2
55 33 0 12
LRI
3
62 11 22 5
Nesta etapa objetivou-se avaliar as características químicas do composto orgânico
produzido na compostagem tipo “windrow” em leiras de grandes volumes, com revolvimento
e irrigação sistemáticos, onde são misturados aos resíduos orgânicos domiciliares, resíduos
verdes de podas urbanas e resíduos orgânicos de companhias de abastecimento de alimentos
(CEASA e supermercados) em proporções previamente estabelecidas.
Tendo em vista a avaliação global do processo de compostagem em termos de
eficência, ou seja, do período necessário para estabilização da matéria orgânica em leiras de
grandes volumes utilizou-se as mesmas alturas de leiras da UTC de Porto Alegre com sistema
tipo “windrow”, as quais possuem volumes de 50 a 150 metros cúbicos e em torno de 3
metros de altura. Em área sujeita as intempéries, realizou-se também o balanço de massa do
processo.
4.4.5.5.2 Monitoramento dos experimentos da compostagem na etapa 9
Foram coletadas amostras compostas das diferentes leiras, de material orgânico bruto e
humificado. Os procedimentos analíticos constituiram-se em: análises da temperatura de cada
leira, temperatura ambiente, precipitação pluviométrica e análise físico-químicas dos
substratos sólidos (tabela 4.11).
Tabela 4.11 - Parâmetros analisados nas amostras sólidas da compostagem (etapa 9)
Parâmetro Método*
Unidade Freqüência
Temperatura direto: term. bimetálico
ºC 3 vezes por semana
pH potenciométrico- Ag/AgCl
- Início/término
Umidade secagem à 65ºC por 48 horas
% Início/término
MO calcinação a 550ºC
% (PS) Início/término
CO titulometria
% (PS) Início/término
N
Digestão/destilação p/ Kjeldahl
% (PS) Início/término
* APHA (1996) e Tedesco et al. (1995)
136
4.4.5.5.3 Montagem dos experimentos da compostagem (etapa 10)
A montagem das leiras da Etapa 10 foi realizada da mesma forma que a etapa 9. Esta
etapa foi inciada no período de inverno, com término da montagem das leiras em 18 julho de
2002. O principal objetivo desta etapa da compostagem foi avaliar a influência da irrigação na
decomposição de resíduos orgânicos em compostagem.
Montou-se três leiras de compostagem, assim denominadas: leira com frequência
regular de irrigação (LIR), leira sem irrigação (LSI) e leira com irrigação controlada (LIC).
Promoveu-se a aeração pelo revolvimento sistemático em todas as leiras, utilizando uma
retroescavadeira, conforme procedimentos padrões apresentados anterirmente, ou seja, as
leiras foram revolvidas três vezes por semana durante a etapa termofílica. A leira LIR foi
irrigada duas vezes por semana durante a etapa termofílica, a leira LSI não foi irrigada e a
leira LIC, quando a umidade atingisse valores abaixo de 40%. Não era realizada a irrigação na
ocorrência de chuvas durante 48 horas. A figura 4.27 mostra as leiras LIR, LSI e LIC em
processo de estabilização no pátio de compostagem da UTC.
Figura 4.27 - Leiras LIR, LSI e LIC da Etapa 10
As características médias dos substratos sólidos brutos utilizados nas leiras da Etapa
10 estão apresentadas na tabela 4.12.
137
Tabela 4.12 - Características dos substratos sólidos (Etapa 10)
Umidade MO CO N C:NSubstrato pH
% % (em peso seco)
Resíduo de podas 7,6 44 92 43 1,7 26:1
Resíduo de supermercado 4,0 84 81 45 2,0 23:1
Resíduo orgânico domiciliar 5,6 74 81 45 0,8 56:1
* peso seco a 65ºC por 48 horas.
A tabela 4.13 apresenta as quantidades mássicas de cada substrato utilizado, bem
como a quantidade total de resíduos em cada uma delas, sendo os resíduos pesados em
balança eletrônica.
Tabela 4.13 - Quantidades mássicas utilizadas na compostagem (etapa 10)
Resíduo Leira LIR Leira LSI Leira LIC
kg % kg % kg kg
Resíduo orgânico domiciliar 60010 81 60140 79 59923 78
Resíduos de podas 11490 15 12790 17 13670 18
Resíduo orgânico de supermercado 2940 4 3240 4 2850 4
Total 74440 76170 76443
*em peso úmido
4.4.5.5.4 Monitoramento dos experimentos da compostagem na etapa 10
A da bioestabilização da matéria orgânica foi observada pelo acompanhamento do
perfil das temperaturas nas três leiras de compostagem (leiras LIR, LSI e LIC). Os
procedimentos analíticos constituiram-se em: análises da temperatura de cada leira,
temperatura ambiente, precipitação pluviométrica e análise físico-químicas dos substratos
sólidos (Tabela 4.14). Na Etapa 10 mediu-se também o pH das amostras sólidas da
compostagem.
De acordo com as proporções utilizadas de cada substrato orgânico nas leiras de
compostagem, obteve-se relação C:N inicial nas leiras próximas a 15. Os resultados de pH,
MO, CO, umidade, N e C:N no início do processo foram obtidos da proporcionalidade dos
substratos brutos e suas características (Tabela 4.15).
138
Tabela 4.14 - Parâmetros analisados nas amostras sólidas da compostagem (etapas 10 e 11)
Parâmetro Método* Unidade Freqüência
Temperatura direto: term. Bimetálico ºC 3 vezes por semana
Umidade secagem à 65ºC por 48 horas % semanal
MO calcinação a 550 ºC % (PS) Início/término
CO titulometria % (PS) Início/término
N destilação p/ Kjeldahl % (PS) Início/término
APHA (1996) e Tedesco et al. (1995)
Tabela 4.15 - Análises iniciais na compostagem (etapa 10)
Umidade MO CO NLeira pH C:N
% (em peso seco)
LIR 5,9 15:1 51 56 18 1,2
LSI 5,9 15:1 54 76 22 1,4
LIC 5,9 14:1 58 76 25 1,8
* peso seco a 65ºC por 48 horas.
4.4.5.5.5 Montagem dos experimentos da compostagem (etapa 11)
Com o mesmo objetivo da Etapa 10, avaliou-se o desempenho do processo de
decomposição da matéria orgânica com a variação da frequência de irrigação no período de
verão. O início da montagem das leiras foi em 15 e 16 de março de 2003 e o término da
montagem em 21 e 22 de março deste ano, das duas leiras, respectivamente. As leiras desta
etapa foram denominadas da seguinte forma: leira irrigada uma vez por semana (LI1) e leira
irrigada duas vezes por semana (LI2). A tabela 4.16 apresenta as quantidades mássicas de
cada substrato utilizado, bem como a quantidade total de resíduos em cada uma delas, os
resíduos foram pesados na balança eletrônica da Estação de Transbordo do DMLU.
Tabela 4.16 - Quantidades mássicas utilizadas dos substratos sólidos na compostagem (etapa
11)
Resíduo Leira LI1 Leira LI2
kg % kg %
Resíduo orgânico domiciliar 30690 74 30789 76
Resíduos de podas 6560 16 6620 16
Resíduo orgânico de supermercado 4410 10 3000 8
Total 41660 40409
139
Nas leiras LI1 e LI2 foram avaliadas a eficiência do processo de biodegradação e as
características do composto em leiras revolvidas e irrigadas com diferentes frequências no
verão, ou seja, com a etapa inicial da compostagem em período de baixa pluviosidade e maior
temperatura ambiente. A figura 4.28 mostra a fotografia das leiras montadas na Etapa 11 da
compostagem.
Figura 4.28 - Leiras LI1 e LI2 da compostagem (Etapa 11)
4.4.5.5.6 Monitoramento dos experimentos da compostagem (etapa 11)
O monitoramento da bioestabilização da matéria orgânica foi observado pelo
acompanhamento do perfil das temperaturas nas duas leiras de compostagem, principalmente.
Outras análises físico-químicas também foram realizadas para acompanhamento do processo
(Tabela 4.15).
As amostras dos substrato sólidos da compostagem no início do processo foi coletada
após uma semana da montagem. Os resultados das análises da primeira amostragem das leiras
são apresentados na tabela 4.17.
Tabela 4.17 - Variáveis de controle da compostagem (Etapa 11) no início do processo
MO CO Umidade NLeira
% ( em peso seco)
C:N
LI1 70 21 41 1,5 14:1
LI2 74 17 47 1,2 14:1
* peso seco a 65ºC por 48 horas
140
4.5 AVALIAÇÃO DE LIXIVIADOS EM SISTEMAS DE COMPOSTAGEM
Nos experimentos da compostagem nas etapas 1, 3 e 5, avaliou-se a lixiviação de
substâncias orgânicas e inorgânicas durante a estabilização da matéria orgânica.
Nas etapas 1 e 3 da compostagem com leiras de pequenos volumes e em áreas
descobertas, foi realizada a rega das mesmas, uma vez por semana, para manter a umidade
necessária ao processo. Manualmente foram distribuídos semanalmente 100 litros de água em
cada leira, acompanhando-se a umidade durante o processo. Na ocorrência de chuvas a
irrigação era suspensa.
Na etapa 5 da compostagem em leiras de pequenos volumes e área com cobertura para
evitar a incidência das chuvas nas mesmas, possibilitou-se o controle efetivo da umidade no
processo. Nesta etapa, o controle da umidade foi mais intenso pois houve a secagem dos
materiais em decomposição pela altas temperaturas produzidas. As regas foram realizadas
sistematicamente, com o acompanhamento da umidade, para manter a umidade na faixa ideal
de 55%. Conforme citado anteriormente, adotou-se irrigação semanal de 100 litros em cada
leira, 150 litros quando umidade anterior estivesse na faixa de 40 a 55% e 200 litros quando
estivesse abaixo de 40 %.
Foi realizado o acompanhamento da produção de lixiviados em pátio de compostagem
de resíduos sólidos urbanos na Unidade de Triagem e Compostagem (UTC) do DMLU.
Paralelamente a este estudo, foi avaliada a eficiência de tratamento em banhados construídos
para lixiviados de pátio de compostagem .
4.5.1 Avaliação dos lixiviados da compostagem nas etapas 1, 3 e 5
As amostras foram coletadas e analisadas no IPH (Figura 4.29). Os líquidos
percolados das leiras foram coletados para a análise físico-química das variáveis apresentadas
na tabela 4.18.
141
Figura 4.29 - Lixiviados coletados nas leiras de compostagem em pequenos volumes
Tabela 4.18 - Parâmetros estudados nos experimentos da compostagem em pequenos volumes,
amostras líquidas, método, unidade e freqüência de análise
Parâmetro Método* Unidade Frequência
Condutividade potenciométrico
µmhos/cm
Semanal
pH potenciométrico- Ag/AgCl - Mensal
DQO
refluxo
fechado/titulométrico
mg/L Semanal-etapas1, 3 e 5
N
destilação p/ Kjeldahl mg/L N Semanal
NH
+
4
destilação/titulométrico mg/L N Semanal
NO
-
3
+NO
-
2
destilação/titulométrico mg/L N Semanal
P espectrofotometria mg/L P Semanal Etapa 1 Quinzenal etapas 3, 5
S espectrofotometria mg/L S Semanal Etapa 1 Quinzenal etapas 3, 5
K absorção atômica mg/L Semanal Etapa 1 Quinzenal etapas 3, 5
Ca absorção atômica mg/L Semanal Etapa 1 Quinzenal etapas 3, 5
Mg absorção atômica mg/L Semanal Etapa 1 Quinzenal etapas 3, 5
Cu absorção atômica mg/L Semanal Etapa 1 Quinzenal etapas 3, 5
Zn absorção atômica mg/L Semanal Etapa 1 Quinzenal etapas 3, 5
Mn absorção atômica mg/L Semanal Etapa 1 Quinzenal etapas 3, 5
Na absorção atômica mg/L Semanal Etapa 1 Quinzenal etapas 3, 5
Fe absorção atômica mg/L Semanal Etapa 1 Quinzenal etapas 3, 5
Cd absorção atômica mg/L Semanal Etapa 1 Quinzenal etapas 3, 5
Cr absorção atômica mg/L Semanal Etapa 1 Quinzenal etapas 3, 5
Ni absorção atômica mg/L Semanal Etapa 1 Quinzenal etapa 3,5
Pb absorção atômica mg/L Semanal Etapa 1 Quinzenal etapa 3,5
• APHA (1996)
142
4.5.2 Avaliação dos lixiviados gerados no pátio de compostagem da UTC
Todos os lixiviados gerados no pátio de compostagem da UTC do DMLU são
coletados e armazenados em quatro tanques (1, 2, 3 e 4) impermeabilizados com PEAD para
serem encaminhados ao tratamento ou recirculação nas leiras de compostagem.
Foi realizado o monitoramento no tanque nº 1, que coleta os lixiviados gerados em
dois patamares do pátio de compostagem da UTC (patamares A e B), com capacidade de 160
m
3
. Estes patamares possuem uma área total de 5076 m
2
. Nestes patamares são processadas
1500 toneladas de resíduos orgânicos (média).
A figura 4.30 mostra um dos patamares (A), de onde são drenados os lixiviados para o
tanque de armazenamento nº 1.
Figura 4.30 -Patamar A do pátio de compostagem
As variáveis, locais e frequências utilizados no monitoramento dos lixiviados gerados
no tanque nº 1 são apresentados na tabela 4.19. O monitoramento dos lixiviados em escala
real iniciou em maio de 2002 com conclusão em maio de 2003. Planejou-se o período mínimo
de um ano para acompanhar as variações climáticas, bem como os diversos períodos de
establização da matéria orgânica.
143
Tabela 4.19 - Variáveis estudadas nos experimentos da compostagem em grandes volumes,
amostras líquidas, método, unidade, local e freqüência de análise
Parâmetro Método* Unidade Local - Frequência
Condutividade potenciométrico micromhos/cm IPH - Semanal
Cor
colorímetro/comparação
visual
- IPH - Semanal
Turbidez turbidímetro/nefelométrico mg/L de Pt IPH - Semanal
pH potenciométrico- Ag/AgCl UNT IPH - Semanal
Potencial redox potenciométrico mV IPH - Semanal
Sólidos totais a 105
o
c gravimétrico mg/L IPH - Semanal
Sólidos totais fixos a
550
o
C
gravimétrico mg/L IPH - Semanal
Sólidos totais voláteis a
550
o
C
gravimétrico mg/L IPH - Semanal
Salinidade potenciométrico IPH - Semanal
Alcalinidade titulométrico mg/L CaCO
3
IPH - Semanal
DBO incubação/oxtop mg/L O
2
IPH - Semanal
Ácidos graxos voláteis
titulometria de neutralização mg/L HAC Laborq. Mensal
NH
+
4
destilação/titulometria mg/L N-NH
3
IPH - Semanal
N
destilação p/ Kjeldahl mg/L IPH - Semanal
NO
-
3
+NO
-
2
destilação/titulometria
mg/L N-NO
3
-
+NO
2
-
IPH - Semanal
P
espectrofotometria mg/L P IPH-semanal
Cd
absorção atômica mg/L Cd Laborq. Mensal
Ca
absorção atômica mg/L Ca Laborq. Mensal
Pb
absorção atômica mg/L Pb Laborq. Mensal
Cu
absorção atômica mg/L Cu Laborq. Mensal
Cr
absorção atômica mg/L Cr Laborq. Mensal
Fe
absorção atômica mg/L Fe Laborq. Mensal
Mn
absorção atômica mg/L Mn Laborq. Mensal
Hg
absorção atômica – vapor frio mg/L Hg Laborq. Mensal
Ni
absorção atômica mg/L Ni Laborq. Mensal
K
espectrof. de emissâo atômica mg/L K Laborq. Mensal
Na
espectrof. de emissâo atômica mg/L Na Laborq. Mensal
Zn
espectrof. de emissâo atômica mg/L Zn Laborq. Mensal
Coliformes fecais tubos múltiplos NMP/100ml Laborq. Mensal
APHA (1996), Laborq. Laboratório Laborquímica contratado pelo DMLU
144
4.6 BANHADO CONSTRUÍDO PARA TRATAMENTO DOS LIXIVIADOS DA
COMPOSTAGEM
4.6.1 Montagem do banhado construído
4.6.1.1 Local do experimento
Em local adjacente ao tanque 1 do pátio de compostagem da UTC foram construídos 5
(cinco) banhados de fluxo subsuperficial, de forma que fossem abastecidos por gravidade. A
área utilizada para a instalação dos banhados foi terraplanada e escavada para instalação do
sistema.
A figura 4.31 apresenta o croqui de localização dos banhados construídos no pátio de
compostagem da UTC.
4.6.1.2 Sistema construtivo dos banhados
Dos cinco banhados construídos, utilizou-se quatro para tratar o lixiviado. Nestes foi
adotado o mesmo tratamento, ou seja, quatro repetições. O terceiro banhado em ordem de
construção continha apenas brita como substrato (banhado branco).
Para que fosse possível construir os cinco banhados no local previsto utilizou-se a
dimensão de cada banhado de 12 metros de comprimento e 2 metros de largura, Ficando a
área útil de banhado com 20 metros quadrados, descontando-se as áreas de entrada e saída. A
profundidade utilizada foi de 50 centímetros em cada banhado, o substrato tinha uma camada
de 45 centímetros. Foi adotada a inclinação de 0,5 % no fundo dos banhados.
Após a escavação das trincheiras, foi realizado o nivelamento dos banhados e
posteriormente a colocação da manta PEAD (polietileno da alta densidade) de 0,5 mm
(Figuras 4.32 e 4.33). Procedeu-se, logo em seguida, o enchimento do banhado com meio
filtrante (camada suporte para as plantas) com brita 01 (D =1 cm) (Figura 4.34).
145
CAIXA DE PASSAGEM
DRENOS E TUBULAÇÕES
BANHADOS
Figura 4.31 - Croqui de localização dos banhados construídos no pátio de compostagem
146
Figura 4.32 - Escavação dos banhados
Figura 4.33 - Banhado construído para o experimento
Na entrada e saída de cada sistema, foram instalados drenos de brita grossa (D=10 cm)
separados do leito com tijolo perfurado. Apenas na entrada, ao longo da brita grossa, foi
colocada uma tubulação perfurada (PVC 100 mm) para distribuir igualmente o fluxo de água
(Figura 4.34).
Figura 4.34 - Detalhe da entrada do banhado
147
As figuras 4.35 e 4.36 apresentam os detalhes construtivos do sistema de tratamento
implantado. O nível de água dos leitos foi mantido em 30 cm. A drenagem e manutenção dos
níveis dos banhados foram controlados através da instalação de tubulações de nível (Figura
4.37).
12 metros
40 cm
Mangueira de ¾”
Figura 4.35 - Croqui de instalação dos banhados construídos
Tubo PVC de ¾”!
Mangueira de ¾”!
Torneira para retirada de amostras
NA
10 cm
Figura 4.36 - Detalhes construtivos da saída de efluente de cada banhado
Figura 4.37 - Detalhe construtivo da saída do banhado
O efluente (lixiviado) proveniente do pátio de compostagem (patamares A e B) que é
armazenado no tanque nº 01 foi drenado por gravidade até as caixas de entrada (caixas de
PEAD, com capacidade e 1 m³) situadas a montante de cada banhado. Cada caixa recebia
148
simultaneamente o lixiviado, sendo este conduzido ao sistema de tratamento, por meio de
tubulações flexíveis (mangueiras de ¾”) e registros para controle da vazão. Na entrada e saída
de cada banhado foram instaladas torneiras para retirada de amostras dos afluentes e efluentes
dos sistemas.
4.6.2 Macrófitas aquáticas
No experimento de banhado construído para tratamento de lixiviados de pátio de
compostagem foi utilizada a espécie Thypha latifolia. Os propágulos da planta foram
coletados no banhado natural, localizado na Av. Bento Gonçalves, próximo ao Instituto de
Pesquisas Hidráulicas. Utilizou-se a mesma metodologia adotada por Leite (1999), em que
após a coleta, os propágulos foram lavados em água corrente para remoção dos resíduos
aderidos à planta e a parte aérea foi seccionada a uma altura de 40 cm partir do rizoma (Figura
4.38).
Figura 4.38 - Plantio das mudas no banhado construído
O plantio das macrófitas iniciou-se em dezembro de 2001, sendo que o talo principal
da maioria das plantas morreu e nasceram mudas através das raízes. Devido ao nascimento
irregular de mudas através das raizes, procedeu-se a regularização de plantas no banhado. A
densidade inicial de plantas utilizada em cada banhado foi de 10 mudas por metro quadrado.
O desenvolvimento das plantas foi até maio de 2002, sendo que até este período foi colocada
apenas água limpa para manter as plantas submersas (Figuras 4.39 e 4.40). Também, durante
o plantio foi necessária a construção de cerca de proteção para evitar a entrada de animais.
149
Figura 4.39 - Plantas crescidas nos banhados
Figura 4.40 - Plantas em crescimento no banhado
Em 16 de maio de 2002 foi iniciado o lançamento do lixiviado nos sistemas de
tratamento. Inicialmente foi colocado o lixiviado diluído a 50%, com água, para aclimatação
(200 L/d). No dia 23 deste mês, os banhados começaram a ser alimentados com 200 L/dia de
lixiviado bruto. A partir de 25 de maio passou-se a alimentar os banhados com 400 L/d e de
17 de janeiro de 2003 a 18 de maio de 2003, a vazão nos banhados passou a ser de 214,3 L/d,
150
ou seja 500 litros, três vezes por semana. A figura 4.41 mostra o sistema estabelecido após 6
meses de operação.
Figura 4.41 - Sistema de banhado construído estabelecido
4.6.3 Carga hidráulica
A carga hidráulica inicialmente utilizada em cada sistema foi de 0,01 m³.m
-
².d
-1
(10 L.
m
-
².d
-1
) que corresponde a 1 cm/d de profundidade no banhado construído. Partiu-se de uma
carga hidráulica relativamente inferior as cargas normalmente utilizadas para sistemas de
tratamento de esgotos domésticos através de banhados, devido as altas concentrações de
matéria orgânica dos lixiviados do pátio de compostagem da UTC. A tabela 4.20 apresenta as
cargas hidráulicas utilizadas no sistema. Nos últimos três meses de monitoramento a carga
hidráulica foi reduzida para melhorar a eficiência do tratamento.
Tabela 4.20 - Cargas hidráulicas utilizadas no sistema de banhados construídos
Cargas Data L/d m³.m
-
².d
-1
Carga 1 17/05/2002 200 0,01
Carga 2 20/06/2002 400 0,02
Carga 3 17/01/2003 214,3 0,01
A alimentação do sistema foi semi-contínua, com a vazão mínima permitida pelo
sistema implantado, foi possível drenar 200 litros em 3 horas e os 400 litros em 5 horas, de
modo que não houvesse obstrução na alimentação. Esta forma de abastecimento não afetou o
sistema, pois o tempo de detenção hidráulico é alto no inicio do tratamento (em torno de 13
151
dias). As referências (USEPA, 1999) indicam que de 6 a 7 dias tem sido reportado como
tempo ótimo para tratamento de efluentes primários e secundários.
4.6.4 Monitoramento do experimento de banhado construído
O monitoramento dos sistema de banhados construídos foi realizado no período de 17
de maio de 2002 a 20 de maio de 2003. A tabela 4.19 apresentada anteriormente relaciona as
variáveis, locais e frequências utilizados no monitoramento do afluente e efluentes de cada
banhado construído.
4.7 ANÁLISE DOS DADOS
Para a análise dos dados utilizou-se a observação dos resultados plotados em gráficos
e os resultados calculados por médias e percentuais.
152
5 RESULTADOS E DISCUSSÃO
A compostagem de resíduos sólidos domiciliares tem sido desenvolvida pelos orgãos
municipais de forma simplificada (revolvimento mecânico) após a triagem manual dos
recicláveis e rejeitos em esteiras de triagem. No entanto, muitos aspectos relacionados às
características dos resíduos brutos, as formas e controles operacionais da compostagem
devem ser avaliados para tornar estes sistemas eficientes. Outros aspectos de elevada
importância são os impactos ambientais da compostagem, tais como a produção de lixiviados
e odores.
Avalia-se que a compostagem é uma alternativa viável para reaproveitamento da
matéria orgânica e redução de resíduos destinados a aterros sanitários. Em vista disto, este
estudo avaliou o desempenho do processo em leiras de pequenos e grandes volumes, bem
como a produção de lixiviados e a aplicabilidade de sistemas de banhados construídos para
este tipo de efluente. Nos experimentos foi avaliada a compostagem como alternativa de
tratamento de resíduos de difícil biodegradação, resíduos verdes de podas urbanas, também
presentes nos resíduos sólidos domiciliares. Em pequenos volumes também foi avaliada a
vermicompostagem de resíduos compostados.
5.1 DESEMPENHO DA COMPOSTAGEM E VERMICOMPOSTAGEM
5.1.1 Compostagem em leiras de pequenos volumes (etapas 1, 3 e 5)
As etapas 1, 3 e 5 corresponderam às leiras de 500kg, 900kg e 1500kg,
respectivamente. Nas primeira etapa foram obsevadas 9 leiras com diferentes proporções de
substratos de resíduos verdes de podas urbanas, lodo e resíduos da CEASA e nas outras duas
etapas, 5 leiras, também com proporções diferenciadas dos mesmos substratos sólidos.
Foram avaliadas a temperatura, a umidade e o tempo de decomposição de resíduos
orgânicos urbanos compostados em escala piloto. Paralelamente, acompanhou-se as
transformações físicas, químicas e biológicas durante o processo de decomposição dos
substratos orgânicos.
153
Os dados analíticos da composição físico-química e biológica das amostras brutas dos
resíduos verdes (podas), dos resíduos da CEASA e do lodo compostados nas etapas 1, 3 e 5
estão apresentados na tabela 5.1.
Tabela 5.1 - Análises físico-químicas e biológicas das amostras brutas nos experimentos da
compostagem
Etapa 1 Etapa 3 Etapa 5
Parâmetros Poda CEASA Lodo Poda CEASA Lodo Poda CEASA Lodo
Umidade (%) 44 84 74 63 85 - 44 88 55
MO (%) 93 86 60 - - - 67 85 22
pH sólido 6,7 7,8 7,5 6,8 6,0 6,5 6,8 5,8 6,6
CTC (me/100g) a
pH da amostra
25 57 32 43 42 - 22 56 12
N (%) 0,9 2,2 2,9 1,2 2,3 6,4 0,5 2,7 1,7
CO (%) 38 34 18 38 38 - 15 37 17
C:N 42:1 15:1 6:1 32:1 17:1 - 33:1 13:1 10:1
NH
4
+
328
mg/kg
0,11% 0,82% 45
mg/kg
458
mg/kg
-35
mg/kg
0,12% 0,13
%
NO
3
-
+
NO
2
-
(mg/kg)
44 175 175 19 44 - 24 100 21
P (%) 0,12 0,30 0,70 0,18 0,30 1,60 0,12 0,37 0,30
K (%) 0,34 2,50 0,14 0,84 2,20 2,60 0,51 2,40 0,20
Cd(mg/kg) 0,97 0,64 1,69 <0,62 <0,62 <0,62 <1 <1 <1
Cr (mg/kg) 41 42 36 70 54 280 44 10 40
Ni (mg/kg) 23 23 36 17 19 91 33 8 32
Pb (mg/kg) 15 30 50 15 11 78 23 8 99
Ca (%) 1,10 1,60 0,74 1,50 1,40 1,10 0,62 1,80 0,94
Mg (%) 0,25 0,32 0,32 0,30 0,28 0,72 0,14 0,26 0,24
B (mg/kg) 35 35 36 36 35 66 20 20 14
Cu (mg/kg) 8 23 133 13 22 178 13 6 129
Zn (mg/kg) 59 65 478 53 59 531 162 43 588
Mn (mg/kg) 286 234 206 194 207 352 242 142 110
Na (mg/kg) 500 0,10% 513 364 0,11% 0,73% 875,00 0,24% 861
Fe (%) 0,60 0,69 0,95 0,40 0,61 1,30 1,40 0,28 1,10
S (%) 0,12 0,34 0,71 0,10 0,30 0,86 0,05 0,65 0,56
Parasitológica
(OPC)
ND ND ND ND ND ND
154
5.1.1.1 Análise da temperatura nas leiras compostadas nas etapas 1, 3 e 5
Um dos parâmetros mais importantes de controle da compostagem é a temperatura da
leira.
Nas etapas 1, 3 e 5 dos experimentos de compostagem, realizadas em diferentes
períodos e com quantidades graduadas de massas brutas iniciais, não foram obtidos os
mesmos desempenhos no processo de estabilização dos substratos orgânicos. Foram
comparados os resultados das temperaturas plotados em gráficos, ao longo do período de
biodegradação. Para a análise do desempenho da compostagem também foram monitorados a
umidade dos substratos sólidos e as variáveis físico-químicas nas leiras compostadas.
Na etapa 1, com leiras (1 a 9) montadas no final do verão, verificou-se que a
temperatura ao início do processo atingiu a faixa de 50 a 60ºC em todas as leiras, baixando
sensivelmente após o 15° dia, quando esperava-se que a temperatura iria permanecer na fase
termofílica por um período mínimo de 30 dias (Figuras 5.1 a 5.9). Observou-se que a
temperatura ambiente também baixou, após esse mesmo período. Em todas as leiras da Etapa
1, exceto a leira 3, após os 30 dias de estudo a temperatura da leira esteve abaixo de 40°C,
chegando ao final de 90 dias a valores próximos de 15°C, praticamente com a mesma
temperatura ambiente.
0
10
20
30
40
50
60
70
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90
Tempo (dias); de 03 de março a 31 de maio de 1999
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 1 - Quantidades mássicas
RV: 426 kg RC: 0 kg L: 0 kg
C:N inicial: 42:1
Figura 5.1 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 1 (Leira 1: 426 kg)
155
0
10
20
30
40
50
60
70
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90
Tempo (dias); de 03 de março a 31 de maio de 1999
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 2 - Quantidades mássicas
RV: 381 kg RC: 115 kg L: 0 kg
C:N inicial: 36:1
Figura 5.2 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 1 (Leira 2: 496 kg)
0
10
20
30
40
50
60
70
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90
Tempo (dias); de 03 de março a 31 de maio de 1999
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 3 - Quantidades mássicas
RV: 205 kg RC: 466 kg L: 0 kg
C:N inicial: 23:1
Figura 5.3 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 1 (Leira 3: 671 kg)
156
0
10
20
30
40
50
60
70
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90
Tempo (dias); de 03 de março a 31 de maio de 1999
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 4 - Quantidades mássicas
RV: 246 kg RC: 0 kg L: 115 kg
C:N inicial: 33:1
Figura 5.4 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 1 (Leira 4: 361 kg)
0
10
20
30
40
50
60
70
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90
Tempo (dias); de 03 de março a 31 de maio de 1999
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 5 - Quantidades mássicas
RV: 231 kg RC: 0 kg L: 231 kg
C:N inicial: 49:1
Figura 5.5 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 1 (Leira 5: 462 kg)
157
0
10
20
30
40
50
60
70
80
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90
Tempo (dias); de 03 de março a 31 de maio de 1999
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 6 - Quantidades mássicas
RV: 231 kg RC: 115 kg L: 115 kg
C:N inicial: 26:1
Figura 5.6 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 1 (Leira 6: 461 kg)
0
10
20
30
40
50
60
70
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90
Tempo (dias); de 03 de março a 31 de maio de 1999
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 7 - Quantidades mássicas
RV: 115 kg RC: 231 kg L: 115 kg
C:N inicial: 20:1
Figura 5.7 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 1 (Leira 7: 461 kg)
158
0
10
20
30
40
50
60
70
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90
Tempo (dias); de 03 de março a 31 de maio de 1999
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 8 - Quantidades mássicas
RV: 115 kg RC: 118 kg L: 231 kg
C:N inicial: 17:1
Figura 5.8 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 1 (Leira 8: 464 kg)
0
10
20
30
40
50
60
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90
Tempo (dias); de 03 de março a 31 de maio de 1999
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 9 - Quantidades mássicas
RV: 41 kg RC: 249 kg L: 252 kg
C:N inicial: 13:1
Figura 5.9 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 1 (Leira 9: 542 kg)
159
As leiras da etapa 1, por possuirem pequeno volume no início do processo, sofreram
ação das chuvas que provocaram a compactação das mesmas. Nos primeiros 30 dias, a altura
das leiras baixaram 0,20 a 0,50 m. Desta forma, ocorreu a diminuição da aeração, ou seja, foi
reduzido o espaço livre de aeração (ELA) que pode sido o fator que desacelerou o processo de
biodegradação. Na tabela A90 do anexo estão apresentados os dados pluviométricos nos
períodos dos experimentos da compostagem.
Na etapa 3, com cinco leiras montadas ao início do inverno, tentou-se acelerar o
processo de biodegradação, de forma que a fase termofílica permanecesse pelo menos por 30
dias. Portanto, nesta etapa foi utilizada uma leira com maior volume (em torno de mil quilos)
e lodo mais “ativo”. Na Etapa 1, foi utilizado lodo aeróbio seco em leito de secagem da
Estação de Tratamento do DMAE (Figura 5.10) e na etapa 3 foi adicionado lodo sedimentado
desta mesma estação de tratamento de esgotos (Figura 5.11). Os valores das temperaturas das
leiras foram ainda menos satisfatórios, atingindo pico termófilo (próximo de 50ºC) apenas nos
primeiros 5 dias, nas duas leiras sem lodo (Figuras 5.12 a 5.16). Nesta segunda etapa de
compostagem em escala piloto, houve um período longo com temperaturas na faixa de 40ºC
nas leira 1 a 3, ou seja em leiras com mais de 50% de resíduos verdes (podas); no entanto
nenhuma, das leiras desta etapa atingiu temperaturas termofílicas na faixa de 55-65ºC.
Figura 5.10 – Fotografia do lodo seco utilizado na Etapa 1
Figura 5.11 – Fotografia da coleta de lodo sedimentado do tanque de aeração (etapa 3)
160
0
10
20
30
40
50
60
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90
Tempo (dias); de 12 de julho a 7 de outubro de 1999
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 1 - Quantidades mássicas
RV: 924 kg RC: 0 kg L: 0 kg
C:N inicial: 26:1
Figura 5.12 -Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 3 (Leira 1: 924 kg)
0
10
20
30
40
50
60
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90
Tempo (dias); de 12 de julho a 7 de outubro de 1999
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 2 - Quantidades mássicas
RV: 462 kg RC: 462 kg L: 0 kg
C:N inicial: 30:1
Figura 5.13 -Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 3 (Leira 2: 924 kg)
161
0
10
20
30
40
50
60
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90
Tempo (dias); de 12 de julho a 7 de outubro de 1999
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 3 - Quantidades mássicas
RV: 231 kg RC: 231 kg L: 281 kg
C:N inicial: 19:1
Figura 5.14 -Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 3 (Leira 3: 742,60 kg)
0
10
20
30
40
50
60
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90
Tempo (dias); de 12 de julho a 7 de outubro de 1999
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 4 - Quantidades mássicas
RV: 462 kg RC: 0 kg L: 269,9 kg
C:N inicial: 26:1
Figura 5.15 -Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 3 (Leira 4: 731,9 kg)
162
0
10
20
30
40
50
60
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90
Tempo (dias); de 12 de julho a 7 de outubro de 1999
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 5 - Quantidades mássicas
RV: 231 kg RC: 462 kg L: 199,6 kg
C:N inicial: 18:1
Figura 5.16 -Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 3 (Leira 5: 856,60 kg)
As leiras da etapa 3, embora com o dobro do volume inicial das leiras da Etapa 1,
sofreram os mesmos efeitos desta etapa pela incidência das chuvas. Importante citar que, na
etapa 3, com menor temperatura ambiente, as leiras não atingiram temperatura termofílica
como na etapa 1. Com base nos resultados obtidos nas duas etapas, observou-se a
interferência das condições climáticas no desempenho da compostagem. Os períodos de
temperatura termofílica foram curtos e na etapa 3 com valores menores de temperatura. Ou
seja, a compactação das leiras provocada pelas chuvas diminuiu a aeração e no período de
baixa temperatura ambiente, com pouco volume, houve maior troca de calor e
consequentemente baixas temperaturas nas leiras.
Na etapa 5, que ocorreu no período de verão (11/11/1999 à 15/04/2000), partiu-se para
leiras com maiores volumes (mil e quinhentos quilos) e controle da umidade para evitar o
excesso de água da massa em decomposição. O controle da umidade foi realizado através da
cobertura das leiras com telheiro e irrigação com água. A fase termofílica permaneceu até
aproximadamente, 60 dias, na maioria das leiras (Figuras 5.17 a 5.21). A umidade dos
substratos sólidos nas leiras desta etapa foi mantida na faixa dos 40% aos 60%, com valores
altos somente no início da compostagem nas leiras constituídas de altos teores de lodo ou
resíduo da CEASA, que possuem elevada umidade. Nesta etapa, com maior volume de
163
resíduos compostados e controle efetivo da umidade, o tempo de decomposição e maturação
do composto ultrapassaram os 100 dias, principalmente nas leiras com mais de 50% de
resíduos verdes e ausência de lodo (leiras 1 e 2).
Pela análise da variação das temperaturas na etapa 5, observou-se que diminuindo a
proporção de resíduos verdes (podas) é reduzido o período termofílico. Nas leiras 4 e 5, com
maiores proporções de lodo e resíduos da CEASA, a fase termofólica foi de aproximadamente
45 dias. Com esses resultados, é possível comprovar que os resíduos das podas urbanas são
mais resistentes a biodegradação, verificado pelo tempo necessário para a estabilização do
processo.
Comparando-se os resultados obtidos nos perfis de temperaturas dos experimentos da
compostagem nas etapas 1, 3 e 5, verificou-se que o controle efetivo da umidade, com a
instalação do telheiro, garantiu o desempenho esperado do processo. No entanto, na etapa 5,
também foi aumentado o volume da leira. A pesquisa, em continuidade, foi realizada em pátio
de compostagem e leiras montadas à céu aberto.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150
Tempo (dias); de 11 de novembro de 1999 a 11 de abril de 2000
Temperatura (°C)
0
50
100
150
200
250
300
Água (L)
Irrigação Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 1 - Quantidades mássicas
RV: 1506 kg RC: 0 kg L: 0 kg
C:N inicial: 42:1
Figura 5.17 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 5 (Leira 1: 1506 kg)
164
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150
Tempo (dias); de 11 de novembro de 1999 a 11 de abril de 2000
Temperatura (°C)
0
50
100
150
200
250
300
Água (L)
Irrigação Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 2 - Quantidades mássicas
RV: 772,5 kg RC: 773,50 kg L: 0 kg
C:N inicial: 25:1
Figura 5.18 -Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 5 (Leira 2: 1545,7 kg)
0
10
20
30
40
50
60
70
80
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150
Tempo (dias); de 11 de novembro de 1999 a 11 de abril de 2000
Temperatura (°C)
0
50
100
150
200
250
300
Água (L)
Irrigação Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 3 - Quantidades mássicas
RV: 375,4 kg RC: 381,4 kg L: 750,2 kg
C:N inicial: 22:1
Figura 5.19 -Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 5 (Leira 3:1517 kg)
165
0
10
20
30
40
50
60
70
80
0 102030405060708090100110120130140150
Tempo (dias); de 11 de novembro de 1999 a 11 de abril de 2000
Temperatura (°C)
0
50
100
150
200
250
300
Água (L)
Irrigação Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 4 - Quantidades mássicas
RV: 750 kg RC: 0 kg L: 750 kg
C:N inicial: 26:1
Figura 5.20 -Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 5 (Leira 4:1500 kg)
0
10
20
30
40
50
60
70
80
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150
Tempo (dias); de 11 de novembro de 1999 a 11 de abril de 2000
Temperatura (°C)
0
50
100
150
200
250
300
Água (L)
Irrigação Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 5 - Quantidades mássicas
RV: 375,8 kg RC: 766,7 kg L: 375,1 kg
C:N inicial: 26:1
Figura 5.21 -Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 5 (Leira 5: 1517,6 kg)
166
5.1.1.2 Análise da umidade e do pH nas leiras da compostagem (etapas 1, 3 e 5)
Outra variável de relevada importância na compostagem é a umidade. Como os
resíduos verdes (podas) apresentam baixa umidade (em torno de 44%), pressupõe-se que este
resíduo necessite de irrigação para atingir a umidade de 55%, ideal para a compostagem. Os
resíduos da CEASA, bem como o lodo de esgoto utilizados possuem alto teor de umidade
(60-80%), portanto requerem um controlador da umidade, para não haver compactação da
leira e anaerobiose. A umidade é um fator que afeta sensivelmente o processo de
compostagem, sendo que altos teores provocam a compactação da leira, emanação de odores e
maior produção de líquidos percolados (lixiviados), que podem atrair vetores biológicos
causadores de doenças. Na compostagem, tanto o lodo como o resíduo da CEASA podem
isoladamente não responder positivamente ao processo, devido à sua elevada umidade. O
lodo, mesmo desidratado em leito de secagem, chega ao teor máximo de sólidos de 30%. Com
a mistura dos resíduos nas leiras compostadas, em escala piloto, os teores de umidade foram
adequados para compostagem, embora o desempenho do processo nas etapas 1 e 3 tenha
fracassado devido a compactação das leiras.
A mistura dos resíduos compostados favoreceu, inicialmente, o equilíbrio da umidade
nas leiras. No começo do experimento da Etapa 1, nas leiras que tinham baixa umidade, foi
realizada a irrigação, 100 litros por semana. Posteriormente, a umidade manteve-se nos
patamares desejados. Pode não ter sido por este motivo que ocorreu o abaixamento da
temperatura, pois, mesmo as leiras que mantiveram a faixa ideal de umidade, apresentaram
abaixamento da temperatura, como pode ser observado nos gráficos das temperaturas (Figuras
5.1 a 5.9). Na etapa 1, a umidade esteve dentro dos limites adequados para a compostagem na
maior parte do tempo (Figura 5.22). Somente as duas primeiras leiras tiveram baixa umidade
nos primeiros 15 dias. Nos últimos 30 dias, houve um decréscimo da umidade, que, no
entanto, não foi a causa do abaixamento da temperatura, pois, no mês anterior, esta já estava
baixa, e a umidade estava na faixa de 60%.
Na etapa 3 a umidade dos substratos sólidos das leiras permaneceu, na maior parte do
tempo, na faixa dos 65% aos 75% (Figura 5.23). Portanto, não adequada ao processo de
biodegradação. É importante lembrar que esta etapa realizou-se no inverno, com temperatura
ambiente próxima de 20ºC e baixas temperaturas nas leiras, as quais não contribuiram para a
evaporação da água.
167
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85
Tempo (dias)
Umidade (%)
L1
L2
L3
L4
L5
L6
L7
L8
L9
Figura 5.22 - Umidade (%) dos substratos sólidos na compostagem (Etapa 1)
Figura 5.23 - Umidade (%) dos substratos sólidos na compostagem (Etapa 3)
Na etapa 5, foi implantada a cobertura das leiras com a construção de um telheiro para
evitar a infiltração das águas das chuvas. Nesta etapa, foi necessário estabelecer a rega
sistemática, com água sem cloro, para ajustar a umidade da massa em compostagem. Através
da análise dos perfis de umidade das leiras nos experimentos da compostagem em escala
piloto, verificou-se que o efetivo controle da umidade garantiu o desempenho esperado do
0
20
40
60
80
100
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90
Tempo (dias)
Umidade (%)
L1
L2
L3
L4
L5
168
processo. Na etapa 5, o controle da umidade dentro da faixa ideal foi onde obteve-se os
melhores resultados.
0
20
40
60
80
100
0 102030405060708090100110120130140150
Tempo (dias)
Umidade (%)
L1
L2
L3
L4
L5
Figura 5.24 - Umidade (%) dos substratos sólidos na compostagem (Etapa 5)
Na etapa 1 houve decréscimo do pH na maioria das leiras (Figura 5.25), comprovando
a ineficiência do processo. O pH dos substratos sólidos, em todas as leiras, na etapa 3 esteve
abaixo de 7 até o final dos 86 dias de compostagem (Figura 5.26). O pH dos substratos sólidos
na etapa 5, no início do processo, apresentaram valores levemente alcalinos na maioria das
leiras, elevando-se ao final dos 150 dias apenas nas leiras 1 e 2 (Figura 5.27).
Analisando-se os valores de pH obtidos nas etapas 1, 3 e 5 verificou-se que foi lenta a
biodegradação dos substratos sólidos, pois a matéria orgânica estabilizada apresenta,
normalmente, pH alcalino no final do processo.
O processo de compostagem, em leiras de pequenos volumes, é afetado pelas
condições climáticas e pela configuração geométrica das leiras. A compostagem em escala
piloto, realizadas em leiras com pesos em torno de 500 kg, 1000 kg e 1500 kg tiveram
comportamentos diferenciados. Com as leiras de 500 e 1000 kg, equivalentes a alturas iniciais
de 1,00 e 1,50 metros, houve perda de calor durante o processo, isto é, a fase termofílica
manteve-se por períodos muito curtos. Este problema torna a compostagem dispendiosa
exigindo longo período de compostagem e não garante a higienização do substrato. Neste
caso, em leiras com revolvimento semanal, a solução foi adotar maiores volumes nas leiras e
169
controle de umidade (etapa 5), melhorando o desempenho da compostagem, verificado pelo
perfil das temperaturas.
5
6
7
8
9
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90
Tempo (dias)
pH
L1
L2
L3
L4
L5
L6
L7
L8
L9
Figura 5.25 - pH dos substratos sólidos na compostagem (Etapa 1)
5
5,5
6
6,5
7
7,5
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85
Tempo (dias)
pH
L1
L2
L3
L4
L5
Figura 5.26 - pH dos substratos sólidos na compostagem (Etapa 3)
170
5
5,5
6
6,5
7
7,5
8
8,5
9
9,5
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150
Tempo (dias)
pH
L1
L2
L3
L4
L5
Figura 5.27 - pH dos substratos sólidos na compostagem (Etapa 5)
5.1.1.3 Matéria orgânica, carbono orgânico e relação C:N nos experimentos da
compostagem em escala piloto (etapas 1, 3 e 5)
Na Etapa 1 os resultados das análises da matéria orgânica, em apenas duas
amostragens, foram rejeitados por apresentarem-se contraditórios. Os resultados analíticos da
matéria orgânica dos substratos sólidos na compostagem das etapas 3 e 5 estão representados
nos gráficos das figuras 5.28 e 5.29, respectivamente. Quanto à estabilização da matéria
orgânica, observou-se que na etapa 5, ao final dos 150 dias de compostagem, houveram
reduções significativas da matéria orgânica (Figura 5.28). Enquanto que, na etapa 3 a matéria
orgânica praticamente não alterou-se ao longo dos 90 dias de compostagem (Figura 5.29).
O carbono orgânico também apresentou redução significativa na etapa 5 da
compostagem (Figura 5.30), principalmente nas leiras com lodo. Ao término deste
experimento as mesmas leiras apresentaram baixas relações C:N (Figura 5.31). O lodo
utilizado neste experimento apresentava baixo teor de matéria orgânica. Este baixo percentual
deve-se principalmente ao elevado conteúdo de areia proveniente de leitos de secagem.
Os resíduos verdes gerados nas podas de vegetação urbana possuem altos teores de
matéria orgânica. No entanto a utilização do composto destes para fertilização do solo possui
algumas limitações como fonte de nutrientes e elevado teor de material carbonáceo. Além do
171
que, o uso da compostagem para o beneficiamento deste resíduo é dispendiosa pelo tempo
necessário para degradação microbiológica dos materiais celulósicos.
0
20
40
60
80
100
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90
Tempo (dias)
Matéria Orgânica total (%)
L1
L2
L3
L4
L5
Figura 5.28 - Matéria orgânica (%) dos substrato sólidos na compostagem (Etapa 3)
0
20
40
60
80
100
0 102030405060708090100110120130140150
Tempo (dias)
MO (%)
L1
L2
L3
L4
L5
Figura 5.29 - Matéria orgânica (%) dos substrato sólidos na compostagem (Etapa 5)
172
0
5
10
15
20
25
30
35
40
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150
Tempo (dias)
CO (%)
L1
L2
L3
L4
L5
Figura 5.30 - Carbono orgânico (%) dos substratos sólidos na compostagem (Etapa 5)
0:00:00
9:36:00
19:12:00
28:48:00
38:24:00
48:00:00
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150
Tempo (dias)
C:N
L1
L2
L3
L4
L5
40:1
30:1
20:1
10:1
Figura 5.31 - Relação C:N dos substratos sólidos na compostagem (Etapa 5)
Os resíduos da CEASA possuem características importantes para a sua codisposição
na compostagem de resíduos orgânicos, tais como a umidade, matéria orgânica e
fornecimento de nutrientes. O lodo proveniente de estações de tratamento de esgotos
domésticos pode ser fonte apreciável de nitrogênio e potássio para as plantas, tendo,
entretanto e às vezes, altos teores de elementos tóxicos e organismos patogênicos.
173
O processo de compostagem normalmente desenvolve uma fase inicial mesofílica,
onde há o aquecimento da leira, pois o calor produzido é maior que o calor perdido por
evaporação. Com controle da temperatura na fase termofílica, o calor produzido é
praticamente igual ao calor perdido por evaporação. Nas etapas 1 e 3, a temperatura baixou
sensivelmente. No entanto, o processo de biodegradação não se desenvolveu adequadamente,
devido a baixa biodegradabilidade da matéria orgânica. Nos trabalhos realizados pelo DMLU
com compostagem de resíduos verdes (podas), é demostrado que são necessários em torno de
18 meses para degradar completamente este resíduo, cujas leiras de número 1 dos
experimentos corresponderam a mesma situação do DMLU.
5.1.1.4 Resultados globais das etapas 1, 3 e 5 da compostagem em leiras de pequenos
volumes
A tabela 5.2 apresenta os resultados globais obtidos na etapas 1, 3 e 5 da compostagem
em leiras de pequenos volumes.
Tabela 5.2 – Resultados das etapas 1, 3 e 5 da compostagem
Variável Etapa 1 Etapa 3 Etapa 5
Data de início Março/99 Julho/99 Outubro/99
Peso da leira (kg) 500 1000 1500
Altura inicial média das leiras (m) 1,00 1,50 1,80
Altura final média das leiras (m) 0,50 1,00 1,50
Tempo médio de fase termofílica (dias) 12 0,8 77,2
Precipitações médias mensais nos primeiros
três meses (mm)
105,7 115,9 96,5
Precipitação no primeiro mês (mm) 53,0 178,0 116,00
Faixa de umidade das leiras (%) 25-77 46-75 32-77
Umidade média (%) 51,00 67,00 52,74
Temperatura ambiente média (ºC) 21 20 25
Temperatura ambiente média no início do
processo (ºC)
30 20 25
Matéria Orgânica no início do processo (%) - 58 58
Matéria Orgânica no final do processo (%) - 58 41
Proporções adequadas de RV:RC:L - - 0,25:0,50:0,25
174
5.1.1.5 Características dos substratos sólidos nos experimentos da compostagem (etapas 1, 2
e 3)
O acompanhamento da compostagem também foi realizado através da análise das
características físico-químicas dos substratos obtidos em cada leira.
Os dados analíticos da composição físico-química das amostras sólidas da
compostagem das etapas 1, 3 e 5 estão apresentados nas tabelas A1 a A22 do Anexo.
Com base nos resultados analíticos obtidos nos experimentos de compostagem em
escala piloto observou-se que:
• O N apresenta teor menor que 1% no resíduo verde e próximo de 3% nos resíduos da
CEASA e do lodo. Deste, no entanto, muito pouco está prontamente disponível na forma
inorgânica. Os resíduos verdes compostados com os demais poderão ser enriquecidos com N.
As análises do N nas leiras compostadas em todas as etapas apresentaram teores que variaram
de 0,82% a 2,1%. Os teores de N amoniacal (em termos de NH
4
+
) são apreciáveis nas leiras
que continham resíduo da CEASA ou lodo principalmente. O mesmo foi observado quanto ao
nitrato. Na etapa 5 houve redução significativa de nitrogênio amoniacal e incremento de N ao
final dos 150 dias. O nitrato/nitrito elevou-se no início da compostagem e reduziou-se ao final
do processo, provavelmente devido a sua alta solubilidade (Tabelas A3, A5, A6 do anexo).
• O teor de P foi incrementado pela adição de lodo (Tabela A7 do anexo). O valor máximo
atingido foi de 0,31% após 150 dias de compostagem na etapa 5.
• Houve perda de K ao longo do período de decomposição em todas as etapas de
compostagem (Tabela A8 do anexo).
• Nas leiras 2 a 9 e 2 a 5 das etapas 1, 3 e 5, comparativamente à leira 1 (formada apenas
por resíduo verde), a soma de NPK atingiu até 2,9% e na leira 1, menos de 1,7%.
• Os teores de Ca, Mg e B não apresentaram diferenças significativas entre as leiras
compostadas, variando, em torno de 1,1 a 1,9%, 0,20 a 0,32% e 24 a 38 mg/kg nas etapas 1, 3
e 5 , respectivamente. (Tabelas A25 a A33 do Anexo).
175
• Os teores de S tiveram significativa contribuição (incremento de até 340% na etapa 5) com
a adição de lodo nas leiras de compostagem (Tabelas A9 a A11 do Anexo).
• O Mn e o Na inicialmente não tiveram diferenças significativas entre as leiras, porém seus
valores oscilaram ao longo do tempo de compostagem, sendo que, na etapa 5, houve perda de
sódio no término da compostagem (Tabelas A13 a A14 do anexo). Observou-se que os teores
de Cu foram significativamente maiores nas leiras com lodo. As diferenças desse metal foram
na ordem de 1000%, na Etapa 1; e de 672% na etapa 5, comparando-se as diferentes leiras no
final do processo (Tabela A15 do Anexo). O mesmo ocorreu com o Zn em diferentes
grandezas (Tabela A16 do anexo). Os teores de Zn elevaram-se ao longo do tempo nas três
fases. O Fe não apresentou significativa alteração durante o processo de compostagem, no
entanto, apresentou diferentes concentrações conforme as proporções utilizadas de substratos
(Tabelas A17 do anexo). O Cd baixou nas etapas 3 e 5. O Cr, o Ni e o Pb diminuíram na etapa
3 e aumentaram na etapa 5. No entanto, os teores destes metais estiveram abaixo dos teores
máximos permitidos pela EPA e recomendados pela SANEPAR, portanto com baixo risco de
toxicidade ou sem risco, se aplicado corretamente (Tabelas A18 a A21 do anexo). Ocorreu, na
maioria da leiras em compostagem, um acréscimo dos teores de metais pesados. No entanto,
Filho e Pereira Neto (1993) afirmaram que é esperado o aumento da fração total de metais
durante o processo de compostagem, pois decorre da perda de massa por volatilização de CO
2
e vapor d'água, produzidos na mineralização da parte orgânica, que provoca um efeito de
concentração de todos os metais no composto. O sódio e potássio podem ter sido perdidos
pela sistemática de rega nas leiras, tendo em vista que, segundo KIEHL (1985), os
hidrogênios da água de rega podem ser adsorvidos pelas micelas coloidais húmicas, que
liberam outros cátions, o que explicaria a redução da disponibilidade.
• Análises microbiológicas: não foram encontrados ovos de parasitas nas amostras brutas da
compostagem em escala piloto. Estas análises foram excluídas da monitoração das leiras,
devido a imprecisão do método análitico utilizado, a necessidade de número elevado de
análises e a heterogeneidade dos substratos orgânicos. Na tabelas A22 do anexo estão
apresentadas as análises das bactérias totais, actinomicetos e fungos nas leiras das etapas 3 e
5, no inicio e término dos experimentos. Com resultados de microrganismos na ordem de 10
5
de UFC/g, em todas as leiras, exceto em relação aos fungos na etapa 2, que surgiram apenas
na fase posterior de biodegradação. Avalia-se no entanto, que é necessário um número
mínimo de análises de cada amostra para resultados significativos.
176
5.1.2 Vermicompostagem (etapas 2, 4 e 6)
Subsequentemente a cada etapa de compostagem, submeteu-se o substrato produzido à
vermicompostagem, com a utilização da Eisenia foetida, verme de fácil adaptação em
cativeiro. Ao final dos 60 dias, os vermes foram separados e pesados, a fim de se avaliar a
dinâmica dos organismos em cada leira, já que as misturas caracterizavam diferentes
substratos. Observou-se uma perda de massa de organismos (minhocas) após os 60 dias de
experimento, na faixa de 20,98% a 61,42% de perda em peso (Tabela 5.3), exceto na leira 9
da etapa 2, onde havia apenas 7% de resíduo verde no início da compostagem. Ressalte-se,
entretanto, que é comum a redução do número absoluto e do peso de minhocas ao final de
períodos pré estabelecidos de vermicompostagem, em razão de sua restrição em permanecer
em meios onde predomine seu excreta. Ocorreu maior biodegrabilidade da matéria orgânica
nas leiras com teores de resíduo verde menores que 35%, ou seja, com concentrações
significativas de resíduos da CEASA e lodo (leiras 3 e 5) dos experimentos da compostagem
(etapas 3 e 5).
Tabela 5.3 – Perda de organismos na vermicompostagem
Etapa 2 Etapa 4 Etapa 6
Caixa
Peso de
minhocas
(g)
Peso em
minhocas
após 60
dias
(g)
Perda
em
massa
(%)
Peso de
minhocas
(g)
Peso em
minhocas
após 60
dias
(g)
Perda
em
massa
(%)
Peso de
minhocas
(g)
Peso de
minhocas
após 60
dias (g)
Perda
em
massa
(%)
1 400 269,1 32,73 513 277,6 45,89 560 305,74 45,40
2 500 229,01 54,20 491 251,87 48,70 560 442,5 20,98
3 500 286,7 42,66 458 220,48 51,86 730 508,01 30,41
4 500 294,37 41,13 480 263,81 45,04 650 387,35 40,41
5 600 335,2 44,13 524 202,14 61,42 620 216 65,16
6 530 303,65 42,71 - - - - -
7 800 360,01 55,00 - - - - -
8 700 405 42,14 - - - - -
9 730 834 14,25 - - - - -
Os resultados analíticos dos substratos sólidos da vermicompostagem estão
apresentados nas tabelas A23 a A146 do anexo. Com base nos resultados da matéria orgânica
(Tabela A24) nos substratos da vermicompostagem, em todas as etapas, não foram observadas
177
reduções significativas ao final de 60 dias de processo, ou seja, médias de 1,87%, -9,41% e
6,48%, respectivamente. Com relação as demais variáveis analisadas foram verificados
acréscimos de alguns nutrientes após os 60 de dias de vermicompostagem, como por exemplo
nitrogênio em todas as formas, potássio e fósforo.
5.1.3 Efeitos do sistema de aeração na compostagem em leiras de grandes volumes, de
resíduos verdes (podas), resíduos da CEASA e esterco suino (etapas 7 e 8)
As etapas 7 e 8 foram desenvolvidas nos períodos de 08/03/2001 à 04/05/2001 e
22/05/2001 à 06/09/2001, respectivamente. Nestes períodos, acompanhou-se os experimentos
da compostagem em seis leiras da etapa 7, com revolvimentos três vezes por semana, com
revolvimento semanal e aeração conduzida. Utilizou-se os mesmos pesos brutos da etapa 5,
modificando a sistemática de revolvimento, sendo o pátio de compostagem sem telheiro. Foi
testada também a aeração forçada e revolvimento mecânico em quatro leiras da etapa 8, com
maior volume de resíduos, ou seja, de 4000 kg. Comparando-se os resultados obtidos nas
temperaturas das leiras da etapa 7 (Figuras 5.32 a 5.37), verificou-se que a fase termofílica
permaneceu por quase 40 dias nas leiras revolvidas três vezes por semana (leiras 1A e 1B) e
nas leiras revolvidas uma vez por semana (leiras 2A e 2B).
0
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0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55
Tempo (dias); de 09 de março a 30 de abril de 2001
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 1A - Quantidades mássicas
RV: 550 kg RC: 770 kg
C:N inicial: 30:1
Figura 5.32 Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 7 (Leira 1A: 1310 kg)
178
0
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0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55
Tempo (dias); de 09 de março a 30 de abril de 2001
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 1B - Quantidades mássicas
RV: 640 kg RC: 910kg
C:N inicial: 40:1
Figura 5.33 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 7 (Leira 1B: 1650 kg))
0
10
20
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40
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60
70
80
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0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55
Tempo (dias); de 09 de março a 30 de abril de 2001
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 2A - Quantidades mássicas
RV: 680 kg RC: 850kg
C:N inicial: 25:1
Figura 5.34 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 7 (Leira 2A: 1530 kg)
179
0
10
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0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55
Tempo (dias); de 09 de março a 30 de abril de 2001
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 2B - Quantidades mássicas
RV: 600 kg RC: 860kg
C:N inicial: 32:1
Figura 5.35 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 7 (Leira 2B: 1460 kg )
0
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0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55
Tempo (dias);de 09 de março a 30 de abril de 2001
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 3A - Quantidades mássicas
RV: 790 kg RC: 810kg
C:N inicial: 28:1
Figura 5.36 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 7 (Leira 3A: 1600 kg)
180
0
10
20
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0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55
Tempo (dias); de 09 de março a 30 de abril de 2001
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 3B - Quantidades mássicas
RV: 620 kg RC: 1000kg
C:N inicial: 33:1
Figura 5.37 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 7 (Leira 3B: 1620 kg)
As leiras não revolvidas (3A e 3B) tiveram o seu período termofílico reduzido a 25
dias, aproximadamente. Portanto, para as mesmas misturas compostadas na etapa 7, com 50%
de resíduos de podas e 50% de resíduos da CEASA, o revolvimento de uma vez por semana
pode ser considerado adequado, pois apresentou semelhante comportamento na temperatura
das leiras, comparada às leiras revolvidas três vezes por semana.
Os resultados analíticos referentes as amostras sólidas coletadas aos 0, 30 e 60 dias de
compostagem na etapa 7 estão apresentados nas tabelas A47 a A50 e A52 do anexo. Com
base nos resultados da matéria orgânica e carbono orgânico (Tabela A49 do anexo), observou-
se reduções de 25,56% e 35,85%, respectivamente, ao final do período. Os substratos sólidos
não apresentaram características físicas de material humificado, como por exemplo variada
granulometria e forte produção de odores, portanto, a matéria orgânica ainda não estava
maturada. Com relação aos demais parâmetros de acompanhamento da bioestabilização da
matéria orgânica, tais como: CTC, nitrogênio total, nitrogênio amoniacal, nitrito/nitrato,
observou-se que houve em todas as leiras a biodegradação dos substratos orgânicos, de forma
lenta, não estabilizando a matéria orgânica ao final dos 57 dias de compostagem. As
oscilações nos teores de nitrogênio amoniacal e nitrito/nitratos são devidas a adição de
esterco, principalmente. Pelas características químicas e físicas dos substratos orgânicos, pela
produção de gases característicos de degradação anaeróbia e o rebaixamento brusco da altura
(Figura 5.38) e temperatura das leiras nos primeiros 40 dias, coincidente com as altas
181
precipitações, partiu-se para nova montagem dos experimentos. As leiras sofreram grande
compactação, devido as chuvas (precipitações de 122,20 e 294,90 mm nos primeiros dois
meses, respectivamente). O grau de compactação foi avaliado pela brusca redução da altura
das leiras, as quais partiram de alturas de 1,5 metros e chegaram a, aproximadamente, 1 metro
após 40 dias, mesmo com os revolvimentos e a reconfiguração geométrica das leiras. É
possível afirmar que a situação climática (elevadas precipitações e baixas temperaturas)
afetou o processo de estabilização nas leiras de 1.500 quilos sujeitas as intempéries, pois neste
caso, também, a temperatura termofílica permaneceu, ainda, por curto período (30 a 40 dias).
Por este motivo, foi necessário repetir o experimento com volume maior de resíduos para
comprovar se houve perda de calor pela compactação da leira causada pelas chuvas e se com
a ausência desta interferência haveria uma aceleração do processo com a adição do inóculo
(esterco de suíno) nestes experimentos. No mesmo período da etapa 7, acompanhou-se apenas
a temperatura de outra leira em compostagem no pátio de compostagem do DMLU, montada
em 23 de fevereiro de 2001, com resíduos de podas, resíduos da CEASA e resíduo orgânico
domiciliar, observando-se que estando em compostagem no mesmo período climático, o
processo de biodegradação não foi prejudicado pelas intempéries, devido ao grande volume e
maior altura de resíduos em compostagem (aproximadamente 3 metros), normalmente a fase
termofílica permanece por mais de 60 dias nas leiras da UTC (Figura 5.39).
Figura 5.38
- Fotografia das leiras de compostagem da Etapa 7
1,50 M
182
0
10
20
30
40
50
60
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0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90
Tempo (dias); de 23 de fevereiro a 21 de maio de 2001
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Temperatura ambiente
Figura 5.39 - Variação das temperaturas na leira do pátio de compostagem da UTC
Na etapa 8 (montagem no final de maio de 2001), com leiras de 4.000 quilos, foram
comparados os sistemas “windrow” e de leiras estáticas aeradas em escala real, para resíduos
codispostos a céu aberto. Para efeitos de comparação foi acompanhada uma outra leira da
UTC, em escala industrial, onde foi utilizado o formato de leira de seção triangular, com
alturas iniciais de aproximadamente 2,5 metros e comprimentos de 30 a 50 metros. Nesta
leira, montada em 26 de junho de 2001, foram codispostos resíduos orgânicos domiciliares,
resíduos orgânicos de supermercados, resíduos orgânicos da CEASA e resíduos de podas
urbanas (triturados), nas proporções de 43%, 30%, 25% e 2% (em peso úmido),
respectivamente, totalizando 65.000 kg de resíduos. Esta leira foi acompanhada no mesmo
período da etapa 8, portanto na mesma situação climática.
Nas leiras da etapa 8, com aeração forçada e revolvidas sistematicamente, a fase
termofílica permaneceu por apenas 25 dias (Figuras 5.39 a 5.42) e como a temperatura
ambiente esteve abaixo de 20
°C em praticamente todo o período, não houve o retorno a essa
fase. Na leira da UTC, a fase termofílica permaneceu por mais de 60 dias (Figura 5.44),
portanto não teve interferência da temperatura ambiente. Nesta leira foi realizado
revolvimento mecânico sistemático três vezes por semana, durante a fase termofílica. Os
resultados da etapa 8 estão apresentados nas tabelas A53 a A55 e A57 do anexo.
183
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0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90
Tempo (dias); de 23 de maio a 23 de agosto de 2001
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 1 - Quantidades mássicas
RV: 1940 kg RC: 1920 kg
C:N inicial: 22:1
Figura 5.40 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 8 (Leira 1 com aeração
forçada: 3860 kg)
0
10
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0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90
Tempo (dias); de 23 de maio a 23 de agosto de 2001
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 2 - Quantidades mássicas
RV: 1910 kg RC: 1910 kg
C:N inicial: 22:1
Figura 5.41 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 8 (Leira 2 com aeração
forçada: 3820 kg)
184
0
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0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90
Tempo (dias); de 23 de maio a 23 de agosto de 2001
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 3 - Quantidades mássicas
RV: 2240 kg RC: 2210 kg
C:N inicial: 19:1
Figura 5.42 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 8 (Leira 3 “windrow” com
revolvimento: 4450 kg)
0
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0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90
Tempo (dias); de 23 de maio a 23 de agosto de 2001
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Temperatura ambiente
Leira 4 - Quantidades mássicas
RV: 1870 kg RC: 1920 kg
C:N inicial: 17:1
Figura 5.43 - Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 8 (Leira 4 “windrow” com
revolvimento: 3830 kg)
185
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10
20
30
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70
80
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0 102030405060708090100110
Tempo (dias); de 26 de junho a 18 de outubro de 2001
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Temperatura ambiente
Figura 5.44 - Variação das temperaturas na leira do pátio de compostagem da UTC : 65000 kg
Analisando-se somente o perfil das temperaturas nas leiras da etapa 8 poder-se-ia
afirmar que houve aceleração do processo pelos dois sistemas de aeração e adição de inóculo,
comparando-se com a etapa 7, no entanto, com base nos resultados de matéria orgânica e de
carbono orgânico, observou-se baixos percentuais de redução ao longo dos 116 dias de
compostagem (Tabelas A53 do anexo). A redução do teor de matéria orgânica foi de 11,26%
e 18,52% e do teor de carbono orgânico de 7,95% e 20,25%, para as leiras com aeração
forçada e revolvidas, respectivamente. Além destas observações, assim como ocorreu na etapa
7, houve grande compactação na massa de resíduos e ao final do período de observação o
material apresentava granulometria variada e odor característico de material não estabilizado.
No entanto, os resultados demonstraram que as leiras revolvidas, no presente estudo,
apresentaram melhor eficiência de decomposição.
5.1.4
Compostagem de resíduos sólidos domiciliares, podas e resíduos de
hortifrutigranjeiros em escala real
5.1.4.1
Balanço de massa (etapa 9)
Nesta etapa objetivou-se avaliar as características químicas do composto orgânico
produzido na compostagem tipo “windrow”, com revolvimento e irrigação sistemáticos, onde
foram misturados aos resíduos orgânicos domiciliares, os resíduos verdes de podas urbanas e
186
os resíduos orgânicos de companhias de abastecimento de alimentos (CEASA e
supermercados). Foi realizado também, nesta etapa, o balanço de massa do processo em
escala real com leiras compostadas da UTC. Para tanto, foram montadas três leiras de
compostagem, denominadas leiras LRI
1
, LRI
2
e LRI
3
. O perfil das temperaturas das leiras na
etapa 9 estão apresentados nas figuras 5.45 a 5.47.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 100 105 110 115 120
Tempo (dias) ; de 27 de outubro de 2001 a 23 de fevereiro de 2002
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Tempeartura ambiente
Leira LRI1
- Quantidades mássicas
RV: 4725 kg RC: 5430 kg RD: 34370 kg RS: 3470 kg
C:N inicial: 19:1
Figura 5.45 -Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 9 (leira LRI
1
: 47995 kg)
0
10
20
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50
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100
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 100 105 110 115 120
Tempo (dias) ; de 27 de outubro de 2001 a 23 de fevereiro de 2002
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Tempeartura ambiente
Leira LRI2 - Quantidades mássicas
RV: 4725 kg RC: 0 kg RD: 21000 kg RS: 12820 kg
C:N inicial: 20:1
Figura 5.46 -Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 9 (Leira LRI
2
: 38545 kg)
187
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 100 105 110 115 120
Tempo (dias) ; de 27 de outubro de 2001 a 23 de fevereiro de 2002
Temperatura (°C)
Base Centro Topo Tempeartura ambiente
Leira LRI
3
- Quantidades mássicas
RV: 3600 kg RC: 15200 kg RD: 43515 kg RS: 7580 kg
C:N inicial: 20:1
Figura 5.47 -Variação das temperaturas na compostagem da Etapa 9 (Leira LRI
3
: 69895 kg)
Os resultados da bioestabilização dos substratos sólidos da compostagem em escala
real estão apresentados nas tabelas 5.4 e 5.5, ao início (calculado através das análises dos
resíduos brutos) e término do experimento.
Tabela 5.4
- Característica dos substratos brutos no início da compostagem (etapa 9)
Leira Umidade (%) pH MO (%) CO (%) N (%) C:N
LRI
1
68,37 6,52 62,00 32,99 1,78 19:1
LRI
2
69,52 6,03 67,76 32,07 1,59 20:1
LRI
3
72,22 6,07 67,91 34,72 1,81 19:1
Tabela 5.5 - Característica dos substratos brutos no término da compostagem (etapa 9)
Leira Umidade (%) pH MO (%) CO (%) N (%) C:N
LRI
1
38,40 9,1 25 14,5 1,06 14:1
LRI
2
38,50 9,2 26 15,2 1,00 15:1
LRI
3
33,70 8,8 25 12,4 1,00 12:1
O resíduo 1 (orgânico domiciliar) apresentou umidade na faixa de 60%, considerada
adequada para a compostagem. Os resíduos brutos 2 e 3, provenientes das coletas especiais,
188
ou seja, resíduos orgânicos hortifrutigranjeiros, possuem elevada umidade (82% a 90%),
portanto já é esperada a redução significativa de massa devido a perda de umidade ao final da
compostagem. O resíduo 4 (podas urbanas), devido ao seu elevado teor carbonáceo e baixa
umidade tem a capacidade estruturante e de absorção de água, o qual foi utilizado como base
e cobertura das leiras. Foi importante a incorporação dos resíduos provenientes das coletas
especiais, devido as características fisico-químicas do resíduo 1, isto é, pela quantidade
elevada de material carbonáceo (papéis, folhas e galhos) contida no mesmo. As misturas
codispostas nas leiras obtiveram teores de umidade de 68 a 73%, no início da compostagem.
A manutenção da umidade foi garantida pela irrigação das leiras.
Os resultados do balanço de massa das leiras compostadas na etapa 9 estão
apresentados nas tabelas 5.5 e 5.6. Em média, o percentual do rejeito da peneira em relação ao
composto é de 37,51% (Tabela 5.6). Observa-se que, na UTC, o composto humificado não
peneirado é armazenado à céu aberto e portanto, dependendo da situação climática, ocorrem
perdas significativas de composto no peneiramento devido à formação de grânulos do mesmo
acima da malha da peneira (20 mm).
Tabela 5.6
- Balanço de massa da compostagem (etapa 9)
Leira Massa total
início da
compostagem
Massa total após a
compostagem
Rejeito da
peneira
Rejeito em
relação à massa
total inicial
Rejeito em relação
ao composto
humificado
kg (em peso úmido) % (em peso úmido)
LRI
1
47995 21880 4630 9,65 21,16
LRI
2
38545 15570 6650 17,25 42,71
LRI
3
69895 26070 12689 18,15 48,67
Média 15,02 37,51
De acordo com o balanço de massa apresentado na tabela 5.7, verificou-se no presente
estudo que, na compostagem de resíduos sólidos urbanos, o percentual médio de húmus
obtido, ao final de 120 dias, foi equivalente a 26,08% dos resíduos orgânicos totais. Verifica-
se que a maior perda de massa corresponde à redução da umidade. As leiras perderam em
média 47,71 da sua umidade inicial. A massa perdida pela decomposição resultou, em média,
11,58%, calculados pela redução de matéria seca (Tabela 5.8).
189
Tabela 5.7
- Quantificação dos resíduos orgânicos após a compostagem (em peso úmido)
Leira Massa total
início da
compostagem
Massa total
após a
compostagem
Perda
de
massa
Perda de
massa após
compostagem
Composto
humificado em
relação a
massa total
inicial
Composto
humificado após
peneiramento em
relação à massa
inicial
kg (em peso úmido) % (em peso úmido)
LRI
1
47995 21880 26115 54,41 45,59 35,94
LRI
2
38545 15570 22975 59,60 40,39 23,14
LRI
3
69895 26070 43825 62,70 37,30 19,15
Média 58,90 41,09 26,08
Tabela 5.8 – Balanço de massa ao início e término da compostagem
Início da compostagem Término da compostagemSubstrato
Umidade
(%)
Massa
seca
(%)
Massa
seca
(kg)
Umidade
(%)
Massa
seca
(%)
Massa
seca
(kg)
Umidade
perdida
(%)
Perda
em
massa
seca
(%)
Perda total
de umidade
em relação
a umidade
inicial (%)
Podas 6634------
Supermercado 90 10 - - - - - -
CEASA 8218------
Domiciliar 49 51 - - - - - -
LRI
1
68 32 15177 38,4 61,60 13478 29,6 11,20 43,53
LRI
2
71 29 11119 38,5 61,65 9576 32,5 13,88 45,77
LRI
3
73 27 19131 33,7 66,30 17284 39,3 9,65 53,83
Médias 36,87 63,18 13446 33,80 11,58 47,71
5.1.4.2 Efeito do revolvimento sistemático e da irrigação nos experimentos da compostagem
em grandes volumes (etapas 10 e 11)
O objetivo destas etapas foi avaliar a influência da aeração, através de revolvimento
sistemático, e a frequência de irrigação, em leiras de compostagem tipo “windrow”, na
decomposição de resíduos orgânicos de origem urbana (resíduos orgânicos domiciliares e
especiais provenientes de podas urbanas e de centrais de abastecimento de alimentos). O
início da montagem foi realizada em diferentes períodos climáticos do Rio Grande do Sul, ou
190
seja, no início do inverno e no final do verão.Já foi comprovado nesta pesquisa que a
compostagem de resíduos com diferentes características pode favorecer o ajuste de algumas
variáveis de controle do processo, como a umidade, aeração e relação C:N. Devido a
heterogeneidade dos resíduos compostados não foi possível ajustar as variáveis nos diferentes
períodos climáticos para relação C:N adequada (30:1), assim estabeleceu-se as mesmas
proporções de resíduos. Portanto, as leiras do inverno apresentaram relação C:N inicial de
15:1 (média) e as leiras do verão apresentaram relação de 14:1, o que se deve, principalmente,
ao maior teor de nitrogênio inicial dos substratos utilizados neste período. As leiras montadas
no início do inverno apresentaram diferentes faixas de umidade ao longo do desenvolvimento
do processo (Figura 5.48). Somente as leiras irrigadas apresentaram, em todo o período
observado, faixa ideal de umidade para a bioestabilização da matéria orgânica próximas de
55ºC. Pode-se afirmar que, no presente caso, no referido período, foi necessária a irrigação
para a manutenção da umidade nos patamares desejados.
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10
20
30
40
50
60
70
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 100
Tempo (dias)
Umidade (%)
Leira irrigada regularmente (LIR) Leira sem irrigação (LSI) Leira com irrigação controlada (LIC)
Figura 5.48 - Umidade dos substratos na compostagem (Etapa 10)
Os resultados da umidade nos substratos das leiras montadas no final do verão (Figura
5.49) demostraram que a irrigação também foi necessária, neste período, para os resíduos
compostados, para manutenção da faixa ideal de umidade. As leiras irrigadas montadas no
início do inverno, apresentaram umidades, médias, de 55%, enquanto que as leiras irrigadas
montadas no verão apresentaram umidades, médias, de 51%. No primeiro mês de
compostagem das leiras montadas no final do verão (Etapa 11) a umidade permaneceu abaixo
191
de 50%. Em um processo eficiente, a atividade biológica é intensa no início da compostagem
e, portanto, haverá grande liberação de calor e evaporação de água. É necessário repor a
umidade, se esta estiver abaixo de 55%. Analisando-se o gráfico da umidade das leiras nesta
etapa, avalia-se que provavelmente com o aumento da frequência de irrigação, no presente
caso, nos primeiros trinta dias, seria elevada a umidade aos patamares desejados.
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10
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0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 100 105 110 115 120
Tempo (dias)
Umidade (%)
Leira irrigada duas vezes por semana (LI2) Leira irrigada uma vez por semana (LI1)
Figura 5.49 - Umidade dos substratos na compostagem (Etapa 11)
Os gráficos das temperaturas e os volumes de irrigação na Etapa 10 da compostagem
estão apresentados nas figuras 5.50, 5.51 e 5.52.
Pela análise das temperaturas nas leiras da Etapa 10, montadas no início do inverno,
observou-se, neste caso também, que mesmo em período de baixas temperaturas ambiente
(próximas de 15ºC), o período termofílico das leiras foi de 60 a mais de 100 dias. A eficiência
do processo de biodegradação foi avaliada pela redução da matéria orgânica ao longo do
período de compostagem e pelo acompanhamento dos perfis de temperatura. O teor inicial de
matéria orgânica, nas leiras desta etapa, foram de 56,08% na LIR, 76,14% na LSI e 76,98%
na LIC, que atingiram valores de, 41,42%, 46,35% e 45,17%, respectivamente, ao final dos 88
dias de compostagem (Figura 5.53). Tendo em vista que as leiras montadas não
representavam reprodutibilidade, ou seja, não é possível garantir as mesmas características
físicas, químicas e biológicas nos substratos utilizados em larga escala, avaliou-se que em
termos de biodegradação, as leiras apresentaram reduções siginificativas nos teores de matéria
orgânica, ou seja, de 53,91%, 48,32% e 49,60% para as leiras LIR, LSI e LIC,
192
respectivamente, correspondendo a média global de 50,61
&2,93 (média &desvio padrão).
No entanto, a LIR (leira irrigada regularmente) apresentou melhor eficiência.
0
10
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0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 100105110115 120
Tempo (dias); de 11 de julho a 06 de novembro de 2002
Temperatura (ºC)
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
Volume (Litros)
Base Centro Topo Temperatura ambiente Irrigação
Leira LIR - Quantidades mássicas
RV: 11490 kg RC: 0 kg RD: 60010 kg RS: 2940 kg
C:N inicial: 15:1
Figura 5.50 - Variação das temperaturas e volumes de irrigação na Etapa 10 da compostagem
(Leira irrigada regularmente: 74440 kg)
0
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0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 100105110115120125130135
Tempo (dias); de 15 de julho a 06 de novembro de 2002
Temperatura (ºC)
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
Volume (Litros)
Base Centro Topo Temperatura ambiente Irrigação
Leira LSI - Quantidades mássicas
RV: 12790 kg RC: 0 kg RD: 60140 kg RS: 3240 kg
C:N inicial: 16:1
Figura 5.51 - Variação das temperaturas dos substratos sólidos na Etapa 10 da compostagem
(Leira sem irrigação: 76170 kg)
A etapa 10, com leiras montadas no início do inverno (julho de 2002), as elevadas
precipitações nos primeiros três meses (Tabelas A90 do anexo), provavelmente tenham
193
auxiliado na manutenção da umidade nas três leiras de compostagem, no entanto foi
observada a compactação da massa em decomposição. A compactação das leiras observada
durante as chuvas, provavelmente diminuiu os espaços vazios, dificultou a aeração e, em
consequência, pode ter provocado o prolongado período de estabilização, observado nos
gráficos das temperaturas, principalmente nas leiras sem ou com pouca irrigação.
0
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50
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0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 100 105 110 115 120
Tempo (dias); de 18 de julho a 06 de novembro de 2002
Temperatura (ºC)
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
Volume (Litros
)
Bas e Centro Topo Temperatura ambiente Irrigação
Leira LIC - Quantidades mássicas
RV: 13670kg RC: 0 kg RD: 59923 kg RS: 2850 kg
C:N inicial: 14:1
Figura 5.52 - Variação das temperaturas dos substratos sólidos e volumes de irrigação na
Etapa 10 da compostagem (leira com irrigação controlada: 76443 kg)
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0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90
Tempo (dias)
Matéria orgânica (%)
Leira irrigada regularmente (LIR) Leira sem irrigação (LSI) Leira com irrigação controlada (LIC)
Figura 5.53 - Matéria orgânica dos substratos sólidos na compostagem (Etapa 10)
194
Os gráficos das temperaturas e os volumes de irrigação na Etapa 11 da compostagem
estão apresentados nas figuras 5.54 e 5.55.
0
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0 102030405060708090100110
Tempo (dias); de 18 de março a 14 de julho de 2003
Temperatura (ºC)
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
Volume (Litros)
Base Centro Topo Temperatura ambiente Irrigação
Leira LI1 - Quantidades mássicas
RV: 6560 kg RC: 0 kg RD: 30690 kg RS: 4410
kg
Figura 5.54 - Variação das temperaturas dos substratos sólidos e volumes de irrigação na
Etapa 11 da compostagem (Leira irrigação uma vez por semana: 41660 kg)
0
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80
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0 102030405060708090100110120
Tempo (dias); de 18 de março a 14 de julho de 2003
Temperatura (ºC)
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
Volume (Litros)
Base Centro Topo Temperatura ambiente Irrigação
Leira LI2 - Quantidades mássicas
RV: 6620 kg RC: 0 kg RD: 30789 kg RS: 3000
kg
Figura 5.55 Variação das temperaturas dos substratos sólidos e volumes de irrigação na Etapa
11 da compostagem (Leira irrigada duas vezes por semana: 40409 kg)
Pela análise das temperaturas nas leiras da etapa 11, montadas no final do verão, com
temperaturas ambiente próximas de 20ºC, o período termofílico das leiras foi de 65 dias.
195
Na etapa 11, nas duas leiras com irrigação, mesmo com umidades iniciais menores que
55%, obteve-se reduções significativas de matéria orgânica, em 119 dias de compostagem. As
reduções dos teores de matéria orgânica das leiras LI1 (irrigada uma vez por semana) e LI2
(irrigada duas vezes por semana) foram de 54,89% e 63,36%, respectivamente (Figura 5.56).
Nesta etapa, obteve-se, uma melhor eficiência de redução de matéria orgânica na leira LI2 e
esta apresentou melhor faixa de temperatura da fase termofílica. Segundo Kiehl (1998),
temperaturas na faixa de 65ºC, são consideradas elevadas e a faixa ótima de temperatura
termofílica é ao redor de 55ºC. Portanto, embora não se possa afirmar que a irrigação de duas
vezes por semana seja a melhor frequência para situações climáticas semelhantes, devido as
diferenças físicas, químicas e biológicas dos substratos, a leira LI2 apresentou melhor faixa de
temperatura termofílica, ou seja, a temperatura esteve abaixo de 60ºC na maior parte do
tempo. Entretanto, avalia-se que, neste caso, o aumento da frequência de irrigação, durante
pelo menos os primeiros 30 dias, provavelmente, elevaria a umidade e baixaria a temperatura
ao nível desejado e, portanto, poderia acelerar o processo de biodegradação. Neste caso,
considera-se que o efetivo controle da umidade e temperatura aos patamares ideais é a forma
mais eficaz de atingir a eficiência em processo utilizando o revolvimento sistemático.
0
10
20
30
40
50
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70
80
0 102030405060708090100110
Tempo (dias)
Matéria orgânica (%)
Leira irrigada duas vezes por semana (LI2) Leira irrigada uma vez por semana (LI1)
Figura 5.56 - Matéria orgânica dos substratos sólidos na compostagem (Etapa 11)
Comparando-se os perfis da temperaturas das leiras montadas no início do inverno
(Etapa 10) e final do verão (Etapa 11), mesmo em períodos de altas precipitações e baixas
temperaturas ambiente, é necessária a manutenção da umidade, com irrigação, para que o
196
processo se desenvolva dentro das faixas ideais de umidade e temperatura. Embora as leiras,
destas etapas tivessem diferentes características nos substratos, foi observado que as leiras
iniciadas no inverno apresentaram um longo período termofílico (Figuras 5.50 a 5.52),
chegando aos 40ºC aos 113 dias de compostagem, enquanto que as duas leiras montadas no
verão tiveram período termofílico mais curto (Figuras 5.54 e 5.55) e chegaram aos 114 dias
com temperaturas abaixo de 30ºC. A influência da condições climáticas no processo de
compostagem também foi confirmada por Tíquia et al. (1997) através de estudos em clima
subtropical, na cidade de Hong Kong (China). Os autores verificaram, também, que as leiras
montadas no inverno apresentaram baixa eficiência de biodegradação, quando comparadas as
leira do verão, através da análise dos perfis de temperatura. Os autores sugerem aumentar o
volume da leira no inverno, visto que as leiras tinham 2 m
3
e 1,5 m de altura no início do
processo. Esta pesquisa não avaliou a influência das precipitações, no entanto os autores
concluiram que a temperatura ambiente afetou o processo de estabilização da matéria
orgânica.
Na tabela A56 do anexo são apresentados os resultados das análises de CO(%), N(%)
e C:N dos substratos sólidos da compostagem das etapas 10 e 11, durante o período de
estabilização da matéria orgânica. Houveram perdas de nitrogênio em todas nas leiras das
etapas 10 e 11. Esta perdas ocorrem pela decomposição, lixiviação e volatilização de
nitrogênio, principalmente na forma amoniacal.
A pesquisa realizada por Fortes Neto (1992) utilizando resíduo orgânico domiciliar
demonstrou que o revolvimento causou maiores perdas de nitrogênio no produto final. È
aceitável tais resultados, visto que o pH e a temperatura durante o processo de compostagem
auxiliam na volatilização da amônia. No entanto, o autor não realizou o monitoramento da
umidade das leiras, nem mesmo a irrigação. Já outra pesquisa realizada por Shi et al. (1999)
demonstrou-se que as leiras revolvidas e irrigadas apresentaram maiores teores de N
fertilizável, quando comparadas as leiras não revolvidas e não irrigadas. Na presente pesquisa
foram observadas perdas similares de N em leiras revolvidas não irrigadas e irrigadas. No
entanto, as perdas de N dependem do resíduo e da forma de N (orgânico, inorgânico) e
também da ocorrência do rápido aquecimento da leira e da elevação do pH, neste caso haverá
perda excessiva de nitrogênio na forma amoniacal por volatilização. A relação C:N inicial de
14:1 e 15:1 das leiras utilizadas nesta pesquisa provavelmente favoreceram a perda de N,
devido a necessidade dos microrganismos, que é de 30:1. Parchen (1988), em seus estudos,
confirmou que os revolvimentos levaram as perdas de N na compostagem. Wong et al. (2001)
197
recomendam a adição de estruvita nos substratos sólidos, que reterá o nitrogênio amoniacal e
diminuirá a perda de N. Este composto, no lugar de outros sais de fósforo, não resultará em
aumento da condutividade do composto maturado, a qual diminui o valor fertilizante do
produto final. O ajuste da relação C:N:P pode ser uma forma de diminuir as perdas de N e
Kiehl (1985) recomenda a relação 30:1:0,2.
Fortes Neto(1992) e Shi et al (1999) também concluíram em suas pesquisas que o
revolvimento frequente acelerou o processo de biodegradação, comprovado pelo perfil das
temperaturas. Além disso é importante lembrar que o não revolvimento irá formar áreas de
anaerobiose, produzirá odores, principalmente na compostagem em pátio descoberto. Wong et
al (2001) concluíram em seus estudos de compostagem com resíduos orgânicos misturados
que a frequência de revolvimento foi essencial para a obtenção de um composto maduro não
fitotóxico.
A tabela 5.9 apresenta os resultados globais das etapas 10 e 11. Portanto, com base nos
resultados foi verificado que a compostagem no verão, com menores precipitações, a
temperatura estabilizou-se aos 92 - 93 dias e apresentou menor período termofílico, o que
demonstra que a decomposição foi mais rápida.
Tabela 5.9
- Resultados das etapas 10 e 11 da compostagem em escala real
Variável Etapa 10 Etapa 11
LIR LSI LIC LI2 LI1
Data início da leira Julho/2002 Março/2003
Período de fase termofílica (dias) 60 >123 95 74 74
Tempo de compostagem (dias)
T=ambiente ou <30ºC
>120 >123 >123 92 93
MO inicial/MO final 56/40 76/26 76/37 74/27 70/32
CO inicial/CO final 18 22/15 25/17 17/13 21/13
N inicial/N final 1,2 1,4/1,2 1,8/1,2 1,2/1,0 1,5/1,0
C:N inicial/C: N final 15 15/12,5 14/14,7 14/12,93 14/11,77
Umidade inicial 51 54 58 47 41
Precipitação no primeiro mês (mm) 186 186 186 108,2 108,2
Precipitação nos primeiros três meses
(mm)
508,7 508,7 508,7 242,3 242,3
198
5.2 CARACTERIZAÇÃO DOS LIXIVADOS E O DESEMPENHO DOS
BANHADOS CONSTRUÍDOS
5.2.1 Caracterização do lixiviado nos experimentos da compostagem em pequenos volumes
Paralelamente aos experimentos de avaliação do processo de compostagem realizou-se
a caracterização dos lixiviados produzidos nas etapas 1, 3 e 5. Na compostagem com
pequenos volumes foram analisados os lixiviados produzidos em cada leira compostada,
durante o período de estabilização da matéria orgânica.
Foram analisadas as variáveis apresentadas na tabela 4.18 do capítulo 4. Nas tabelas
A58 a A80 do anexo estão apresentados os resultados das variáveis determinadas nos
lixiviados de cada leira de compostagem dos experimentos nas etapas 1, 3 e 5.
5.2.1.1
Condutividade
Os valores da condutividade elétrica (CE) variaram de 50 a 5.550 µmhos/cm na etapa
1, de 500 a 9.000 µmhos/cm na etapa 3 e de 4.000 a 13.000 µmhos/cm na etapa 5 (Tabela
A58 e A59 do anexo). Durante o período de avaliação verificou-se que os valores mais
elevados em todas as etapas ocorreram nos primeiros 30 dias de compostagem e mais
elevados ainda na etapa 5, onde a compostagem ocorreu de forma eficaz. No entanto, as
diferentes concentrações podem estar relacionadas aos substratos sólidos utilizados,
principalmente em relação aos lodos A redução da condutividade nos lixiviados da
compostagem é esperada pois durante o período de estabilização da matéria orgânica ocorre a
decomposição dos ácidos orgânicos tornando o produto final (composto) menos salino.
Segundo Kiehl (1998) foi verificada a queda de 50% do valor da condutibilidade do substrato
após 58 dias de compostagem.
5.2.1.2
pH
Os valores do pH dos lixiviados nos experimentos da compostagem em escala piloto
atingiram valores máximos de 7,9, 8,22 e 9,02 nas etapas 1, 3 e 5, respectivamente (Tabelas
A60 a A61 do anexo). No final do processo de estabilização da matéria orgânica ocorre a
elevação do pH do substrato sólido. O resultados do pH dos lixiviados também demonstraram
199
o grau de biodegradação da matéria orgânica nas etapas em escala piloto. Pelos resultados do
pH dos lixiviados da etapa 5, comprovou-se maior grau de humificação do composto em
relação as etapas 1 e 3, pois nesta etapa obteve-se maior valor de pH.
5.2.1.3
DQO
Os valores da DQO variaram de 427 a 25.720 mg/L na Etapa 1 (Figura 5.57), de 710 a
18.226 mg/L na etapa 3 (Figura 5.58) e de 454 a 16.470 mg/L na etapa 5 (Figura 5.59).
Durante o período de avaliação verificou-se também neste caso que os valores mais elevados
de DQO em todas as etapas ocorreram nos primeiros 30 dias de compostagem.
0
5000
10000
15000
20000
25000
30000
0 102030405060708090100
Tempo (dias)
DQO (mg/L)
L1
L2
L3
L4
L5
L6
L7
L8
L9
Figura 5.57 – DQO (mg O
2
/kg) nos lixiviados da compostagem (Etapa 1)
200
0
5000
10000
15000
20000
0 1020304050607080
Tempo (dias)
DQO (mg/L)
L1
L2
L3
L4
L5
Figura 5.58 - DQO (mg O
2
/kg) nos lixiviados da compostagem (Etapa 3)
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
16000
18000
0 102030405060708090100110120130
Tempo(dias)
DQO (mg/L)
L1
L2
L3
L4
L5
Figura 5.59 - DQO (mg O
2
/kg) nos lixiviados da compostagem (Etapa 5)
5.2.1.4
Resultados das demais variáveis analisadas
201
Nos experimentos da compostagem em pequenos volumes, as análises de fósforo,
enxofre, nitrogênio e metais tiveram importância no sentido de avaliar a lixiviação de
nutrientes e de metais no efluente de sistemas de compostagem.
Considerando todo o período de estabilização da matéria orgânica avaliado nas três
etapas (1, 3 e 5), observou-se que todos os elementos sofreram variações ao longo do tempo e
valores elevados foram obtidos nos primeiros 30 dias de compostagem.
Concentração de fósforo: Os valores de P variaram de 0 a 44,28 mg/L PO
4
-3
na Etapa
1, de 16,7 a 94,8 mg/L PO
4
-3
na etapa 3 e de 0 a 60,98 mg/L PO
4
-3
na etapa 5 (Tabela A62 do
anexo).
Concentração de enxofre: Os valores de S variaram de 0 a 820 mg/L SO
4
-2
na Etapa 1,
de 0,0 a 361,93 mg/L SO
4
-2
na etapa 3 e de 17,22 a 574,04 mg/L SO
4
-2
na etapa 5 (Tabela A63
do anexo).
Concentração de nitrogênio total de Kjeldahl (NTK): Os valores de NTK variaram de
9,4 a 523,56 mg/L N na Etapa 1, de 10,47 a 648,65 mg/L N na etapa 3 e de 12,23 a 1.003,96
mg/L N na etapa 5 (Tabela A64 do anexo).
Concentração de amônia: Os valores de nitrogênio amoniacal variaram de 0,00 a
287,18 mg/L N na Etapa 1, de 0,00 a 561,56 mg/L N na etapa 3 e de 0,00 a 763,88 mg/L N na
etapa 5 (Tabelas A65 e A66 do anexo).
Concentração de nitrato: Os valores de nitrogênio nitrato variaram de 0,05 a 24,84
mg/L N na Etapa 1, de 0,00 a 24,65 mg/L N na etapa 3 e de 13,20 a 25,40 mg/L N na etapa 5
(Tabela A67 do anexo).
Concentração de cobre: Os valores de Cu variaram de 0,05 a 0,64 mg/L na Etapa 1, de
0,042 a 0,156 mg/L na etapa 3 e de 0,048 a 0,61 mg/L na etapa 5 (Tabela A68 do anexo).
Concentração de zinco: Os valores de Zn variaram de 0,11 a 1,73 mg/L na Etapa 1, de
0,033 a 0,196 mg/L na etapa 3 e de 0,023 a 0,43 mg/L na etapa 5 (Tabela A69 do anexo).
202
Concentração de ferro: Os valores de Fe variaram de 0,88 a 21,78 mg/L na Etapa 1, de
0,66 a 6,99 mg/L na etapa 3 e de 0,54 a 5,6 mg/L na etapa 5 (Tabela A70 do anexo).
Concentração de manganês: Os valores de Mn variaram de 0,006 a 10,42 mg/L na
Etapa 1, de 0,045 a 7,7 mg/L na etapa 3 e de 0,061 a 1,36 mg/L na etapa 5(Tabela A71 do
anexo).
Concentração de cromo: Os valores de Cr variaram de 0,16 a 2,93 mg/L na Etapa 1, de
0,12 a 0,23 mg/L na etapa 3 e de 0,00 a 0,28 mg/L na etapa 5 (Tabela A72 do anexo).
Concentração de cádmio: Os valores de Cd variaram de 0,05 a 0,098 mg/L na Etapa 1,
de 0,05 a 0,013 mg/L na etapa 3 e de 0,00 a 0,034 mg/L na etapa 5 (Tabela A73 do anexo).
Concentração de níquel: Os valores de Ni variaram de 0,05 a 0,45 mg/L na Etapa 1, de
0,03 a 1,24 mg/L na etapa 3 e de 0,00 a 0,687 mg/L na etapa 5 (Tabela A74 do anexo).
Concentração de chumbo: Os valores de Pb variaram de 0,067 a 0,91 mg/L na Etapa 1,
de 0,35 a 1,4 mg/L na etapa 3 e de 0,064 a 1,037 mg/L na etapa (Tabela A75 do anexo).
Concentração de cálcio: Os valores de Ca variaram de 16,15 a 131,61 mg/L na Etapa
1, de 18,28 a 252,6 mg/L na etapa 3 e de 8,25 a 198,77 mg/L na etapa 5 (Tabela A76 do
anexo).
Concentração de potássio: Os valores de K variaram de 92,37 a 867,56 mg/L na Etapa
1, de 313,39 a 1.296,30 mg/L na e 3 etapa de 220,00 a 659,82 mg/L na etapa 5 (Tabela A 77
do anexo).
Concentração de magnésio: Os valores de Mg variaram de 7,59 a 122,43 mg/L na
Etapa 1, de 28,35 a 52,87 mg/L na etapa 3 e de 033,72 a 726,65 mg/L na etapa 5 (Tabelas
A78 e A79 do anexo).
Concentração de sódio: Os valores de Na variaram de 17,77 a 80,51 mg/L na Etapa 1,
de 30,87 a 368,75 mg/L na etapa 3 e de 53,48 a 306,52 mg/L na etapa 5 (Tabela A80 do
anexo).
203
Nas etapas 1, 3 e 5 da compostagem foi possível comparar as características do
lixiviado de acordo com os substratos sólidos. Os resultados das análises demonstraram que
houveram variações nos lixiviados da compostagem em escala piloto, dependente
principalmente dos tipos de resíduos compostados. Os lixiviados das leiras que continham
apenas resíduos de podas apresentaram diferentes resultados, quando comparados aos
lixiviados das leiras misturadas, principalmente em relação ao NTK e nitrogênio amoniacal.
As concentrações de NTK e nitrogênio amoniacal nos lixiviados das leiras que continham
apenas os resíduos de podas foram relativamente menores que nas demais leiras. A razão para
estes resultados pode estar relacionada diretamente às concentrações de nitrogênio,
principalmente de nitrogênio amoniacal dos substratos sólidos no início do processo. As leiras
com maior quantidade de resíduos de podas continham, no início do processo, menores
concentrações de nitrogênio amoniacal, o qual lixiviou rapidamente nos primeiros 30 dias em
todas as leiras. As perdas calculadas de NTK e nitrogênio amoniacal foram na faixa de 60 a
71% e de 50 a 70%, respectivamente. Embora a biodegradação tenha sido lenta nas etapas 1 e
3 da compostagem em escala piloto, é esperado que haja maior produção de nitrogênio
amoniacal nas primeiras semanas de compostagem promovida pela degradação da matéria
orgânica e que dependendo do pH e temperatura será volatilizada e/ou hidrolizada. Sánches-
Monedero et al (2001).concluíram em seus estudos que a produção de nitrogênio amonical é
mais intensa nas primeiras semanas de compostagem.
Outros nutrientes (potássio, magnésio) foram lixiviados, em maiores concentrações, ao
longo do período de estabilização. Isto é explicado pelo próprio processo de biodegradação
que disponibiliza os nutrientes (na forma solúvel) somente após a matéria orgânica ter sido
oxidada ou mineralizada pelos microrganismos.
Os resultados das concentrações da maioria dos metais obtidos nos lixiviados da
compostagem são menores em ordem de grandeza aos lixiviados de aterros sanitários.
Certamente porque os resíduos utilizados nesta pesquisa eram basicamente orgânicos com
baixos teores de metais pesados em sua constituição comparados aos resíduos dispostos nos
aterros sanitários, além disso é importante também a capacidade de complexação desses
elementos na massa húmica produzida na compostagem.
5.2.1.5
Lixiviado da compostagem em leiras de grandes volumes
204
Foi analisado o lixiviado produzido em uma parcela do pátio de compostagem da
UTC, durante o período de um ano (maio de 2002 a maio de 2003). Esta parcela correspondia
aos patamares A e B, dos quais o lixiviado era conduzido ao tanque nº 1 da UTC. O lixiviado
produzido no pátio de compostagem da UTC é coletado por um sistema de drenagem e
destinado a quatro tanques de armazenamento (T1, T2, T3 e T4), para posteriormente ser
encaminhado a irrigação das leiras, visando a recuperação de nutrientes e de umidade nas
leiras de compostagem. A qualidade do lixiviado tem grande variação em função da
composição dos resíduos sólidos, das condições operacionais e da climatologia local, sendo
sua caracterização fator crítico para projeto de sistema de tratamento. O DMLU iniciou o
monitoramento trimestral da qualidade dos lixiviados gerados na UTC em janeiro de 2001, a
partir da operação dos patamares A e B que alimentavam o primeiro tanque (T1),
prosseguindo posteriormente aos demais tanques, de acordo com a operação no pátio. A
Tabela 5.10 apresenta as características dos lixiviados gerados na UTC entre janeiro de 2001 e
fevereiro de 2004 (Cotrim et al, 2004).
Os estudos realizados nesta pesquisa foram especificamente dos lixiviados gerados nos
patamares A e B, armazenados no tanque 1 (T1). As análises foram realizadas de acordo com
as frequências e locais apresentados na tabela 4.19 do Capitulo 4. O lixiviado produzido no
T1 foi caracterizado em termos de nutrientes, carga orgânica e metais para avaliação do
sistema de tratamento através de banhados construídos. A tabela 5.11 apresenta a
caracterização do lixiviado do tanque 1 (T1) utilizado no experimento de banhados
construídos. As análises foram realizadas durante o período de 17/05/2002 a 20/05/2003.
Com base nos resultados obtidos das análises do lixiviado no presente estudo,
verificou-se que os valores são similares ao monitoramento realizado pelo DMLU. No
período estudado, os patamares A e B operavam com leiras de diversas idades, ou seja em
diferentes períodos de biodegradação, com concentrações variáveis nos lixiviados. A variação
deve-se a forma operacional da compostagem na UTC na época do experimento. Nos outros
patamares, onde os lixiviados são destinados aos tanques 2, 3 e 4, a operação do pátio é
semelhante, ou seja, as leiras em estabilização possuem idades diferenciadas podendo
produzir efluentes com concentrações diferenciadas, de acordo com a maturidade das leiras.
205
Tabela 5.10
-Características do lixiviado gerado na UTC (janeiro/2001-fevereiro/2004)
Variável N Resultados Média Mediana
Condutividade Elétrica (µmho/cm) 36 110-5880 2102 2015
pH 36 6,0-8,3 7,3 7,4
Potencial Redox (mV) 36 (-369 )-(+449) -42 -47
Sólidos Totais a 105ºC (mg/L) 36 440-15.330 2860 1895
Sólidos Totais Fixos a 550ºC (mg/L) 36 170-12.930 1929 1196
Alcalinidade Total (mg CaCO
3
/L) 36 40-12.200 1019 531
Cloretos (mg Cl/L) 36 24-902 337 344
Coliformes Totais (NMP/100mL) 33 350-(>2.400.000) 1,14 x 10
6
9,2 x 10
5
Coliformes Fecais (NMP/100mL) 34 8-(>2.400.000) 6,24 x 10
5
4,9 x 10
4
DBO
5
(mg O
2
/L)) 36 47-2850 579 267
DQO (mg O
2
/L)) 36 128-6825 1232 685
Dureza (mg CaCO
3
/L) 36 52-2178 546 416
Ácidos Graxos Voláteis (mg Ácido acético/L) 36 12-2812 470 300
Nitrogênio Amoniacal (mg N/L) 36 ND-294 51 27
Nitrogênio Total de Kjeldahl (mg N/L) 36 5,7-346 86 57
Nitrato (mg NO
3
-
/L) 36 0,18-22 7,4 6,1
Fósforo Total (mg P/L) 36 0,42-14 3,7 2,7
Sulfetos (mg H
2
S/L) 33 ND-99 6,6 0,8
Alumínio (mg Al/L) 36 0,55-48 7,3 5,2
Bário (mg Ba/L) 36 0,04-0,54 0,2 0,2
Cádmio (mg Cd/L) 36 0-0,02 0,001 ND
Cálcio (mg Ca/L) 36 2,6-476 94,9 58
Chumbo (mg Pb/L) 36 ND-0,13 0,04 ND
Cobre (mg Cu/L) 36 ND-0,13 0,05 0,05
Cromo total (mg Cr/L) 36 ND-0,02 0,0005 ND
Ferro Total (mg Fe/L) 36 1,37-62 11,7 8,1
Magnésio (mg Mg/L) 36 4-503 77,4 35,7
Manganês (mg Mn/L) 36 0,23-5,1 1,4 1,1
Mercúrio (mg Hg/L) 36 ND-0,003 0,0004 ND
Níquel (mg Ni/L) 36 ND-0,17 0,033 0,03
Potássio (mg K/L) 36 6,7-747 258 215
Sódio (mg Na/L) 36 15-443 197 176
Zinco (mg Zn/L) 36 0,02-1,5 0,17 0,11
N: número de amostras coletadas; ND: não detectado
(Fonte: Cotrim et al, 2004)
206
Tabela 5.11
-Caracterização dos lixiviados brutos e dos lixiviados da compostagem tratados
em banhados construídos
N Afluente
(A)
Efluente
Banhado
s
Controle
(B3)
Banhado
sem plantas
Lixiviado
de Aterro
Sanitário da
Extrema*
Limite da
Portaria
SSMA
05/ 1989*
Condutividade Elétrica (µmho/cm) 32 2219 2238 1829 21757
Cor 31 2621 1478 1551
Turbidez (NTU) 28 334 6,9 6,3
pH 37 7,45 7,16 7,31 7,7 6-8,5
Potencial Redox (mV) 28 18 20 9,9
Sólidos Totais a 105
o
c (mg/L) 46 2177 1916 1612 11227
Sólidos Totais Fixos a 550
o
C (mg/L) 46 1426 1342 1105 8447
Sólidos Totais Voláteis a 550
o
C
(mg/L)
46 751 565 493 9686
Alcalinidade Total (mg CaCO
3
/L) 33 706 628 579 9686
Coliformes Totais - teste
confirmatório (NMP/100 ml)
10 3,71E+05 1,6E+05 1,5E+05
Coliformes Fecais (NMP/100 ml) 11 2,59E+05 2,5E+04 3,6E+03 6689 3000
DBO (mg O
2
/L) 41 400 137,91 152 1405
Ácidos Graxos Voláteis (mg Ácido
Acético/L)
8 456 165 171 581
Nitrogênio Amoniacal (mg N/L) 42 170 10 13 1837
Nitrogênio Total de Kjeldahl (mg
N/L)
40 57 43 47 10
Nitrato/Nitrito (mg N/L) 22 1,15 1,02 1,17
Fósforo Total (mg P/L) 40 3,59 1,23 2,24 12,08 1
Alumínio (mg Al/L) 8 8,54 2,34 4,48 0,88 10
Cádmio (mg Cd/L) 12 N.D. N.D. N.D. 0,022 0,1
Cálcio (mg Ca/L) 3 77 57 52
Chumbo (mg Pb/L) 12 0,09 0,07 0,07 0,152 0,5
Cobre (mg Cu/L) 8 0,06 0,025 0,03 0,09 0,5
Cromo Total (mg Cr/L) 11 0,043 0,038 0,04 0,21 0,5
Ferro Total (mg Fe/L) 6 8,47 9,8 10,3 9,7 10
Manganês (mg Mn/L) 8 0,76 3,5 2,1 1,63 2
Mercúrio (mg Hg/L) 5 0,0020 0,002 0,002 0,001 0,01
Níquel (mg Ni/L) 8 0,034 0,028 0,026 0,2 1
Potássio (mg K/L) 8 327 312 229
Sódio (mg Na/L) 6 209 160 183
Zinco (mg Zn/L) 9 0,11 0,062 0,067 0,6 1
N: número de amostras coletadas *Fonte: Fleck (2003)
Na análise das características dos lixiviados brutos apresentados na tabela 5.11
observou-se concentrações relativamente elevadas de condutividade, DBO
5
, sólidos,
nitrogênio amoniacal, fósforo, cromo, cobre e zinco no lixiviado do aterro quando
comparado ao lixiviado da compostagem. Na compostagem ocorre maior diluição pelas
207
precipitações e em relação ao nitrogênio amoniacal também o processo de biodegradação da
matéria orgânica reduz a concentração no lixiviado.
5.2.2
Eficiência do tratamento de lixiviados em banhados construídos
O sistema de banhado construído, utilizado para o tratamento de lixiviado da
compostagem de resíduos sólidos urbanos, foi observado desde a sua implantação,
acompanhando-se a aclimatação e desenvolvimento das plantas desde o plantio das mudas até
o crescimento. Com o término do plantio de todas as macrófitas, teve início em 17/05/2002 a
aplicação de lixiviado diluído com água a 50% para aclimatação das
typhas. Após
aproximadamente um mês, adicionou-se 400 L/d, por banhado, de lixiviado da compostagem.
De 17/01/2003 a 20/05/2004 reduziu-se a carga hidráulica (214,3 L/d) para avaliação da
eficiência do sistema com a aplicação de menores cargas orgânicas. Para avaliação da
eficiência dos sistema utilizou-se quatro banhados para repetição do experimento e um
banhado como controle (sem vegetação).
5.2.2.1
Demanda Bioquímica de Oxigênio
Na figura 5.60 é apresentado o gráfico obtido a partir dos resultados da DBO
5
do
afluente (A) e dos efluentes dos banhados construídos (B1, B2, B3, B4 e B5), sendo B3 o
banhado controle. As concentrações afluentes médias de DBO
5
de 400 mg/L resultantes das
análises realizadas do lixiviado do tanque 1 pelo período de um ano estão dentro da faixa
esperada, visto que a média obtida no monitoramento do DMLU está em 579 mg/L.
Observou-se que as concentrações da DBO
5
do afluente e efluente dos banhados variaram
bruscamente ao longo do período amostral resultando, consequentemente, em diferentes
eficiências de remoção, de 16,67% a 97,54% (Figura 5.61). Na determinação desta remoção a
vazão efluente foi considerada igual a vazão afluente, portanto não foram computadas as
perdas por evapotranspiração, infiltração ou ganho por precipitação. A variação das
concentrações afluentes estão diretamente relacionadas ao período de estabilização da matéria
orgânica, ou seja, durante o período de altas concentrações do afluente dos banhados as leiras
estavam no início do processo de estabilização. Explica-se esta relação através dos resultados
das análises dos lixiviados em escala piloto e pelo mapeamento das leiras realizado no
controle da UTC. No primeiro período (maio/02 a outubro/02) o lixiviado apresentou baixa
concentração de DBO
5
e todas as leiras tinham mais de quatro meses de idade, enquanto que
208
no período de outubro a dezembro de 2002, 50% das leiras tinham menos de três meses e no
último período (dezembro/02 a maio/03), 90% das leiras tinham mais de três meses. As
concentrações afluentes do lixiviado não podem ser relacionadas diretamente as precipitações,
sendo que nos respectivos períodos houveram precipitações mensais médias de 166 mm, 145
mm e 114 mm, respectivamente.
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
17.05.02
10.06.02
01.07.02
22.07.02
12.08.02
02.09.02
23.09.02
14.10.02
05.11.02
25.11.02
19.12.02
04.02.03
18.02.03
14.03.03
01.04.03
15.04.03
12.05.03
Data
DBO
5
(mg/L)
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
Precipitação (mm)
A B1 B2 B3 B4 B5 Precipitações (mm)
Figura 5.60 -Variação da DBO
5
do lixiviado tratado em banhados construídos
-60
-40
-20
0
20
40
60
80
100
120
17.05.02
10.06.02
01.07.02
22.07.02
12.08.02
02.09.02
23.09.02
14.10.02
05.11.02
25.11.02
19.12.02
04.02.03
18.02.03
14.03.03
01.04.03
15.04.03
12.05.03
Data
Percentual de remoção (%)
CONTROLE (B3) BANHADOS
Figura 5.61 - Percentual de remoção de DBO
5
no sistema de banhado construído
209
De 17/01/2003 a 20/05/2003 adotou-se a carga hidráulica de 214,4 L/d, com menores
concentrações de matéria orgânica, que baixou significativamente as cargas aplicadas nos
sistemas. As concentrações afluentes de DBO variaram de 64 mg/L a 250 mg/L. Nos
efluentes dos banhados construídos obteve-se os seguintes resultados para DBO:
concentrações de 20 mg/L a 120 mg/L no sistema controle (B3) e nos banhados com plantas
de 2 mg/L a 135 mg/L (Figura 5.62).
Os banhados construídos com plantas apresentaram maiores eficiências de remoção de
DBO
5
, comparativamente ao banhado sem plantas, no período de baixa carga hidráulica e de
baixas concentrações afluentes (Tabela 5.12). O percentual médio de remoção de DBO
5
dos
banhados com plantas foi de 52,02% enquanto que no banhado sem plantas resultou em
32,46%. Estudos de remoção de DBO
5
em banhados construídos para tratamento de águas
residuárias domésticas apresentaram eficiências de 52 a 96%, com cargas hidráulicas de 1,26
a 10,76 cm/d e DBO
5
afluente de 20 a 223 mg/L (Leite, 1999). Na presente pesquisa, embora
tenha sido adotada baixa carga hidráulica (1cm/d), houve um bom desempenho do banhado
construído com concentrações afluentes que variaram de 64 a 250mg/L (Tabela 5.12), quando
comparado ao controle.
0
50
100
150
200
250
300
28.01.03
04.02.03
06.02.03
11.02.03
18.02.03
25.02.03
11.03.03
14.03.03
18.03.03
25.03.03
01.04.03
08.04.03
14.04.03
15.04.03
22.04.03
06.05.03
12.05.03
13.05.03
Data
DBO
5
(mg O2/L)
A B1 B2 B3 B4 B5
Figura 5.62 - Variação da DBO
5
no lixiviado tratado em banhados construídos no período de
carga orgânica reduzida
210
Tabela 5.12
- Concentração e eficiência de remoção de DBO
5
nos lixiviados tratados em
banhados construídos
Data DBO
5
(mg/L) Eficiência de remoção (%)
Afluente Banhados Controle (B3) Banhados Controle (B3)
28.01.03 40,00 45,00 40,00 -12,50 0,00
04.02.03 210,00 106,25 100,00 49,40 52,38
11.02.03 250,00 59,38 90,00 76,25 64,00
18.02.03 115,00 72,50 110,00 36,96 4,35
25.02.03 120,00 53,75 120,00 55,21 0,00
11.03.03 125,00 87,50 100,00 30,00 20,00
18.03.03 90,00 80,00 80,00 11,11 11,11
25.03.03 75,00 44,06 65,00 41,25 13,33
01.04.03 100,00 50,94 95,00 49,06 5,00
08.04.03 90,00 40,63 20,00 54,86 77,78
15.04.03 64,00 5,88 30,00 90,82 53,13
22.04.03 100,00 13,06 44,00 86,94 56,00
06.05.03 100,00 35,00 65,00 65,00 35,00
13.05.03 150,00 38,00 72,00 74,67 52,00
20.05.03 140,00 40,13 80,00 71,34 42,86
Médias 117,93 51,47 74,07 52,02 32,46
5.2.2.2 Condutividade elétrica
A figura 5.63 representa a variação da condutividade elétrica obtida nos lixiviado
tratados em banhados construídos.
A condutividade dos lixiviados da compostagem está relacionada à biodegradação da
matéria orgânica e consequentemente a solubilização dos sais. Os resultados do lixiviado
bruto estão de acordo com as análises do DMLU. No entanto, não foi observada a remoção da
condutividade nos banhados.
Na bibliografia consultada, a redução de condutividade em banhados é pouco citada.
Leite (1999) realizou experimentos e concluiu que o período chuvoso exerceu influência
siginificativa no desempenho dos banhados, portanto esta pode ser a explicação da variação
da condutividade nos banhados. Costa et al. (2003) montou experimentos utilizando a
macrófita
Typha em banhados construídos para tratamento de esgotos e também apresentaram
resultados similares quanto à variável condutividade. O autor cita que nos tanques com
plantas houve acréscimo de condutividade no efluente dos mesmos. Também explica que as
chuvas afetaram esta variável nos banhados.
211
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
17.05.02
03.06.02
18.06.02
01.07.02
15.07.02
29.07.02
12.08.02
26.08.02
09.09.02
23.09.02
07.10.02
21.10.02
05.11.02
18.11.02
09.12.02
19.12.02
Data
Condutividade (umho/cm)
A B1 B2 B3 B4 B5
Figura 5.63 - Variação da condutividade elétrica no lixiviado tratada em banhados construídos
5.2.2.3
Nitrogênio total
A figura 5.64 representa a variação na concentração de nitrogênio total (NTK) nos
lixiviados tratados em banhados construídos. O nitrogênio total (NTK) apresentou valores de
entrada entre 17,77 e 116,58 mgN/L (Figura 5.68), com variações ao longo do tempo. De 28
de janeiro a 20 de maio de 2003, com a redução da carga hidráulica e da concentração da
DBO
5
(Figura 5.63), que consequentemente diminuiu a carga orgânica, houve a redução da
concentração de NTK dos efluentes dos banhados construídos. Possivelmente, neste período,
comparando-se os resultados de NTK e DBO
5
nos lixiviados dos banhados com plantas (B1,
B2, B4 e B5) e o banhado sem plantas (B3), observou-se melhor eficiência do tratamento com
banhados construídos pela redução da carga orgânica e das concentrações afluentes de
nitrogênio (média de 47,32 mgN/L) (Tabela 5.13).
Segundo Bertholdo (1999) normalmente o nitrogênio afluente aos banhados está
presente nas formas orgânicas e inorgânicas. As formas particuladas são removidas por
sedimentação e deposição, enquanto que as formas dissolvidas são reguladas por várias
reações biogeoquímicas atuantes no solo e na coluna d’água. As reações de nitrogênio nos
banhados processam-se efetivamente pela nitrificação, desnitrificação, volatilização da
amônia e absorção pela planta e pela flora microbiana. Para Reddy e Patrick (1989) apud
212
Bertholdo (1999) a nitrificação e a desnitrificação são observadas quando o potencial redox
varia de +200 a –400 mV. O rápido crescimento das
Thyphas densificou os tanques e
restringiu a penetração da luz solar que provavelmente limitou a atuação das algas que
promovem a nitrificação. Este pode ter sido um dos principais fatores que afetaram a baixa
remoção de nitrogênio.
0
20
40
60
80
100
120
140
17.05.02
10.06.02
01.07.02
22.07.02
12.08.02
02.09.02
23.09.02
14.10.02
05.11.02
25.11.02
19.12.02
04.02.03
18.02.03
14.03.03
01.04.03
15.04.03
12.05.03
Data
NTK (mg N/L)
A B1 B2 B3 B4 B5
Figura 5.64 -Variação do nitrogênio total nos lixiviados tratados em banhados construídos
Tabela 5.13
- Concentração e eficiência de remoção de NTK nos lixiviados tratados em
banhados construídos
NTK (mg N/L) Eficiência de remoção (%)
Afluente Banhados Controle (B3) Banhados Controle (B3)
28.01.03 47,83 54,18 61,28 -13,28 -28,12
04.02.03 47,40 67,03 42,95 -41,40 9,39
11.02.03 91,83 54,81 38,51 40,32 58,06
18.02.03 56,29 42,58 31,11 24,35 44,73
25.02.03 37,03 41,85 39,99 -13,00 -7,99
11.03.03 77,02 42,59 57,77 44,71 24,99
18.03.03 38,51 22,22 32,59 42,31 15,37
25.03.03 41,47 23,70 77,02 42,85 -85,72
01.04.03 47,40 24,44 50,36 48,44 -6,24
08.04.03 42,95 23,33 26,66 45,68 37,93
22.04.03 32,59 23,70 23,70 27,29 27,28
06.05.03 34,07 22,71 26,66 33,33 21,75
13.05.03 50,36 19,26 22,22 61,76 55,88
20.05.03 17,77 17,89 20,74 -0,65 -16,71
Média 47,32 34,30 36,97 28,20 11,97
213
5.2.2.4
Nitrogênio amoniacal
A figura 5.69 apresenta os resultados obtidos na remoção de nitrogênio amoniacal do
lixiviados em banhados construídos. Os valores de nitrogênio amoniacal para os lixiviados
afluente e efluentes dos banhados construídos foram de 1,32 a 46 mgN/L e de 1,00 a 28 mg
N/L, respectivamente. Melhores eficiências de remoção de nitrogênio amoniacal nos
banhados com plantas foram obtidas para as concentrações afluentes na faixa de 5,36 mgN/L
a 19,90 mgN/L, no período de 04 de fevereiro a 20 de maio de 2003.
Para a concentração afluente (média) de nitrogênio amoniacal de 8,6 mg N/L calculou-
se a eficiência de remoção de 78,035% nos banhados com plantas e no banhado controle (B3),
sem as plantas, a remoção foi de apenas 24,93% (Tabela 5.14). Portanto foi triplicada a
remoção de nitrogênio amoniacal com as macróficas, devida, provavelmente, à necessidade
das plantas e ao consórcio bactérias/raízes.
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
17.05.02
10.06.02
01.07.02
22.07.02
12.08.02
02.09.02
23.09.02
14.10.02
05.11.02
25.11.02
19.12.02
04.02.03
18.02.03
14.03.03
01.04.03
15.04.03
12.05.03
Data
Nitrogênio amoniacal (mg N /L)
A B1 B2 B3 B4 B5
Figura 5.65 - Variação do nitrogênio amoniacal nos lixiviados tratados em banhados
construídos
214
Tabela 5.14
- Eficiência de remoção de nitrogênio amoniacal nos banhados construídos
Data Nitrogênio amoniacal (mg N/L) Eficiência de remoção (%)
Afluente Banhados Controle (B3) Banhados Controle (B3)
04.02.03 15,40 1,52 9,52 90,16 38,18
11.02.03 19,90 9,17
18.02.03 8,13 1,67 7,87 79,49 3,20
25.02.03 6,92 2,25 10,21 67,49 -47,54
11.03.03 11,34 3,72 67,22 100,00
18.03.03 5,36 3,31 5,11 38,25 4,66
25.03.03 6,06 7,01
01.04.03 8,74 1,60 7,01 81,69 19,79
08.04.03 5,88 0,55 3,98 90,65 32,31
22.04.03 7,01 0,17 4,41 97,57 37,09
06.05.03 7,10 0,74 5,02 89,61 29,30
13.05.03 6,58 6,06
20.05.03 8,05 1,76 5,45 78,14 32,30
Média 8,96 1,73 6,74 78,03 24,93
5.2.2.5 Nitrato e nitrito
Os resultados de nitrato e nitrito observados nos lixiviados tratados nos banhados
construídos apresentaram variações ao longo do período amostrado (Figura 5.66). Menores
concentrações afluente e efluentes foram obtidas no período de baixa carga orgânica ou seja,
de 12 de janeiro a 20 de maio de 2003. Foram obtidas baixas eficiências de remoção de
nitrato/nitrito, algumas vezes negativas, observadas pelos resultados das concentrações do
afluente e do efluente dos banhados. O nitrato/nitrito são removidos em banhados
principalmente por desnitrificação. A baixa eficiência de remoção indica que houve uma
pobre atividade desnitrificante no leito. Segundo a USEPA(1999) os sistemas de banhados
construídos em fluxo subsuperficial são bons candidatos para a desnitrificação pelas
condições anaeróbias inerentes aos mesmos. No entanto, se estas condições não são
proporcionadas não ocorre a desnitrificação. Na presença de oxigênio são necessárias relações
significativas de carbono orgânico biodegradável e nitrogênio nitrato, para que o nitrato seja o
fornecedor de oxigênio para os microrganismos e promover a desnitrificação (USEPA, 1999).
A eficiência de remoção de nitrogênio em banhados construídos varia de 25-95% e é devida
principalmente aos mecanismos de nitrificação/desnitrificação (USEPA, 1988). Pelos valores
do potencial redox dos lixiviados nos banhados apresentados posteriormente, verificou-se que
as condições não foram propícias para a desnitrificação, provavelmente pela baixa
profundidade dos leitos.
215
0
1
2
3
4
5
6
17.05.02
10.06.02
01.07.02
22.07.02
12.08.02
02.09.02
23.09.02
14.10.02
05.11.02
25.11.02
19.12.02
04.02.03
18.02.03
14.03.03
01.04.03
15.04.03
12.05.03
Data
Nitrato/nitrito (mg N/L)
A B1 B2 B3 B4 B5
Figura 5.66 - Variação do nitrato/nitrito nos lixiviados tratados em banhados construídos
5.2.2.6
Fósforo
Os resultados de fósforo nos lixiviados tratados em banhados construídos
apresentaram valores de 0,48 a 6,43 mg P/L no afluente e de 0,063 a 4,64 mg P/L nos
efluentes (Figura 5.67). As melhores eficiências de remoção de fósforo do lixiviado nos
banhados com plantas foram obtidas no período de baixas concentrações afluentes (0,48 a 3
mg P/L), especificamente no período de 12 de janeiro a 20 de maio de 2003 (Tabela 5.16). Os
principais mecanismos de remoção de fósforo são a retenção no substrato e absorção pelas
plantas, que podem ter sido significativos no final do período amostral pelo desenvolvimento
das plantas e formação de sedimento no leito do banhado.
Os banhados construídos com plantas apresentaram melhor eficiência de remoção de
fósforo, 83,24% em média, no período de baixas cargas, comparativamente ao banhado sem
plantas com 8,26% (Tabela 5.15). Embora, em todo o período do experimento, os banhados
construídos com plantas apresentaram bom desempenho na remoção de fósforo (64,96%)
enquanto o banhado sem plantas apresentou 37,50%.
216
0
1
2
3
4
5
6
7
17.05.02
10.06.02
01.07.02
22.07.02
12.08.02
02.09.02
23.09.02
14.10.02
05.11.02
25.11.02
19.12.02
04.02.03
18.02.03
14.03.03
01.04.03
15.04.03
12.05.03
Data
Fósforo (mg P/L)
A B1 B2 B3 B4 B5
Figura 5.67 - Variação do fósforo nos lixiviados tratados em banhados construídos
Tabela 5.15
- Concentração e percentual de remoção de fósforo no lixiviado tratado em
banhados construídos
Data Fósforo (mg P/L) Eficiência de remoção
Afluente Banhados Controle (B3) Banhados Controle (B3)
28.01.03 3,47 0,89 2,91 74,35 16,14
04.02.03 4,73 1,46 2,41 69,03 49,05
11.02.03 6,38 0,20 2,06 96,81 67,71
18.02.03 2,87 0,66 2,65 76,83 7,67
25.02.03 2,28 0,95 3,96 58,33 -73,68
11.03.03 2,92 0,31 2,23 89,46 23,63
18.03.03 1,61 0,25 2,45 84,39 -52,17
25.03.03 1,9 0,15 2,34 91,97 -23,16
01.04.03 2,84 0,18 2 93,57 29,58
08.04.03 1,11 0,17 1,34 84,91 -20,72
15.04.03 2,57 0,21 1,11 91,63 56,81
22.04.03 2,26 0,14 0,79 93,58 65,04
06.05.03 1,56 0,31 1,6 80,29 -2,56
13.05.03 1,66 0,33 2,12 80,12 -27,71
Média 2,73 0,45 2,14 83,24 8,26
217
5.2.2.7
Sólidos totais, fixos e voláteis
Os teores de sólidos totais, fixos e voláteis dos lixiviados tratados em banhados
construídos variaram de 107 a 4.618 mg/L, 58 a 5316mg/L e 31 a 4259mg/L, respectivamente
(Tabelas A85 a A87 do anexo). Pelos resultados obtidos observou-se que houve elevação dos
teores de sólidos nos lixiviados efluentes no período de 12 de janeiro a 20 de maio de 2003.
Normalmente, os sólidos são removidos por sedimentação e filtração, no entanto segundo
Kadlec apud Bertholdo (1999) os sólidos de saída de banhados não são contemporâneos dos
que entram e são comuns serem de caráter inteiramente diferente. A remoção de sólidos
depende do projeto de fluxo superficial e do tempo de retenção que permite a fixação
microbiana e as transformações subsequentes (Bertholdo, 1999).
5.2.2.8
Potencial redox
Os valores obtidos para o potencial redox nos lixiviados tratados em banhados
contruídos variaram de -182 mV a 419 mV (Tabela A88 do anexo), com valores médios de 18
mV. Nas camadas inferiores do banhado são necessárias condições anóxicas para a
desnitrificação, ou seja, valores de potencial redox abaixo de -200 mV. Provavelmente esta é
a explicação porque não houve a remoção de nitrato/nitrito.
5.2.2.9
Alcalinidade
As concentrações afluentes e efluentes nos banhados construídos variaram ao longo do
período amostral. A redução de alcalinidade foi baixa em todos os leitos (12,36%) (Figura
5.68). A alcalinidade é afetada pelos processos de oxidação e redução nos sistemas de
banhados construídos, tais processos dependem de vários aspectos, tais como: carga orgânica,
pH, nitrificação, desnitrificação, entre outros.
218
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
2000
18.06.02
01.07.02
15.07.02
29.07.02
12.08.02
26.08.02
09.09.02
23.09.02
07.10.02
21.10.02
05.11.02
18.11.02
09.12.02
19.12.02
28.01.03
06.02.03
18.02.03
11.03.03
18.03.03
Data
Alcalinidade (mg/L CaCO3)
B0 B1 B2 B3 B4 B5
Figura 5.68 - Variação da alcalinidade (mg CaCO
3
/L) nos lixiviados tratados em banhados
construídos
5.2.2.10
Metais
Os resultados obtidos para os teores de metais (cádmio, chumbo, cobre, cromo,
manganês, mercúrio, níquel, zinco, ferro, alumínio, cálcio, potássio e sódio) nos lixiviados
tratados em banhados construídos estão apresentados nas tabelas A81 a A83 do anexo. Os
metais pesados apresentaram-se em baixas concentrações nos afluentes e efluentes dos
banhados. O Cd foi praticamente não detectado, Pb em teores médios de 0,07 mg Pb/L, Cu
em teores médios de 0,030 mg Cu/L, Cr em teores médios de 0,030 mg Cr/L, Mn em teores
médios de 2,74 mg Mn/L, Hg em teores médios de 0,002 mg Hg/L, Zinco em teores médios
de 0,03 mg Zn/L. Outros metais também tiveram variações dos seus teores nos lixiviados, Fe
em teores de 2,1 a 24,0 mg Fe/L, Al em teores de 0,2 a 14,0 mg Al/L, Ca em teores de 4,6 a
103,0 mg Ca/L, K em teores de 2,5 a 867,0 mg K/L e Na em teores de 98,0 a 437,0 mg Na/L.
Para alguns metais pesados o tratamento dos lixiviados em banhados construídos apresentou
eficiência positiva de remoção, embora os afluentes apresentassem teores relativamente
baixos. Justificam-se estes resultados pelo fato que os metais ficam complexados ou quelados
219
na matéria orgânica em decomposição e o pH>6,5 dos lixiviados brutos que difultam a
liberação dos metais.
5.2.2.11
pH
Os valores de pH dos lixiviados afluentes e efluentes dos banhados construídos
variaram de 6,5 à 8. A média dos efluentes nos banhados foi de 7,19 (Tabela A83 do anexo).
Neste caso, desenvolveu-se faixas ideais para o crescimento da espécie utilizada, pois a
Typha
adapta-se em pH de 4 a 10 (USEPA,1999). Além disso, a maioria dos microrganismos
preferem um meio neutro, com uma atividade máxima na escala de pH 6-8 (Bertholdo,1999).
5.2.2.12
Cor e Turbidez
Os resultados das variáveis cor e turbidez foram de 500 a 4000 mgPt/L e de 0,6 a 162
UNT, respectivamente (Figuras 5.69 e 5.70). Eficiências próximas de 80% de cor e 44% de
turbidez foram obtidas nos banhados construídos, com plantas e sem as plantas. Verifica-se
que os estandes funcionaram como filtros biológicos, sedimentando e retendo sólidos que
conferem cor e trubidez.
5.2.2.13
Coliformes fecais
A contagem de coliformes fecais na ordem de 10
5
NMP/100mL foi obtida no afluente
dos banhados e na maioria (4 leitos) dos efluentes dos banhados construídos com plantas e
sem plantas foram na ordem de 10
3
NMP/100mL. De acordo com Watson et al. (1990);
Reimold e Mcbrien (1997); Wittgren e Tobiason (1995) apud Leite (1999), em geral, os
banhados construídos mostram-se eficientes na remoção de coliformes fecais. A figura 5.71
representa os resultados das análises de coliformes fecais nos banhados construídos.
220
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
18.06.02
01.07.02
15.07.02
29.07.02
12.08.02
26.08.02
09.09.02
23.09.02
07.10.02
21.10.02
05.11.02
18.11.02
09.12.02
19.12.02
28.01.03
06.02.03
18.02.03
11.03.03
18.03.03
Data
Cor (mg/L Pt)
B0 B1 B2 B3 B4 B5
Figura 5.69 - Variação da cor (mgPt/L) nos lixiviados tratados em banhados construídos
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
17.05.02
03.06.02
18.06.02
01.07.02
15.07.02
29.07.02
12.08.02
26.08.02
09.09.02
23.09.02
07.10.02
21.10.02
05.11.02
18.11.02
09.12.02
19.12.02
28.01.03
06.02.03
18.02.03
11.03.03
18.03.03
Data
Turbidez (UNT)
B0 B1 B2 B3 B4 B5
Figura 5.70 - Variação da turbidez (UNT) nos lixiviados tratados em banhados construídos
221
0
500.000
1.000.000
1.500.000
2.000.000
2.500.000
17.05.02
10.06.02
01.07.02
22.07.02
12.08.02
02.09.02
23.09.02
14.10.02
05.11.02
25.11.02
19.12.02
04.02.03
18.02.03
14.03.03
01.04.03
15.04.03
12.05.03
Data
Coliformes fecais (NMP/100ml
)
B0 B1 B2 B3 B4 B5
Figura 5.71 - Variação dos coliformes fecais nos banhados construídos
222
6 CONCLUSÕES
6.1 COMPOSTAGEM
6.1.1 Compostagem em leiras de pequenos volumes (etapas 1, 3 e 5)
Através deste estudo, concluiu-se que o resíduo verde de podas urbanas, o resíduo da
CEASA e o lodo de esgoto, quando codispostos em compostagem, proporcionaram vantagens
ao processo de biodegradação. O resíduo verde fornece a estrutura física para a leira, o que é
devido a menor umidade desse material em relação aos outros, aumenta a porosidade e
promove a aeração da leira.
Na etapa 5, com controle efetivo da umidade, proporcionado pela cobertura da leira,
com 25% de resíduos de podas, 50% de resíduos da CEASA e 25% de lodo, o sistema
apresentou os melhores resultados com relação a remoção de matéria orgânica e carbono
orgânico. O composto orgânico estabilizado atingiu a relação C:N de 10:1
Em termos de macronutrientes, conclui-se que a incorporação dos resíduos da CEASA
e do lodo de esgoto ao resíduo verde proporcionou um enriquecimento do NPK nos substratos
sólidos.
Os teores de metais pesados em todas as leiras analisadas foram menores que os
limites máximos recomendados pela USEPA .
Os resíduos da CEASA contribuíram para o fornecimento de potássio e o lodo
contribuiu para o fornecimento de fósforo, demostrando que a mistura dos resíduos é
vantajosa também para equilibrar os teores de nutrientes do composto produzido.
Na etapa 5, com revolvimento semanal e controle efetivo da umidade, pela cobertura e
irrigação das leiras, houve maior bioestabilização da matéria orgânica quando os resíduos da
CEASA e lodo foram incorporados na mistura, principalmente na leira 3 que continha
inicialmente 50% de lodo e 25% de resíduos da CEASA.
223
Este experimento também comprovou que o controle da umidade e o revolvimento
(aeração) são fatores determinantes para a aceleração do processo, mesmo em leiras com
100% e 50% de resíduo verde.
O período de estabilização da matéria orgânica dos resíduos verdes de podas urbanas
foi reduzido de 18 meses (540 dias) a 140 dias através da mistura de lodo e resíduos da
CEASA e o controle efetivo da umidade.
6.1.2
Vermicompostagem
Na vermicompostagem, realizada em escala piloto, conforme descrito, não foram
obtidas conclusões que referendem a sua utilização.
Pelos resultados das análises dos substratos sólidos do processo concluiu-se que a
maior biodegradabilidade ocorreu nas misturas com menos de 35% de resíduos de podas.
A vermicompostagem, por utilizar organismos sensíveis ao calor, umidade e
luminosidade não é indicada para produção de vermicomposto para grandes quantidades de
resíduos.
6.1.3
Compostagem (etapas 7 e 8)
Em leiras de grandes volumes, em pátios de compostagem à céu aberto, concluiu-se
que não é necessária a cobertura das leiras para o desenvolvimento satisfatorio do processo,
desde que haja o controle da aeração e umidade.
Para regiões de pluviosidade e temperatura ambiente similares às de Porto Alegre,
observou-se fortes evidências de que leiras de pequeno porte (com pequena altura e portanto,
de pequeno volume), resultam em insucessos, caindo o processo, tão logo as pilhas sejam
submetidas a chuvas mais intensas. Observou-se isto pela elevada compactação, rebaixamento
brusco da temperatura e umidade das leiras.
Embora a fase termofílica tenha sido prejudicada pelo clima nas leiras de 4000 kg
(etapa 8), o revolvimento sistemático destas apresentou o melhor desempenho, comparado às
224
leiras estáticas aeradas, devido, principalmente, à mistura e “quebra” dos resíduos realizada a
cada revolvimento.
Todas as etapas desenvolvidas na pesquisa permitiram levantar questionamentos e
preocupações quanto ao fatores interferentes no processo de compostagem, principalmente,
em regiões frias e chuvosas, como é o presente caso em estudo.
Em função das conclusões das pesquisas desenvolvidas e com base nas dificuldades
encontradas para levar a bom termo o processo de compostagem em escala real, julgou-se
apropriado e indispensável o prosseguimento dos estudos, com ênfase em leiras operadas no
sistema “windrow”, principalmente em decorrência dos insucessos obtidos nas leiras aeradas
forçadas. Assim, prosseguiu-se o monitoramento do sistema de compostagem de resíduos
orgânicos na UTC do DMLU, incluindo-se nas observações experimentos com vista ao
tratamento do lixiviado gerado pelas leiras em “banhados construídos”.
6.1.4
Compostagem (etapa 9)
A quantidade de húmus produzido em um processo de compostagem depende
basicamente das características físico-químicas dos resíduos orgânicos e do processo de
estabilização. O processo de compostagem, com temperatura, umidade e aeração controladas,
utilizando-se os resíduos orgânicos do presente estudo, poderá produzir uma quantidade de
húmus correspondente a 26,08% (em peso úmido) do total de resíduos processados. A maior
perda de massa na compostagem é por vaporização da água. Em torno de 12% da matéria
orgânica (em base seca) é perdida pela decomposição.
Conclui-se que a compostagem, cujo objetivo principal é a reciclagem da matéria
orgânica, é um processo com alto potencial de redução e transformação de resíduos sólidos
orgânicos. Diante disto, poderá a compostagem ser um dos tratamentos ambientais mais
adequados para resíduos sólidos potencialmente biodegradáveis.
6.1.5
Compostagem (etapas 10 e 11)
Para as proporções de RV, RC e RD utilizadas na presente pesquisa foi necessária a
irrigação de leiras de compostagem tanto no inverno quanto no verão em pátios descobertos,
225
mesmo sujeitos à elevadas precipitações, para manutenção da umidade ao patamar de 55%.
Segundo Haug (1993) apud Walker et al. (1999), a taxa de decomposição reduz de 24% a
60%, quando o teor de umidade é reduzido de 55% a 45% e de 45% a 35%, respectivamente.
O período de estabilização da matéria orgânica das leiras montadas no final do verão
foi menor comparado as leiras montadas no início do inverno; portanto, concluiu-se que leiras
montadas no inverno, com baixas temperatura ambiente e altas precipitações sofrem grande
compactação que provoca a diminuição da aeração pela redução dos ELAs.
6.1.6
Conclusões gerais do processo de compostagem
A mistura de resíduos com características diferenciadas favorece o processo de
compostagem pelo equilíbrio da umidade, nutrientes, relação C:N e estrutura física da leira. A
incorporação de resíduos verdes de podas urbanas e de lodo de esgoto aos resíduos orgânicos
domiciliares incrementa os teores de matéria orgânica e nitrogênio no composto orgânico
estabilizado e possibilita a adequação deste produto como fertilizante, de acordo com a
legislação.
A temperatura e a umidade são as principais variáveis de controle do processo de
compostagem. Nas leiras, com pequenos volumes, sem cobertura a compactação das leiras
inviabilizou o processo e nas leiras de grandes volumes foi longo o tempo de biodegradação.
No entanto, é possível desenvolver o processo de compostagem à céu aberto, desde que na
geometria das leiras sejam utilizadas seções de 3 a 4 metros de largura e 2,5 a 3,0 metros de
altura, utilizando-se em torno de 75% de resíduos orgânicos domiciliares, aproximadamente
15% de resíduos de podas e 10% de restos orgânicos de frutas e verduras. No inverno, com
baixa temperatura ambiente e elevadas precipitações o período de estabilização da matéria
orgânica foi maior devido a compactação da leira e maior troca de calor. Segundo Kiehl
(1985) a temperatura ambiente não tem grande influência sobre a temperatura da leira, no
entanto Mello (1981) apud Parchen (1988) afirma que há notáveis diferenças de temperatura
em distintas partes da leira dependentes da temperatura ambiente. Ambos afirmaram que o
aumento do volume da leira é necessário em climas frios para aquece-la mais rapidamente e
dimuinuir a perda de calor.
226
Tradicionalmente os processos de compostagem tem sido controlados estritamente
pela temperatura, pois esta confirma que a biodegradação está se desenvolvendo
adequadamente. No entanto, os resultados desta pesquisa demonstraram que é necessário
também o controle efetivo da umidade. Analisando os resultados da pesquisa de Liang et al
(2003) na compostagem de biosólidos foi verificado que a manutenção da umidade na faixa
ideal (50-70%) é quando ocorreu a maior atividade microbiana. Portanto, com os resultados
desta pesquisa é comprovado que a umidade também afetou a estabilização da matéria
orgânica, principalmente em relação à fase termofílica.
No inverno, a degradação foi mais lenta na leira não irrigada, verficado pelo longo
período termofílico. No verão, com a irrigação o período termofílico foi reduzido, porém a
umidade não atingiu os patamares desejados. Portanto, é necessário o controle efetivo da
umidade para acelerar o processo e que provavelmente auxiliará na manutenção da
temperatura em faixas adequadas (próximas a 60ºC). Segundo Liang et al.(2003) é difícil
prever a relação entre umidade e temperatura.
Os resultados dos estudos de Tíquia et al. (1997a) demonstraram que a situação
climática afetou as trocas físicas, químicas e biológicas do substrato orgânico durante a
compostagem. As leiras do verão, com temperatura ambiente média de 28ºC, ficaram
estabilizadas aos 97 dias, enquanto que nas leiras do inverno, temperatura média ambiente de
12ºC, foi produzido composto imaturo. Na presente pesquisa, foram mantidas as faixas ideais
de temperatura pela frequência de revolvimento, no entanto o período de estabilização foi
mais longo no inverno, sugerindo que foram as precipitações que provocaram a compactação
nas leiras e a diminuição da aeração no inverno.
Em qualquer projeto de tratamento de resíduos existe o item custo
(investimento/operação) como fator determinante na escolha do processo. Na avaliação do
processo de compostagem verificou-se que em leiras revolvidas em pátio descoberto, as
condições operacionais são fatores importantes para o delineamento do projeto. Entre os
aspectos importantes estão o dimensionamento adequado das leiras, a frequência de
revolvimento e irrigação. A geometria da leira está relacionada com as condições climáticas.
A frequência de revolvimento e irrigação afetam o período termofílico, o qual é importante
para o dimensionamento do pátio e dos equipamentos de revolvimento. Existem outros fatores
que afetam o processo e a qualidade do composto, como por exemplo o tipo de resíduo
(relação C:N). No entanto, em se tratando de uma unidade de compostagem de resíduos
227
sólidos domiciliares torna-se impraticável a adequadação desta relação devido às
características heterogêneas destes resíduos. Com base nas dimensões necessárias para as
leiras, nas condições climáticas similares às de Porto Alegre, a área de projeto será de 0,7
m
2
/m
3
, utilizando seções triangulares com 4 metros de largura e 3 metros de altura. Para
revolvimento com retroescavadeira deve-se considerar o dobro da área de projeto das leiras. O
tempo de compostagem para projeto, para as condições dos experimentos, é de 100 a 120
dias.
Finalmente, conclui-se que a monitorização da compostagem através das análises
físicas, químicas e biológicas são extremamente importantes quando se trata do produto final,
ou seja do composto orgânico humificado, como forma de classifica-lo segundo a legislação
para a sua utilização adequada. Esta forma de monitorização dos substratos orgânicos durante
o processo de biodegradação é dispendiosa para resíduos domiciliares, por serem
heterogêneos e necessitarem de um número expressivos de análises. Durante o processo, com
revolvimento sistemático, é necessário controlar basicamente a temperatura, umidade e tempo
de compostagem, de fácil acompanhamento.
6.2 DESEMPENHO DOS BANHADOS CONSTRUÍDOS
Os lixiviados da compostagem apresentam cargas orgânicas expressivas, dependentes
da fase da compostagem. Os lixiviados da compostagem possuem baixas concentrações em
termos de condutividade, DBO
5
, NH
4
+
, entre outros, quando comparados aos lixiviados de
aterros sanitários. Isto deve-se principalmente à diluição provocada pela precipitação
atmosférica e ao processo aeróbio de compostagem que reduz principalmente os teores da
matéria orgânica e nitrogênio.
O monitoramento do lixiviado na presente pesquisa demonstrou que ocorreu um
período longo (17/05 a 16/09/2002) com DBO
5
máxima de 755 mg/L, outro período
(17/09/2002 a 09/12/2003) com altas concentrações de DBO
5
, média de 892 mg/L, chegando
a valores de até 1708 mg/L. No último período (11/02 a 20/05/2003) analisado, a DBO
5
atingiu valor máximo de 240 mg/L. Foi observado que as maiores concentrações são devidas
às idades da leiras, ou seja, no período equivalente às altas concentrações, as leiras estavam na
fase inicial de bioestabilização, comprovando que as características do lixiviado da
compostagem são dependentes principalmente da fase de estabilização da matéria orgânica.
228
Os teores de metais pesados nos lixiviados da compostagem são extremamente baixos,
alguns até não detectados. Uma das explicações para estes resultados é a triagem eficiente dos
resíduos domiciliares na esteira de triagem e a outra é a complexação dos metais junto as
micelas orgânicas do composto estabilizado.
Os banhados construídos apresentaram bom desempenho de tratamento de lixiviados
da compostagem para baixas cargas hidráulicas (1cm/d) e concentrações de DBO
5
abaixo de
150 mg/L, com eficiência média de 57,19% de remoção de DBO. Obteve-se eficiências
variáveis para nitrogênio total (NTK), nitrogênio amoniacal, nitrito e nitrato, fósforo, metais,
potencial redox e sólidos totais. Leite (1999) cita que a profundidade do leito e o tipo de
vegetação utilizada nos sistemas de banhados podem diferenciar significativamente a taxa de
remoção de nitrogênio.
Comprovou-se na presente pesquisa que a remoção de fósforo é significativa em
sistemas de banhados construídos com plantas aquáticas, neste caso utilizando a carga
hidráulica de 1cm/d e concentração afluente de 3,11 mg P/L. Segundo Vimazal apud
Bertholdo (1999), o fósforo é removido primariamente por reações de troca iônicas, onde o
fosfato desloca a água ou as hidroxilas da superfície dos óxidos aquosos de ferro e alumínio,
assumindo esse lugar.
229
7 RECOMENDAÇÕES
Tendo em vista que o processo de compostagem é um tratamento de resíduos com as
finalidades de redução, reaproveitamento e de atenuação de compostos potencialmente
tóxicos, recomenda-se:
-
realizar medições regulares de temperatura e umidade a campo para o controle efetivo da
compostagem;
-
testar em processo de compostagem diferentes composições de resíduos orgânicos a serem
processados pois cada resíduo possui característica físicas, químicas e biológicas
diferenciadas típicas de cada região;
-
realizar a compostagem de resíduos sólidos domiciliares conjuntamente com resíduos de
podas (fonte de carbono) e outros resíduos com maiores teores de N, objetivando
aumentar o teor da matéria orgânica e consequentemente do carbono orgânico e o N do
composto, como forma de adequar o produto a legislação de fertilizantes orgânicos
(Portaria nº 1 do Ministério da Agricultura e instruções normativas complementares);
-
para a montagem de leiras em pátios descobertos, utilizando retroescavadeira no
revolvimento das leiras, adotar dimensões adequadas para a manutenção da fase
termofílica, ou seja, em regiões de baixas temperaturas e alta pluviosidade é necessário
utilizar alturas de 2,5 a 3 metros no início do processo;
-
construir cobertura com telheiro na compostagem de resíduos produzidos em pequenos
volumes em regiões frias e chuvosas e para reduzir do período de estabilização e
economizar área de processamento na compostagem de grandes volumes;
-
embora não tenha sido objeto desta pesquisa, recomenda-se estudar formas de atenuar ou
tratar as emanações atmosféricas (odores);
-
recircular o lixiviado através da irrigação das leiras para reduzir o volume de efluentes e
tratar o excedente em sistema de tratamento, visto que não atende os padrões de emissão;
-
segregar os lixiviados da compostagem, de acordo com a fase da compostagem,
recirculando na fase inicial do processo, onde as cargas são mais elevadas e, tratar os
lixiviados da fase de maturação do composto, a segregação pode ser realizada através da
divisão do pátio de compostagem e seus respectivos efluentes;
-
reduzir as cargas orgânicas dos lixiviados da compostagem com tratamento prévio ao
sistema de banhados construídos;
-
testar maiores profundidades no banhado, até 60 cm, com a finalidade de promover a
desnitrificação do lixiviado.
230
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