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COPPE/UFRJCOPPE/UFRJ
ANÁLISE COMPARATIVA ENTRE AS REDUÇÕES DA EMISSÃO DE
METANO EM CAMADAS OXIDATIVAS EXPERIMENTAIS
Juliana Lundgren Rose
Tese de Doutorado apresentada ao
Programa de Pós-graduação em Engenharia
Civil, COPPE, da Universidade Federal do
Rio de Janeiro, como parte dos requisitos
necessários à obtenção do título de Doutor
em Engenharia Civil.
Orientador(es): Cláudio Fernando Mahler
Rio de Janeiro
Março de 2009
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ANÁLISE COMPARATIVA ENTRE AS REDUÇÕES DA EMISSÃO DE
METANO EM CAMADAS OXIDATIVAS EXPERIMENTAIS
Juliana Lundgren Rose
TESE SUBMETIDA AO CORPO DOCENTE DO INSTITUTO ALBERTO LUIZ
COIMBRA DE PÓS-GRADUAÇÃO E PESQUISA DE ENGENHARIA (COPPE)
DA UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO DE JANEIRO COMO PARTE DOS
REQUISITOS NECESSÁRIOS PARA A OBTENÇÃO DO GRAU DE DOUTOR
EM CIÊNCIAS EM ENGENHARIA CIVIL.
Aprovada por:
________________________________________________
Prof. Cláudio Fernando Mahler, D.Sc.
________________________________________________
Prof. Ennio Marques Palmeira, Ph.D.
________________________________________________
Prof
a
. Márcia Walquíria de Carvalho Dezotti, D.Sc.
________________________________________________
Prof. Maurício Ehrlich, D.Sc.
________________________________________________
Prof. Roberto Francisco de Azevedo, Ph.D.
RIO DE JANEIRO, RJ - BRASIL
MARÇO DE 2009
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iii
Rose, Juliana Lundgren
Análise comparativa entre as reduções da
emissão de metano em camandas oxidativas
experimetais/ Juliana Lundgren Rose. – Rio de
Janeiro: UFRJ/COPPE, 2009.
XVIII, 148 p.: il.; 29,7 cm.
Orientador: Cláudio Fernando Mahler
Tese (doutorado) – UFRJ/ COPPE/ Programa de
Engenharia Civil, 2009.
Referências Bibliográficas: p. 127-141.
1. Resíduos sólidos. 2. Oxidação de metano. 3.
Bactérias metanotróficas. I. Mahler, Cláudio
Fernando. II. Universidade Federal do Rio de
Janeiro, COPPE, Programa de Engenharia Civil. III.
Titulo.
iv
“A vida não é um jogo onde só quem testa seus limites é que leva o prêmio. Não
sejamos vítimas ingênuas desta tal competitividade. Se a meta está alta demais,
reduza-a. Se você não está de acordo com as regras, demita-se. Invente seu próprio
jogo. Faça o que for necessário para ser feliz. Mas não se esqueça que a felicidade é
um sentimento simples, você pode encontrá-la e deixá-la ir embora por não perceber
sua simplicidade”
Mário Quintana
Dedico este trabalho aos meus pais
v
AGRADECIMENTOS
À Deus, minha eterna fonte de inspiração
Aos meus pais, pelo apoio, compreensão, dedicação e incentivo sem os quais não
conseguiria ter chegado até aqui.
Ao prof. Cláudio Fernando Mahler pela orientação neste trabalho, pelo apoio e por
acreditar que uma bióloga fosse capaz de desenvolver um trabalho pelo programa de
engenharia civil da COPPE
Ao meu “homem bombril” (o de mil e uma utilidades), Ronaldo L.S. Izzo. Obrigada por
tudo.
I would like to extend my profound gratitude and honest thanks to Tobias Bahr for
providing reference materials and information for this study.
Aos técnicos do laboratório de geotecnia, pois sem eles o trabalho teria transcorrido de
forma mais atribulada. Em especial ao amigo Mauro Dias de Souza que sempre
esteve disposto a ajudar e da forma mais rápida possível.
Aos técnicos do programa de engenharia química, o químico Ayr M. Portilho Bentes Jr.
(NUCAT) pela ajuda nos ensaios cromatográficos e o técnico Roberto Duarte Bastos
(PAM) pela ajuda na montagem do sistema de gás. Sem eles as dificuldades teriam
sido maiores.
À amigas Natalia Caninas e Luiza Cantuária pelas informações e ajuda na
organização deste trabalho.
À memorável “ex-secretária do prof Mahler”, Ivete Frango, pois sem ela, o que
seríamos de nós, pobres alunos, no meio desta “burrocracia”......
Às secretárias do laboratório de Geotecnia, Alice, Estela e Luana, pela ajuda e pela
amizade.
Aos meus amigos, do laboratório e fora dele, pelos momentos de descanso e diversão,
sem os quais a vida não seria a mesma.
À FAPERJ, CNPq e CAPES pelo apoio financeiro
vi
Resumo da Tese apresentada à COPPE/UFRJ como parte dos requisitos necessários
para a obtenção do grau de Doutor em Ciências (D.Sc.)
ANÁLISE COMPARATIVA ENTRE AS REDUÇÕES DA EMISSÃO DE METANO EM
CAMADAS OXIDATIVAS EXPERIMENTAIS
Juliana Lundgren Rose
Março/2009
Orientador: Cláudio Fernando Mahler
Programa: Engenharia Civil
As emissões de gases em aterros estão entre as maiores fontes emissoras do
gás metano, considerado um dos principais gases de efeito estufa. Por este motivo,
um composto de resíduos sólidos urbanos, um solo de cobertura de um aterro e duas
misturas destes dois materiais foram estudados em laboratório para avaliar a sua
viabilidade e compatibilidade ambiental como suporte oxidativo de metano (CH
4
) em
biocamadas para a mitigação das emissões de gás proveniente dos aterros.
Quatro colunas experimentais foram construídas com tubos de 60 cm de PVC
com diâmetro interno de 9,9 cm. Cada coluna foi preenchida com 2,3 l do material
desejado, no início dos ensaios. O gás metano foi misturado ao ar comprimido
proveniente de uma bomba. As colunas foram alimentadas por um fluxo ascendente
de 150 l/min, controlado por rotâmetros.
Depois de 100 dias do início do experimento, a coluna contendo o solo como
material oxidativo apresentou uma capacidade oxidante de 447 g/m
3
.dia, o que
corresponde à uma eficiência de 20%. A coluna contendo as misturas solo + composto
como materiais oxidativos apresentaram capacidade oxidante entre 456 e 584
g/m
3
.dia, o que corresponde à uma eficiência entre 20 e 26%. A coluna contendo o
composto como material oxidativo apresentou uma capacidade oxidante de 990
g/m
3
.dia, o que corresponde à uma eficiência de 44%, indicando a importância do
estudo e do aproveitamento destes materiais como parte da cobertura de aterros de
resíduos.
vii
Abstract of Thesis presented to COPPE/UFRJ as a partial fulfillment of the
requirements for the degree of Doctor of Science (D.Sc.)
COMPARATION ANALYSIS OF A METHANE OXIDATION EMISSION REDUCTION
IN EXPERIMENTAL OXIDATIVE BARRIERS
Juliana Lundgren Rose
March/2009
Advisor: Cláudio Fernando Mahler
Department: Civil Engineering
Landfill gas emissions are one of the major sources of greenhouse gas
methane. For this reason, a compost of municipal solid waste, a landfill cover soil and
two mixes of those two materials were studied in the laboratory to evaluate its
suitability and environmental compatibility as a support medium in methane (CH
4
)
oxidative biocovers for the mitigation of greenhouse gas emissions from landfills.
Four columns were constructed from 60cm-long PVC tubes. The columns inner
diameter was 9.9cm. Each filter contained 2.3 l of filter material at the outset of the
experiment. Methane (99.995%, Linde Gas AG, Brazil) was mixed with pressurised air
from the house distribution system. This mixture was fed through the bottom of the
columns and the gas flow for each column was adjusted to 150 l/min per column by
means of suspended body flow-meters.
One hundred days after the beginning of the experiment, the soil column
showed a capacity of methane oxidation with oxidation rates of 447 g/m
3
.day
corresponding to a removal efficiency of 20%. The two mixtures of MSW compost and
soil showed a capacity of methane oxidation with oxidation rates of 456-584 g/m
3
.day
corresponding to a removal efficiency of 20%-26%. The MSW compost column showed
a capacity of methane oxidation with oxidation rates of 990 g/m
3.
day, which
corresponds to 44% efficiency, showing the importance of the study and use of these
materials as part of the waste landfill cover.
viii
SUMÁRIO
CAPÍTULO 1 - INTRODUÇÃO 1
1.1. A IMPORTÂNCIA DO ESTUDO 1
1.2. JUSTIFICATIVA 2
1.3. OBJETIVO 3
1.4. ORGANIZAÇÃO DA TESE 3
CAPÍTULO 2 - REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 4
2.1. AQUECIMENTO GLOBAL 4
2.2. A IMPORTÂNCIA DA SEGREGAÇÃO DOS RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS (RSU) 7
2.2.1. O COMPOSTO ORGÂNICO 13
2.3. TRATAMENTO E DISPOSIÇÃO DOS RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS 15
2.3.1. ATERRO DE RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS 22
2.4. GERAÇÃO DE METANO EM ATERROS DE RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS 23
2.4.1. O METANO 23
2.4.2. GERAÇÃO DE METANO EM ATERROS 25
2.5. A OXIDAÇÃO DO METANO 31
2.5.1. FATORES LIMITANTES DA OXIDAÇÃO DO METANO 34
2.6. SISTEMAS DE COBERTURA FINAL 39
2.6.1. CAMADAS OXIDATIVAS 47
2.6.1.1. Camadas Oxidativas Experimentais 48
CAPÍTULO 3 - METODOLOGIA 60
3.1. ENSAIOS DE OXIDAÇÃO 62
3.1.1. ANÁLISE CROMATOGRÁFICA 69
3.1.2. ANÁLISE DOS RESULTADOS DAS ANÁLISES CROMATOGRÁFICAS 70
3.1.3. CÁLCULOS DA EFICIÊNCIA E DA TAXA DE OXIDAÇÃO 73
3.2. CARACTERÍSTICAS QUÍMICAS 75
3.3. ENSAIOS GEOTÉCNICOS 75
3.3.1. GRANULOMETRIA 75
3.3.2. TEOR DE UMIDADE 75
ix
3.3.3. COMPACTAÇÃO 77
3.3.4. CONDUTIVIDADE HIDRÁULICA SATURADA 77
3.3.5. LIMITES 80
3.3.6. MASSA ESPECÍFICA DOS GRÃOS (G
S
) 80
3.4. ESTATÍSTICA 80
CAPÍTULO 4 - RESULTADOS E DISCUSSÕES 81
4.1. ENSAIOS PRELIMINARES – CARACTERIZAÇÃO DOS SUBSTRATOS 81
4.1.1. COMPOSTO ORGÂNICO 81
4.1.2. GRANULOMETRIA 83
4.1.3. UMEDECIMENTO DA AMOSTRA 87
4.1.4. CAPACIDADE DE CAMPO 89
4.1.5. COMPACTAÇÃO 91
4.1.6. POROSIDADE E MASSA ESPECÍFICA DOS GRÃOS 97
4.1.7. CONDUTIVIDADE HIDRÁULICA SATURADA 99
4.1.8. LIMITES ATTERBERG 102
4.1.9. CARACTERÍSTICAS QUÍMICAS 103
4.2. ENSAIOS DE OXIDAÇÃO DO METANO 104
4.2.1. MASSA ESPECÍFICA 104
4.2.2. SENSORES DE TEMPERATURA E UMIDADE 104
4.2.3. OXIDAÇÃO 105
4.2.3.1. Eficiência das colunas oxidativas experimentais 110
4.2.3.2. Taxa de oxidação 117
4.3. CONSIDERAÇÕES FINAIS 122
CAPÍTULO 5 - CONCLUSÕES E SUGESTÕES FUTURAS 125
5.1. CONCLUSÕES 125
5.2. SUGESTÕES FUTURAS 126
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS 127
ANEXO I 142
ANEXO II 143
x
ANEXO III 146
ANEXO IV 148
xi
ÍNDICE DE FIGURAS
CAPÍTULO 2
FIGURA 2.1 – CONCENTRAÇÕES ATMOSFÉRICAS DE N
2
O, CO
2
E CH
4
NOS ÚLTIMOS 10.000
ANOS
(GRÁFICO EXTERNO) E DESDE 1750 (GRÁFICO INTERNO). AS MEDIDAS
MOSTRADAS CORRESPONDEM A MEDIÇÕES EM GELO GLACIAL
(DIFERENTES CORES
PARA DIFERENTES ESTUDOS
) OU AMOSTRAS ATMOSFÉRICAS (LINHA VERMELHA) (IPCC,
2007)....................................................................................................................... 5
FIGURA 2.2 - TIPO DE DESTINO DOS RESÍDUOS GERADOS NO BRASIL NOS ANOS DE 1992 A
2006 – ZONA URBANA (ORDENADA EM ESCALA LOGARÍTMICA)(IBGE, 2008)............. 17
FIGURA 2.3 - TIPO DE DESTINO DOS RESÍDUOS GERADOS NO BRASIL NOS ANOS DE 1992 A
2006 – ZONA RURAL (IBGE, 2008)......................................................................... 18
FIGURA 2.4 – TIPO DE DESTINAÇÃO FINAL DOS RESÍDUOS SÓLIDOS NO ESTADO DO RIO DE
JANEIRO NO ANO DE 2006 (ORDENADA EM ESCALA LOGARÍTMICA) (IBGE, 2008) ...... 19
FIGURA 2.5 – QUANTIDADE DE RESÍDUO COLETADO POR DESTINO FINAL (IBGE, 2008) ..... 20
FIGURA 2.6 – CONTRIBUIÇÃO PERCENTUAL, SEGUNDO CATEGORIA, RESÍDUOS COLETADOS E
DISPOSTO NOS ATERROS NO ANO DE
2007. G GERADORES = GRANDES GERADORES
(COMLURB, 2007)................................................................................................ 21
FIGURA 2.7 – DESENHO ESQUEMÁTICO DE UM ATERRO SANITÁRIO (LIXO, 2009).............. 22
FIGURA 2.8 - GERAÇÃO DE BIOGÁS DIVIDIDA EM 5 FASES (AUGENSTEIN & PACEY, 1991)
..............................................................................................................................
26
FIGURA 2.9 – PREVISÃO DA GERAÇÃO DE BIOGÁS POR UMA EQUAÇÃO DE PRIMEIRA ORDEM
(EHRIG, 1991) ...................................................................................................... 27
FIGURA 2.10 – VIA DA OXIDAÇÃO DO METANO E ASSIMILAÇÃO DO FORMALDEÍDO.
ABREVIAÇÕES : CYTC - CITOCROMO C; FADH - FORMALDEÍDO DEIDROGENASE; FDH –
FORMALDEÍDO FORMATO DEIDROGENASE
; RUMP – RIBOSE FOSFATASE; SMMO –
METANO OXIGENASE SOLÚVEL
; PMMO – METANO OXIGENASE PARTICULADA (LIGADA A
MEMBRANA
)(HANSON & HANSON, 1996)............................................................. 33
FIGURA 2.11- VARIAÇÃO DAS TAXAS OXIDATIVAS COM A TEMPERATURA. UMIDADE DE 30%
(WHALEN & REEBURGH, 1996).......................................................................... 35
FIGURA 2.12 - VARIAÇÃO DAS TAXAS OXIDATIVAS COM A TEMPERATURA. UMIDADE DE 30%
(BOECKX ET AL., 1996)......................................................................................... 35
FIGURA 2.13 – VARIAÇÃO DAS TAXAS OXIDATIVAS COM A UMIDADE. TEMPERATURA DE 30%
(BOECKX & CLEEMPUT, 1996) ........................................................................... 36
xii
FIGURA 2.14 - OXIDAÇÃO DO METANO EM FUNÇÃO DO TEOR DE UMIDADE E TEMPERATURA
(BOECKX ET AL., 1996)......................................................................................... 37
FIGURA 2.15 – SISTEMA DE COBERTURA CONVENCIONAL (WEAND ET AL., 1999) ............ 40
FIGURA 2.16 – TIPO DE SISTEMAS DE COBERTURA. A – ATERRO DE RESÍDUOS PERIGOSOS. B
– ATERRO DE RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS (DWYER, 2003). ................................. 41
FIGURA 2.17 - MODELO DE UM SISTEMA DE COBERTURA CONTENDO UMA BARREIRA CAPILAR
(GILL ET AL., 1999)................................................................................................ 43
FIGURA 2.18 – DESENHO ESQUEMÁTICO DE UMA COBERTURA EVAPOTRANSPIRATIVA. ET =
EVAPOTRANSPIRAÇÃO
(HAUSER & GIMON, 2004) ................................................ 44
FIGURA 2.19 – ESTIMATIVA DE GERAÇÃO DE METANO DURANTE A VIDA DE UM ATERRO
(HUBER-HUMER ET AL., 2008).............................................................................46
FIGURA 2.20 – COLUNA EXPERIMENTAL ELABORADA POR KIGHTLEY ET AL. (1995).
ALGUMAS CONDIÇÕES EXPERIMENTAIS: FLUXO DE CH
4
- 164 G/M
2
.DIA; DIÂMETRO E
ALTURA DAS COLUNAS
– 15 CM E 90 CM, RESPECTIVAMENTE.................................... 49
FIGURA 2.21 - COLUNA EXPERIMENTAL ELABORADA POR KIGHTLEY ET AL. (1995). 1 –
METANO
; 2 – AR PRESSURIZADO; 3 – CÂMARA DE UMEDECIMENTO; 4 – BIOFILTROS; 5 –
SAÍDA DE GÁS
. ALGUMAS CONDIÇÕES DE EXPERIMENTAIS: FLUXO DE CH
4
– ENTRE 288
E
3120 G/M
2
.DIA; DIÂMETRO E ALTURA DAS COLUNAS – 24 CM E ENTRE 29 E 40 CM,
RESPECTIVAMENTE
................................................................................................. 50
FIGURA 2.22 - COLUNA EXPERIMENTAL ELABORADA POR VISVANATHAN ET AL. (1999).
ALGUMAS CONDIÇÕES DE EXPERIMENTAIS: FLUXO DE CH
4
– ENTRE 98 E 295 G/M
2
.DIA;
DIÂMETRO E ALTURA DAS COLUNAS
– 20 CM E 90 CM, RESPECTIVAMENTE. ............... 52
FIGURA 2.23 – RELAÇÃO ENTRE A VARIAÇÃO DO FLUXO E DA UMIDADE NAS TAXAS
OXIDATIVAS
(VISVANATHAN ET AL., 1999)............................................................ 53
FIGURA 2.24 - COLUNA EXPERIMENTAL ELABORADA POR KETTUNEN ET AL. (2006).
ALGUMAS CONDIÇÕES DE EXPERIMENTAIS: FLUXO DE CH
4
– ENTRE 626 E 865
G
/M
2
.DIA; DIÂMETRO E ALTURA DAS COLUNAS – 30 CM E 30 CM, RESPECTIVAMENTE..55
FIGURA 2.25 – COMPARAÇÃO ENTRE ALGUNS VALORES DE TAXAS OXIDATIVAS
ENCONTRADOS NA LITERATURA
. MATERIAIS DIVERSOS (SOLO, AREIA E COMPOSTO DE
RSU) EM ENSAIOS EM COLUNAS EXPERIMENTAIS..................................................... 56
FIGURA 2.26 – RESULTADO DE UM DOS ENSAIOS DE HILGER ET AL. (2000), MOSTRANDO AS
FASES DA OXIDAÇÃO DO METANO
. MATERIAL – SOLO. 1,2,3 E 4 – QUADRUPLICATAS DO
MATERIAL
. .............................................................................................................. 58
FIGURA 2.27 – CURVA DE CRESCIMENTO TÍPICA DE UMA POPULAÇÃO BACTERIANA
(MADIGAN ET AL., 2004)....................................................................................... 58
xiii
CAPÍTULO 3
FIGURA 3.1 – IMAGEM DOS QUARTO MATERIAIS UTILIZADOS COMO SUBSTRATO DE OXIDAÇÃO
NESTE TRABALHO
. .................................................................................................. 60
FIGURA 3.2– VISÃO GERAL DE ALGUMAS LEIRAS NO PÁTIO DE COMPOSTAGEM NA USINA DO
CAJU...................................................................................................................... 62
FIGURA 3.3 – VISÃO DAS PENEIRAS E ONDE O MATERIAL FICA ESTOCADO, DA
GRANULOMETRIA DO COMPOSTO APÓS PENEIRAMENTO
(10MM) E COMO O MATERIAL
FOI COLETADO
........................................................................................................ 62
FIGURA 3.4- COLUNA DE OXIDAÇÃO DESMONTADA .......................................................... 63
FIGURA 3.5 – DESENHO ESQUEMÁTICO DA COLUNA DE OXIDAÇÃO ................................... 64
FIGURA 3.6 – IMAGEM DO MATERIAL QUE COMPÕE A CAMADA DE DISTRIBUIÇÃO DE GÁS. ... 65
FIGURA 3.7 – SENSORES DE TEMPERATURA E UMIDADE................................................... 66
FIGURA 3.8 – VISÃO GERAL DAS COLUNAS OXIDATIVAS. ................................................... 67
FIGURA 3.9 – CROMATÓGRAFO E O SISTEMA DE AQUISIÇÃO E ANÁLISE DOS DADOS
(NOTEBOOK)...........................................................................................................68
FIGURA 3.10 – COMPONENTES BÁSICOS DE UM CROMATÓGRAFO GASOSO. c CILINDRO DE
GÁS
; d REGULADOR DE PRESSÃO EM 2 ESTÁGIOS; e VÁLVULA DE CONTROLE DE
FLUXO
; f PORTA DE INJEÇÃO; g FORNO; h COLUNA; i DETECTOR; j SISTEMA DE
AQUISIÇÃO
(MCNAIR & MULLER, 1998)................................................................ 69
FIGURA 3.11 – SEPARAÇÃO DE ÁLCOOIS. PROGRAMA DE SEPARAÇÃO: ISOTERMA A 1000C E
RAMPA DE
100-1500C A 150C/MIN. COLUNA: CARBOWAX 20 (2M X 1/8 IN). GÁS DE
ARRASTE
: NITROGÊNIO – 30ML/MIN. INFEÇÃO: 1μL. MISTURA: 1:1:1:1:1 . DETECTOR:
FID (BRAITHWAITE & SMITH, 1999) ................................................................... 71
FIGURA 3.12 – CÁLCULO DA ÁREA DE UM PICO CROMATOGRÁFICO POR TRIANGULAÇÃO. W0,
6065H - LARGURA DO PICO NO PONTO DE INFLEXÃO; W0, 5H - LARGURA DO PICO NA
METADE DA ALTURA
; WB - LARGURA DO PICO NA BASE; TR – TEMPO DE RETENÇÃO
NÃO CORRIGIDO
; H – ALTURA DO PICO. FONTE: FOWLIS, 1995............................... 72
FIGURA 3.13 – APARATO PARA A MEDIÇÃO DA PERMEABILIDADE A CARGA VARIÁVEL. ........ 78
FIGURA 3.14 – DETERMINAÇÃO DA CAPACIDADE DE CAMPO. ............................................ 79
CAPÍTULO
4
FIGURA 4.1 – CURVAS GRANULOMÉTRICAS DO COMPOSTO NAS FRAÇÕES 10MM E 4MM .... 84
FIGURA 4.2 – ANÁLISE VISUAL DO PROCESSO DE FRACIONAMENTO DO COMPOSTO
ORGÂNICO DURANTE O ENSAIO DE GRANULOMETRIA
. FRAÇÕES QUE FICARAM RETIDAS
NA PENEIRA
(IZZO, 2008)....................................................................................... 84
xiv
FIGURA 4.3 – CURVA GRANULOMÉTRICA DO COMPOSTO, DAS MISTURAS E DO SOLO ......... 85
FIGURA 4.4 – VARIAÇÃO MÉDIA DA UMIDADE NA BASE ÚMIDA EM RELAÇÃO AO TEMPO PARA
AS AMOSTRAS DE
10MM.......................................................................................... 88
FIGURA 4.5 – VARIAÇÃO DA UMIDADE MÉDIA NA BASE ÚMIDA EM RELAÇÃO AO TEMPO PARA
AS AMOSTRAS DE
4MM. ........................................................................................... 89
FIGURA 4.6 – CAPACIDADE DE CAMPO DOS QUATRO MATERIAIS UTILIZADOS. .................... 91
FIGURA 4.7 – CURVA DE COMPACTAÇÃO DO SOLO DE COBERTURA DO ATERRO................. 92
FIGURA 4.8 – RESULTADO DO ENSAIO DE COMPACTAÇÃO PARA O COMPOSTO (IZZO, 2008)
..............................................................................................................................
93
FIGURA 4.9 – CURVA DE COMPACTAÇÃO PARA A MISTURA DO SOLO DE COBERTURA DO
ATERRO COM O COMPOSTO NA PROPORÇÃO
1:1 (P/P) .............................................. 94
FIGURA 4.10 – CURVA DE COMPACTAÇÃO PARA A MISTURA DO SOLO DE COBERTURA DO
ATERRO COM O COMPOSTO NA PROPORÇÃO
3:1 (P/P) .............................................. 94
FIGURA 4.11 – GRÁFICO COMPARATIVO ENTRE AS UMIDADES MÉDIAS NA BASE ÚMIDA DOS
QUATRO MATERIAIS
................................................................................................. 95
FIGURA 4.12 – GRÁFICO COMPARATIVO ENTRE AS UMIDADES MÉDIAS NA BASE SECA DOS
QUATRO MATERIAIS
................................................................................................. 96
FIGURA 4.13 – COMPARAÇÃO ENTRE AS MASSAS ESPECÍFICAS APARENTE SECA MÁXIMA DOS
QUATRO MATERIAIS UTILIZADOS
.............................................................................. 97
FIGURA 4.14 – COEFICIENTES DE CONDUTIVIDADE HIDRÁULICA SATURADA EM FUNÇÃO DA
QUANTIDADE DE COMPOSTO NO MATERIAL
. CONDIÇÃO DE MOLDAGEM PARA CADA
MATERIAL
: 60% DE SUA MASSA ESPECÍFICA MÁXIMA E 85% DE SUA UMIDADE ÓTIMA.
............................................................................................................................
100
FIGURA 4.15 - COEFICIENTES DE CONDUTIVIDADE HIDRÁULICA SATURADA EM FUNÇÃO DA
QUANTIDADE DE COMPOSTO NO MATERIAL
. CONDIÇÃO DE MOLDAGEM PARA CADA
MATERIAL
: COMPACTAÇÃO NA ESPECÍFICA MÁXIMA DO MATERIAL E NA SUA UMIDADE
ÓTIMA
................................................................................................................... 101
FIGURA 4.16 – SENSORES DE TEMPERATURA E UMIDADE NO INÍCIO DOS ENSAIOS E DEPOIS
DE
100 DIAS DE ANÁLISES (M11 = MISTURA SOLO + COMPOSTO (1:1) E M31 = MISTURA
SOLO
+ COMPOSTO (3:1)). .................................................................................... 105
FIGURA 4.17 – VARIAÇÃO (V) ENTRE A CONCENTRAÇÃO DE CH
4
QUE ENTROU NA COLUNA
EXPERIMENTAL
(ENTRADA) E CONCENTRAÇÃO DE CH
4
QUE SAIU DA MESMA COLUNA
EXPERIMENTAL
(SAÍDA)(V = ENTRADA - SAÍDA). A – SOLO; B – SOLO + COMPOSTO
(3:1); C – SOLO + COMPOSTO (1:1) E D - COMPOSTO............................................ 107
FIGURA 4.18 – COMPARAÇÃO ENTRE CONCENTRAÇÃO DE CH
4
QUE ENTROU NA COLUNA
EXPERIMENTAL
(ENTRADA) E CONCENTRAÇÃO DE CH
4
QUE SAIU DA MESMA COLUNA
xv
EXPERIMENTAL (SAÍDA). A – SOLO; B – SOLO + COMPOSTO (3:1); C – SOLO +
COMPOSTO (1:1) E D – COMPOSTO. VALORES DE CONCENTRAÇÃO ACUMULADOS..108
FIGURA 4.19 - COMPARAÇÃO ENTRE A CONCENTRAÇÃO DE CH
4
QUE SAIU NA COLUNA
EXPERIMENTAL E A CONCENTRAÇÃO DE
CO
2
QUE SAIU DA MESMA COLUNA
EXPERIMENTAL
(MESMA AMOSTRA). A – SOLO; B – SOLO + COMPOSTO (3:1); C –
SOLO + COMPOSTO (1:1) E D – COMPOSTO. VALORES DE CONCENTRAÇÃO
ACUMULADOS
. ...................................................................................................... 109
FIGURA 4.20– VARIAÇÃO DA EFICIÊNCIA DAS COLUNAS OXIDATIVAS EXPERIMENTAIS NO
TEMPO
. A – SOLO; B – SOLO + COMPOSTO (3:1); C – SOLO + COMPOSTO (1:1) E D –
COMPOSTO. VALORES MÉDIOS.............................................................................. 111
FIGURA 4.21 – VALORES MÁXIMO E MÉDIO DA EFICIÊNCIA DAS COLUNAS EXPERIMENTAIS DE
OXIDAÇÃO
(M11 = SOLO + COMPOSTO (1:1) E M31 = SOLO + COMPOSTO (3:1))...... 112
FIGURA 4.22 - COMPARAÇÃO ENTRE AS MASSAS ESPECÍFICAS OBSERVADAS NA LITERATURA
E AS MASSAS ESPECÍFICAS NAS COLUNAS EXPERIMENTAIS DESTE TRABALHO
.......... 115
FIGURA 4.23 – COMPARAÇÃO ENTRE OS TEMPOS DE RETENÇÃO OBSERVADOS NA
LITERATURA E O TEMPO DE RETENÇÃO NAS COLUNAS EXPERIMENTAIS DESTE
TRABALHO
............................................................................................................ 116
FIGURA 4.24 – VARIAÇÃO DA TAXA DE OXIDAÇÃO MÉDIA EM FUNÇÃO DA ADIÇÃO DE
COMPOSTO À AMOSTRA DE SOLO
........................................................................... 118
FIGURA 4.25 – VALORES MÁXIMO E MÉDIO DA TAXA DE OXIDAÇÃO (M11 = SOLO +
COMPOSTO
(1:1) E M31 = SOLO + COMPOSTO (3:1)).............................................. 119
FIGURA 4.26 – COMPARAÇÃO ENTRE AS EMISSÕES DE METANO PELAS CAMADAS DE
COBERTURA DE ATERROS
, COMPOSTAS POR SOLO, E AS TAXAS DE OXIDAÇÃO OBTIDAS
NAS COLUNAS EXPERIMENTAIS DESTE TRABALHO
. VALORES MÉDIOS. ORDENADA EM
ESCALA LOGARÍTMICA
. .......................................................................................... 123
xvi
ÍNDICE DE TABELAS
CAPÍTULO 2
TABELA 2.1 - ESTIMATIVAS DAS EMISSÕES CO
2
E CH
4
, CONSIDERADOS OS PRINCIPAIS
GASES DE EFEITO ESTUFA DE ORIGEM ANTRÓPICA
(EM 1000 T), POR TIPO DE GÁS,
SEGUNDO OS SETORES DE EMISSÃO
- BRASIL - 1990/1994 (IBGE, 2008)................... 6
TABELA 2.2 – ALGUMAS FONTES ANTRÓPICAS DE EMISSÃO DE METANO NO EUA (VALORES
EM
TG CO
2
EQ) (USEPA, 2006) ............................................................................... 7
TABELA 2.3 – COMPOSIÇÃO GRAVIMÉTRICA DOS RESÍDUOS DE ALGUMAS CIDADES
BRASILEIRAS E ESTRANGEIRAS
(MANASSERO ET AL., 1996 APUD BORGATTO,
2006)....................................................................................................................... 8
TABELA 2.4 - COMPOSIÇÃO GRAVIMÉTRICA DO RESÍDUO URBANO GERADO NO MUNICÍPIO DO
RIO DE JANEIRO - 1995 - 2007.................................................................................. 9
TABELA 2.5 – RESULTADOS DAS ANÁLISES FÍSICO-QUÍMICAS REALIZADAS COMO O
COMPOSTO PRODUZIDO NA
USINA DE TRIAGEM E COMPOSTAGEM DO CAJU – RJ EM
AGOSTO DE
2006 (COMLURB, 2007)..................................................................... 12
TABELA 2.6 – ESPECIFICAÇÕES DOS FERTILIZANTES ORGANO-MINERAL E “COMPOSTO”.
(TABELA Nº 3 DO ANEXO DA PORTARIA Nº 01 DE 04 DE MARÇO DE 1983).................. 14
TABELA 2.7 – TEORES PERMISSÍVEIS DE METAIS PESADOS NO COMPOSTO DE RSU EM
ALGUNS PAISES DA
EUROPA E ESTADOS UNIDOS, E VALORES MÁXIMOS DE METAIS
PESADOS PRESENTES NO SOLO PARA USO AGRÍCOLA EM
SÃO PAULO, SEGUNDO A
CETESB (MG.KG
-1
). (MODIFICADO DE SILVA ET AL., 2002)...................................... 15
TABELA 2.8 – EMISSÕES DE METANO EM DIFERENTES TIPOS DE ATERRO (BAHR ET AL.,
2006)..................................................................................................................... 28
TABELA 2.9 – EMISSÃO DE CH
4
EM ATERROS DE RSU. MEDIÇÃO ATRAVÉS DE PLACAS DE
FLUXO IN SITU
.........................................................................................................29
TABELA 2.10 - FATORES QUE INTERFEREM NA MOVIMENTAÇÃO DO BIOGÁS DENTRO DO
ATERRO
(MACIEL, 2003). ...................................................................................... 30
TABELA 2.11 – PARÂMETROS IDEAIS E DE TOLERÂNCIA PARA OCORRÊNCIA DE OXIDAÇÃO
(HUBER-HUMER, 2004)....................................................................................... 38
TABELA 2.12 - COMPONENTES DE UM SISTEMA DE COBERTURA CONVENCIONAL DE ATERRO
(GILL ET AL., 1999)................................................................................................ 40
TABELA 2.13 – COMPOSIÇÃO PERCENTUAL DO BIOGÁS (HUBER-HUMER & LECHNER,
1999)..................................................................................................................... 45
xvii
TABELA 2.14 – RESULTADOS DE TAXAS OXIDATIVAS OBTIDOS POR KIGHTLEY ET AL. (1995)
E
STREESE & STEGMANN (2003)....................................................................... 51
TABELA 2.15 - PROFUNDIDADES ONDE FORAM ENCONTRADAS ATIVIDADE OXIDATIVA. ....... 51
TABELA 2.16 – VALORES MÁXIMOS DE TAXA OXIDATIVA OBTIDOS POR KETTUNEN ET AL.
(2006) PARA OS DOIS MATERIAIS ANALISADOS, EM DIFERENTES TEMPERATURAS....... 55
TABELA 2.17 – ALGUNS VALORES DE TAXAS OXIDATIVAS ENCONTRADOS NA LITERATURA.. 57
CAPÍTULO
3
TABELA 3.1 – CARACTERÍSTICAS DO CROMATÓGRAFO..................................................... 69
TABELA 3.2 – CONDIÇÕES OPERACIONAIS DO CROMATÓGRAFO GASOSO PARA AS ANÁLISES
DA COMPOSIÇÃO DOS GASES
................................................................................... 70
TABELA 3.3 – FATORES DE CORREÇÃO UTILIZADOS (DIETZ, 1967). ................................. 73
CAPÍTULO
4
TABELA 4.1 – RESULTADO DO ENSAIO DE ESTABILIZAÇÃO. ............................................... 83
TABELA 4.2 – COEFICIENTES DE NÃO UNIFORMIDADE (CNU) DOS QUATRO MATERIAIS
UTILIZADOS
............................................................................................................. 86
TABELA 4.3 – VALORES DE CAPACIDADE DE CAMPO OBTIDOS PARA OS QUATRO MATERIAIS
UTILIZADOS
............................................................................................................. 90
TABELA 4.4 – POROSIDADE DOS MATERIAIS EM CADA COLUNA (%V/V). ............................. 98
TABELA 4.5 – MASSA ESPECÍFICA DOS GRÃOS DOS QUATRO MATERIAIS UTILIZADOS ......... 98
TABELA 4.6 – RESULTADOS DOS LIMITES DE CONSISTÊNCIA DE ATTERBERG PARA O SOLO
DO ATERRO
. ......................................................................................................... 102
TABELA 4.7 – VALORES OBTIDOS PARA A COMPOSIÇÃO QUÍMICA DOS MATERIAIS UTILIZADOS.
............................................................................................................................
103
TABELA 4.8 – MASSA ESPECÍFICA (G/CM
3
) DO MATERIAL DENTRO DAS COLUNAS DE
OXIDAÇÃO
(BASE ÚMIDA)....................................................................................... 104
TABELA 4.9 - VALORES DE EFICIÊNCIA DE REMOÇÃO DE CH
4
, EM PERCENTAGEM, DAS
COLUNAS OXIDATIVAS EXPERIMENTAIS
(M31 = MISTURA SOLO + COMPOSTO (3:1) E
M11 = MISTURA SOLO + COMPOSTO (1:1))............................................................. 113
TABELA 4.10 – VALORES DE EFICIÊNCIA DE COLUNAS EXPERIMENTAIS OBTIDAS NA
LITERATURA
.......................................................................................................... 114
TABELA 4.11 – TEOR DE MATÉRIA ORGÂNICA DE ALGUNS MATERIAIS ENCONTRADOS NA
LITERATURA
.......................................................................................................... 117
xviii
TABELA 4.12 - VALORES DE TAXA DE OXIDAÇÃO (G/M
3
.DIA), EM PERCENTAGEM, DAS
COLUNAS OXIDATIVAS EXPERIMENTAIS
(M31 = MISTURA SOLO + COMPOSTO (3:1) E
M11 = MISTURA SOLO + COMPOSTO (1:1))............................................................. 119
TABELA 4.13 – VALOR MÁXIMO DE TAXA DE OXIDAÇÃO E O TEMPO NECESSÁRIO APÓS O
INÍCIO DOS ENSAIOS PARA QUE ESTE SEJA ATINGIDO
. ............................................. 120
TABELA 4.14 – VALORES INICIAIS DE TAXA DE OXIDAÇÃO (G/M
3
.DIA) NO PRIMEIRO DIA DE
AQUISIÇÃO DE DADOS
. .......................................................................................... 120
TABELA 4.15 – VALORES DAS TAXAS DE OXIDAÇÃO DAS COLUNAS EXPERIMENTAIS OBTIDAS
NA LITERATURA
..................................................................................................... 121
1
CAPÍTULO 1 - INTRODUÇÃO
1.1. A Importância do Estudo
Há algumas décadas, a observação de que a Terra estava se aquecendo, e
que vários problemas ambientais estavam surgindo em decorrência desse
aquecimento, levou vários países a começarem a pensar em uma política ambiental
que pudesse reverter, ou pelo menos amenizar, a tendência do aquecimento global.
O aquecimento do Planeta é um fenômeno natural dentro de uma certa taxa de
variação de temperatura. Entretanto, com o aumento da concentração de poluentes
antropogênicos emitidos para a atmosfera, dentre eles, o metano (CH
4
), este
fenômeno passou a ser danoso para a vida na Terra, uma vez que tem havido uma
aceleração anormal na elevação da temperatura global média.
O metano possui várias fontes geradoras, como por exemplo, os vulcões e
falhas geológicas, os pântanos e a decomposição de
resíduos orgânicos, etc.
O processo natural de decomposição anaeróbia dos resíduos sólidos urbanos
(RSU) gera gás, e, aproximadamente, metade do gás gerado é metano (CH
4
). Ao lado
da cultura de arroz, pecuária, e combustão de biomassa, o CH
4
gerado por aterros de
resíduos é uma das maiores fontes antropogênicas deste gás, considerado um dos
gases de efeito estufa, pois a emissão de CH
4
para a atmosfera contribui para o
aumento da retenção de calor na Terra, produz seqüelas no balanço climático do
Planeta e polui o ar.
Soluções distintas para os problemas das emissões gasosas são necessárias,
uma vez que fontes distintas possuem soluções distintas para o mesmo problema.
Em muitos países, nos quais a disposição final desses resíduos em aterros é
bem regulamentada, várias iniciativas já foram tomadas na tentativa de se reduzir a
taxa de emissão de CH
4
pelos aterros. Dentre as medidas adotadas, pode-se citar a
reciclagem, separação da fração orgânica para compostagem e a incineração.
Os gases gerados pelos aterros podem tanto ser lançados na atmosfera,
coletados e queimados em queimadores (flaires) ou usados para gerar energia. Um
caminho alternativo para se mitigar a emissão do CH
4
para a atmosfera é a oxidação
microbiológica do CH
4
quando este passa pela camada de cobertura do aterro.
2
1.2. Justificativa
Esta pesquisa procura contribuir para um melhor aproveitamento dos resíduos
sólidos orgânicos, agregando-lhe valor, além de ajudar a reduzir as quantidades e o
volume de resíduos depositados em aterros diariamente, o que poderá contribuir para
o aumento de sua vida útil.
O planejamento da pesquisa baseou-se na utilização do composto orgânico
oriundo da compostagem dos resíduos sólidos orgânicos urbanos, uma vez que dentro
do amplo leque de pesquisas que visam reduzir a emissão de metano para atmosfera,
há as que utilizam o potencial biológico para remediar os problemas ambientais. A
utilização do potencial biológico local é considerada uma das melhores opções, uma
vez que, na maioria dos casos, os impactos na fauna e flora local são reduzidos, ou
até mesmo evitados.
Para o caso das emissões de CH
4
, vários trabalhos relatam o papel das
bactérias metanotróficas presentes no solo de cobertura de aterros de RSU na
redução da emissão do CH
4
, gerado pelo próprio aterro, para a atmosfera.
Segundo WHALEN et al. (1990), a oxidação do metano (CH
4
) na cobertura de
aterros tem sido observada em várias ocasiões, e a exposição do solo às elevadas
concentrações de CH
4
pode fazer com que este desenvolva uma elevada capacidade
oxidativa. Alguns pesquisadores têm investigado, com sucesso, a oxidação de metano
na cobertura de aterros tanto in situ (KIGHTLEY et al., 1995; BOECKX & CLEEMPUT,
1996; BOGNER et al., 1997; HILGER & HUBER-HUMER, 2003; KALLISTOVA et al.,
2005), quanto em laboratório (KIGHTLEY et al., 1995; HUBER-HUMER & LECHNER,
1999; DE VISSCHER et al., 2001; KETTUNEN et al., 2006).
Vários materiais já foram propostos como substrato de oxidação. Todos
monstraram possuir capacidade oxidativa. Dentre estes materiais, pode-se citar a
argila (MAURICE & LAGERKVIST, 2004), areia (KIGHTLEY et al., 1995), composto de
lodo de esgoto (HUBER-HUMER & LECHNER, 1999; KETTUNEN et al., 2006) e
composto orgânico de RSU (HUBER-HUMER & LECHNER, 1999; CHAPMAN et al.,
2005).
Embora se saiba que diversos materiais possuam a capacidade de oxidar o
metano, e a ação oxidativa é regida basicamente por processos biológicos, diversos
fatores físicos (umidade, temperatura) e químicos (pH, Na
+
, NH
4
+
), interferem positiva,
ou negativamente neste processo. Excetuando-se isso, sabe-se que a fauna
microbiológica é variável de um local a outro por causa de vários fatores, dentre os
quais podem-se citar os climáticos.
3
Desta forma, e sabendo-se que os trabalhos com barreiras oxidativas no Brasil
ainda são incipientes, levou-se a focar este trabalho na análise comparativa de quatro
diferentes composições de barreiras oxidativas experimentais em relação ao seu
potencial de oxidar o metano.
1.3. Objetivo
Desenvolver uma solução econômica com um material à base de composto
orgânico para reduzir as emissões de metano em aterros de resíduos sólidos urbanos.
1.4. Organização da tese
Este trabalho foi divido em 5 partes. No capítulo 2 foi realizada uma revisão
bibliográfica no qual são abordados os temas oxidação do metano, aquecimento
global, aterro de resíduos sólidos e gerenciamento de resíduos sólidos urbanos (RSU).
No capítulo 3 está descrita a metodologia que foi empregada para o desenvolvimento
do tema proposto. Já o capítulo 4 está destinado à apresentação dos resultados
obtidos e à discussão dos mesmos. As conclusões e as sugestões para futuros
trabalhos são descritas no subseqüente capítulo. Na última parte deste trabalho, têm-
se as referências bibliográficas.
4
CAPÍTULO 2 - REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
2.1. Aquecimento Global
Define-se por aquecimento global o aumento da temperatura média da
superfície terrestre próxima à crosta. Normalmente, este termo vem associado ao
conceito de efeito estufa, uma vez que o aquecimento global é uma conseqüência,
entre outras coisas, do aumento do efeito estufa.
O efeito estufa é o resultado de um processo no qual parte dos raios
infravermelhos refletida pela superfície terrestre é absorvida por determinados gases
presentes na atmosfera e tem como conseqüência o aquecimento da superfície do
Planeta. Este processo faz com que a temperatura terrestre seja maior do que a que
seria na ausência de atmosfera, sendo assim, o efeito estufa é um processo natural,
sem o qual a vida na Terra, tal qual conhecemos, não seria possível.
A atmosfera terrestre é composta por nitrogênio (N
2
- 78,1%), oxigênio (O
2
-
20,9%), argônio (Ar - 0,93%) e outros gases traços. Os principais gases atmosféricos
possuem apenas uma interação limitada com a irradiação solar. Contudo, alguns
gases traços, como por exemplo, o dióxido de carbono (CO
2
), metano (CH
4
), óxido
nitroso (N
2
O) e ozônio (O
3
), além do vapor d’água (H
2
O), são capazes de absorver e
refletir os raios infravermelhos. Estes gases são denominados gases de efeito estufa,
e desempenham um papel crucial para o balanço energético da Terra.
Além de gases, a atmosfera também é composta por partículas sólidas,
líquidas (aerossóis) e nuvens que interagem com as radiações emitidas e absorvidas.
As atividades antropológicas, em particular aquelas que envolvem a utilização
de combustível fóssil ou de biomassa, emitem gases de efeito estufa e aerossóis que
afetam a composição da atmosfera.
A atividade humana, assim como de qualquer outro ser vivo, influência o meio.
Contudo, foi a partir da Revolução Industrial (século XVIII), que o impacto
antropogênico teve um crescente exponencial.
Por quase mil anos antes da Revolução Industrial, a quantidade de gases de
efeito estufa permaneceu relativamente constante, como pode se verificado na
Figura
2.1. Desde então, a concentração de vários destes gases elevou-se. Por exemplo, a
quantidade de CO
2
, cresceu mais de 30% desde a era pré-industrial e continua
crescendo numa taxa aproximada de 0,4% ao ano, principalmente devido à combustão
5
de combustível fóssil e ao desmatamento. A concentração de outros componentes
atmosféricos naturais, tais como CH
4
e N
2
O, também aumentou devido ao crescimento
da atividade industrial, agricultura, entre outros. A concentração de óxidos de
nitrogênio (NO e N
2
O) e monóxido de carbono (CO) também aumentou. Muito embora
estes gases não sejam gases de efeito estufa, eles desempenham um papel
importante na química atmosférica por terem contribuído para o aumento da
concentração do O
3
da troposfera em 40% desde a era pré-industrial (IPCC, 2007)
Figura 2.1 – Concentrações atmosféricas de N
2
O, CO
2
e CH
4
nos últimos 10.000
anos (gráfico externo) e desde 1750 (gráfico interno). As medidas mostradas
correspondem a medições em gelo glacial (diferentes cores para diferentes
estudos) ou amostras atmosféricas (linha vermelha) (IPCC, 2007).
Para o caso do CO
2
, enquanto que no período pré-industrial as concentrações
eram em torno de 280 ppm, em 2005 passaram para 379 ppm. Segundo o IPCC
(2007), estes níveis de 2005 passaram de longe os valores naturais médios dos
últimos 650.000 de anos (180 para 360 ppm)
No caso brasileiro, a principal fonte de emissão de CO
2
é a destruição da
vegetação natural, com destaque para o desmatamento na Amazônia e as queimadas
no cerrado, respondendo por mais de 75% das emissões brasileiras de CO
2
, e, por
6
isso, sendo a responsável por colocar o Brasil entre os dez maiores emissores de
gases de efeito estufa para a atmosfera (IBGE, 2008)(
Tabela 2.1)
Tabela 2.1 - Estimativas das emissões CO
2
e CH
4
, considerados os principais
gases de efeito estufa de origem antrópica (em 1000 t), por tipo de gás, segundo
os setores de emissão - Brasil - 1990/1994 (IBGE, 2008).
Gás Setores de
emissão
Ano
CO
2
CH
4
N
2
O
1990 978.583 12.299 490
Total
1994 1.029.706 13.173 550
1990 203.353 439 8
Produção de
energia
1994 236.505 401 9
1990 16.949 3 8
1994 16.870 3 14
Processos
industriais
1994 ... ... ...
1990 ... 9.506 451
Agropecuária
1994 ... 10.161 503
1990 758.281 1.615 11
Mudança no
uso da terra
e florestas
1994 776.331 1.805 12
1990 ... 737 12
Tratamento
de resíduos
1994 ... 803 12
No que se diz respeito às emissões de CH
4
, no caso brasileiro, a maior
preocupação em relação às fontes emissoras de CH
4
é com a pecuária, uma vez que
esta contribuiu com 77% das emissões deste gás no ano de 1994, enquanto que o
tratamento de resíduos teve uma contribuição de apenas 6,1%.
Fato este bastante diferente do observado para os Estados Unidos da América
(EUA), cuja maior fonte antropogênica de CH
4
são os aterros de resíduos,
correspondendo a 24,1% do total das emissões no ano de 2003, como pode ser
analisado na
Tabela 2.2.
7
Tabela 2.2 – Algumas fontes antrópicas de emissão de metano no EUA (valores
em Tg CO
2
eq) (USEPA, 2006)
Fonte 1990 2003
Aterros 172,2 131,2
Fermentação entérica 117,9 115,0
Cultivo de arroz 7,1 6,9
Produção petroquímica 1,2 1,5
Resíduos da queima na
agricultura
0,7 0,8
Total 605,3 544,9
Tal constatação fica fácil de ser observada quando se verifica que o Brasil, no
ano de 2007, tinha um rebanho bovino de 199.752.014 cabeças. Segundo o IBGE
(2007), o Brasil, no ano de 2007, foi líder de exportação de carne bovina, com volume
exportado 56,0% superior ao da Austrália, segundo maior exportador.
2.2. A Importância da Segregação dos Resíduos Sólidos Urbanos (RSU)
Os resíduos resultantes da atividade humana podem ter como destino os
aterros. Contudo, com o aumento exponencial da quantidade de resíduos e da
evolução tecnológica, aliados ao interesse econômico de busca por matérias primas
de baixo custo, alguns resíduos passaram a ser reaproveitados, seja na forma de
produtos, seja na forma de energia.
A coleta seletiva tem como objetivo a separação dos resíduos urbanos pelas
suas propriedades e pelo destino que lhes pode ser dado, com o intuito de tornar mais
fácil e eficiente a sua recuperação. O fundamento deste processo é a separação, pela
população, dos materiais recicláveis (papéis, vidros, plásticos e metais) do restante do
resíduo, que é destinado aos aterros ou usinas de compostagem, como é o caso de
alguns países europeus como Alemanha e França.
No Brasil, em algumas cidades, a população já realiza a separação dos
resíduos dentro de casa, em outras, esta separação ocorre dentro de usinas de
triagem e compostagem. Entretanto, existem alguns problemas neste dois processos
que precisam ser reformulados e reorganizados.
8
Das 228.413,0 t/dia de resíduos coletados no Brasil em 2000, apenas 6.549,7
t/dia tiveram como destino uma das 260 usinas de compostagem existentes no país
(IBGE, 2002). Quantidade pequena se levado em consideração que o resíduo urbano
brasileiro é rico em matéria orgânica, como pode ser analisado na
Tabela 2.3 e na
Tabela 2.4.
Tabela 2.3 – Composição gravimétrica dos resíduos de algumas cidades
brasileiras e estrangeiras (MANASSERO et al., 1996 apud BORGATTO, 2006).
Composição Gravimétrica (%)
Localização Metal Papel Plástico
Couro,
galhos e
borracha
Têxteis
Matéria
Orgânica
Vidros Outros
B. Horizonte
3,0 10,0 11,0 2,5 0,5 67,0 3,0 4,0
Salvador
2,4 10,5 15,0 2,6 1,0 60,0 2,0 6,5
Brasília
3,0 20,0 15,0 1,5 1,0 49,0 2,0 8,5
Dona Juana
(Colômbia)
3,4 13,6 10,3 6,5 2,5 49,5 2,5 11,7
Bangkok
(Tailândia)
1,0 25,0 - 7,0 3,0 44,0 1,0 19,0
Cochabamba
(Bolívia)
1,0 2,0 3,0 1,0 - 71,0 1,0 21,0
Nova York
(EUA)
5,0 22,0 - 3,0 - 20,0 6,0 44,0
Genebra
(Suíça)
2,5 31,0 9,5 4,0 5,0 28,0 9,0 11,0
Na
Tabela 2.3 também pode-se notar que a quantidade de material orgânico
presente no resíduo urbano brasileiro é bem maior do que o observado para países
considerados desenvolvidos, como Suíça e Estados Unidos. Esta mesma
característica também é observada para o resíduo urbano gerado no município do Rio
de Janeiro, como pode ser analisado na
Tabela 2.4.
9
Tabela 2.4 - Composição gravimétrica do resíduo urbano gerado no município do Rio de Janeiro - 1995 - 2007
1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007
45,23 44,07 43,23 45,43 47,39 43,26 43,96 41,10 40,14 32,85 33,74 33,84 36,27
Papel -
24,05 22,26 21,08 22,22 21,85 19,77 18,71 18,78 16,06 12,48 13,51 14,83 14,61
Plástico
(
2
)
15,07 15,09 16,11 16,78 19,90 17,61 19,77 17,61 19,17 15,44 15,34 14,69 17,17
V
idro
(
3
)
2,62 3,63 3,22 3,68 3,48 3,22 3,52 2,74 2,99 3,23 3,24 2,71 2,90
Metal
(
4
)
3,49 3,09 2,82 2,75 2,16 2,66 1,96 1,97 1,92 1,70 1,65 1,61 1,59
45,43 48,80 49,09 48,51 50,05 51,27 51,65 55,96 53,05 59,72 60,74 61,35 58,13
9,34 7,13 7,68 6,08 2,56 5,47 4,39 2,94 6,82 7,42 5,52 4,82 5,61
Inerte total
0,44 0,97 1,53 0,89 0,63 0,94 0,72 0,35 1,46 1,37 0,86 0,75 0,73
Folha / flores
4,81 2,46 3,04 1,97 0,72 1,91 1,50 0,60 2,34 2,12 1,06 1,30 1,75
Madeira
0,96 0,53 0,76 0,68 0,18 0,44 0,44 0,38 0,66 0,66 0,34 0,33 0,38
Borracha
0,17 0,18 0,24 0,33 0,11 0,30 0,29 0,18 0,25 0,22 0,24 0,32 0,21
Pano - Trapo
2,43 2,50 1,71 1,90 0,79 1,61 1,28 1,21 1,83 1,51 1,58 1,61 1,75
Couro
0,26 0,16 0,27 0,21 0,10 0,18 0,10 0,15 0,26 0,27 0,22 0,07 0,21
Osso
0,27 0,33 0,13 0,08 0,03 0,09 0,06 0,07 0,01 0,00 0,04 0,02 0,00
Coco
... ... ... ... ... ... ... ... ... 1,27 1,17 0,41 0,58
V
ela /
... ... ... ... ... ... ... ... ... 0,01 0,01 0,01 0,01
Total
(
%
)
100,00 100,00 100,00 100,00 100,00 100,00 100,00100,00100,00100,00100,00 100,00 100,01
Peso Específico
203,58 194,79 163,98 168,15 186,10 198,47 169,02150,81154,44153,60148,35 144,93 144,54
Teor de Umidade
64,54 70,20 67,02 63,67 63,10 62,91 60,89 63,74 72,49 76,55 50,45 56,86 65,22
Peso da amostra ... ... ... ... ... ... ... ... ... ... ...
16.625,80 17.144,54
Fonte: PCRJ, Companhia Municipal de Limpeza Urbana – COMLURB.
(1) - papel, papelão e tetra pack
(2) plástico duro, PET, filme
(3) vidro caro e escuro
(4) - metal ferroso e não ferroso
(5) matéria orgânica putrescivel e agregado fino
(6) - pedra, areia, louça e cerâmica
Rejeitos
Matéria Orgânica (5)
Componentes (%)
Recicláveis
10
Fato curioso ao se analisar a Tabela 2.4, é que entre 1995 e 2007, houve uma
diminuição da percentagem de recicláveis (matéria orgânica não incluída). Esperava-
se que o percentual de recicláveis aumentasse, uma vez que com o passar do tempo
mais materiais reutilizáveis são introduzidos no mercado e mais efetiva tornam-se as
ações de conscientização junto à população. Entretanto, este fato, por estar atrelado
ao fator econômico, podendo indicar um empobrecimento da população carioca, uma
vez que o aumento percentual de matéria orgânica no resíduo é um indicativo de
redução de poder aquisitivo de uma população. Quanto maior este percentual, menor
o poder aquisitivo da população, uma vez que alimentos in natura são mais baratos do
que os processados ou industrializados.
No entanto, para o caso específico do município do Rio de Janeiro, um outro
fator pode influenciar os resultados: existência de um mercado informal de recicláveis,
que movimenta milhares de reais e emprega, informalmente, um grande número de
pessoas.
Entretanto, independente de como o processo de segregação dos resíduos
sólidos é gerenciado, e da grande quantidade de material orgânico presente nos
resíduos de um determinado município, a instalação de usinas de triagem, reciclagem
e compostagem, são de grande interesse, não apenas para o município do Rio de
Janeiro, mas para o País, uma vez que, para que haja uma adequada gestão de
resíduos urbanos, faz-se necessária a implantação deste tipo de usina, já que, através
da compostagem, há redução de volume do resíduo, e com isso volumes menores de
resíduos são destinados aos aterros, além de propiciar a reintrodução da matéria
orgânica ao ciclo de produção.
Porém, um dos grandes obstáculos para a utilização do composto orgânico
oriundo da compostagem de RSU é a preocupação com a presença de agentes
patológicos e metais pesados. Estes problemas podem ser minimizados, e até
extintos, se a separação da matéria orgânica for criteriosa (redução da concentração
de metais contaminantes) e se a cura no pátio de compostagem for feita de maneira
adequada (a elevação da temperatura durante o processo de maturação do composto
elimina a presença de patógenos).
No município do Rio de Janeiro, a Usina de Triagem e Compostagem do Caju
produziu, em outubro de 2006, adubo orgânico com as seguintes características físico-
químicas como pode ser observado na
Tabela 2.5. Pela análise destes dados, verifica-
se o composto orgânico do produzido pela Usina do Caju só poderá ser utilizado se os
padrões da USEPA puderem ser adotados, caso contrário, se os padrões da CETESB
11
forem adotados, o composto orgânico não poderá ser utilizado como fertilizante
orgânico.
12
Tabela 2.5 – Resultados das análises físico-químicas realizadas como o composto produzido na Usina de Triagem e Compostagem
do Caju – RJ em agosto de 2006 (COMLURB, 2007)
Limites para Composto Orgânico
Parâmetros Amostra
IN USEPA CESTESB
pH (em solução CaCl
2
0,01 M)
8,16 Mínimo 6,50 - -
Peso Específico (kg/m
3
ou g/L)
294,25 - - -
Teor de Umidade (%)
39,61 Máximo 50% - -
Matéria Orgânica Total (% base seca)
50,39 Mínimo 40% - -
Resíduo Mineral Total (% base seca)
32,80 - - -
Resíduo Mineral Insolúvel (% base seca)
15,76 - - -
Resíduo Mineral Solúvel (% base seca)
17,04 - - -
Nitrogênio Total (% N, base seca)
1,51 Mínimo 1% - -
Carbono Total (% base seca, obtido por
cálculo a partir da matéria orgânica total)
28,00 - - -
Relação C/N
18/1 Máximo 18/1 - -
Cálcio (% CaO, base seca )
5,68 - - -
Potássio (% K
2
O, base seca)
1,61 - - -
Ferro Total (mg Fe/kg, base seca)
1.3400,00 - - -
Cromo Total (mg Cr/kg, base seca)
250,00 -
Máximo
1.200
150
Chumbo Total (mg Pb/kg, base seca)
160,00 - Máximo 300 18
Zinco Total (mg Zn/kg, base seca)
610,00 -
Máximo
2.800
450
Cádmio Total (mg Cd/kg, base seca)
0,00 - Máximo 39 3
Cobre Total (mg Cu/kg, base seca)
160,00 -
Máximo
1.500
200
Níquel Total (mg Ni/kg, base seca)
100,00 -
Máximo
420
70
SódioTotal (mg Na/kg, base seca )
18800,00 - - -
LEGENDA:
IN – Instrução Normativa Nº23 de 31 de
agosto de 2005.
USEPA - Part 503.
Amostra n
o
592 - composto peneirado em
peneira de 22 mm - leira 08/08/06 (com
moinho).
CETESB – Limites de intervenção (mg/kg)
13
2.2.1. O Composto Orgânico
O composto orgânico ou fertilizante composto é um produto homogêneo obtido
por meio de um processo biológico (compostagem) no qual a matéria orgânica
existente é convertida em outro tipo de matéria mais estável pela ação de
microrganismos. Os resíduos podem ser restos agrícolas, esterco de animais ou
resíduos urbanos, separados ou combinados.
Dentre os vários processos utilizados para o manejo de resíduos orgânicos
apenas o processo biológico da compostagem resulta na estabilização deste tipo de
resíduo. Dos benefícios da compostagem, pode-se citar a diminuição de massa e
volume do resíduo orgânico, reciclagem de nutrientes, manutenção ou recuperação da
matéria orgânica e outras propriedades físicas do solo, redução de problemas nos
aterros de disposição e biodegradação de componentes tóxicos e outros
contaminantes orgânicos (BOULTER et al., 2000).
A utilização de composto orgânico na atividade agronômica depende
principalmente da qualidade do composto produzido. Contudo, no Brasil, não existe
uma legislação específica que regulamente a produção e comercialização deste
composto oriundo do processo de compostagem.
Desta forma, o composto orgânico produzido no Brasil é comercializado sob a
denominação de fertilizante composto (Decreto-Lei nº 4954), mas suas características
deverão obedecer às especificações da legislação existente para fertilizantes, que
dispõe sobre a inspeção e fiscalização da produção e comercialização de fertilizantes
e corretivos agrícolas, e aprovam normas sobre especificações, garantias e
tolerâncias.
Na
Tabela 2.6 são observados os índices que o composto orgânico produzido
deve atender, segundo valores estabelecidos pelo Ministério da Agricultura, para que
possa ser comercializado.
14
Tabela 2.6 – Especificações dos fertilizantes organo-mineral e “composto”.
(Tabela Nº 3 do anexo da Portaria nº 01 de 04 de março de 1983).
Garantia Organo-mineral “Composto”
Matéria orgânica total
Mínimo de 15% Mínimo de 40%
Nitrogênio total
Conforme declarado no registro Mínimo de 1,0%
Umidade
Máximo de 20% Máximo de 40%
Relação C/N
Conforme declarado no registro 18/1
pH
Conforme declarado no registro -
P
2
O
5
Mínimo de 12% -
K
2
O
Organo-mineral -
Soma (NPK, NP, PK, ou NK)
Mínimo de 15% -
Diferentemente de outros países, o Brasil ainda não possui normatização
técnica que estabeleça limites para os metais pesados no composto. Atualmente, tem-
se tomado como referência o Relatório de Estabelecimento de Valores Orientadores
para Solos e Águas Subterrâneas no Estado de São Paulo (CETESB, 2005). Por este
relatório, estabelecem-se limites máximos para a concentração de metais pesados que
podem estar presentes no solo para uso na agricultura.
A legislação em vigor em outros países tolera a presença de metais pesados
em pequenas quantidades no composto proveniente do RSU para que este seja
empregado na agricultura, isto é, a legislação destes países permite o acúmulo de
metais pesados no solo até um determinado limite máximo estabelecido por uma
legislação.
Na
Tabela 2.7 observa-se uma comparação entre os limites máximos que
podem estar presentes no solo no estado de São Paulo e em alguns países
desenvolvidos.
15
Tabela 2.7 – Teores permissíveis de metais pesados no composto de RSU em
alguns paises da Europa e Estados Unidos, e valores máximos de metais
pesados presentes no solo para uso agrícola em São Paulo, segundo a CETESB
(mg.kg
-1
). (modificado de SILVA et al., 2002).
Metal Pesado (mg.Kg
-1
)
País
Pb Cu Zn Cr Ni Cd Hg
Alemanha
150 100 400 100 50 15 1
Estados Unidos
300 1500 2800 1200 420 39 5
França
800 - - - 200 8 8
Áustria
900 1000 1500 300 200 6 4
Itália
500 600 2500 500 200 10 10
Suíça
150 150 500 - - 3 3
Holanda
20 300 900 50 50 2 2
Brasil
18 200 450 150 70 3 12
Em uma análise mais detalhada da
Tabela 2.7, observa-se que existe uma
pequena tolerância quanto à presença de metais pesados no composto, e que os
limites tolerados no Brasil são menores, na maioria dos casos, que de países
desenvolvidos.
Visto isso, na prática, tolera-se um limite máximo de metais pesados no
composto do RSU, pois o destino e a especificação de cada metal depende da
quantidade de matéria orgânica presente nesse solo e do tipo de planta e/ou sistema
biológicos que aí existam.
Ressalte-se que nenhum dos regulamentos e leis citados na
Tabela 2.6
permitem a presença no fertilizante, composto ou não, de agentes fitotóxicos, agentes
poluentes, pragas, ervas daninhas e agentes patogênicos ao homem, animais e
plantas, fato este facilmente compreensível, uma vez que, o produto agrícola
fertilizado com o composto orgânico será consumido pela população humana
2.3. Tratamento e Disposição dos Resíduos Sólidos Urbanos
Os resíduos sólidos urbanos (RSU), mais conhecidos como lixo, constituem
uma preocupação ambiental mundial, especialmente em grandes centros urbanos de
países subdesenvolvidos. A geração de RSU, proporcional ao crescimento
populacional, suscita uma maior demanda por serviços de coleta pública e esses
16
resíduos, se não coletados e tratados adequadamente, provocam efeitos diretos e
indiretos à saúde, além da degradação ambiental.
A preocupação mundial em relação aos problemas ligados aos RSU consta no
capítulo 21 do documento final produzido na Conferência da Organização das Nações
Unidas (ONU) sobre Meio Ambiente e Desenvolvimento (CNUMAD), a Eco-92. Este
documento propõe como um dos principais compromissos da humanidade para as
futuras gerações o Desenvolvimento Sustentável, que deverá conciliar justiça social,
eficiência econômica e equilíbrio ambiental (UN, 1999).
As diretrizes da Agenda 21 brasileira seguem as recomendações da CNUMAD
e indicam como estratégias para o gerenciamento adequado de RSU: a minimização
da produção de resíduos; a maximização de práticas de reutilização e reciclagem
ambientalmente corretas; a promoção de sistemas de tratamento e disposição de
resíduos compatíveis com a preservação ambiental; a extensão de cobertura dos
serviços de coleta e destino final (MMA, 1999).
Em um gerenciamento de RSU, o sistema de limpeza urbana é integrado pelas
etapas de geração, acondicionamento, coleta, transporte, tratamento e disposição final
dos resíduos sólidos, além da limpeza de logradouros públicos. A coleta do lixo
brasileira é a etapa que mais se desenvolveu no sistema de limpeza urbana e o que
apresenta maior abrangência de atendimento junto à população sendo a atividade que
tem o maior aporte de recursos do poder municipal.
Segundo a Constituição Federal brasileira, artigo 30, são as prefeituras as
responsáveis pelo gerenciamento dos resíduos sólidos. Entretanto, a operação desse
sistema a nível municipal necessita de pleno engajamento das prefeituras para que
haja um fluxo contínuo, e permanente, de recursos para esse setor. Isto gera uma
certa fragilidade nesta área, especialmente em épocas de troca de governo e
renovações contratuais, uma vez que a escassez de recursos financeiros, que pode vir
a ocorrer, origina uma dificuldade na disposição dos resíduos de forma correta e de
acordo com as normas ambientais.
Independentemente do órgão responsável pelo gerenciamento dos resíduos,
os resíduos sólidos urbanos, por serem inesgotáveis, são um sério problema para os
órgãos responsáveis pela limpeza pública, pois diariamente grandes volumes de
resíduos de toda natureza são dispostos no meio urbano, necessitando destino final
adequado.
No Brasil, foram coletados 228.413,0 t/dia de resíduos no ano de 2000. Deste,
40,5% tiveram destino adequado, enquanto que 59,5% tiveram como destino locais
17
inadequados. Verifica-se que uma grande quantidade dos resíduos coletados ainda
tem destino inadequado, mas estes valores estão bem melhores do que os
observados para o ano de 1989 (28,8% e 71,2%, respectivamente, para uma coleta de
96.287 t/dia), significando que embora ainda não seja o ideal, o Brasil esta
caminhando na rota certa no que diz respeito ao destino final de seus resíduos
coletados (IBGE, 2002).
Em 2006, 97,1% dos resíduos gerados foram coletados nas cidades,
entretanto, apenas 24,6% foram coletados no campo. Embora não sejam os valores
ideais em nenhum dos casos, já é uma avanço, uma vez que em 1992 apenas 79,7%
e 6,7% dos resíduos foram coletados, respectivamente nestes locais (
Figura 2.2 e
Figura 2.3) (IBGE, 2008).
No entanto, o percentual de resíduos com destino inadequado é muito maior do
que o citado na pesquisa, uma vez que nesta pesquisa foram computados apenas os
dados dos resíduos coletados, não levando em conta os resíduos descartados antes
de serem coletados. Assim, políticas que visem um sistema de coleta abrangente
poderiam melhorar o quadro de destino final brasileiro.
Segundo o IBGE (2008), houve uma drástica redução, nos últimos anos, tanto
nas áreas rurais quanto nas áreas urbanas, de descarte de resíduos sólidos em locais
considerados inadequados.
Ano
1992 1993 1995 1996 1997 1998 1999 2001 2002 2003 2004 2005 2006
% dos Resíduos Coletados
0,1
1
10
100
Coletado
Queimando o enterrado na propriedade
Jogado em aterro baldio ou logradouro
Jogado em rio, lago ou mar
Outro destino
Área Urbana
Figura 2.2 - Tipo de destino dos resíduos gerados no Brasil nos anos de 1992 a
2006 – Zona Urbana (ordenada em escala logarítmica)(IBGE, 2008).
18
Zona Urbana
Ano
1992 1993 1995 1996 1997 1998 1999 2001 2002 2003 2004 2005 2006
% dos Resíduos Coletados
0
10
20
30
40
50
60
Coletado
Queimando o enterrado na propriedade
Jogado em aterro baldio ou logradouro
Jogado em rio, lago ou mar
Outro destino
Área Rural
Figura 2.3 - Tipo de destino dos resíduos gerados no Brasil nos anos de 1992 a
2006 – Zona Rural (IBGE, 2008)
No estado do Rio de Janeiro, a situação da coleta e destino final dos resíduos
não é diferente da observada para o País. No ano de 2006, o estado do Rio de Janeiro
teve coletados 98,9% dos resíduos da zona urbana e 75,2% dos resíduos da zona
rural.
Para a área urbana, o estado do Rio de Janeiro consegue atender quase a
totalidade das residências. Ainda há um déficit na coleta das áreas rurais, e o principal
empecilho para que não haja uma universalização do serviço nestas áreas é a maior
dispersão das moradias existente nestes locais. É bem provável que este cenário não
se modifique no curto prazo. Por isso, ao analisar a
Figura 2.4, observa-se que nestas
regiões há uma predominância de queima ou enterro do resíduo na própria
propriedade.
No entanto, embora em 2006 tenham sido coletados 75,2% dos resíduos na
área rural, em 2002, esta coleta atingiu apenas 59,1% da população rural, sendo
considerada uma variação significativa e em um curto período de tempo (IBGE, 2008)
19
Urbana Rural
% dos Resíduos Coletados
0,1
1
10
100
Figura 2.4 – Tipo de destinação final dos resíduos sólidos no estado do Rio de
Janeiro no ano de 2006 (ordenada em escala logarítmica) (IBGE, 2008)
No ano de 2000, foram coletados 16.200,6 t/dia de resíduos no estado do Rio
de Janeiro. Deste material coletado, 48,4% tiveram um destino final adequado, e
51,6% tiveram um destino final inadequado (IBGE, 2008).
Comparando estes resultados com os observados para o Brasil para o mesmo
ano de 2000 (46,6% para destino adequado e 53,4% para destino inadequado),
verifica-se que o estado do Rio de Janeiro apresenta valores de destino final
considerados bem próximos aos encontrados para o País (
Figura 2.5).
20
Brasil Rio de Janeiro
Disposição (%)
0
10
20
30
40
50
60
Adequando
Indequando
Figura 2.5 – Quantidade de resíduo coletado por destino final (IBGE, 2008)
Segundo o IBGE (2002), o estado do Rio de Janeiro é composto por 92
municípios e conta com 273 pontos de destino final, que atendem a uma população,
que em 2007, era de 15.420.375 habitantes.
Dentre os aterros sanitários do Estado citam-se o de Rio das Ostras, Nova
Iguaçu, Piraí, e Macaé. E dentre os aterros controlados do estado, pode-se citar o de
Angra dos Reis, Duque de Caxias (Gramacho), Nova Friburgo, Resende, Teresópolis,
Barra do Piraí, Rio Bonito, Santa Maria Madalena, Petrópolis, Miracema, Maricá,
Porciúncula e Natividade.
Na cidade do Rio de Janeiro, a responsável pelo gerenciamento do RSU
gerado é a Companhia Municipal de Limpeza Urbana do Município do Rio de Janeiro –
COMLURB, que disponibiliza os dados sobre coleta e varrição no site da Prefeitura do
Município do Rio de Janeiro
1
.
Desta forma, segundo a COMLURB, foram coletados, no ano de 2007,
1.519.337,59 t/ano de resíduos domiciliares e 1.315.377,06 t/ano de resíduos públicos
para uma população residente de 5.924.834,38 habitantes no município do Rio de
Janeiro. Entretanto, foram depositados em aterros, neste mesmo ano, 3.204.411,68
toneladas de resíduos municipal
2
(Figura 2.6).
1
Todas os dados sobre resíduos do município do Rio de Janeiro referentes à COMLURB foram
obtidos no link do site da prefeitura da cidade do Rio de Janeiro denominado armazém de
dados. <http://www.armazemdedados.rio.rj.gov.br>
2
Resíduo Municipal, segundo a COMLURB, é a junção dos resíduos domiciliar, público,
hospitalar, industrial, órgãos públicos, demolição, e grandes geradores.
21
Hospitalar Outros G Geradores Publico Domiciliar
Resíduos Dispostos em Aterro (%)
0
10
20
30
40
50
Figura 2.6 – Contribuição percentual, segundo categoria, resíduos coletados e
disposto nos aterros no ano de 2007. G Geradores = Grandes Geradores
(COMLURB, 2007).
São considerados pela COMLURB como sendo resíduos domiciliares aqueles
que são gerados nas residências em geral, compostos basicamente de restos de
alimentos, embalagens e outros resíduos domésticos. Os resíduos públicos são os
resíduos sólidos provenientes de serviços de varrição, raspagem, capina e outros que
se façam necessários para a conservação e limpeza de logradouros e demais áreas
de uso público. Já o resíduo de grandes geradores são aqueles que são do tipo
domiciliar, mas gerado exclusivamente em imóveis não residenciais (estabelecimentos
comerciais, de serviço,
instituições públicas em geral e demais imóveis não
residenciais), cuja produção diária exceda o volume de 120 litros ou peso de 60 kg. E,
finalmente, a categoria “outros” engloba os resíduos de demolição, industriais, órgãos
públicos e particulares.
A maior parte dos resíduos produzidos no município são destinados pela
COMLURB ao aterro municipal de Gramacho, que localiza-se no município de Duque
de Caxias. Apenas uma pequena parte tem como destino o aterro controlado de
Gericinó
3
, que se localiza dentro do próprio município do Rio de Janeiro.
3
O aterro de Gericinó é o ex-aterro de Bangu, que foi retaludado e reaberto para receber parte dos
resíduos do município do Rio de Janeiro.
22
2.3.1. Aterro de Resíduos Sólidos Urbanos
O IBGE considera como sendo um destino adequado ao resíduo sólido urbano
a sua disposição final em aterros sanitários, em estações de triagem, reciclagem e
compostagem ou a incineração por meio de equipamentos e procedimentos próprios
para este fim.
Entende-se como destino final inadequado, o lançamento do RSU sem
qualquer tipo de tratamento prévio, em vazadouros a céu aberto, vazadouros em áreas
alagadas, locais não fixos e outros destinos, bem como, a queima a céu aberto sem
nenhum tipo de equipamento. O IBGE também considera a disposição final de
resíduos sólidos em aterros controlados como uma forma inadequada de disposição,
principalmente pelo potencial poluidor representado pelo chorume que não é
controlado neste tipo de destino.
Muitas são as descrições dadas sobre o que vem a ser um aterro sanitário para
resíduos sólidos urbanos. Entretanto, é a norma da NBR 8419/92 (ABNT, 1992) que
fixa as condições mínimas exigíveis para a apresentação de projetos de aterros
sanitário de RSU para qualquer município brasileiro (
Figura 2.7).
Figura 2.7 – Desenho esquemático de um aterro sanitário (LIXO, 2009)
Uma das exigências da referida norma é o recobrimento diário dos resíduos
depositados. Este recobrimento tem como função fechar e isolar os resíduos ali
depositados com o intuito de reduzir a penetração da água das chuvas para a massa
de resíduos, prevenindo assim o aumento e diluição do chorume, e de prevenir o
23
aparecimento de vetores, o que poderia causar transtornos para a população residente
do entorno do aterro.
Após o encerramento das atividades dentro do aterro, este recebe uma
camada final de recobrimento. Por esta camada não ser única, muitos a chamam de
sistema de cobertura. Este sistema deverá permanecer funcional por décadas ou
mesmo séculos, uma vez que sua função primordial é isolar os resíduos depositados.
Problemas com erosão e estabilidade deverão ser levados em consideração no
momento da construção deste sistema, o que poderá propiciar uma vida longa ao
aterro que se encerrou.
Por causa desta função de isolar os resíduos depositados do ambiente, este
sistema de proteção pode ser considerado o componente mais importante do
gerenciamento de resíduos em um aterro (WEAND et al., 1999), ao lado do tratamento
do biogás e do chorume gerados.
Entretanto, a utilização de cobertura nos aterros é um conceito recente.
Atualmente, quase todos os aterros utilizam um sistema de cobertura no momento de
seu encerramento, não deixando os resíduos a céu aberto. Tal procedimento é
considerado como sendo um processo de remediação da área (GILL et al., 1999;
WEAND et al., 1999)
Usualmente, utiliza-se argila compactada e/ou materiais sintéticos como
materiais para a construção destes sistemas.
2.4. Geração de Metano em Aterros de Resíduos Sólidos Urbanos
2.4.1. O Metano
O metano é um composto químico com a fórmula molecular CH
4
. É o
hidrocarboneto (alcano) mais simples e o principal componente do gás natural
(aproximadamente 97% em volume). Possui uma meia-vida atmosférica de 9 anos
(IPCC, 2007) e, a temperatura ambiente, o CH
4
é incolor e inodoro.
Possui ponto de fusão de -182,6ºC e, quando em contato com o ar, se
transforma em uma mistura de alto teor explosivo quando sua concentração, no ar, for
entre 5% e 15%.
A queima de uma molécula de CH
4
na presença de oxigênio libera uma
molécula de gás carbônico (CO
2
) e duas de água (H
2
O) (Equação 2.1):
24
molkcalbiomassaOHCOCOCH /8,21022
2224
−
++⇒+
Equação 2.1
O metano é o principal hidrocarboneto presente na atmosfera, e sua
concentração atmosférica é estimada em 1,73ppm (LELIEVELD et al., 1998).
Variações médias de 0,09ppm são observadas entre os hemisférios Norte e Sul, além
de variações sazonais em torno de 0,03ppm (MAYER et al., 1982).
A emissão anual de CH
4
, estimada através da análise do ar preso no gelo
polar, era de 750 ppb no período pré-industrial, passou para 1732 ppb no início dos
anos 90 e, em 2005, atingiu o valor de 1774 ppb.
O metano tem como fonte geradora processos naturais ou antrópicos. Ele é
produzido em ambientes anóxicos, inclusive em solos submersos, pelas bactérias
metanogênicas durante a digestão anaeróbia da matéria orgânica.
As fontes naturais são consideradas responsáveis por cerca de 30% do total de
emissões. Pode-se citar como fontes naturais os pântanos, alagados, vulcões e
oceanos, e como fontes antrópicas a mineração, a queima de combustível fóssil, a
pecuária, principalmente a criação de bovinos (eliminação de CH
4
pela eructação), a
agricultura (cultivo do arroz) e os aterro de resíduos, que colaboram com 144-260
Tg/ano de emissões. Aproximadamente 70% das emissões tem origem antropogênica
(264-428 Tg/ano), e é bem provável que este aumento nas concentrações do metano
se deva à utilização de combustíveis fósseis e à agricultura, predominantemente
(IPCC, 2007). Segundo MOREIRA & SIQUEIRA (2006), indicadores mostram que
cerca de 70-80% do CH
4
atmosférico recente tem origem biológica, através das
bactérias metanogênicas.
Os níveis de emissão de CH
4
por uma fonte geradora variam significativamente
de país para país, ou de região para região, dependendo de vários fatores, como por
exemplo, clima, produção industrial, características de agricultura, tipo de matriz
energética, e gerenciamento dos resíduos. Como exemplo destes fatores, poder-se-ia
citar a variação da temperatura e da umidade, que têm um impacto significativo no
processo de digestão anaeróbia, uma vez que este dois elementos são fatores
limitantes para o processo microbiológico de geração de metano, tanto de fontes
naturais quanto antrópicas (USEPA, 2002).
Uma vez emitido, o CH
4
permanece na atmosfera por aproximadamente 8,4
anos antes de ser removido principalmente por reações químicas oxidativas na
25
Troposfera. Dentre as reações oxidativas uma delas se dá pela reação do CH
4
com o
radical hidroxila (OH), de acordo com a Equação 2.2 (IPCC, 2007).
OHCHOHCH
234
+→+
−−
Equação 2.2
Na estratosfera, o CH
4
pode também pode ser eliminado, ao reagir com
compostos clorados (originados dos CFC), de acordo com a
Equação 2.3.
−−
+→+
34
CHHClClCH
Equação 2.3
2.4.2. Geração de Metano em aterros
Os resíduos sólidos depositados em aterros sofrem um grande número de
mudanças biológicas, físicas e químicas que são simultâneas e interligadas. Diversas
reações ocorrem dentro do aterro dependendo das condições do aterro, das
características dos resíduos depositados, temperatura, disponibilidade de oxigênio,
teor de umidade e outros fatores. As mais importantes reações que ocorrem dentro da
massa de resíduos são aquelas que degradam a fração orgânica e que promovem o
aparecimento do biogás, e, eventualmente, de chorume.
O biogás é o produto final da série de processos que levam à decomposição
dos resíduos. Normalmente, a produção de gás em aterros pode ser dividida em 4 ou
5 fases, dependendo do autor. (
Figura 2.8)
Para o caso da decomposição dos resíduos orgânicos e geração do biogás ser
dividida em 5 fases, verifica-se que estas fases podem ser classificadas em:
I. Fase inicial de ajuste – decomposição dos resíduos mais facilmente
biodegradáveis acontece sob condições aeróbias porque ainda há oxigênio
disponível dentro da massa resíduos. Devido a fase I ser relativamente curta, e
compreender a decomposição aeróbia, esta fase é algumas vezes associada
com a fase II, sendo reportadas conjuntamente como fase aeróbia.
II. Fase transição – queda na concentração de oxigênio e início do consumo
anaeróbio de nutrientes. Início da geração de CH
4
.
III. Fase ácida – ocorre a hidrólise de componentes com massa molar elevada, cujo
produto são substâncias que poderão ser utilizadas pelos microrganismos para
seu metabolismo celular. A geração de CO
2
nesta fase é bastante elevada;
26
IV. Fase metanogênica – as bactérias metanogênicas convertem o ácido acético e o
hidrogênio em CH
4
e CO
2
.
V. Fase final – é a fase de maturação. Ocorre quando todo o resíduo biodegradável
já foi convertido em CH
4
e CO
2
. A taxa de geração de biogás reduz porque a
maior parte dos nutrientes foi arrastado junto com o chorume durante as fases
anteriores e os substratos que ainda se encontram dentro do aterro são
lentamente biodegradados.
Visto que os aterros são heterogêneos e todo resíduo não é colocado ao mesmo
tempo, as fases descritas acima ocorrem simultaneamente em diferentes áreas e
profundidades de um aterro ativo ou recentemente fechado.
Figura 2.8 - Geração de biogás dividida em 5 fases (AUGENSTEIN & PACEY,
1991)
Como se pode verificar na
Figura 2.8, os gases gerados por aterros de
resíduos sólidos urbanos são decorrentes da decomposição anaeróbia da matéria
orgânica e a primeira fase desse processo começa de 10 a 50 dias após o início da
disposição dos resíduos no local. Embora a maior geração de CH
4
e CO
2
ocorra nos
primeiros 30 anos, as emissões podem continuar a ocorrer por 60 anos ou mais
(USEPA, 2006).
Independentemente da quantidade de biogás gerado por um aterro, a emissão
destes gases quando não devidamente controlada, seja por meio de sistemas de
coleta e aproveitamento, seja pela queima ou oxidação, contribui para o agravamento
do efeito estufa, indicando que esta representa não somente uma preocupação com o
ambiente regional, mas também global.
27
A nível regional, este biogás causa prejuízos à saúde humana e à vegetação
nativa. Há o risco de incêndios e explosões no interior da massa de resíduos e em
instalações próximas aos aterros, uma vez que este biogás é altamente inflamável,
além do inconveniente causado por odores desagradáveis, devido às pequenas
concentrações de H
2
S presentes, e a desvalorização das propriedades do entorno.
Entretanto, é complicado desenvolver uma equação cinética que descreva as
condições atuais de degradação dentro do aterro, uma vez que uma diversidade de
parâmetros desconhecidos são responsáveis pela geração do biogás.
Segundo PALANANTHAKUMAR (1999), a equação mais simples usada para
descrever a taxa de geração de biogás no tempo é expressa por uma equação de
primeira ordem na qual as taxas de reação dependem da concentração do substrato.
Não podendo se esquecer de que a determinação da taxa de geração de biogás é
importante quando se quer determinar o fluxo de biogás através da camada de
cobertura. Aterros com altas taxas de geração de gás geram maiores fluxos através da
cobertura. Aterros antigos proporcionam baixos fluxos (
Figura 2.9).
Figura 2.9 – Previsão da geração de biogás por uma equação de primeira ordem
(EHRIG, 1991)
Inúmeros são os fatores que podem afetar a quantidade e a qualidade do
biogás emitido pelo aterro. Existem os fatores inerentes à massa de resíduos, como
por exemplo, velocidade de decomposição, sistema de drenagem de gases e trincas
oriundas dos recalques diferenciais. Existem também os fatores climáticos e sazonais
assim como o modelo do sistema de cobertura adotado. Dos fatores climáticos e
sazonais, pode-se citar precipitação, pressão atmosférica, velocidade do vento e
temperatura externa.
28
Segundo HUBER-HUMER & LECHNER (1997) apud BAHR et al. (2006) em
um aterro sanitário de resíduos sólidos urbanos em funcionamento e com 20 m de
espessura, espera-se emissões de metano em torno de 244 g/m
2
.dia para os primeiros
10 anos de funcionamento, levando-se em conta que o potencial de geração de
metano do aterro seja entre 80 e 120 m
3
CH
4
/t RSU úmido. Entretanto, verificou-se
que a emissão máxima de metano encontrava-se abaixo de 52g/m
2
.dia para diversos
exemplos prognósticos para RSU com tratamento mecânico-biológico.
BAHR et al. (2006), apresentam uma tabela com diversos outros valores para
emissões de metano em aterros de RSU. Esta tabela é reproduzida na
Tabela 2.8.
Tabela 2.8 – Emissões de metano em diferentes tipos de aterro (BAHR et al.,
2006).
Fonte
Emissão
(g CH
4
/m
2
.dia)
Aterro em funcionamento nos primeiros 10 anos, 20m de
profundidade.
244
Resíduo restante após separação do resíduo orgânico nos
primeiros 10-15, 20 m de profundidade.
86 - 115
Resíduos tratado mecânico – biologicamente, 20m de
profundidade.
<18
Resíduos tratado mecânico – biologicamente.
Max 52
Áreas abandonadas (após 10-15 anos).
65 – 79
Resíduos doméstico.
286
Medida média inferior das emissões.
215
MOSHER et al. (1999) trabalhando em um aterro fechado de 20ha observaram
que o mesmo emitia 9,1 g/m
2
.dia de metano. Este valor é o correspondente às
emissões fugitivas.
Segundo BOGNER et al. (1997) emissões de metano de aterros de resíduos
são muito variáveis, podendo variar em sete ordens de magnitude, indo de 0,0004 a
4000 g/m
2
.dia.
29
Na Tabela 2.9 podem ser observados outros valores de emissão de CH
4
medidos por meio de placa de fluxo estática.
Tabela 2.9 – Emissão de CH
4
em aterros de RSU. Medição através de placas de
fluxo in situ.
Referência Emissão (g/m
2
.dia)
JONES & NEDWEL, 1993
0 – 39,6
BOGNER et al., 1997
48
MACIEL, 2003
103 - 363
BOGNER et al., 2003
78
MORCET et al., 2003
56 – 287
CHANTON et al., 2007
13,8 – 35,4
MODRAK et al., 2007
13 – 52
GUEDES, 2007
547
Entretanto, diversos fatores influenciam a emissão de biogás pelo aterro.
Alguns destes fatores podem ser analisados na Tabela 2.10.
30
Tabela 2.10 - Fatores que interferem na movimentação do biogás dentro do
aterro (MACIEL, 2003).
Fatores Implicação
Composição dos resíduos
Resíduos com alta presença de materiais
plásticos poderão facilitar a percolação
horizontal dos gases, por outro lado
reduzirão a permeabilidade intrínseca da
massa.
Taxa de geração de biogás
Quanto maior a taxa de geração, maior
será a pressão interna dos gases, e,
conseqüentemente, mais rápida a
migração interna.
Permeabilidade dos resíduos
Permeabilidade intrínseca
4
horizontal e
vertical dos resíduos governará o sentido
da percolação
Temperatura interna e externa
Fluxo de calor por gradientes de
temperatura facilitam o transporte de gás
no meio.
Saturação e umidade do resíduo
Elevação no grau de saturação e a
umidade dos resíduos dificultam a
percolação do biogás.
Pressão atmosférica
Variações na pressão atmosférica
ocasionam mudanças no sentido do fluxo,
inclusive com inversões (entrada de ar na
massa).
Sistema de cobertura e drenagem
Presença de drenos de gás verticais e
sistemas de cobertura com
geomembranas irão facilitar a migração
horizontal do biogás.
Operação de aterramento
Grau de compactação dos resíduos afeta
a densidade e porosidade da massa, e,
conseqüentemente os parâmetros de
permeabilidade.
Mineralogia
Possíveis reações físico-químicas dos
minerais do solo podem reste-los na
cobertura
4
Define-se permeabilidade intrínseca como sendo aquela que esta relacionada com as propriedade do
meio em permitir fazer percolar algum fluido por sua estrutura.
31
O metano é eliminado no solo pela oxidação biológica, que ocorre na zona
aeróbia dos solos não submersos pela ação das bactérias metanotróficas. Os solos
mais eficazes em desempenhar este papel são aqueles que permanecem parte do
tempo submersos e a atividade metanogênica se desenvolve a intervalos regulares.
(LE MER & ROGER, 2001)
No caso dos aterros de resíduos, existem basicamente duas maneiras de se
mitigar a emissão de CH
4
. A primeira opção é a construção de sistemas de captação
de gás para serem queimados ou aproveitados para a geração de energia. Entretanto,
a manutenção deste sistema demanda custos elevados. Verifica-se também que a
implementação deste sistema de captação em aterros antigos, mas que ainda estão
em operação, ou em aterros fechados, não é vantajosa.
A segunda opção é a utilização do potencial microbiológico existente no solo de
cobertura dos aterros. Alguns estudos (KIGHTLEY et al., 1995; BOECKX et al., 1996;
SCHEUTZ et al., 2004) mostram que a utilização da capacidade de oxidação do
metano no solo de cobertura é uma alternativa para a redução da emissão deste gás
para a atmosfera. Quando na atmosfera, cerca de 90% da degradação do CH
4
emitido
se dá na troposfera pela reação do CH
4
com a hidroxila (OH). Todavia, a concentração
da OH é extremamente variável no tempo e no espaço, tornando as ações
mitigadoras, a este nível, mais complexas (LELIEVELD et al., 1998).
2.5. A Oxidação do Metano
Desde Lineu
5
, a classificação dos seres vivos vem sofrendo modificações,
especialmente depois da introdução de ferramentas de biologia molecular que
permitiram uma classificação ou sistemática filogenética
6
mais precisa, principalmente
com relação aos organismos microscópicos.
5
Carlos Lineu (nome aportuguesado) foi um botânico, zoólogo e médico sueco, criador da
nomenclatura binomial e da classificação científica, sendo assim considerado o "pai da
taxonomia moderna. Lineu concebeu a idéia de divisio et denominatio, "divisão e
denominação", como forma de organizar os organismos vivos, algo que transparece na sua
obra Systema naturae, considerado o ponto de partida da moderna nomenclatura binomial
6
Filogenia (ou filogênese) é o termo comumente utilizado para hipóteses de relações evolutivas
de um grupo de organismos, isto é, determinar as relações ancestrais entre espécies
conhecidas. A Sistemática Filogenética, proposta pelo pesquisador alemão Willi Hennig,
propõem que a classificação dos organismos reflita sua história evolutiva, promovendo o teste
da validade de grupos de organismos. Essa disciplina serve de base para o desenvolvimento
de métodos rigorosos de investigação das relações de parentesco entre os organismos, dos
quais o dominante atualmente é a Cladística.
32
Define-se como microrganismos todos os seres que vivem no ambiente e,
devido ao seu reduzido tamanho, só podem ser observados ao microscópio. Estes
organismos podem viver como células isoladas ou em agregados celulares, além de
apresentarem uma alta diversidade metabólica, o que os tornam capazes de ocupar
diversos nichos ecológicos, como, por exemplo, o solo.
No solo, independente da profundidade ou da formação geológica, os
microrganismos presentes têm como atividades a decomposição da matéria orgânica,
produção de húmus, participam de quase todos os ciclos de nutrientes existentes (do
ciclo do carbono, do enxofre, do nitrogênio, do magnésio, do ferro e do fósforo), entre
outros.
A metilotrofia
7
é um importante processo do ciclo de carbono, e corresponde a
utilização de substratos de carbono sem ligação carbono-carbono, como o metano,
metanol e aminas metiladas
8
para a atividade metabólica, que pode ser aeróbia,
anaeróbia ou anaeróbia facultativa
9
.
Das bactérias metilotróficas, muitas, mas nem todas, são também
metanotróficos. As metanotróficas são o único grupo das bactérias metilotróficas que
utilizam o metano como fonte de carbono e energia (HANSON & HANSON, 1996).
Estes organismos metanotróficos foram isolados em uma grande diversidade
de ambientes como o solo, sedimentos, aterro (KIGHTLEY et al., 1995), água
subterrânea, oceano, Antártica, entre outros.
Através da biologia molecular, as relações filogenéticas entre os gêneros foram
melhores definidas. Desta forma, pela classificação atual, existem 9 gêneros que são
agrupados em dois grupos principais, de acordo com a via de assimilação de carbono
e a sua estrutura celular interna.
As bactérias metanotróficas do TIPO I são γ - Proteobactérias. Pertencem a
este grupo os gêneros Methylomonas, Methylobacterium, Methylobacter,
Methylomicrobium, Methylococcus, Methylocaldum e Methylosphaera. Estas bactérias
7
A metilotrofia refere-se à capacidade de um organismo utilizar composto de apenas um
carbono como fonte de energia. Estes compostos incluem o metanol e as aminas metiladas. A
metanotrofia é um tipo de específico de metilotrofia na qual o metano é utilizado como fonte de
carbono.
8
As aminas são uma classe de compostos químicos orgânicos nitrogenados derivados do
amoníaco (NH
3
) e que resultam da substituição parcial ou total dos hidrogênios da molécula por
grupos hidrocarbônicos. Aminas metiladas são àquelas que possuem como grupo
hidrocarbônico ao menos um grupo metilo (CH
3
).
9
Organismos anaeróbios facultativos são aqueles que utilizam oxigênio em seu metabolismo
energético, mas também podem crescer na ausência de oxigênio.
33
possuem membranas internas agrupadas, que são formadas, predominantemente, por
acidos graxos de 16 carbonos. Estas bactérias assimilam o formaldeído produzido
pela oxidação do metano (via metanol) pela via do ciclo da ribose fosfatase.
As bactérias metanotróficas do TIPO II são α - Proteobactérias, e a este grupo
pertencem os gêneros Methylosinus e Methylocysti. Estas bactérias possuem as
membranas internas arranjadas ao redor da periferia da célula. Sua membrana interna
é formada, predominantemente, por ácidos graxos de 18 carbonos na membrana
celular e assimilam o formaldeído pelo ciclo da serina (HANSON & HANSON,
1996).(
Figura 2.10)
Via RuMP
Via Serina
Metanotróficas TIPO II
Metanotróficas TIPO I
Figura 2.10 – Via da oxidação do metano e assimilação do formaldeído.
Abreviações : CytC - citocromo c; FADH - formaldeído deidrogenase; FDH –
formaldeído formato deidrogenase; RuMP – Ribose fosfatase; sMMO – metano
oxigenase solúvel ; pMMO – metano oxigenase particulada (ligada a
membrana)(HANSON & HANSON, 1996).
As bactérias metanotróficas do tipo I são observadas em ambientes marinhos,
de estuário e hipersalinos, sendo este grupo de metanotróficas dominante ou exclusivo
destes ambientes. (HOLMES et al., 1996; BOURNE et al., 2000). Enquanto que as do
tipo II estão presentes em sedimentos de aqüíferos (COSTELLO & LIDSTROM, 1999),
34
turfa (DEDYSH et al., 2000) e solos de cultura de arroz (HENCKEL et al., 1999;
ELLER & FRENZEL, 2001). O grupo II de metanotróficas ainda não foi descrito para
ambientes salinos ou alcalinos (CARINI et al., 2005).
Em solos de aterros de resíduos, ambos os tipos já foram descritos na porção
aeróbia da camada de cobertura (WISE et al., 1999)
Todas as bactérias metanotróficas necessitam do O
2
como reagente inicial na
oxidação do metano, por isso, todas estas bactérias são aeróbias obrigatórias.
Desta forma, a oxidação do metano é limitada pela concentração de O
2
,
entretanto, outros fatores também são limitantes, como a temperatura, e a umidade. A
amônia e fertilizantes à base de amônia inibem fortemente a oxidação do CH
4
, uma
vez que a principal enzima do processo de oxidação (metano monooxigenase - MMO)
demonstra uma baixa especificidade para substratos, o que tem como resultado a
oxidação casual de um grande número de compostos (HANSON & HANSON, 1996;
HÜTSCH, 2001).
2.5.1. Fatores limitantes da oxidação do metano
a. Oxigênio
Em processos aeróbios a concentração de oxigênio nos vazios do solo
desempenha papel importante, uma vez que altas taxas oxidativas são observadas
para grandes concentrações de oxigênio. Altas taxas de oxidação são observadas em
concentrações entre 10 e 40% de oxigênio.
b. Temperatura
As bactérias metanotróficas têm a sua melhor faixa de atividade em
temperaturas entre 15º e 35ºC. Em temperaturas acima de 40ºC, a taxa de oxidação
do CH
4
diminui, e cai para zero a 50ºC. A atividade oxidativa reduz drasticamente em
baixas temperaturas; entretanto, bactérias psicrófílicas (tolerantes à baixas
temperaturas) mostraram-se capazes de oxidar o CH
4
em temperaturas na faixa de 2º
a 5ºC. Entretanto, a eficiência mostrou-se prejudicada em relação àquelas observadas
em condições ótimas de temperatura (WHALEN et al., 1990; GEBERT et al., 2003;
BÖRJESSON et al., 2004; SCHEUTZ & KJELDSEN, 2004; SCHEUTZ et al., 2004).
(
Figura 2.11)
35
Temperatura (
o
C)
0 1020304050
Taxa de Oxidação (mg/g.dia)
0
20
40
60
80
Figura 2.11- Variação das taxas oxidativas com a temperatura. Umidade de 30%
(WHALEN & REEBURGH, 1996)
Entretanto, para BOECKX et al. (1996), a faixa de na qual as melhores taxas
oxidativas ocorrem é bem menor, entre 20 e 30
o
C, como pode ser observado na
Figura 2.12.
Temperatura (
o
C)
0 5 10 15 20 25 30 35
Taxa de oxidação (ng/g.h)
0,01
0,02
0,03
0,04
0,05
0,06
Figura 2.12 - Variação das taxas oxidativas com a temperatura. Umidade de 30%
(BOECKX et al., 1996)
36
c. pH
Com relação ao pH, as bactérias metanotróficas são neutrofílicas, preferindo
atuar numa faixa ótima de 6,5 a 8,0 (SITAULA et al., 1995). A oxidação parece
continuar em pH entre 8,5 e 9,0 e alguns organismos são tolerantes a pH baixo,
inferior a 3 (ZEISS, 2006).
d. Teor de Umidade
BOECKX & CLEEMPUT (1996) examinaram a influência da umidade sobre a
oxidação do metano em solos de camada de cobertura em aterro. Solos cujo teor de
umidade entre 10 e 25% obtiveram as máximas taxas oxidativas. Quando secos, o
consumo de CH
4
é reduzido devido à difusão de gás ser limitada, e a baixas umidades
a atividade microbiológica é reduzida e, conseqüentemente, a capacidade oxidativa do
solo ficar reduzida (
Figura 2.13).
Umidade (%)
0 5 10 15 20 25 30 35
Taxa de oxidação (ng/g.h)
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
0,12
0,14
Figura 2.13 – Variação das taxas oxidativas com a umidade. Temperatura de 30%
(BOECKX & CLEEMPUT, 1996)
BOECKX et al. (1996) também observaram que a temperatura ótima de incubação
(20 a 30
o
C) diminuía com o aumento da umidade (Figura 2.14).
37
0,00
0,05
0,10
0,15
0,20
0,25
0
5
10
15
20
25
30
35
0
5
10
15
20
25
T
a
x
a
d
e
o
x
i
d
a
ç
ã
o
(
n
g
/
g
.
h
)
T
e
m
p
e
r
a
t
u
r
a
(
o
C
)
U
m
id
a
de
(
%
)
Figura 2.14 - Oxidação do metano em função do teor de umidade e temperatura
(BOECKX et al., 1996).
Segundo WHALEN & REEBURGH (1996) e SCHEUTZ & KJELDSEN (2004),
há uma relação entre a quantidade de água na amostra de solo e as taxas de
consumo de metano. Esta relação é uma curva parabólica, na qual pequenas
quantidades de água, ou grandes quantidades de água, reduzem o consumo de
metano.
Desta forma, o que se observa é que a umidade limita a atividade microbiana
devido ao ressecamento do ambiente, enquanto que solos perto da saturação máxima
também tendem a limitar a atividade microbiológica, uma vez que o teor de umidade
determina o grau de difusão do O
2
e do CH
4
entre a fase gasosa do material e a
atmosfera, influenciando, desta forma, o processo oxidativo (ALBANNA et al., 2007).
e. Porosidade
Segundo BORJESSON et al. (2004) apud MARIANO (2008) há uma relação
significativa entre a oxidação do metano e a granulometria do solo. O solo com alta
porosidade, e, portanto, com elevado teor de oxigênio disponível, apresentam, em
geral, altas taxas de oxidação de metano.
Na
Tabela 2.11, há um resumo dos principais parâmetros ambientais que
interferem na oxidação do metano (HUBER-HUMER, 2004)
38
Tabela 2.11 – Parâmetros ideais e de tolerância para ocorrência de oxidação
(HUBER-HUMER, 2004).
Parâmetros Ideais Tolerância Observações
Temperatura
25
o
C – 35
o
C 10
o
C – 40
o
C
Processo
exotérmico
pH
5 – 8,5
5,8 – 7,5 (crescimento)
4 - 9
Muito tolerante
Umidade
40 – 80% da capacidade de
campo
< 80% da
capacidade
de campo
Limite superior
definido pela
interação entre o
volume de poros
preenchidos por ar
e água
Metano
100 – 10.000 ppm > 2ppm
Relativamente
flexível em uma
variedade de
concentrações
Oxigênio
Razão estequiométrica
CH
4
:O
2
= 1:2
Microrganismos
sobrevivem a partir
de 2% de O
2
no ar
Solo
Grande porosidade e
capacidade de campo com
bom aporte de nutrientes
Se possível
porosidade elevada
e grande
capacidade de
campo
Inibidores
• Amônia
• Nitrito
• Cobre
• Sais
<350 ppm (BS)
abaixo do limite de detecção
<720 ppm
< 2%
Nutrientes
Aporte de nutrientes
suficiente TOC > 8% BS
Altas razões
especialmente de
nitrogênio e fósforo
BS = Base seca
39
2.6. Sistemas de Cobertura Final
No Brasil, não existe um padrão definido de como se deve construir um
sistema de cobertura final em um aterro de resíduos sólidos, no entanto, usualmente,
adota-se como regra o que ditam as normas NBR 8419 (ABNT, 1992) e NBR 13896
(ABNT, 1997).
Pode-se dizer que existem dois tipos de sistemas de cobertura final. Os
sistemas convencionais, que são constituídos de camadas de solo argiloso ou de
camadas intercaladas de solo e geossintéticos, e os sistemas alternativos, que se
utilizam de outros materiais que não o solo para a constituição de algumas das
camadas do sistema de cobertura. A utilização de sistemas alternativos tem como
objetivo a redução de custos.
Entretanto, independente de regulamentação ou não, um sistema de cobertura
deverá ser executado de tal forma que minimize a infiltração de água na massa de
resíduos, uma vez que a água que percola pelos resíduos pode carrear, entre outras
coisas, metais pesados que poderão contaminar o lençol freático criando uma ameaça
à saúde humana e do ambiente. Além disso, o projeto de construção do sistema de
cobertura final deverá contemplar pouca exigência de manutenção, não estar sujeito a
erosão, acomodar assentamento sem fratura e possuir um coeficiente de
permeabilidade inferior ao do solo natural da área do aterro.
Segundo a regulamentação da Agência de Proteção Ambiental dos Estados
Unidos (USEPA, 2003) referente à Regulação da Conservação e Recuperação dos
Recursos Naturais (Resource Conservation and Recovery Act - RCRA) as exigências
quanto aos pré-requisitos mínimos para um sistema de cobertura final em aterros de
resíduos sólidos urbanos dependem do sistema de impermeabilização de fundo do
aterro
ou do solo natural existente, caso não haja um sistema impermeabilizante de
base.
Existem diversas configurações para construção do chamado sistema de
cobertura. A escolha de qual sistema de cobertura deverá ser utilizado ficará a cargo
daquele que melhor se adaptar ao propósito do encerramento, o tipo de resíduo
depositado, clima, características de operação de aterro, além de outras variáveis
requeridas pelos diferentes componentes de cada camada.
Segundo GILL et al. (1999), existe um “sistema de cobertura convencional”,
que deve contemplar cinco camadas que serão dispostas acima do resíduo (
Figura
2.15
Figura 2.15), e que apresentam funções distintas (Tabela 2.12).
40
Figura 2.15 – Sistema de cobertura convencional (WEAND et al., 1999)
Tabela 2.12 - Componentes de um sistema de cobertura convencional de aterro
(GILL et al., 1999)
Camada Função Primária Composição Típica
Solo de
Cobertura
• Controle da erosão provocada pela água e
pelo vento;
• Suporte para vegetação;
• Armazenamento de água;
• Proteção contra ciclos de congelamento -
descongelamento.
• Solo
• Brita ou seixos
Camada
Drenante
• Rápida remoção da infiltração;
• Proteção da barreira contra os danos
causados pelos ciclos de congelamento e
descongelamento;
• Manutenção da estabilidade.
• Areia e/ou brita
• Georedes ou
geodrenos
• Geocompostos
Barreira
• Interromper o fluxo de água;
• Controlar o fluxo de gás proveniente dos
resíduos.
• Argila compactada
• Geomembranas
• GCLs
• Geocompostos
Captação
de biogás
• Direcionamento do gás para os pontos de
coleta e remoção.
• Areia e/ou brita
• Geossintéticos
Fundação
• Separação da cobertura do resíduo;
• Propiciar a correta inclinação do talude.
• Solo
• Geofiltros
41
Embora existam muitas variações na configuração dos sistemas de cobertura,
algumas, quando não todas, as funções das camadas descritas na
Tabela 2.12 podem
ser encontradas em praticamente todos os sistemas de cobertura existentes.
Dois exemplos de modificação de algum componente do sistema de cobertura
convencional, descrito por GILL et al. (1999), é o sistema proposto pela EPA para
aterros de resíduos sólidos urbanos e aterros de resíduos sólidos perigosos. Segundo
DWYER (2003), a EPA regulamente a disposição de resíduos em aterros por meio da
RCRA e os dois principais tipos de aterros de resíduos são divididos em dois tipos
denominados “C” e “D”. O tipo “C” versa sobre os resíduos sólidos perigosos e o tipo
“D” versa sobre os resíduos sólidos urbanos. Dentre as várias regulamentações
definidas pela RCRA, uma delas é sobre o sistema de cobertura destes dois tipos de
aterros. A configuração mínima exigida, para ambos os casos, pode ser observada na
Figura 2.16.
Figura 2.16 – Tipo de sistemas de cobertura. A – aterro de resíduos perigosos. B
– aterro de resíduos sólidos urbanos (DWYER, 2003).
Outro exemplo é a substituição de algum componente do sistema de cobertura
convencional por um conjunto de barreiras. Dentre os materiais utilizados para compor
esta nova barreira, o mais comum é o CCL (argila compactada). No entanto, este
material tem sido substituído pelo GCL (geocomposto argiloso), que consiste de uma
42
camada de bentonita prensada entre duas camadas de geotêxtil, devido às suas
vantagens com relação ao ressecamento.
Outros materiais também podem ser utilizados sozinhos ou em combinação
entre eles ou com a GCL formando as barreiras compostas.
Normalmente, as geomembranas são utilizadas em combinação tanto com o
GCL quanto com outros geossintéticos para formarem as barreiras compostas. As
geomembranas mais utilizadas em sistemas de cobertura são as formadas pelos
seguintes materiais (sigla em inglês):
• HDPE (polietileno de alta densidade);
• PP (polipropileno)
• PVC (policloreto de vinila)
A barreira capilar é um outro componente que pode ser utilizado como uma das
camadas do sistema de cobertura ou em outras finalidades nas quais há necessidade
que haja adição de solo e armazenamento de água.
As barreiras capilares possuem como função primordial o aumento da
capacidade de armazenamento de água. Estas barreiras consistem em uma série de
camadas que incluem (de cima para baixo), uma camada de material fino e uma
camada de material mais grosso. O efeito de armazenamento é observado devido à
grande mudança no tamanho dos poros entre o material que compõe a camada mais
fina e o material que compõe a outra camada. Entretanto, esta barreira falha quando
há acúmulo de uma grande quantidade de água na camada de material mais fino (
Figura
2.17)
Segundo a USEPA (2003) e DWYER (2003), a utilização de barreiras capilares
pode eliminar a necessidade da construção de um sistema de distribuição de gás e de
um sistema contra invasão de biointrusos, uma vez que a camada que contém a
granulometria mais grosseira funcionaria como uma resistência à penetração de raízes
e animais, devido ao tamanho de suas partículas e a baixa capacidade de
armazenamento de água, além do mais, sua granulometria e localização dentro do
sistema de cobertura se assemelham aos de um sistema de coleta e distribuição de
gás em um sistema convencional.
Sugere-se que este tipo de barreira seja utilizado em climas mais secos.
Entretanto, SUZUKI et al. (2005) estudaram in situ a utilização de uma barreira capilar
num aterro de resíduos sólidos no noroeste do Japão e obtiveram bons resultados a
despeito do clima úmido da região.
43
IZZO (2008), utilizando composto orgânico de resíduos sólidos urbanos,
também obteve bons resultados numa barreira capilar experimental em laboratório,
empregando materiais que não o solo, e que podem ser uma boa alternativa para os
aterros de resíduos sólidos urbanos brasileiros.
Figura 2.17 - Modelo de um sistema de cobertura contendo uma barreira capilar
(GILL et al., 1999).
Um outro exemplo de substituição de componentes do sistema convencional é
o caso das barreiras de concreto asfáltico, que substituem as argilas compactadas
principalmente em climas áridos, onde a barreira de argila pode falhar por causa do
ressecamento. Entretanto, tanto o oxigênio do ar quanto as irradiações ultravioletas
podem deteriorar esta barreira, e, segundo MÜLLER et al. (1995) apud IZZO (2008),
os ataques químicos por hidrocarbonetos também podem deteriorá-la.
Como exemplo de um sistema de cobertura alternativo pode-se citar as
coberturas evapotranspirativas, que são cada vez mais utilizadas em aterros de
resíduos sólidos tanto urbanos quanto perigosos. Entretanto, estas coberturas
evapotranspirativas só podem se utilizadas em locais nos quais os sistemas
convencionais de cobertura final podem ser empregados eficientemente.
Diferentemente do que ocorre com os sistemas de cobertura final
convencionais que utilizam materiais de baixa condutividade hidráulica para minimizar
a infiltração da água para a massa de resíduos, as coberturas evapotranspirativas
44
utilizam alguns componentes do sistema de balanço hídrico para minimizar esta
infiltração (quanto maior a capacidade de armazenamento do material e da
evapotranspiração, menor é o potencial de infiltração através da cobertura). Desta
forma, espera-se que este tipo de cobertura seja menos custosa do que os sistemas
convencionais (
Figura 2.18).
Figura 2.18 – Desenho esquemático de uma cobertura evapotranspirativa. ET =
evapotranspiração (HAUSER & GIMON, 2004)
Para DWYER (2003), as coberturas evapotranspirativas tendem a enfatizar as
seguintes características na sua construção:
• Utilização de solos com granulométrica fina, tais como os siltes e as
argilas siltosas, que possuam grande capacidade de armazenamento de
água;
• Utilização de vegetação local, favorecendo a evapotranspiração; e
• Utilização de solo natural para redução de custos de facilitação
construtiva.
Coberturas evapotranspirativas são geralmente empregas apenas em áreas de
clima árido ou semi-árido, uma vez que as condições climáticas do local, tais como
distribuição e forma de precipitação podem reduzir a eficiência desta cobertura. Outro
fator é que, normalmente, as coberturas evapotranspirativas não possuem uma
camada impermeabilizante que restrinja o fluxo de biogás, tornando-se então um
45
sistema de cobertura não adequado, além do que, o biogás poder ser tóxico para a
vegetação utilizada (USEPA, 2003).
O que se pode observar é que mesmo com todos os cuidados construtivos e
de gerenciamento, uma parte do biogás gerado pela massa de resíduos pode escapar
dos sistemas de coleta e passar pela cobertura. Dá-se o nome a isso de emissões
fugitivas e devido à diversos fatores, como tipo de sistema de coleta de gás e
impermeabilização lateral, não há como se pré estabelecer um valor aproximado
destas emissões fugitivas sem antes conhecer detalhes do aterro.
Essas emissões fugitivas são formadas por uma mistura gasosa variável, a
mesma que é emitida pelo aterro, uma vez que a quantidade e os tipos de gases
gerados pelo aterro, devido à decomposição microbiológica dos resíduos ali
depositados, mudam ao longo do tempo, principalmente devido à grande variedade de
resíduos depositados, que mudam de composição segundo a sazonalidade.
Entretanto, a maior parte do biogás gerado pelo aterro é composto por CH
4
e
CO
2
, dois dos principais gases do efeito estufa, segundo o IPCC (Tabela 2.13).
Tabela 2.13 – Composição percentual do biogás (HUBER-HUMER & LECHNER,
1999).
Percentagem (%)
CH
4
30 - 70
CO
2
20 - 50
N
2
1 - 5
O
2
0,1 - 1,0
Amônia
0,1 - 1,0
Compostos sufurados
0,0 - 0,2
H
2
0,0 - 0,2
CO
0,0 - 0,2
Outros
0,01 - 0,6
Desta forma, depois de gerado, o biogás pode migrar para a superfície e atingir
a atmosfera.
46
Entretanto, de acordo com HILGER & HUBER-HUMER (2003), as reações
bioquímicas que produzem o biogás continuam a ocorrer por um longo período mesmo
depois que o aterro teve suas atividades encerradas. Desta forma, mesmo depois que
o aterro foi fechado, as emissões de gás para a atmosfera continuam, como pode ser
observado na
Figura 2.19.
Figura 2.19 – Estimativa de geração de metano durante a vida de um aterro
(HUBER-HUMER et al., 2008).
Embora as emissões gasosas de aterros possam ser enormemente reduzidas
pela extração e conversão do biogás para geração de energia, na prática, não é todo o
biogás gerado que pode ser coletado, e por causa disso, algumas emissões fugitivas
ocorrem.
Existe, atualmente, uma gama de alternativas que ajudam a reduzir o potencial
danoso do gás liberado pelo aterro de resíduos, não só com relação às emissões
fugitivas, mas com relação às emissões em geral. A combustão do biogás é a opção
mais barata de eliminação deste biogás, pois diminui o potencial impacto de efeito
estufa produzido pelo CH
4
presente neste biogás. Alternativamente, o CH
4
presente no
biogás pode ser extraído e utilizado como forma de energia e combustível, uma vez
que este gás é considerado o componente do biogás mais valioso, embora seja
47
potencialmente danoso ao ambiente. Sistemas de extração de biogás em aterros já
estão bem desenvolvidos, mas são apenas viáveis para aterros de grande porte, já
que o custo envolvido é grande. Além disso, os sistemas de coleta de biogás não são
100% eficientes, podendo haver emissões fugitivas dos poços de queima ou coleta de
gás, e ao redor destes. Pode haver também fuga de biogás ao longo das vias de
tráfego dentro do aterro e no entorno do aterro. Um outro importante, e efetivo, método
para se reduzir as emissões fugitivas de biogás é o uso de barreiras biológicas
reativas. Existem várias vantagens em se utilizá-las: elas podem vir a complementar a
eficiência do sistema de coleta de biogás do aterro, e também podem ser uma
alternativa de remediação de pequenos aterros, lixões e antigos aterros já encerrados,
visto que o custo de implementação é baixo.
Barreiras biológicas reativas, ou camadas oxidativas, têm como função a
oxidação do CH
4
que atravessa a barreira.
2.6.1. Camadas Oxidativas
Camadas de cobertura final são utilizadas para a redução do volume de água
que infiltra para a massa de resíduos, além disso, também funcionam como um
isolante para o resíduo e como controle da migração do biogás.
Um dos métodos que pode ser aplicado para o controle de emissões gasosas
pela camada de cobertura é a utilização do potencial microbiológico residente no solo
de cobertura para realizar a da oxidação do metano. Embora este método não reduza
o volume de biogás que passa por esta camada, ele ao menos minimiza os efeitos
danosos ao ambiente provocados pela liberação, em grandes quantidades, de CH
4
.
Vários fatores podem influenciar o potencial de oxidação destas camadas, tais
como pressão atmosférica, quantidade de oxigênio disponível, teor de umidade,
temperatura, concentração de metano na camada e o grau de compactação na
camada de cobertura, entre outros.
Para que haja a oxidação do metano nas camadas oxidativas, faz-se
necessário que o biogás gerado atravesse esta camada. Segundo
CHRISTOPHERSEN et al. (2001), acredita-se que a pressão barométrica seja o
principal fator que controla as emissões de metano pelo aterro. Quando a pressão
barométrica esta baixa há liberação de biogás pelo aterro, quando esta se encontra
elevada há uma redução do nível de emissões pelo aterro.
Diversos são os trabalhos demonstram que há passagem de biogás pela
camada de cobertura de aterros de resíduos e que o solo de cobertura possui
48
atividade microbiológica suficiente para funcionar como camada oxidativa (WHALEN et
al., 1990; JONES & NEDWEL, 1993; BOGNER et al., 1995; KIGHTLEY et al., 1995;
BOECKX et al., 1996; CZEPIEL et al., 1996; BÖRJESSON & SVENSSON, 1997;
BÖRJESSON et al., 1998; VISVANATHAN et al., 1999; DE VISSCHER et al., 2001;
HEGDE et al., 2003; PARK et al., 2004; KALLISTOVA et al., 2005; PAWLOWSKA &
STEPNIEWSKI, 2006; ALBANNA et al., 2007; PARK et al., 2008).
Entretanto, não apenas o solo pode ser empregado como camada oxidativa em
aterros de resíduos sólidos. Diferentes materiais já foram testados com sucesso para a
construção deste tipo de camada, podendo citar lodo de esgoto (BÖRJESSON et al.,
1998; KETTUNEN et al., 2006), resíduos de jardinagem (STREESE & STEGMANN,
2003; WILSHUSEN et al., 2004 a), resíduos de agricultura (DE VISSCHER et al.,
1999), entre outros.
Alguns trabalhos também utilizaram o composto oriundo da compostagem dos
resíduos sólidos urbanos ou do tratamento mecânico biológico de RSU como camada
oxidativa (HUBER-HUMER, 2004; WILSHUSEN et al., 2004 a; BERGER et al., 2005;
NIKIEMA et al., 2005; EINOLA et al., 2008), contudo, nenhum trabalho descreveu a
utilização de composto orgânico, oriundo da compostagem de RSU, misturado ao solo
de cobertura do próprio aterro.
2.6.1.1. Camadas Oxidativas Experimentais
Devido à grande diversidade de fatores que interferem na capacidade oxidativa
de um material, diversos autores optaram por realizar os ensaios experimentais em
colunas oxidativas em condições controladas no laboratório.
Um dos pioneiros foi o trabalho de KIGHTLEY et al. (1995) que teve como
objetivo verificar a capacidade de desenvolvimento da comunidade metanotrófica em
alguns solos. Para tal, foram construídas em laboratório colunas de 15 cm de diâmetro
e 90 cm de altura que foram preenchidas com uma areia grossa (70% areia grossa,
18% areia fina e 12% silte/argila), uma argila de cobertura (57% areia grossa, 16%
areia fina e 27% silte/argila) ou uma areia fina (16% areia grossa, 68% areia fina e
16% silte/argila). Uma visão mais detalhada desta coluna experimental pode ser vista
na
Figura 2.20.
49
Figura 2.20 – Coluna experimental elaborada por KIGHTLEY et al. (1995).
Algumas condições experimentais: Fluxo de CH
4
- 164 g/m
2
.dia; diâmetro e altura
das colunas – 15 cm e 90 cm, respectivamente.
Verifica-se na
Figura 2.20 que o fluxo de metano se dá pela base da coluna e o
aporte de oxigênio pela parte superior da coluna. Esta configuração se assemelha à
encontrada no aterro. Embora tente reproduzir as condições de campo, estas
condições não são as consideradas ótimas, uma vez faz-se necessário que haja o
transporte do oxigênio no sentido de cima para baixo e de metano de baixo para cima,
só ocorrendo oxidação quando tanto as concentrações de CH
4
quanto as de O
2
estiverem nas concentrações mínimas exigidas para a atividade microbiana.
Desta forma, pode-se apontar que um dos principais fatores que interferem nas
taxas oxidativas é a permeabilidade do gás através do solo. Os principais mecanismos
de transporte de gases através do solo são a difusão e a advecção. No entanto, outros
mecanismos também podem mediar este processo, sendo eles a sorção, atividade
microbiológica e fluxo de calor por gradiente de temperatura, entre outros.
No solo, o fluxo advectivo do gás caracteriza-se pela velocidade de fluxo do
gás, sem alterar a sua concentração, enquanto que o processo difusivo dá-se através
de um gradiente de concentração, sem que, no entanto, haja gradiente de pressão
total. Entretanto, quando existe o processo advectivo, este normalmente supera o
processo difusivo, uma vez que as taxas de fluxo advectivo são várias ordens de
grandeza maiores do que as taxas de fluxo do processo difusivo. Para que o caso
50
oposto ocorra, isto é, que o fluxo difusivo supere o fluxo advectivo, os gradientes de
pressão deverão ser nulos ou o solo deverá apresentar coeficiente de permeabilidade
inferior a 10
-9
m/s (MITCHELL, 1991 apud MACIEL, 2003)
Tanto em colunas oxidativas quanto nos aterros, há a imposição de um fluxo
ascendente, desta forma, em ambas as situações, há predominância do fluxo
advectivo.
Diferentemente do que
KIGHTLEY et al. (1995) propuseram, e do que foi
observado na grande maioria dos trabalhos, STREESE & STEGMANN (2003)
trabalharam impondo um fluxo único às suas colunas experimentais, isto é, houve uma
mistura prévia do metano com a ar em uma câmara de umedecimento, que era, então,
conectada às colunas experimentais, como pode ser visto na
Figura 2.10.
Figura 2.21 - Coluna experimental elaborada por KIGHTLEY et al. (1995). 1 –
metano; 2 – ar pressurizado; 3 – câmara de umedecimento; 4 – biofiltros; 5 –
saída de gás. Algumas condições de experimentais: Fluxo de CH
4
– entre 288 e
3120 g/m
2
.dia; diâmetro e altura das colunas – 24 cm e entre 29 e 40 cm,
respectivamente.
Entretanto, STREESE & STEGMANN (2003) não utilizaram um solo como
material oxidante, estes autores trabalharam com uma mistura de composto de
jardinagem, turfa e fibras de madeira prensada.
Mesmo sendo materiais diferentes, observa-se que a imposição de um fluxo de
metano é menos vantajoso, para a obtenção das melhores taxas oxidativas, do que a
imposição de um fluxo de uma mistura gasosa metano-ar, como pode ser analisada na
Tabela 2.14.
51
Tabela 2.14 – Resultados de taxas oxidativas obtidos por KIGHTLEY et al. (1995)
e STREESE & STEGMANN (2003).
Referência Material
Taxa de Oxidação
(g/m
2
.dia)
areia grossa
166,8
argila de cobertura
109,1
KIGHTLEY et al., 1995
areia fina
110,7
Mistura
1
687,4
Camadas
2
515,6
STREESE &
STEGMANN, 2003
Composto
1065,5
1 – composto de jardinagem, turfa e fibras de madeira prensada misturados e compactados na coluna
2 - composto de jardinagem, turfa e fibras de madeira prensada compactados na coluna, cada um
formando uma camada diferente.
Outro fator importante para os processos oxidativos em geral, e que também
foi estudo em colunas experimentais, é a disponibilidade de oxigênio no meio, uma vez
que se verifica que a atividade das bactérias metanotróficas depende da presença
suficiente tanto de CH
4
(emitido) quanto de O
2
(atmosférico entrando no sistema).
Por isso, as bactérias metanotróficas tendem a ficar confinadas a um pequeno
horizonte do solo, aproximadamente nos primeiros 30 cm, onde há grande
disponibilidade de O
2
(STEVEN et al., 2006). Este fato pode ser observado em
diversos trabalhos nos quais verifica-se oxidação apenas nas camadas superficiais
(
Tabela 2.15)
Tabela 2.15 - Profundidades onde foram encontradas atividade oxidativa.
Referência
Profundidade de
Oxidação (m)
WHALEN et al., 1990
0,20 a 0,30
KIGHTLEY et al., 1995
0,20 a 0,30
BÖRJESSON & SVENSSON, 1997
0,40 a 0,60
VISVANATHAN et al., 1999
0,15 a 0,40
HUBER-HUMER & LECHNER, 2001
0,40 a 0,90
52
Como foi visto, o processo oxidativo é um processo predominantemente
biológico, desta forma, fatores como temperatura e umidade também têm influência
significativa neste processo.
Com relação à influência da umidade nos processos oxidativos, pode-se citar o
trabalho de VISVANATHAN et al. (1999), que teve como objetivo analisar os fatores
que controlam a oxidação de metano em climas tropicais, como temperatura, teor de
umidade e fluxo de metano.
Estes autores utilizaram como meio oxidativo dois materiais. O primeiro deles,
denominado solo 1, possuía a seguinte característica: 70% areia, 15% silte e 15%
argila. O segundo material, bastante parecido ao primeiro e denominado solo 2,
possuía as seguintes características: Solo 2 = 70% areia, 5% silte e 25% argila.
Assim como KIGHTLEY et al. (1995), VISVANATHAN et al. (1999) também
empregaram um fluxo único ascendente de CH
4
, como pode ser verificado na Figura
2.22. A entrada de O
2
na coluna é pela parte superior da coluna experimental.
Figura 2.22 - Coluna experimental elaborada por VISVANATHAN et al. (1999).
Algumas condições de experimentais: Fluxo de CH
4
– entre 98 e 295 g/m
2
.dia;
diâmetro e altura das colunas – 20 cm e 90 cm, respectivamente.
53
Na Figura 2.23, verifica-se que não há uma relação direta entre o aumento do
fluxo e o aumento das taxas oxidativas médias, para uma mesma umidade. Este fato é
observado porque o fluxo esta diretamente correlacionado com o tempo de retenção
do gás pela coluna experimental, não com o teor de umidade. Quanto mais tempo o
gás ficar retido, maior a probabilidade de ocorrência de oxidação. Entretanto, observa-
se que quando há um aumento de umidade, mantendo-se o mesmo fluxo, há um
aumento das taxas oxidativas médias, no entanto, há um limite no qual este aumento
de umidade também ocasionará um aumento nas taxas oxidativas médias.
Figura 2.23 – Relação entre a variação do fluxo e da umidade nas taxas
oxidativas (VISVANATHAN et al., 1999)
A princípio, imagina-se que a captação do O
2
pelas bactérias dá-se pela
absorção de O
2
do ar, entretanto, as bactérias captam, essencialmente, o oxigênio que
se encontra dissolvido em um meio líquido. Como o O
2
é pouco solúvel na água, e
esta solubilidade decresce com o aumento da temperatura, torna-se fácil entender
porquê as taxas oxidativas são menores em temperaturas mais elevadas e em
materiais pouco úmidos, e porquê a faixa na qual a atividade microbiana de oxidação é
máxima esta entre 25
o
C e 35
o
C (HUBER-HUMER, 2004) à 1 atm.
Era de se esperar que em materiais com altos teores de umidade tivessem as
maiores taxas oxidativas, uma vez que a disponibilidade de O
2
dissolvido, em
condições ótimas, seriam maiores, entretanto, o observado é que há um limite máximo
de umidade no qual ocorre oxidação do metano. Isto ocorre porque a água desloca o
54
ar dos espaços porosos, criando regiões de anerobiose devido à depleção do O
2
e o
aumento de CO
2
, produzido pela respiração microbiana. O oxigênio dissolvido
presente desaparece rapidamente em função da necessidade de energética para os
processos biológicos dos microrganismos aeróbios. Como a dissolução do O
2
na água
é lenta, e os processo metabólicos são bem mais rápidos, solos alagados tendem a
ser meios anaeróbios, dificultando, assim, todos os processos oxidativos.
Em temperaturas perto da ebulição da água, o oxigênio dissolvido é quase
nulo, mas em baixas temperaturas há oxigênio dissolvido, dependendo do grau de
salinidade da água e da pressão atmosférica. Desta forma, estudar as variações das
taxas oxidativas em diferentes temperaturas é importante, principalmente em países
de clima temperado, nos quais os verões são quentes e os invernos frios e secos.
O trabalho de KETTUNEN et al. (2006) é um exemplo, dentre vários, que
apresentam resultados de determinação das taxas de oxidação de metano em colunas
experimentais submetidas a baixas temperaturas (4 – 12
o
C).
Neste trabalho, estes autores estudaram dois materiais diferentes: uma mistura
de composto de lodo de esgoto maturado, resíduo de tinta e areia (4:2:4 peso úmido),
denominado SDS, e uma mistura de composto de lodo de esgoto maturado, resíduo
de tinta e casca de árvore (4:2:4 peso úmido), denominado SDB.
Na
Figura 2.25 tem-se um desenho esquemático da coluna experimental
utilizada por KETTUNEN et al. (2006). Observa-se que, mais uma vez, o fluxo
ascendente é de uma mistura de metano e CO
2
, e que o aporte de O
2
é realizado pela
passagem de ar pela parte superior da coluna experimental.
55
Figura 2.24 - Coluna experimental elaborada por KETTUNEN et al. (2006).
Algumas condições de experimentais: Fluxo de CH
4
– entre 626 e 865 g/m
2
.dia;
diâmetro e altura das colunas – 30 cm e 30 cm, respectivamente.
Como o esperado, os maiores valores médios obtidos foram para as
temperaturas mais elevadas. Entretanto, observou-se oxidação de metano a baixas
temperaturas também, como pode ser analisado na
Tabela 2.16.
Tabela 2.16 – Valores máximos de taxa oxidativa obtidos por KETTUNEN et al.
(2006) para os dois materiais analisados, em diferentes temperaturas.
Taxa de Oxidação (g/m
2
.dia)
Temperatura (
o
C)
SDS SDB SDS SDB
21 - 23
31,51 25,78 31,51 25,78
10 - 12
27,93 6,44 27,93 6,44
4 - 6
15,75 6,44 15,75 6,44
56
Depois da análise destes e de outros trabalhos, observa-se que há uma
variação grande entre as taxas oxidativas observadas entre os ensaios em colunas
experimentais. Na
Figura 2.25 e na Tabela 2.17 estão descritos os resultados de
alguns trabalhos realizados em colunas experimentais, nos quais esta variação pode
ser melhor observada.
Fluxo (L CH
4
/ m
2
.dia)
0 500 1000 1500 2000 2500
Taxa de Oxidação (L / m
2
.dia)
0
500
1000
1500
2000
2500
Kightley et al. (1995) - areia grossa
Kightley et al. (1995) - solo
Kightley et al. (1995) - areia fina
De Visscher et al. (1999) - solo agricultura
De Visscher et al. (1999) - solo aterro
Park et al. (2002) - areia argilosa
Streese & Stegman (2003) - composto
Streese & Stegman (2003) - mistura
Streese & Stegman (2003) - camada
Scheutz & Kjeldsen (2003) - solo
Wilshusen et al. (2004a) - composto
Powelson et al. (2006) - composto
Powelson et al. (2006) - areia grossa
Huber-Humer (2004) - composto
Huber-Humer (2004) - composto
Huber-Humer (2004) - composto
Huber-Humer (2004) - composto
Huber-Humer (2004) - composto
Huber-Humer (2004) - composto
Huber-Humer (2004) - composto
Huber-Humer (2004) - composto
Huber-Humer (2004) - composto
Fluxo (l CH
4
/ m
2
.dia)
0 100 200 300 400 500 600
Taxa de Oxidação (l / m
2
.dia)
0
100
200
300
400
500
600
Figura 2.25 – Comparação entre alguns valores de taxas oxidativas encontrados
na literatura. Materiais diversos (solo, areia e composto de RSU) em ensaios em
colunas experimentais.
57
Tabela 2.17 – Alguns valores de taxas oxidativas encontrados na literatura
Referência Substrato
Fluxo
(L CH
4
/m
2
.dia)
Taxa de
Oxidação
(L/m
2
.dia)
Eficiência
(%)
KIGHTLEY et al.,
1995
areia grossa
argila de cobertura
areia fina
453
453
453
233
152
155
61
40
41
DE VISSCHER et
al., 1999
solo de agricultura
solo de cobertura de
aterro
300
300
180
336
60
65 - 70
HILGER et al.,
2000
areia argilosa de
cobertura
3900 2 45 - 50
PARK et al., 2002
areia argilosa 735
609
83
STREESE &
STEGMANN, 2003*
composto
mistura
múltiplas camadas
402 – 4.357
402 – 4.357
402 – 4.357
2.078
1.341
1.005
-
SCHEUTZ &
KJELDSEN, 2003
(2003)
solo de cobertura de
aterro
380
293
81
WILSHUSEN et al.,
2004 a
composto de folhas 726 489 95
HUBER-HUMER,
2004)
composto de RSU 130 - 300 300 - 130 100 - 53
BERGER et al.,
2005
composto + areia +
argila
36 - 94 - 98
KETTUNEN et al.,
2006 *
SDS
SDB
86
92
86
92
97
74
POWELSON et al.,
2006
areia grossa
composto
349 - 698 349 - 698
63
69
Segundo KIGHTLEY et al. (1995) e DE VISSCHER et al. (1999) as colunas de
oxidação apresentam um comportamento oxidativo que varia com o tempo e sugerem
que este processo se dá em 4 fases: pequena fase de adaptação, fase de rápido
aumento na taxa de oxidação, fase de estabilização com altas taxas de oxidação e
fase de declínio. Esta última fase entra em estabilização de novo, mas em baixas
taxas de oxidação, como pode ser observado na
Figura 2.26, ao se analisar os
resultados obtidos por HILGER et al. (2000).
58
Figura 2.26 – Resultado de um dos ensaios de HILGER et al. (2000), mostrando
as fases da oxidação do metano. Material – solo. 1,2,3 e 4 – quadruplicatas do
material.
Entretanto, este comportamento já era esperado, pois em se tratando de um
crescimento microbiano em um recipiente fechado, existe a possibilidade de se
construir uma “curva de crescimento típica”, pela realização de ensaios de batelada,
como é ilustrada na
Figura 2.27
Figura 2.27 – Curva de crescimento típica de uma população bacteriana
(MADIGAN et al., 2004)
59
A fase lag (fase de adaptação) é observada porque, normalmente, o
crescimento microbiano não se inicia imediatamente e os microrganismos precisam de
algum tempo para se adaptarem às novas condições impostas. Entretanto, às vezes,
esta fase não é observada. Isto ocorre quando as condições impostas ao meio (coluna
experimental) são as mesmas observadas na situação da qual os microrganismos
foram retirados (aterro). A fase exponencial (fase de rápido aumento na taxa de
oxidação) corresponde à taxa de crescimento microbiana, isto é, o padrão de aumento
populacional em um determinado período de tempo. Normalmente, o crescimento
exponencial não ocorre indefinidamente, uma vez que existem fatores limitantes a este
crescimento que, normalmente, são: redução da presença de nutrientes essenciais e
presença de algum produto de excreção que atinge uma concentração inibitória e
promove a interrupção do crescimento exponencial. Esta fase é extremamente
influenciada pelas condições externas (temperatura, nutrientes, etc).
Na fase estacionária (fase de estabilização com altas taxas de oxidação) não
há um aumento efetivo no número de células que compõe a população em análise.
Embora não ocorra variação neste número, não quer dizer que não há atividade de
metabolismo energético ou processos biossintéticos. Este fato pode ser ratificado pela
observação das altas taxas oxidativas em colunas experimentais nesta fase. O que se
observa nesta fase, para alguns microrganismos, é um crescimento lento, no qual há
divisão celular e morte celular mais ou menos nas mesmas proporções.
A última fase, denominada de fase de morte ou de declínio, ocorre quando as
condições de equilíbrio observadas na fase anterior sofrem um abalo e a taxa de
morte é maior do que a taxa de crescimento. Observa-se na
Figura 2.27 que a fase de
declínio também é exponencial, no entanto, a taxa de morte é muito inferior à taxa de
crescimento, ocasionando a falsa impressão de que há uma nova fase de
estabilização.
60
CAPÍTULO 3 - METODOLOGIA
A descrição dos métodos empregados no desenvolvimento deste trabalho será
dividida em duas partes. Na primeira parte, será descrito o ensaio de oxidação
propriamente dito. E na segunda, serão expostas as metodologias empregadas para
as análises geotécnicas dos materiais que compuseram as colunas de oxidação.
Foram utilizados quatro diferentes materiais para a composição do substrato de
oxidação. Entende-se por substrato de oxidação o meio no qual ocorrerá a oxidação
do metano e que potencialmente poderá servir como camada oxidativa em aterros.
Os materiais utilizados para compor o substrato de oxidação foram um solo,
oriundo da área de empréstimo de um aterro controlado localizado na cidade do Rio
de Janeiro e um composto orgânico oriundo da compostagem de resíduos sólidos
urbanos, também da cidade do Rio de Janeiro. Os outros dois substratos são
compostos de uma mistura dos dois materiais anteriormente citados. Um dos
substratos é formado pela mistura do solo e do composto na proporção 1:1, em peso,
e o outro na proporção 3:1, também em peso. Uma visão geral dos quatro materiais
pode ser vista na
Figura 3.1.
Figura 3.1 – Imagem dos quarto materiais utilizados como substrato de oxidação
neste trabalho.
O composto orgânico, originado da compostagem da matéria orgânica
presente nos resíduos sólidos urbanos, foi coletado na Estação de Tratamento,
Triagem e Compostagem do Caju – COMLURB/RJ.
Os resíduos, após separação dos recicláveis, são levados para o pátio de cura
onde ficam enleirados por 90 dias para que ocorra a compostagem da matéria
Solo
Solo +
Composto (1:1)
Com
p
oto Solo +
Composto (3:1)
61
orgânica (Figura 3.2). Após este período, o composto formado é peneirado. Por rotina,
existe a possibilidade de se obter dois tipos de composto peneirado. Um que passou
pela peneira com malha de 22 mm de abertura, e outro que passou pela peneira com
malha de 10 mm de abertura. Utilizou-se para a realização dos ensaios deste trabalho
o composto que passou pela peneira de malha de 10 mm abertura, e cujo
enleiramento havia ocorrido 9 meses antes (
Figura 3.3).
Entretanto, no laboratório, este composto foi novamente peneirado em uma
peneira com malha de 4mm de abertura, e o material passante, utilizado. Este material
passante será sempre referido neste trabalho como sendo “composto”.
Optou-se por este procedimento visto que o composto coletado na Usina ainda
possuía em sua composição materiais que dificultariam a reprodutibilidade dos
62
ensaios. Escolheu-se a malha de 4 mm porque é uma malha comercial e facilmente
encontrada no mercado.
Figura 3.2– Visão geral de algumas leiras no pátio de compostagem na Usina do
Caju
Figura 3.3 – Visão das peneiras e onde o material fica estocado, da
granulometria do composto após peneiramento (10mm) e como o material foi
coletado.
3.1. Ensaios de oxidação
Para a realização do ensaio de oxidação, foram construídas quatro colunas. As
colunas são tubos de PVC de diâmetro interno de 9,9 cm, espessura de 0,67 cm e
altura de 60cm, que pode ser melhor visualizadas na
Figura 3.4 e na Figura 3.5.
Ambos os lados dos tubos foram fechados com caps de PVC contendo dois O-rings de
63
borracha para assegurar a vedação. O topo do cap superior foi perfurado duas vezes
para introdução de duas válvulas visando propiciar a coleta de amostras de gás para a
realização das análises cromatográficas e também com o intuito de servir como dreno
de saída de gás. O cap inferior foi perfurado uma vez para a colocação de um nipel
visando a entrada da mistura de gases na coluna. Os tubos de PVC foram revestidos
internamente por uma mistura de cola e areia com a finalidade de evitar a criação de
caminho preferencial de gás pela parede lateral interna, e que houvesse deslocamento
ascendente do substrato, caso a pressão interna da coluna se elevasse por algum
motivo.
Figura 3.4- Coluna de oxidação desmontada
64
Figura 3.5 – Desenho esquemático da coluna de oxidação
65
A montagem da coluna deu-se primeiramente com a adição de brita (zero) e
geotextil (
Figura 3.6), formando uma camada inicial de 15cm com a finalidade de se
compor uma camada de distribuição de gás. Esta camada inicial teve como objetivo
evitar a existência de caminhos preferenciais para o gás, e evitar que a entrada de gás
fosse interrompida por partículas mais finas existentes no substrato. Acima desta
camada de distribuição foi introduzido o substrato da oxidação que será analisado
segundo sua eficiência. Todos os substratos foram compactados com 60% da massa
específica aparente seca máxima, 85% da umidade ótima e com altura de 30cm.
Optou-se por moldar as colunas experimentais desta forma, porque a
moldagem nas condições de massa específica aparente seca máxima e umidade
ótima deixaram o corpo de prova muito denso, o que inviabilizou a passagem do gás
num tempo compatível para o teste experimental. A utilização do valor de grau de
compactação de 60% deu-se por empirismo, enquanto que o valor de 85% da
umidade ótima baseou-se no fato de que, na literatura, observa-se a utilização do valor
de umidade de 85% da capacidade de campo para a moldagem dos corpos de prova
para colunas experimentais, mesmo sabendo que são valores diferentes.
Após a compactação do substrato na coluna, uma nova camada contendo
geotêxtil e brita foi adicionada.
Figura 3.6 – Imagem do material que compõe a camada de distribuição de gás.
66
Foram introduzidos em cada coluna, dois sensores de temperatura e umidade
(IOPE – TW-UR 98 - características técnicas no ANEXO I) (
Figura 3.7). Estes
sensores foram localizados nas cotas 10 e 20cm, tendo como referência o início da
camada do substrato e somente a ponta dos sensores (antes da bainha) foram
introduzidas na coluna. A temperatura da sala de ensaio variou de 24
0
C a 30
0
C.
Em cada coluna, passou-se uma vazão de 150mL/min de uma mistura gasosa
de metano e ar (comprimido) (5,0 mL/min de CH
4
(99,9995% de pureza - AGA) e 145,0
ml/min de ar), controlada por rotâmetros (Dwyer – série RMA, ANEXO II).
Figura 3.7 – Sensores de temperatura e umidade
Na
Figura 3.8 pode ser observada uma imagem das quatro colunas oxidativas
experimentais montadas, e em operação, no laboratório de geotecnia.
bainha
67
Figura 3.8 – Visão geral das colunas oxidativas.
Observa-se na figura que foram introduzidos apenas um sensor de temperatura
e umidade por coluna experimental, embora se verifique a existência de dois pontos
para a introdução destes sensores. No capítulo no qual serão apresentados os
resultados e as discussões, este ponto será novamente abordado e justificado.
Para que haja o processo oxidativo, faz-se necessário que a relação molar
entre CH
4
e O
2
seja de no mínimo ½, como pode ser observado na equação Equação
3.1, que é uma versão simplificada da
Equação 2.1. Ou seja, 2 mols de O
2
para 1 mol
de CH
4
.
OHCOCOCH
2224
22 +⇒+
Equação 3.1
Analisando a composição gasosa imposta às colunas experimentais deste
trabalho, observa-se que há 9,32 moles de O
2
para 0,32 mol de CH
4
(proporção de
1/29) sendo introduzidos em cada coluna experimental. Desta forma, assegurou-se a
presença das concentrações mínimas de O
2
para que ocorra o processo oxidativo.
HUBER-HUMER (2004), em seu trabalho de doutorado, sugere que esta proporção
seja de 1/28, no mínimo.
68
Toda a mistura gasosa introduzida na coluna passava antes por um
umidificador, para mantê-la umedecida e não ressecar o material dentro da coluna.
A mistura gasosa que passou através do substrato foi analisada por um
cromatógrafo gasoso (Micro-GC 3000A - Agilent), e a aquisição dos dados se deu por
um computador (notebook HP Compaq Small Form Factor, modelo DC7700 ) acoplado
ao cromatógrafo (
Figura 3.9)
Antes do início da leitura, deixou-se passar pelas colunas durante 72h um fluxo
de 5mL/min de metano, com a finalidade de saturar as colunas e estimular a atividade
bacteriana.
A aquisição dos dados deu-se a cada 48h, para cada coluna, e o fluxo de gás
foi mantido ininterrupto por todo o período do ensaio.
Figura 3.9 – Cromatógrafo e o sistema de aquisição e análise dos dados
(notebook)
Todo o sistema de coleta de gás estava interligado por tubos de polietileno de
3/8”. Para evitar que houvesse contaminação entre uma análise e outra, antes da
análise de uma das colunas (coluna-alvo), deixava-se o gás percolar por este sistema
por pelo menos 30 min, assegurando, assim, que a análise realizada era apenas do
gás passante pela coluna-alvo.
69
A análise do gás passante deu-se durante um período de 100 dias.
3.1.1. Análise Cromatográfica
A cromatografia é uma ferramenta analítica de separação de gases, ou
misturas gasosas.
A
Figura 3.10 apresenta os principais componentes de um cromatógrafo.
Figura 3.10 – Componentes básicos de um cromatógrafo gasoso. c cilindro de
gás; d regulador de pressão em 2 estágios; e válvula de controle de fluxo; f
porta de injeção; g forno; h coluna; i detector; j sistema de aquisição
(MCNAIR & MULLER, 1998).
Para os ensaios deste trabalho, foi utilizado um cromatógrafo a gás (Micro-GC
3000 - Agilent) portátil cujas características encontram-se na
Tabela 3.1. As condições
operacionais deste equipamento, encontram-se na
Tabela 3.2.
Tabela 3.1 – Características do cromatógrafo.
Configuração do GC 3000 Coluna A Coluna B
Tipo de injetor
Retrolavagem Retrolavagem
Gás carreador
Nitrogênio Nitrogênio
Tipo de coluna
Peneira Molecular Plot U
Tipo de detector
TCD TDC
Tipo de entrada
Aquecido Aquecido
70
Tabela 3.2 – Condições operacionais do cromatógrafo gasoso para as análises
da composição dos gases.
Pontos de ajuste do GC 3000 Coluna A Coluna B
Temperatura de entrada da amostra (
0
C)
60
0
C 60
0
C
Temperatura do injetor (
0
C)
60 0C 65
0
C
Temperatura da coluna (
0
C)
66 0C 75
0
C
Tempo de amostragem (s)
10 s 10 s
Tempo de injeção (ms)
20 ms 30 ms
Tempo de corrida (s)
120 s 120 s
Tempo de pós-corrida (s)
10 s 10 s
Tempo de equilíbrio de pressão (s)
10 s 10 s
Pressão da coluna (psi)
30,00 psi 15,00 psi
Pressão de pós-corrida (psi)
30,00 psi 25,00 psi
Filamento do detector
Habilitado Habilitado
Sensibilidade do detector
Alto Alto
Taxa de dados do detector (Hz)
20 Hz 20 Hz
Desvio da linha de base (mV)
0,00 mV 0,00 mV
Tempo de retrolavagem (s)
5,00 s 5,00 s
3.1.2. Análise dos resultados das análises cromatográficas
Pela análise dos resultados obtidos cromatograficamente, pode-se obter a
concentração relativa dos componentes de uma mistura. Esta concentração
corresponde à área sob a curva cromatográfica, originada da integração do sinal
gerado no detector durante a eluição da amostra (BRAITHWAITE & SMITH, 1999).
Entretanto, a resposta de um detector varia de um composto a outro. Desta
forma, a área sob cada curva, denominada área cromatográfica, é específica para
cada elemento.
Na
Figura 3.11 pode ser observado um perfil cromatográfico típico, e a área
sob cada curva pode ser calculada segundo a seguinte equação (
Equação 3.2).
71
Figura 3.11 – Separação de álcoois. Programa de separação: isoterma a 1000C e
rampa de 100-1500C a 150C/min. Coluna: Carbowax 20 (2m x 1/8 in). Gás de
arraste: nitrogênio – 30ml/min. Infeção: 1μl. Mistura: 1:1:1:1:1 . Detector: FID
(BRAITHWAITE & SMITH, 1999)
2
b
Wh
A
×
=
Equação 3.2
Onde:
A = área cromatográfica
h = altura do pico
W
b
= largura da base
Na
Figura 3.12, este parâmetros para o calculo da área cromatográfica podem
ser identificados.
72
Figura 3.12 – Cálculo da área de um pico cromatográfico por triangulação. W0,
6065h - largura do pico no ponto de inflexão; W0, 5h - Largura do pico na
metade da altura; WB - Largura do pico na base; TR – Tempo de retenção não
corrigido; H – Altura do pico. Fonte: FOWLIS, 1995
Como foi dito anteriormente, a área sob cada pico cromatográfico é
proporcional à concentração de cada elemento que compõe a amostra analisada.
Porém, nem todos os elementos produzem a mesma área de pico a uma dada
concentração. Desta forma, faz-se necessário o emprego de um fator de correção para
que as áreas obtidas sejam, quantitativamente, correspondentes à concentração do
elemento analisado. Entretanto, o fator de correção (FC) a ser aplicado, depende do
gás e do tipo de detector utilizado.
Para o caso em questão, o detector é o TCD (thermal condutivity detector), e
para o cálculo desta concentração, é necessário dividir a área de pico obtida no
cromatograma pelo fator de correção correspondente a cada elemento, e dividir o
resultado pelo somatório das áreas corrigidas (DIETZ, 1967). Desta forma, obtém-se
os valores de % molar, que para o caso de elementos gasosos corresponde, também,
à % volume. (
Equação 3.3).
73
cc
AF
área
molar
∑×
×
=
100
%
Equação 3.3
Onde:
Area = area cromatográfica
F
c
= Fator de correção (Tabela 3.3)
ΣA
c
= somatório das áreas corrigidas (A
c
) definidas por
c
c
F
área
A =
Na
Tabela 3.3 são encontrados os fatores de correção utilizados.
Tabela 3.3 – Fatores de correção utilizados (DIETZ, 1967).
Elemento Fator de correção
CH
4
35,7
CO
2
48,0
H
2
O
33,0
O
2
40,0
N
2
42,0
Ressalte-se que como a aquisição dos dados foi digital, não foi preciso realizar
manualmente o cálculo da área cromatográfica, pois o programa de aquisição já
fornecia este dado. Entretanto, para a obtenção das percentagens molares de cada
elemento, foi necessária a realização do cálculo manual.
3.1.3. Cálculos da Eficiência e da Taxa de Oxidação
Um parâmetro freqüentemente utilizado para expressar a performance de uma
coluna de oxidação é eficiência da remoção de CH
4
, isto é, qual é a variação
percentual entre a concentração de CH
4
que entra na coluna de oxidação e a
concentração de CH
4
sai desta mesma coluna. Para o cálculo da eficiência da
oxidação, isto é, quanto o substrato foi capaz de oxidar em um determinado momento,
a seguinte equação foi aplicada (
Equação 3.4).
74
(
)
(
)
()
100
4
44
4
×
−
=
i
CH
f
CH
i
CH
CH
C
CC
Ef
Equação 3.4
Onde:
Ef
CH4
= Eficiência da oxidação (%)
C
CH4i
= concentração de metano que entra na coluna experimental (g.m
-3
)
C
CH4f
= concentração de metano que sai da coluna experimental (g.m
-3
)
Embora a eficiência da oxidação seja um fator conveniente para a definição da
performance de uma coluna oxidativa, nenhuma informação sobre as condições
operacionais está incluída neste cálculo. Desta forma, este parâmetro não pode ser
extrapolado e usado com resultado experimental para outras condições experimentais.
Com isso, faz-se necessária a utilização de outro parâmetro. A utilização da
taxa de oxidação, neste caso, torna-se mais apropriada porque contêm informações
sobre área da coluna e tempo transcorrido. Alguns autores também se referem à taxa
de oxidação como capacidade de eliminação ou taxa de degradação.
Para este trabalho, defini-se como taxa de oxidação a diferença entre as
concentrações de metano que entram e saem da coluna oxidativa, normalizadas pela
razão entre o fluxo aplicado à coluna e o volume total da coluna.
Para o cálculo da taxa de oxidação, isto é, a quantidade de metano que o
substrato é capaz de oxidar, em um determinado período de tempo, quando mantidas
as mesmas condições experimentais, foi aplicada a seguinte equação (
Equação
3.5)(STREESE & STEGMANN, 2003).
(
)
(
)
[
]
V
FCC
TO
f
CH
i
CH
×−
=
44
Equação 3.5
Onde:
TO = Taxa de oxidação (g.m
-3
.dia
-1
)
C
CH4i
= concentração de metano que entra na coluna experimental (g.m
-3
)
C
CH4f
= concentração de metano que sai da coluna experimental (g.m
-3
)
F = fluxo imposto à coluna de oxidação (m
3
.dia
-1
)
V = volume da coluna de oxidação (m
3
)
75
3.2. Características químicas
Foram realizados ensaios para a obtenção dos valores de pH, condutividade
elétrica, Na, orgânicos voláteis, matéria orgânica e carbono total. Todos os ensaios
seguiram a metodologia descrita por CLAESSEN et al. (1997).
3.3. Ensaios Geotécnicos
3.3.1. Granulometria
O ensaio de granulometria para o solo e para as misturas do solo com o
composto seguiram a norma NBR 7181/1984 (análise granulométrica para solos)
(ABNT, 1984a).
Devido a uma falta de regulamentação para vários tipos de ensaios com
composto orgânico, optou-se por utilizar a norma alemã para ensaios granulométricos
com composto orgânico (DIN 18123).
A diferença entre ambas é que o ensaio para verificação de finos (material
passante na peneira de 2mm) não é realizado para a norma alemã, sendo a menor
malha utilizada segundo a norma alemã a de 0,15mm.
3.3.2. Teor de umidade
A determinação da umidade normalmente é feita em estufa a 110
o
C para solo e
60
o
C para material orgânico, até que o peso da amostra torne-se constante (NBR
6457/1986; ABNT, 1986a). Desta forma, o teor de umidade (ω) é definido como sendo
a relação entre o peso de água e o peso de sólidos, ou peso da amostra (
Equação
3.6). Entretanto, muita confusão é gerada na hora de se escrever este resultado, uma
vez que normalmente não é deixado claro qual é a base de cálculo, isto é, se foi
utilizado para o cálculo o peso da amostra seca ou úmida.
100×=
sólidos
água
M
M
w
Equação 3.6
A mecânica dos solos normalmente utiliza a base seca, no entanto, quando se
trabalha com material orgânico, opta-se por trabalhar na base úmida, uma vez que o
material orgânico possui, em geral, umidade elevada devido às suas características.
76
Opta-se por trabalhar na base úmida porque os resultados obtidos sempre
variarão entre 0 e 100%, tornado a interpretação dos resultados mais simples.
Como a maior parte do material que será utilizado para a construção das
colunas de oxidação possui algum teor de matéria orgânica, optou-se por trabalhar
com o teor de umidade na base úmida, cujo cálculo pode ser verificado na
Equação
3.7
100×=
total
água
M
M
w
Equação 3.7
Outro fator importante diz respeito ao umedecimento do composto. Como é um
material rico em matéria orgânica, seu umedecimento se dá de maneira não uniforme
devido às possíveis diferenças de hidrofobicidade existentes entre os componentes
que constituem este material.
Com a finalidade de se obter um padrão para a homogeneização das
amostras, um ensaio de teor de umidade foi realizado com o composto orgânico, uma
vez que há necessidade de reprodutibilidade dos resultados.
Este ensaio consistiu em pegar duas frações do composto, uma como ele foi
coletado na Usina do Caju, isto é, material compostado que passou na peneira de
10mm (denominado #10) e uma segunda depois de peneirado no laboratório na
peneira de 4mm (denominado #4).
Metade de fração de 10mm e metade da fração de 4mm foi colocada na estufa,
à 600C, por 48hs. A outra metade de cada fração ficou secando ao ar livre. Desta
forma, tem-se quatro “amostras”: 10 mm que secou na estufa (denominada E#10), 10
mm que secou ao ar livre (denominada N#10), 4 mm que secou na estufa
(denominada E#4) e, finalmente, 4 mm que secou ao ar livre (denominada N#4).
Todas os ensaios com as quatro frações foram realizados em triplicata.
Depois disso, foi adicionada água às quatro frações para que todas ficassem
com teor de umidade em 40%. Deste material, foram retiradas amostras a cada 24hs
para análise do teor de umidade, durante 7 dias consecutivos. Todo o material ficou
estocado em uma câmera úmida para evitar o ressecamento das amostras e para a
manutenção da umidade inicial.
Todas as amostras foram levadas à estufa de 60
o
C, por 48hs, para a obtenção
dos parâmetros para a realização dos cálculos do teor de umidade.
77
3.3.3. Compactação
Para a realização destes ensaios, utilizou-se como padrão, a norma NBR
7182/1986 (Solo – Ensaio de compactação) (ABNT, 1986b), e a energia de
compactação foi a do proctor normal
Foram realizados ensaios com os quatro materiais.
3.3.4. Condutividade Hidráulica Saturada
A permeabilidade do fluido no solo esta diretamente relacionada com a
viscosidade do mesmo. Quanto maior a viscosidade mais dificuldade terá o fluido
percolante em fluir pelo meio. Sendo assim, menor será a permeabilidade. Por este
motivo, a permeabilidade do solo ao ar, quando este se encontra seco (S=0%), deve
ser maior que a máxima permeabilidade observada quando o solo se encontra
saturado (S=100%) (FREDLUND & RAHARDJO, 1993). Isto se observa porque
quando o grau de saturação é elevado o ar fica ocluso e o fluxo de gasoso por difusão
reduz-se e passa a depender da dissolução dos gases na água.
Todos os ensaios de permeabilidade foram realizados à carga constante,
segundo a NBR 13292/1995 (Solo - Determinação do coeficiente de permeabilidade
de solos granulares à carga constante) (ABNT, 1995) (
Figura 3.13). Os corpos de
prova, depois de montados, foram deixados em repouso dentro d’água, por pelo
menos 48hs, para a homogeneização da umidade antes do início dos ensaios. Foi
moldado apenas um corpo de prova para cada um dos quatro materiais utilizados para
a montagem das colunas oxidativas. De cada corpo de prova foram obtidas, pelo
menos, 10 leituras de condutividade em um período mínimo de 24 horas. Para todos
os casos, a densidade utilizada foi a aparente seca máxima, e a umidade, a ótima.
78
Figura 3.13 – Aparato para a medição da permeabilidade a carga variável.
Ao final de cada ensaio de permeabilidade, retirou-se o cilindro contendo o
corpo de prova de dentro d’água. Este cilindro era deixado em cima da bancada para
que a água excedente drenasse por um determinado período de tempo. Este tempo
era determinado através da quantidade de água que escoava do corpo de prova. Esta
água era coletada em uma proveta para que houvesse monitoramento do volume de
água excedente. Quando esta vazão fosse menor do que 0,01 ml/s, o cilindro era
desmontado e amostras do material retiradas para a verificação da umidade
correspondente à capacidade de campo (ROCHA & AZEVEDO, 2008). Seis amostras
foram coletadas. Duas do topo, duas do meio e duas da base do corpo de prova.
(
Figura 3.14)
79
Figura 3.14 – Determinação da capacidade de campo.
Para a determinação da capacidade de campo, foi utilizada a seguinte relação,
apresentada através da
Equação 3.8.
a
d
γ
ω
γ
θ
θ
×
=
Equação 3.8
Onde:
θ = Capacidade de Campo
γ
d
= Peso Específico Seco (g/m
3
)
γ
a
= Peso Específico da Água (g/m
3
)
ω
θ
= Umidade de Campo
O peso específico seco foi determinado pela relação descrita na
Equação 3.9
i
t
d
ω
γ
γ
+
=
1
Equação 3.9
Onde:
γ
d
= Peso Específico Seco (g/m3)
γ
t
= Peso Específico Total (g/m3)
ω
i
= Umidade inicial
80
3.3.5. Limites
Ensaio realizado apenas com o solo do aterro. Para este ensaio, foram usados
os padrões normalizados da NBR-6459/1984 (Determinação do Limite de Liquidez de
solos) (ABNT, 1984d) e NBR-7180/1984 (Determinação do Limite de Plasticidade de
solos) (ABNT, 1984c).
3.3.6. Massa Específica dos Grãos (G
s
)
Para a determinação da massa específica dos grãos empregou-se a
metodologia descrita na norma da NBR-06508/1984 (Grãos de solos que passam na
peneira de 4,8 mm – Determinação da massa específica) (ABNT, 1984b).
3.4. Estatística
Para a verificação de existência ou não de diferença entre as amostras foi
utilizado o teste U (teste U de Mann-Whitney), uma vez que os dados obtidos não
apresentaram uma distribuição normal. Considerou-se com sendo um valor
significativo ao nível de significância de 5% (p < 0,05). Para as análises de correlação
foi utilizado o teste de Pearson. Para que o teste de Pearson seja válido, o teste U tem
que ser p < 0,05. Correlações positivas são aquelas cujo valor de Pearson é positivo.
Para correlações negativas o valor de Pearson é negativo. Todas as análises
estatísticas foram realizadas utilizando-se o programa SIGMASTAT versão 3.5 (2005).
81
CAPÍTULO 4 - RESULTADOS E DISCUSSÕES
Tendo como meta a utilização do composto como material alternativo para a
construção de camadas oxidativas, foram realizados ensaios para a verificação da
viabilidade da utilização da mistura deste material com o solo de cobertura de um
aterro.
Assim como ocorreu com a descrição das metodologias no capítulo 4, a
apresentação e a discussão dos resultados também serão divididos. Na primeira parte
serão descritos os ensaios geotécnicos para a caracterização dos materiais que
serviram de substrato para as reações oxidativas que ocorrem nas colunas de
oxidação. E na segunda, os resultados das colunas de oxidação serão descritos e
discutidos.
4.1. Ensaios preliminares – Caracterização dos Substratos
4.1.1. Composto orgânico
Dentre os vários processos utilizados para o manejo de resíduos orgânicos, por
exemplo, incineração e aterro sanitário, a compostagem é considerada a mais
eficiente para produzir um produto ambientalmente seguro e agronomicamente
vantajoso, a um custo operacional aceitável.
Compostagem é um dos processos biológicos mais antigos que continua sendo
utilizado. Pode-se definir compostagem como sendo a decomposição de diversos
materiais em um ambiente que possui uma população microbiana adequada, com
temperatura, umidade e oxigenação compatíveis. Os microrganismos utilizam a
matéria orgânica, os minerais, a água e o oxigênio presentes no meio para seu
crescimento e atividade metabólica. Cada espécie possui uma condição ideal de
temperatura, pH, umidade, etc., na qual as taxas metabólicas são máximas. Desta
forma, para que a compostagem seja rápida e eficiente, e, para que seja otimizada,
estes aspectos devem ser conhecidos, monitorados e corrigidos quando necessário.
Entretanto, os dois parâmetros mais importantes para o processo são a temperatura e
a umidade.
Vários são os benefícios obtidos por este processo, entre eles a diminuição de
massa e volume do resíduo, reciclagem dos nutrientes, manutenção ou renovação da
82
matéria orgânica e outras características físicas do solo, redução dos problemas de
aterragem dos resíduos e biodegradação de componentes tóxicos e contaminantes
orgânicos. Como resultado da utilização do produto da compostagem no solo, pode-se
citar a criação de um produto final estável através do aumento da retenção e
disponibilidade de nutrientes, melhoria da capacidade de troca catiônica, além dos
componentes húmicos servirem como fonte de matéria orgânica.
Entretanto, para a utilização deste material como condicionante do solo, alguns
parâmetros devem ser analisados, uma vez que a utilização de composto não
maturado poderá acarretar danos ao solo, já que o composto não maturado poderá
produzir toxinas que poderão interferir na biota residente.
Com a finalidade de se verificar se o composto utilizado neste trabalho
encontrava-se estável, isto é, maturado, realizou-se um “ensaio de temperatura”, uma
vez que a temperatura do composto é um indicativo de atividade microbiológica. Este
procedimento consistiu na análise da variação de temperatura do composto durante
seis dias.
O protocolo de análise consistiu em adicionar uma amostra de composto da
Usina de Triagem e Compostagem do Caju (composto que passou pela malha de
10mm) à duas garrafas térmicas, sendo introduzido dentro de cada garrafa um
termômetro convencional para o monitoramento da temperatura interna do composto.
As garrafas permaneceram abertas e em cima de uma bancada por todo o período de
análise.
Verificaram-se as temperaturas, tanto interna (dentro das garrafas) quanto do
ambiente (externa), manualmente, a cada 24h. As temperaturas da sala de ensaios
permaneceu entre 24 e 30ºC, e as temperaturas internas encontram-se descritas na
Tabela 4.1.
83
Tabela 4.1 – Resultado do ensaio de estabilização.
Temperatura (
0
C)
Dia
G1 G2 Sala
1
30 29 29
2
30 27 29
3
30 26 30
4
22 29 24
5
25 23 25
6
28 27 29
OBS.: G1 e G2 correspondem às garrafas térmicas
Observa-se que as temperaturas tanto internas quanto externa (sala)
permaneceram próximas, indicando que não houve atividade microbiológica de
compostagem durante o período de análise. Assim sendo, como não houve aumento
da temperatura, o composto foi considerado estabilizado e apto a ser utilizado nos
ensaios de oxidação.
4.1.2. Granulometria
Uma vez observado que o composto coletado na Usina do Caju encontrava-se
estável, realizou-se um ensaio de granulometria, tanto com o composto coletado na
Usina do Caju (10mm e 22mm) quando a amostra peneirada (4mm), as misturas solo
+ composto nas proporções 3 para 1 (p/p), 1 para 1 (p/p), e o solo do aterro. Os
resultados destes ensaios podem ser observados na
Figura 4.1 a Figura 4.3. Na
Figura 4.1 são observadas as curvas granulométricas das frações do composto
coletado e peneirado.
84
Diâmetro (mm)
0,001 0,01 0,1 1 10 100
porcentagem que passa (%)
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Composto 10mm
Composto 22mm
Composto 4mm
similar a areia
grossa
média
fina
similar a silte
0.002 0.06
R
e
f
er
ê
nc
i
a -
E
sca
l
a
G
ranu
l
om
ét
r
i
ca
ABNT
0.2 0.6 2.00
similar a pedregulho
fino
médio
grosso
6.00 20.00
Similar
a argila
Figura 4.1 – Curvas granulométricas do composto nas frações 10mm e 4mm
Analisando a
Figura 4.1 observa-se que as curvas granulométricas do
composto na granulometria 10mm e 22mm assemelham-se bastante à curva
granulométrica de um solo granular. Entretanto, quando o composto é peneirado para
a fração 4mm, observa-se que a curva granulométrica passa a se assemelhar a de um
solo arenoso, com a fração mais fina prevalecendo. Isso realmente é o esperado, já
que o composto, ao ser peneirado, “perde” a fração mais grossa, o que pode ser
facilmente observado na
Figura 4.2.
Figura 4.2 – Análise visual do processo de fracionamento do composto orgânico
durante o ensaio de granulometria. Frações que ficaram retidas na peneira
(IZZO, 2008).
85
Na Figura 4.3, são apresentadas as curvas granulométricas do compostos de
4mm, do solo e das 2 misturas solo + composto.
Diâmetro (mm)
0,001 0,01 0,1 1 10 100
Percentagem que passa (%)
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Solo + Composto (1:1)
Solo + Composto (3:1)
Solo
Composto
Areia
grosso
médio
fino
Silte
0.002 0.06
Referência - Escala Granulométrica ABNT
0.2 0.6 2.00
Pedregulho
fino
médio
grosso
6.00 20.00
Argila
Figura 4.3 – Curva granulométrica do composto, das misturas e do solo
Com relação à curva granulométrica do solo, pode-se classificá-lo como sendo
uma argila silto-arenosa, enquanto que o composto apresenta uma curva
granulométrica similar à uma areia siltosa.
Quando se mistura o composto de 4mm ao solo em duas diferentes
proporções, isto é, solo + composto (1:1)(p/p) e solo + composto (3:1)(p/p), a curva
granulométrica da mistura solo + composto (1:1) torna-se semelhante à uma areia
siltosa, enquanto que para a curva granulométrica da mistura solo + composto (3:1)
assemelha-se à de uma areia silto-argilosa.
Um parâmetro que pode ser obtido pela curva granulométrica é o coeficiente
de não uniformidade (CNU). Por este parâmetro sabe-se se o material apresenta
“grãos” de diâmetros diferentes, ou se prevalecem “grãos” com o mesmo diâmetro, isto
é, se o material é “bem graduado” ou “mal graduado”.
Segundo SOUZA PINTO (2002), este parâmetro é calculado segundo a
Equação 4.1 a seguir:
86
10
60
D
D
CNU =
Equação 4.1
Onde:
D
60
= diâmetro abaixo do qual se situam 60% em peso das partículas;
D
10
= diâmetro abaixo do qual se situam 10% em peso das partículas.
Os coeficientes de não uniformidade dos quatro materiais utilizados são
apresentados na
Tabela 4.2.
Tabela 4.2 – Coeficientes de não uniformidade (CNU) dos quatro materiais
utilizados
Material CNU
Solo
10,73
Solo + Composto (3:1)
103,63
Solo + Composto (1:1)
157,62
Composto
192,71
Ao se analisar a
Tabela 4.2, pode-se dizer que a adição de solo ao composto,
não importando a quantidade adicionada, confere às misturas uma possível redução
de permeabilidade em relação ao solo, uma vez que as partículas menores ocupam os
espaços deixados pelas maiores, o que confere menor compressibilidade e maior
resistência ao “novo” material.
Entretanto, quanto maior o CNU, menos poroso será este material, o que
poderá dificultar a permeabilidade do gás durante os ensaios de oxidação. Quando o
meio torna-se menos permeável, com mais dificuldade poderá ocorrer a oxidação,
uma vez que o aporte de oxigênio poderá não ser insuficiente. Ressalta-se que é
necessário que o material retenha por um determinado tempo o gás que por ele
percolar, já que o metano e o oxigênio precisarão ficar retidos nos poros tempo
suficiente para que as bactérias metanotróficas sejam capazes de metabolizá-los.
87
4.1.3. Umedecimento da amostra
O teor de umidade em um material influencia de diversas maneiras o
comportamento deste. De uma maneira em geral, pode-se dizer que, para o caso dos
aterros de resíduos sólidos, o teor de umidade desempenha três importantes papéis:
em primeiro lugar, a atividade das bactérias metanotróficas sofre grande influência
deste teor de umidade, existindo um valor no qual sua atividade é máxima. LE MER &
ROGER (2001) dizem que existe a possibilidade de se afirmar que o teor de umidade
do material tem uma influência muito maior na oxidação de metano do que a
temperatura. Segundo, o teor de umidade interfere na penetração de oxigênio no solo,
isto é, a difusão de O
2
através do solo fica prejudicada quando o teor de umidade é
elevado. Terceiro, o teor de umidade interfere na quantidade de ar armazenado nos
poros do solo, dificultando o transporte de gases através deste. Quando a água
preenche os poros do solo, ela bloqueia o fluxo ascendente de gás, e, ao mesmo
tempo, ao bloquear o fluxo de gás, pode reduzir a emissão de metano devido ao
excesso de pressão acumulada dentro do aterro (BOECKX et al., 1996; YUAN, 2006).
Sendo assim, o teor de umidade do material que se quer utilizar como
substrato para a camada de oxidação experimental é de suma importância, uma vez
que a oxidação do metano poderá não ocorrer.
Com isso, com a finalidade de padronização do processo de umedecimento
das amostras foi realizado um ensaio para saber qual o tempo mínimo que a amostra
contendo o composto precisaria ficar na câmara úmida até atingir um teor de umidade
mais ou menos constante.
Desta forma, o que foi possível observar é que para o composto de 10 mm,
tanto seco na estufa quanto o seco ao ar livre, o umedecimento não é uniforme, isto é,
não importa o tempo que esta amostra fique na câmera úmida, sempre haverá uma
variação no teor de umidade, e o teor umidade final desejado, muito possivelmente,
não será atingido, que para o caso, foi de 40% (
Figura 4.4). Sendo assim, a
reprodutibilidade dos resultados ficaria comprometida, uma vez que cada material
apresentaria um teor de umidade diferente a cada ensaio.
88
Tempo (h)
0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200 220
Umidade Média na Base Úmida (%)
35,0
35,5
36,0
36,5
37,0
37,5
38,0
Estufa (55
o
C)
Ar livre
Figura 4.4 – Variação média da umidade na base úmida em relação ao tempo
para as amostras de 10mm.
Com relação às amostras de composto de 4mm, o que se pode observar é que
não há uma variação muito grande do teor de umidade entre elas, isto é, depois do
material umedecido, não há necessidade de deixá-lo na câmara úmida por muito
tempo para a homogeneização do teor de umidade, pois o teor de umidade
permanecerá mais ou menos constante, independente do tempo. Entretanto,
recomenda-se que ele permaneça na câmara úmida por pelo menos 48h, que é o
tempo mínimo utilizado, na prática, quando se trabalha apenas com solo. (
Figura 4.5).
Desta forma assegura-se que houve uma boa homogeneização da água introduzida
na amostra.
A amostra de 4mm seca na estufa apresenta um comportamento de
umedecimento muito parecido com as amostras de 10mm, tanto secas na estufa
quanto secas ao ar livre, isto é, não importa o tempo que esta amostra ficará na
câmera úmida, ela, muito provavelmente não atingirá o teor de umidade final desejado,
embora, diferentemente do que acontece com o material de 10mm, seu teor de
umidade é relativamente constante.
89
Tempo (h)
0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200 220
Umidade Média na Base Úmida (%)
34
35
36
37
38
39
40
Estufa (55
o
C)
Ar livre
Figura 4.5 – Variação da umidade média na base úmida em relação ao tempo
para as amostras de 4mm.
Outro fato relevante é que o material de 4mm que secou ao ar livre quase
atingiu o teor de umidade desejado (40%), enquanto que o mesmo material que secou
na estufa ficou longe de atingi-lo.
Desta forma, verifica-se que, quando o material utilizado é o composto
orgânico, os resultados obtidos com a amostra seca ao ar livre e com distribuição
granulométrica mais próxima da argila, são mais uniformes e representativos.
Sendo assim, optou-se por trabalhar com a amostra de composto de 4mm.
4.1.4. Capacidade de Campo
Define-se capacidade de campo como sendo a capacidade máxima de
armazenamento de água que o material possui quando submetido à pressão
atmosférica. Entretanto, outros fatores, além da força da gravidade, são também de
suma importância para a retenção de água num solo como, por exemplo, tipo e
concentração de argilominerais e porosidade.
Na
Tabela 4.3 são apresentados os valores de capacidade de campo obtidos
para os quatro materiais utilizados para compor as colunas de oxidação.
90
Tabela 4.3 – Valores de capacidade de campo obtidos para os quatro materiais
utilizados.
Material Capacidade de Campo (%)
Solo
24,04
Composto
46,77
Solo + Composto (3:1)
27,92
Solo + Composto (1:1)
29,01
Observa-se que há um aumento na capacidade de campo do solo quando há a
adição de composto. Esta variação já era esperada uma vez que o grau de
desenvolvimento, a consistência do solo seco e, principalmente, a plasticidade
contribuem para a capacidade de retenção de água pelo solo e que estas
características são influenciadas, principalmente, pelo teor de argila e matéria orgânica
do solo (RAWLS & PACHEPSKY, 2002)
Segundo MAIA et al. (2005), a matéria orgânica exerce uma ação indireta
sobre o teor de umidade retido pelo solo, uma vez que a matéria orgânica, em função
das suas cargas negativas e da alta superfície específica, é hidrófila, o que lhe confere
um alto poder de retenção de água. Entretanto, nem sempre isso significa maior
quantidade de água disponível, pois este poder de retenção se deve ao decréscimo da
densidade e aumento da porosidade total, mudança na distribuição do tamanho dos
agregados e aumento da capacidade de adsorção do solo e a composição
mineralógica do solo.
Esta ação é mais pronunciada a baixas tensões, uma vez que a retenção de
água é mais afetada pela estrutura do solo (efeito de capilaridade e distribuição de
tamanho dos poros) do que pela tensão imposta, enquanto que para altas tensões a
água é retida, sobretudo, por fenômenos de adsorção do solo, influenciada pela
textura e superfície específica do solo.
O que foi descrito anteriormente pode ser visto na
Figura 4.6. Observa-se que
pode existir uma correlação entre o acréscimo de matéria orgânica no solo, pela
adição de composto orgânico, e o aumento da capacidade de retenção de água pelo
solo.
91
% de Composto na Amostra
020406080100120
Capacidade de Campo
20
25
30
35
40
45
50
Solo
Solo + Composto (3:1)
Solo + Composto (1:1)
Composto
Figura 4.6 – Capacidade de campo dos quatro materiais utilizados.
4.1.5. Compactação
Compactação de solos é uma técnica empregada para aumentar
mecanicamente a densidade de um solo, sua resistência e estabilidade. Este processo
também diminui os vazios do solo. Ressalte-se que há uma relação entre a massa
específica aparente seca do solo e a umidade de compactação deste. Existe um ponto
em que estes valores são máximos. Dependendo em que ponto a relação se encontra,
esta pode diminuir ou aumentar de acordo com a compactação.
Para o estudo deste trabalho, a determinação da densidade ótima é de grande
importância, uma vez que os vazios estão relacionados à densidade e,
conseqüentemente, à condutividade do gás através do material (solo, composto e
misturas). Desta forma, quanto mais denso for o material, ou mais compacto ele se
tornar, menos eficiente será a condutividade do gás por este material e, por
conseguinte, menos eficiente será o processo oxidativo, já que para que este ocorra
há necessidade da presença de O
2
.
Assim, foram realizados ensaios de compactação com os quarto materiais para
a verificação da densidade ideal de empacotamento das colunas oxidativas
experimentais.
Para o solo, analisando-se a curva de compactação, com energia de
compactação normal (
Figura 4.7), determinou-se que a massa específica aparente
92
seca máxima para este solo é de 1,57 g/cm
3
e que a umidade ótima (base úmida) é de
19,6%. Segundo SOUZA PINTO (2002), valores de densidade seca máxima entre 1,4
a 1,5 g/cm
3
são comuns para argilas, o que condiz com as características do solo
utilizado para esse trabalho.
Umidade Média na Base Úmida (%)
16 17 18 19 20 21 22 23
Massa Esp. Aparente Seca (g/cm
3
)
1,44
1,46
1,48
1,50
1,52
1,54
1,56
1,58
Figura 4.7 – Curva de compactação do solo de cobertura do aterro.
Segundo IZZO (2008), o composto, apresenta massa específica aparente seca
máxima de 0,818 g/cm
3
e umidade ótima (base úmida) de 39,4%, como pode ser
observado na
Figura 4.8.
93
Umidade Média na Base Úmida (%)
32 34 36 38 40 42 44 46 48
Massa Esp. Aparente Seca (g/cm
3
)
0,70
0,72
0,74
0,76
0,78
0,80
0,82
0,84
Figura 4.8 – Resultado do ensaio de compactação para o composto (IZZO, 2008)
Analisando-se a mistura de composto com o solo do aterro, na proporção 1:1,
observa-se, examinado a curva de compactação, que esta mistura apresenta uma
massa específica aparente seca máxima de 1,208 g/cm
3
, em uma umidade ótima
(base úmida) de 27,5%.(
Figura 4.9)
94
Umidade Média na Base Úmida (%)
22 24 26 28 30 32
Massa Esp. Aparente Seca (g/cm
3
)
1,08
1,10
1,12
1,14
1,16
1,18
1,20
1,22
Figura 4.9 – Curva de compactação para a mistura do solo de cobertura do
aterro com o composto na proporção 1:1 (p/p)
Para a mistura de composto com o solo do aterro, na proporção 3:1, observa-
se, pela análise da curva de compactação, que esta mistura apresenta uma massa
específica aparente seca máxima de 1,391 g/cm
3
em uma umidade ótima (base
úmida) de 22,7%. (
Figura 4.10)
Umidade Média na Base Umida (%)
18 20 22 24 26 28
Massa Esp. Aparente Seca (g/cm
3
)
1,28
1,30
1,32
1,34
1,36
1,38
1,40
Figura 4.10 – Curva de compactação para a mistura do solo de cobertura do
aterro com o composto na proporção 3:1 (p/p)
95
Fazendo uma análise comparativa dos resultados obtidos com os quatro
materiais, pode-se observar que com o aumento da proporção de composto no
material, maior é a umidade ótima do material resultante, como pode ser observado na
Figura 4.11 e na Figura 4.12
Umidade na Base Úmida (%)
15 20 25 30 35 40 45 50
Massa esp. ap. seca (g/cm
3
)
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
1,6
1,8
Solo
Solo + Composto (1:1)
Solo + Composto (3:1)
Composto
Figura 4.11 – Gráfico comparativo entre as umidades médias na base úmida dos
quatro materiais.
96
Umidade na Base Seca (%)
15 30 45 60 75 90
Massa esp. ap. seca (g/cm
3
)
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
1,6
1,8
Solo
Solo + Composto (1:1)
Solo + Composto (3:1)
Composto
Figura 4.12 – Gráfico comparativo entre as umidades médias na base seca dos
quatro materiais
Entretanto, quanto mais denso o material, menor a porosidade deste, embora
haja um ganho de resistência, o que dependendo do caso, é um parâmetro relevante.
Para o caso da oxidação de metano, é mais importante o parâmetro porosidade do
que a resistência. Desta forma, espera-se que as taxas de oxidação de metano sejam
maiores para o composto orgânico do que para os outros materiais, uma vez que esse
é menos denso. Esperava-se observar que à medida em que se adicionasse composto
às amostras de solo, menos denso este novo material tornar-se-ia e, possivelmente,
maior seria a eficiência da oxidação (
Figura 4.13).
97
% de Composto na Amostra
0 20 40 60 80 100 120
Massa Esp. Aparente Seca (g/cm
3
)
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
1,6
1,8
Solo
Solo + Composto (3:1)
Composto
Solo + Composto (1:1)
Figura 4.13 – Comparação entre as massas específicas aparente seca máxima
dos quatro materiais utilizados
4.1.6. Porosidade e Massa Específica dos Grãos
Define-se porosidade como sendo a razão entre o volume de vazios do
material e o volume total da amostra.
A porosidade de um material influencia diretamente o processo oxidativo, uma
vez que a porosidade esta inteiramente relacionada à penetração do oxigênio através
do material em questão. Quanto mais facilitada é a entrada do O
2
, menos dificuldade
terá este gás de entrar em contato com as bactérias metanotróficas que são as
responsáveis pela oxidação do metano em diversos ambientes.
BÖRJESSON et al. (2004) descrevem que há uma relação significativa entre a
oxidação do metano e a distribuição das partículas. Materiais com porosidade elevada
retêm o CH
4
e o O
2
por mais tempo, ocasionando taxas oxidativas mais elevadas.
Entretanto, outros fatores também são essenciais para que a oxidação ocorra
de forma satisfatória, tais como umidade, quantidade e estabilização da matéria
orgânica presente, pois interferem na circulação do O
2
pelo material (KETTUNEN et
al., 2006)
Na Tabela 4.4 podem ser observadas as porosidades obtidas para os quatros
materiais empacotados, em uma massa específica de 60% da ótima e com uma
umidade de 85% da ótima, nas colunas de oxidação experimental.
98
Tabela 4.4 – Porosidade dos materiais em cada coluna (%v/v).
Material Porosidade
Solo
65,54
Composto
74,32
Solo + Composto (3:1)
67,17
Solo + Composto (1:1)
68,35
Segundo CURRY et al. (2004), a porosidade das areias varia entre 37 e 47%
(%v/v), dependendo da condição de compactação.
Segundo BRAJA (2007), as argilas orgânicas possuem porosidade entre
71,43% e 76,19%. Assim, a porosidade apresentada pelo composto, nestas
condições, assemelha-se à de uma argila orgânica.
Observa-se que as colunas contendo as misturas, ou somente o solo,
apresentaram uma porosidade bem próxima. Isso pode ser explicado porque o volume
das colunas é igual e porque as massas específicas dos grãos, tanto das misturas
quanto do solo, são bem próximas uma das outras, como pode ser verificado na
Tabela 4.5.
Tabela 4.5 – Massa específica dos grãos dos quatro materiais utilizados
Material Gs
Solo
2,724
Composto
1,902
Solo + Composto (3:1)
2,548
Solo + Composto (1:1)
2,332
Entretanto, o que se pode notar é que ao se adicionar matéria orgânica ao solo
verificou-se um aumento na porosidade, muito provavelmente um aumento na
condutividade hidráulica, na estabilidade da estrutura do solo e na capacidade de
retenção de água, além de uma diminuição da densidade do solo.
99
4.1.7. Condutividade Hidráulica Saturada
Alguns fatores influenciam a condutividade hidráulica saturada pelo solo.
Dentre estes fatores, pode-se citar a composição mineralógica, o tamanho e a
distribuição das partículas do solo, os vazios do solo e as características dos fluidos
percolantes.
Outro fator importante que influencia a velocidade de percolação dos fluidos no
solo é a presença de matéria orgânica. Quando em pequenas quantidades, a matéria
orgânica totalmente decomposta poderá diminuir a permeabilidade, enquanto que em
grandes quantidades poderá aumentá-la, caso esteja pouco decomposta.
IZZO (2008), realizou vários ensaios de condutividade hidráulica saturada
através do composto orgânico em diferentes condições. Na condição de massa
específica aparente seca de 0,82 g/cm
3
e umidade de 39,4% (condições ótimas) foi
obtida uma condutividade hidráulica de 1,43 x 10
-8
m/s. Em uma outra condição,
massa específica aparente seca de 0,49 g/cm
3
, isto é, 60% da massa específica
aparente seca ótima, e na umidade ótima (39,4%) foi obtida uma condutividade
hidráulica de 3,64 x 10
-8
m/s.
As condutividades hidráulicas saturadas encontradas, para ambas as
situações, assemelham-se aos valores típicos de condutividade hidráulica do silte (10
-6
a 10
-9
m/s).
Embora a umidade utilizada para o ensaio de IZZO (2008) tenha sido diferente
da empregada nos ensaios de oxidação, a condutividade hidráulica saturada para a
condição de massa específica de 60% da ótima foi a considerada para a comparação
com os resultados dos outros materiais.
Foram realizados também ensaios de condutividade hidráulica saturada para
os outros três materiais que serão utilizados como material para camada de oxidação
experimental: solo e misturas de solo com composto. Um dos ensaios foi realizado
modelando-se o corpo de prova com a massa específica aparente seca ótima e
umidade ótima, e o outro com 60% desta massa específica ótima e 85% da umidade
ótima, isto é, o corpo de prova foi moldado nas condições em que o material foi
empacotado nas colunas experimentais.
A condutividade hidráulica saturada observada para o solo do aterro na
condição ótima foi 5,78 x 10
-9
m/s. Enquanto que a condutividade hidráulica, para a
condição de 60% da ótima, foi de 1,37 x 10
-5
m/s. Segundo a NBR 13896/97 (ABNT,
1997) um aterro deve ser executado em áreas onde haja predominância no subsolo de
material com coeficiente de condutividade hidráulica inferior a 5 x 10
-7
m/s, sendo
100
assim, este solo poderia ser usado tanto como solo de base quanto de cobertura para
qualquer aterro.
A condutividade hidráulica saturada observada para a mistura do composto
com o solo do aterro na proporção 1 para 1 (p/p), na condição ótima foi de 3,41 x 10
-10
m/s. Enquanto que a condutividade hidráulica saturada, para a condição de 60% da
ótima, foi de 9,70 x 10
-6
m/s.
A condutividade hidráulica saturada observada para a mistura do composto
com o solo do aterro na proporção 1 para 3 (p/p), na condição ótima foi de 1,52 x 10
-10
m/s. Enquanto que a condutividade hidráulica saturada, para a condição de 60% da
ótima, foi de 7,54 x 10
-6
m/s.
Na
Figura 4.14 está demonstrado graficamente o comportamento da
condutividade hidráulica saturada em relação a adição de composto ao solo na
condição de 60% da massa específica aparente máxima e 85% da umidade ótima
(ANEXO III).
% de Composto na Amostra
0 20 40 60 80 100 120
Condutividade Hidráulica (m/s)
1e-8
1e-7
1e-6
1e-5
1e-4
Solo
Solo + Composto (1:1)
Solo + Composto (3:1)
Composto
Figura 4.14 – Coeficientes de condutividade hidráulica saturada em função da
quantidade de composto no material. Condição de moldagem para cada
material: 60% de sua massa específica máxima e 85% de sua umidade ótima.
Como se pode observar na
Figura 4.14, há uma correlação entre o acréscimo
de matéria orgânica e a redução da condutividade hidráulica saturada. Entretanto, o
esperado era que a condutividade fosse maior para o composto do que para o solo.
Uma explicação para o ocorrido é o fato de que o CNU do composto é bem maior do
101
que o do solo, fazendo com que as partículas menores ocupem os espaços deixados
pelas maiores, o que reduz a quantidade de poros.
Corpos de prova moldados na umidade ótima e massa específica aparente
máxima, também foram ensaiados para a verificação da condutividade hidráulica
saturada (
Figura 4.15) (ANEXO III).
% de composto na amostra
02550100
Condutividade Hidráulica (m/s)
1e-10
1e-9
1e-8
1e-7
Solo
Mistura 3:1
Mistura 1:1
Composto
Figura 4.15 - Coeficientes de condutividade hidráulica saturada em função da
quantidade de composto no material. Condição de moldagem para cada
material: compactação na específica máxima do material e na sua umidade
ótima.
Embora para este caso tenha ocorrido o esperado para a condutividade
hidráulica saturada à água dos materiais (composto com uma permeabilidade maior
que o solo), o mesmo não pode ser dito sobre os materiais solo + composto (1:1) e
solo + composto (3:1). Para este caso, a distribuição granulométrica somente não
explicaria o ocorrido, assim como o G
s
, pois para estes casos, o esperado seria o
inverso: composto com uma condutividade hidráulica saturada menor do que a mesma
comparada ao solo. O CNU e a afinidade da matéria orgânica pela água poderiam
estar influenciando no resultado.
Não foram realizados ensaios de permeabilidade ao gás, desta forma, os
resultados aqui apresentados de condutividade hidráulica, ou permeabilidade à água,
não poderão ser utilizados como referência para os ensaios de oxidação do metano,
no que se refere à permeabilidade dos diferentes materiais ao ar, pois existe uma
relação entre a permeabilidade à água e a permeabilidade ao ar que é enormemente
102
controlada pela estrutura do material em questão (TULI et al., 2005). Sendo assim,
estes resultados podem ser utilizados apenas como valores norteadores.
Para substâncias in natura a permeabilidade ao ar diminui com a umidade,
enquanto que para outros materiais, esta relação não esta bem definida. Observa-se
também que materiais compostados possuem permeabilidade gasosa maior do que a
de materiais in natura (VAN GINKEL et al., 2002).
Segundo POULSEN & MOLDRUP (2007), a permeabilidade ao ar do composto
é geralmente comparável à permeabilidade de solos granulares, tais como areia e
pedregulho. Uma pequena mudança na densidade do composto irá resultar em uma
grande mudança na porosidade, e com isso, na permeabilidade deste material, ao ar.
4.1.8. Limites Atterberg
Quando a fração fina do solo predomina, não basta o conhecimento da curva
graulométrica para classificá-lo como argila, silte ou solo orgânico, uma vez que não
só o formato e origem das partículas (argilominerais) determinam o comportamento
argiloso do solo, mas também as atividades deste material influenciam na sua
caracterização.
Na
Tabela 4.6 podem ser observados os valores dos limites de Atterberg para
o solo do aterro. Assim, ao analisar a carta de plasticidade elaborada por Casagrande
(SOUZA PINTO, 2002), este solo pode ser classificado, do ponto de vista da mecânica
dos solos, como pertencente ao grupo das argilas inorgânicas extremamente plásticas.
Tabela 4.6 – Resultados dos Limites de consistência de Atterberg para o solo do
aterro.
Característica Valor (%)
Limite de Liquidez
63,0
Índice de Plasticidade
38,2
Limite de Plasticidade
24,8
SOUZA PINTO (2002) apresenta alguns valores típicos para o limite de liquidez
(LL) e índice de plasticidade (IP) de alguns solos brasileiros. Analisando os valores
103
obtidos com os valores apresentados por ele, pode-se dizer que o solo coletado
assemelha-se às argilas duras, cinzas, de São Paulo.
4.1.9. Características Químicas
Para WILSHUSEN et al. (2004 b) a taxa de oxidação depende de várias
condições ambientais, tais como temperatura, umidade, característica e composição
do solo, pH, disponibilidade de nutrientes e concentração de oxigênio, fatores estes
que afetam diretamente a atividade bacteriana.
Na
Tabela 4.7 podem ser observados os valores obtidos para alguns
parâmetros importantes dos quatro materiais utilizados.
Tabela 4.7 – Valores obtidos para a composição química dos materiais
utilizados.
Amostra Solo Composto Mistura 1:1 Mistura 3:1
H
2
O
3,49 7,63 7,56 7,43
pH
1
KCl 1M
3,60 7,76 7,76 7,62
Condutividade Elétrica
(mS/cm)
1
0,145 7,82 4,73 3,20
Na (mg/L)
1
16,00 1104,00 512,00 335,00
Orgânicos Voláteis (%)
2
1,62 5,8 3,99 2,86
Matéria Orgânica (%)
1
0,30 18,65 6,29 4,425
Carbono Total (%)
1
0,18 10,82 3,65 2,565
Metodologia 1 – CLAESSEN et al., 1997
2 – NBR 13600/96 (ABNT, 1996)
As bactérias metanotróficas são muito sensíveis às variações de pH, cuja
atividade ótima se dá em condições de neutralidade ou em ambientes ligeiramente
alcalinos.
Desta forma, com exceção do solo, os materiais que foram utilizados como
substrato de oxidação possuem as condições ideais para que ocorra atividade
biológica de oxidação.
104
4.2. Ensaios de Oxidação do Metano
4.2.1. Massa específica
Na
Tabela 4.8 podem ser observados os valores de massa específica (g/cm
3
)
final de cada material compactado nas colunas de oxidação experimental.
Tabela 4.8 – Massa específica (g/cm
3
) do material dentro das colunas de
oxidação (base úmida).
Material
Massa Específica Solo Composto Mistura 3:1 Mistura 1:1
Máxima
1,569 0,818 1,391 1,208
60% da máxima
0,939 0,488 0,836 0,738
Obtida
0,941 0,491 0,835 0,725
Verifica-se na
Tabela 4.8 que a massa específica desejada para construção
das colunas experimentais foi obtida, garantindo que as amostras estivessem nas
mesmas condições de compactação e umidade iniciais.
4.2.2. Sensores de Temperatura e Umidade
Inicialmente, as colunas experimentais oxidativas foram compactadas com
grau de compactação de 100% e umidade ótima. Dois sensores foram calibrados e
acoplados a cada coluna experimental, perfazendo um total de oito sensores e quatro
colunas experimentais. Após 5 dias de análises, verificou-se que devido às elevadas
massas específicas a permeabilidade aos gases foi reduzida a valores muito baixos,
uma vez que não foi observado fluxo de gás na saída de nenhuma das colunas
experimentais.
Sendo assim, as mesmas foram desmontadas e remontadas com um grau de
compactação de 60% e umidade de 85% da ótima.
Os sensores foram novamente calibrados porque foi observada a formação de
uma película gelatinosa no interior da pedra porosa (análises não realizadas para
identificação do material gelatinoso).
105
Depois que as pedras foram limpas (solução de 0,1M NaOH) e os sensores
recalibrados, observou-se que apenas 4 estavam funcionando adequadamente. Desta
forma, na segunda montagem das colunas experimentais, somente um sensor de
temperatura e umidade foi introduzido, a uma altura de 20 cm da base, por coluna
experimental. O outro furo foi vedado com uma rosca de polietileno.
Entretanto, após 3 dias de coleta de dados, observou-se que os sensores não
mais respondiam, pois as leituras encontrava-se constantes e acima dos limites
máximos de leitura do sensor (ANEXO I). Sendo assim, todos os resultados de
temperatura e umidade foram descartados.
Na
Figura 4.16, observa-se que houve uma corrosão da pedra porosa, devido
ao contato direto com os materiais, danificando os sensores e a parte eletrônica dos
equipamentos, o que inviabilizou todas as leituras. Não foram realizados testes para
identificação do material gelatinoso que recobriu a parte interna das pedras porosas.
Figura 4.16 – Sensores de temperatura e umidade no início dos ensaios e depois
de 100 dias de análises (M11 = mistura solo + composto (1:1) e M31 = mistura
solo + composto (3:1)).
4.2.3. Oxidação
Assim com foi relatado no capítulo 2, alguns estudos em laboratório sobre
colunas de oxidação indicaram que o comportamento oxidativo varia com o tempo e
sugerem que este processo se dá em 4 fases: pequena fase de adaptação, fase de
rápido aumento na taxa de oxidação, fase de estabilização com altas taxas de
106
oxidação e fase de declínio. Esta última fase entra em estabilização de novo, mas em
baixas taxas de oxidação (KIGHTLEY et al., 1995; DE VISSCHER et al., 1999) (
Figura
2.26).
Nos ensaios realizados com os materiais propostos observou-se a rápida fase
de adaptação, a fase de rápido aumento nas taxas oxidativas, não sendo observadas
as fases de estabilização e de declínio, embora em ambas as misturas, observa-se
que há uma tendência de estabilização, entretanto, o tempo total de análise foi
insuficiente para confirmar tal tendência, como pode ser analisado na
Figura 4.17.
Para o caso deste trabalho, uma que análise mais detalhada do início do
processo (fases lag e exponencial) não pode ser feita devida à inexistência de coleta
de dados por um período de 19 dias, compreendido entre o 17
o
e 36
o
dia de análise
após o início dos ensaios. Entretanto, segundo HUBER-HUMER (2004), em média, o
material compostado (composto de RSU) leva 5 dias para atingir a fase de
estabilização, e o solo 10 dias (solo retirado de jardins público e privado), tempo este
compreendido dentro da faixa inicial de análise dos resultados.
A não observação das fases pode ser devido à existência de uma dispersão
grande dos valores obtidos. Esta dispersão verificada pode ser justificada ou pela
existência de vazamento de gás através dos sensores ou devido às diferenças de
pressão na entrada dos rotâmetros. Segundo BAHR (2009), uma variação de ± 0,3 bar
na pressão de entrada dos rotâmetros ocasiona um erro de leitura de até 35%.
Entretanto, embora as fases não tenham sido observadas nitidamente, houve
oxidação do gás passante pelas colunas na maioria das análises realizadas nas quatro
colunas experimentais. Este fato pode ser verificado quando se realiza a diferença
entre o volume de CH
4
que entrou na coluna experimental e o volume de CH
4
que
saiu, verificado na
Figura 4.18.
107
Tempo (dias)
0 20406080100
Variação de Concentração (g/m
3
)
-20
0
20
40
60
80
Tempo (dias)
0 20406080100
Variação de Concentração (g/m
3
)
-20
0
20
40
60
80
100
Tempo (dias)
0 20 40 60 80 100 120
Variação de Concentração (g/m
3
)
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
Tempo (dias)
0 20406080100120
Variação de Concentração (g/m
3
)
0
50
100
150
200
250
300
350
AB
C
D
Figura 4.17 – Variação (
Δv) entre a concentração de CH
4
que entrou na coluna
experimental (entrada) e concentração de CH
4
que saiu da mesma coluna
experimental (saída)(
Δv = entrada - saída). A – Solo; B – Solo + Composto (3:1);
C – Solo + Composto (1:1) e D - Composto
108
Tempo (dias)
0 20406080100120
Concentração (g/m
3
)
0
200
400
600
800
Entrada
Saída
Tempo (dias)
0 20406080100120
Concentração (g/m
3
)
0
200
400
600
800
Entrada
Saída
Tempo (dias)
0 20406080100120
Concentração (g/m
3
)
0
200
400
600
800
Entrada
Saída
Tempo (dias)
0 20406080100120
Concentração (g/m
3
)
0
200
400
600
800
Entrada
Saída
A
B
C
D
Figura 4.18 – Comparação entre concentração de CH
4
que entrou na coluna
experimental (entrada) e concentração de CH
4
que saiu da mesma coluna
experimental (saída). A – Solo; B – Solo + Composto (3:1); C – Solo + Composto
(1:1) e D – Composto. Valores de concentração acumulados.
Outra maneira de se verificar a existência de oxidação é pela observação da
diminuição da concentração de CH
4
e o aumento da concentração de CO
2
, ambos na
mesma amostra coletada na saída das colunas experimentais. Este fato pode ser
observado na
Figura 4.19, mais uma vez, comprovando que houve oxidação.
109
Tempo (dias)
0 20406080100
Concentração (g/m
3
.dia)
-80
-60
-40
-20
0
20
40
60
CH
4
CO
2
Tempo (dias)
0 20406080100
Concentração (g/m
3
.dia)
-150
-100
-50
0
50
100
CH
4
CO
2
Tempo (dias)
0 20406080100120
Concentração (g/m
3
.dia)
-200
-100
0
100
200
300
400
CH
4
CO
2
Tempo (dias)
0 20406080100120
Concentração (g/m
3
.dia)
-400
-200
0
200
400
600
CH4
CO2
A
B
C
D
Figura 4.19 - Comparação entre a concentração de CH
4
que saiu na coluna
experimental e a concentração de CO
2
que saiu da mesma coluna experimental
(mesma amostra). A – Solo; B – Solo + Composto (3:1); C – Solo + Composto
(1:1) e D – Composto. Valores de concentração acumulados.
Estatisticamente, verifica-se que há uma correlação inversa entre as
concentrações de CH
4
e CO
2
nas colunas experimentais contendo o solo, o composto
e a mistura solo + composto (1:1), isto é, a medida em que há o aumento da
concentração de CO
2
, há uma diminuição na concentração de CH
4
, o que já era
esperado, uma vez que um dos produtos da oxidação do CH
4
é o CO
2
(Equação 2.1).
No entanto, esta mesma correlação não é observada quando se comparam as
concentrações de CO
2
e CH
4
na coluna experimental contendo a mistura solo +
composto (3:1), porém observa-se uma tendência de aumento das concentrações de
CO
2
e diminuição das concentrações de CH
4
. Isto, provavelmente, se deve à grande
dispersão dos resultados devido àlgum problema na coluna (vazamento) ou na
medição do gás, que se mostrou mais crítico nesta coluna experimental.
110
Alguns autores (HILGER et al., 2000; CHIEMCHAISRI et al., 2001;
WILSHUSEN et al., 2004 b) sugerem que a diminuição das taxas oxidativas deve-se à
produção de substâncias exopoliméricas (EPS) nas camadas superiores das colunas
oxidativas. Entretanto, nenhuma informação sobre técnicas de prevenção de formação
de EPS, e, conseqüentemente, prevenção da diminuição das taxas oxidativas, está
disponível (WILSHUSEN et al., 2004 a). HILGER et al. (1999) e HILGER et al. (2000)
descrevem que a formação do EPS pode limitar a difusão do gás através das células
oxidativas e através dos poros do solo, e com isso, regular a atividade das bactérias
metanotróficas.
Um grande número de explicações têm sido sugerido para esclarecer porquê
os microorganismos produzem EPS. Para o caso das bactérias metanotróficas,
sugere-se que a produção de EPS possa ser uma resposta metabólica ao excesso de
carbono proveniente de outros nutrientes (WILSHUSEN et al., 2004 b).
4.2.3.1. Eficiência das colunas oxidativas experimentais
Como foi citado no item 3.1.3, embora a análise da eficiência de uma coluna
experimental não seja um parâmetro interessante em termos comparativos com outros
trabalhos, uma vez que para seu cálculo leva-se em conta apenas os valores de
concentração de metano na entrada e na saída da coluna experimental, este é
considerado um parâmetro conveniente, já que se pode realizar uma rápida verificação
de como o processo oxidativo esta transcorrendo.
Na
Figura 4.20 é apresentada a variação da eficiência das colunas oxidativas
experimentais no tempo.
111
Tempo (dias)
0 20406080100120
Eficiência (%)
0
2
4
6
8
10
12
14
16
Tempo (dias)
0 20406080100120
Eficiência (%)
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
Tempo (dias)
0 20406080100120
Eficiência (%)
0
5
10
15
20
Tempo (dias)
0 20406080100120
Eficiência (%)
20
30
40
50
60
70
A
B
C
D
Figura 4.20– Variação da eficiência das colunas oxidativas experimentais no
tempo. A – Solo; B – Solo + Composto (3:1); C – Solo + Composto (1:1) e D –
Composto. Valores médios.
Duas observações podem ser verificadas pela análise da
Figura 4.20. Embora
não tenha sido observada uma fase de estabilização em nenhuma das colunas
experimentais, verifica-se que a eficiência das colunas atingiu seu máximo e já se
encontra na fase de declínio. Diferentemente do que ocorre com as colunas que
contêm o solo e as misturas solo + composto (1:1) e (3:1), a coluna que contém o
composto como substrato de oxidação apresentou seu máximo logo no início do
ensaio e tendeu a estabilizar em mais ou menos 40% de eficiência.
Na
Figura 4.21 são apresentados os valores de eficiência média e máxima
para as quatro colunas experimentais.
112
Solo M31 M11 Composto
Eficiência (%)
0
20
40
60
80
100
120
Valor Médio
Valor Máximo
Figura 4.21 – Valores máximo e médio da eficiência das colunas experimentais
de oxidação (M11 = solo + composto (1:1) e M31 = solo + composto (3:1))
Observa-se que há uma pequena diferença entre o valor médio da eficiência da
coluna que contém o solo e do valor médio de eficiência das colunas que contêm as
misturas solo + composto (3:1) e solo + composto (1:1). Entretanto, embora se
verifique que a coluna que contém o solo seja 2% mais eficiente em oxidar o metano
do que a coluna que contém a mistura solo + composto (3:1), e que a coluna contendo
a mistura solo + composto (1:1) seja 31% mais eficiente em oxidar o metano do que a
coluna que contém o solo, estas diferenças observadas não são significativas, uma
vez que não se pode dizer que a diferença observada não é devido à variação
randômica das amostras analisadas (P = 0,081 (Solo x M11) e P = 0,820 (Solo x
M31)).
Diferentemente do que ocorre quando se compara a eficiências médias entre
as misturas solo + composto (1:1) e (3:1) e o solo, ao se realizar a comparação entre a
eficiência média da coluna contendo o solo e a eficiência média da coluna contendo o
composto, observa-se que há uma variação de 121%, isto é, o composto possui uma
eficiência oxidativa 121% maior do que o solo e esta diferença é considerada
significativa (P <0,001).
113
Ao se comparar a eficiência média obtida na coluna contendo o composto e as
eficiências médias obtidas nas colunas contendo as misturas solo + composto (3:1) e
(1:1), observa-se que a coluna contendo o composto é 41% mais eficaz em oxidar o
metano do que a coluna contendo a mistura solo + composto (1:1) e 54% mais eficaz
em oxidar o metano do que a coluna contendo a mistura solo + composto (3:1). Estas
diferenças são mais fáceis de serem identificadas ao se realizar uma análise da
Tabela 4.9.
Tabela 4.9 - Valores de eficiência de remoção de CH
4
, em percentagem, das
colunas oxidativas experimentais (M31 = mistura solo + composto (3:1) e M11 =
mistura solo + composto (1:1)).
Eficiência (%)
Solo M31 M11 Composto
Valor Mínimo
3,66 0,44 2,28 5,48
Valor Médio
19,74 20,12 25,78 43,72
Valor Máximo
67,56 97,59 93,04 97,57
Desvio Padrão
14,92 18,53 16,57 25,30
N
25 26 28 29
Na Tabela 4.9 observa-se que os valores máximos obtidos, com exceção da
coluna contendo o solo, quase atingem 100% de eficiência. No entanto, os valores
médios de eficiência, comparando-os com os alguns resultados obtidos na literatura,
verifica-se que estes encontram-se abaixo dos valores obtidos na literatura, como
pode ser melhor analisado na
Tabela 4.10.
114
Tabela 4.10 – Valores de eficiência de colunas experimentais obtidas na
literatura.
Referência Substrato
Fluxo
(L CH
4
/m
2
.dia)
Eficiência
(%)
KIGHTLEY et al., 1995
areia grossa
argila de cobertura
areia fina
453
453
453
61
40
41
DE VISSCHER et al.,
1999
solo de agricultura
solo de cobertura de aterro
515
515
60
65 - 70
HILGER et al., 2000
areia argilosa de cobertura 3900 45 - 50
PARK et al., 2002
areia argilosa 735 83
SCHEUTZ &
KJELDSEN, 2003
solo de cobertura de aterro 380 81
WILSHUSEN et al.,
2004 a
composto de folhas 726 95
HUBER-HUMER, 2004
composto de RSU 130 - 300 100 - 53
BERGER et al., 2005
composto + areia + argila 36 94 - 98
KETTUNEN et al.,
2006*
SDS
SDB
86
92
97
74
POWELSON et al.,
2006
areia grossa
composto
349 - 698
63
69
TESE
solo
mistura (3:1)
mistura (1:1)
composto de RSU
935
20
20
26
44
* SDS – composto de lodo de esgoto + resíduo de tinta + areia e SDB -
composto de lodo de esgoto + resíduo de tinta + casca de arvore
Dentre as várias possibilidades para explicar o comportamento oxidativo dos
resultados observados neste trabalho, dois parâmetros devem ser analisados
cuidadosamente: tempo de retenção do gás dentro das colunas experimentais e
massa específica que os materiais atingiram após a compactação dentro das colunas
experimentais, uma vez que estes parâmetros têm interferência direta na oxidação do
metano.
O primeiro parâmetro analisado a ser analisado é a massa específica dos
materiais compactados nas colunas experimentais, uma vez que materiais muito
densos tendem a retardar, ou até mesmo impedir, o fluxo de gás através das colunas
experimentais. E ao contrário, quando muito fofo não retém o gás por tempo suficiente
para que o processo oxidativo ocorra. Desta forma, na
Figura 4.22 observa-se a
relação entre a massa específica dentro das colunas experimentais e suas respectivas
115
eficiências tanto dos materiais empregados neste trabalho quanto de alguns materiais
utilizados em trabalhos verificados na literatura.
Massa Específica (g/m
3
)
0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6 1,8
Eficiência (%)
0
20
40
60
80
100
120
Literatura
Tese
Figura 4.22 - Comparação entre as massas específicas observadas na literatura e
as massas específicas nas colunas experimentais deste trabalho.
Ao se analisar a
Figura 4.22 observa-se que os materiais compactados dentro
das colunas experimentais deste trabalho encontravam-se na faixa ou mais fofo do
que os observados na literatura. Verifica-se também que a massa específica é
bastante variável, o que pode justificar as diferenças observadas entre o
comportamento oxidativo das colunas experimentais tanto deste trabalho quanto da
literatura.
O segundo fator a ser analisado é o tempo de retenção do gás dentro da
coluna experimental. Este tempo é o tempo no qual o gás permanece em contato com
o material, e é considerado crucial, uma vez que tem que haver tempo suficiente para
que as bactérias captarem tanto o O
2
quanto o CH
4
que estão dissolvidos no meio
líquido. Quanto mais lento for o fluxo mais favorável será para a atuação das bactérias
metanotróficas, uma vez haverá mais tempo para que ocorra da difusão dos gases
para o meio líquido.
Assim como na
Figura 4.22, na Figura 4.23 é apresentada a relação entre o
tempo de retenção do gás na coluna experimental e a eficiência dos trabalhos
apresentados na
Tabela 4.10 e deste trabalho. Entende-se como tempo de retenção
116
(T.R.) do gás em uma coluna experimental a razão entre o volume e o fluxo
empregados, isto é:
Fluxo
Volume
RT =.. .
Tempo de Retenção (dias)
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5
Eficiência (%)
0
20
40
60
80
100
120
Literatura
Tese
Figura 4.23 – Comparação entre os tempos de retenção observados na literatura
e o tempo de retenção nas colunas experimentais deste trabalho.
Analisando-se a Figura 4.23 verifica-se que o tempo que o gás permaneceu em
contato com o material foi suficiente para que houvesse oxidação, e que materiais
considerados como sendo menos eficientes em oxidar o metano obtiveram eficiência
melhor do que os materiais utilizados neste trabalho, mesmo com tempo de retenção
menor. Desta forma, o grau de compactação empregado neste trabalho não teve uma
influência significativa nas eficiências médias observadas para os materiais utilizados.
Outros parâmetros como teor de matéria orgânica, umidade deverão ser
melhor analisados para que se tente encontrar uma explicação para as baixas
eficiências médias observadas.
Com relação ao teor de matéria orgânica, verifica-se que estes valores obtidos
para os materiais estudados neste trabalho são menores dos que os observados em
outros trabalhos, como pode ser observado na
Tabela 4.11, o que poderia explicar a
baixa eficiência média obtida. Entretanto, embora se saiba que o teor de matéria
orgânica tem papel importante na eficiência da oxidação, pouco se sabe como isso
influencia na melhora da eficiência da oxidação. Excetuando-se isso, faltam estudos
117
sobre a presença ou não de outros microrganismos heterótrofos ou não-
metanotróficos e seu efeito sobre o balanço de oxigênio e a oxidação do metano
(KETTUNEN
et al., 2006), o que poderia, também, explicar as baixas eficiências.
Tabela 4.11 – Teor de matéria orgânica de alguns materiais encontrados na
literatura.
Material
Teor de matéria
orgânica (%)
WILSHUSEN et al., 2004 a
composto de folhas 46
HUBER-HUMER, 2004
composto de RSU 24 – 37
BERGER et al., 2005
composto + areia + argila 8,2
KETTUNEN et al., 2006 *
SDS
SDB
14
64
TESE
solo
mistura (3:1)
mistura (1:1)
composto de RSU
0,3
4,42
6,29
18,65
Com relação à temperatura e à umidade nada poderá ser inferido devido à
problemas nos sensores utilizados e conseqüente falta deste tipo de informação.
4.2.3.2. Taxa de oxidação
Sabe-se que a taxa de oxidação do metano não é constante em todos os tipos
de solo e em todas as condições ambientais, uma vez que esta taxa depende de
várias fatores ambientais, tais como, teor de umidade, temperatura, composição e
características do meio, pH, disponibilidade de nutrientes e concentração de oxigênio.
Dos parâmetros acima descritos, o indicativo de que a composição e a
característica do meio podem influenciar a oxidação do CH
4
pode ser observada na
Figura 4.24, na qual verifica-se que há uma tendência do aumento da taxa de
oxidação do material utilizado como substrato de oxidação a medida em que há adição
de composto à amostra.
118
% de Composto na Amostra
0 20 40 60 80 100 120
Taxa de Oxidação (g/m
3
.dia)
400
500
600
700
800
900
1000
1100
Figura 4.24 – Variação da taxa de oxidação média em função da adição de
composto à amostra de solo.
A análise comparativa entre as colunas experimentais estudadas neste
trabalho, com relação às taxas oxidativas obtidas, é a mesma realizada para a
comparação entre as eficiências, uma vez que a diferença entre um parâmetro e outro
é que para a eficiência apenas os valores de concentração de metano foram levados
em consideração, enquanto que para as taxas oxidativas o volume da coluna e o fluxo
utilizados também têm importância.
Desta forma, também se observa que há uma pequena diferença entre o valor
médio da taxa oxidativa da coluna que contém o solo e do valor médio da taxa
oxidativa das colunas que contêm as misturas solo + composto (3:1) e solo +
composto (1:1) e estas diferenças observadas não são significativas, mas que ao se
comparar a taxa oxidativa média obtida pelo solo e pelo composto, observa-se que
esta diferença passa a ser significativa. Todas as diferenças percentuais observadas
entre as eficiências médias dos materiais são as mesmas observadas para as taxas
oxidativas médias. Na
Tabela 2.12 tem-se um resumo dos resultados das taxas
oxidativas obtidas.
119
Tabela 4.12 - Valores de taxa de oxidação (g/m
3
.dia), em percentagem, das
colunas oxidativas experimentais (M31 = mistura solo + composto (3:1) e M11 =
mistura solo + composto (1:1)).
Taxa de Oxidação (g/m
3
.dia)
Solo M31 M11 Composto
Valor Mínimo
82,84 9,90 51,56 124,05
Valor Médio
447,21 455,73 583,99 990,44
Valor Máximo
1530,39 2210,67 2107,75 2210,17
Desvio Padrão
337,92 419,75 375,47 573,11
N
25 26 29 29
A visualização de que não há uma diferença significativa entre os valores
médios da taxa oxidativa obtidos para o solo e para as misturas solo + composto (3:1)
e (1:1) e de que esta diferença passa a ser significativa quando se comparam as taxas
oxidativas obtidas para o solo e para o composto, pode sem melhor compreendida
pela análise da
Figura 4.25.
Solo M31 M11 Composto
Taxa de Oxidação (g/m
3
.dia)
0
500
1000
1500
2000
2500
Valor Médio
Valor Máximo
Figura 4.25 – Valores máximo e médio da taxa de oxidação (M11 = solo +
composto (1:1) e M31 = solo + composto (3:1)).
120
Fato a ser considerado é que a adição de composto as amostra de solo
conferiu as misturas uma capacidade oxidativa maior, embora não significativa.
Verifica-se, também, que taxas de oxidação mais elevadas são atingidas mais
rapidamente quanto mais composto há na amostra (
Tabela 4.13), o que torna as
utilização das misturas mais atraente do que somente o solo, já que o tempo de
“adaptação” do solo como camada oxidativa é mais lento. Observa-se também que há
processo de oxidação logo no início do ensaio, isto é, no terceiro dia, quando se
iniciou a aquisição dos dados, observou-se oxidação do metano, embora em taxa bem
reduzidas (
Tabela 4.14).
Tabela 4.13 – Valor máximo de taxa de oxidação e o tempo necessário após o
início dos ensaios para que este seja atingido.
Material Tempo (dias) Taxa de oxidação (g/m
3
.dia)
Solo
81
1530,39
Solo + Composto (3:1)
53
2210,67
Solo + Composto (1:1)
18
2107,45
Composto
14
2210,17
Tabela 4.14 – Valores iniciais de taxa de oxidação (g/m
3
.dia) no primeiro dia de
aquisição de dados.
Taxa de Oxidação (g/m
3
.dia)
Solo
82,84
Solo + Composto (3:1)
217,80
Solo + Composto (1:1)
370,06
Composto
362,73
Assim como se observou para os valores de eficiência, na literatura encontram-
se vários trabalhos que trazem dados sobre as taxas de oxidação do metano em
diversos materiais, como pode ser verificado na
Tabela 4.15. Estes valores variam de
2 a mais de 2.000 L CH
4
/m
2
.dia, e desta forma, os valores obtidos para os materiais
utilizados neste trabalho encontram-se dentro da média verificada na literatura.
121
Tabela 4.15 – Valores das taxas de oxidação das colunas experimentais obtidas
na literatura.
Referência Substrato
Fluxo
(L CH
4
/m
2
.dia)
Taxa de
Oxidação
(L/m
2
.dia)
KIGHTLEY et al., 1995
areia grossa
argila de cobertura
areia fina
453
453
453
233
152
155
DE VISSCHER et al., 1999
solo de agricultura
solo de cobertura de
aterro
515
515
180
336
HILGER et al., 2000
areia argilosa de
cobertura
3.900 2
PARK et al., 2002
areia argilosa 735 609
STREESE & STEGMANN,
2003*
composto
mistura
múltiplas camadas
402 – 4.357
402 – 4.357
402 – 4.357
2.078
1.341
1.005
SCHEUTZ & KJELDSEN,
2003
solo de cobertura de
aterro
380 293
WILSHUSEN et al., 2004 a
composto de folhas 726 489
HUBER-HUMER, 2004
composto de RSU 130 - 300 300 - 130
KETTUNEN et al., 2006**
SDS
SDB
86
92
44
36
POWELSON et al., 2006
composto
areia grossa
349 - 698
242
203
TESE
solo
mistura (3:1)
mistura (1:1)
composto de RSU
935
447
456
584
990
* Mistura = composto orgânico (jardinagem) + turfa + fibras (casca de árvore)
** SDS – composto de lodo de esgoto + resíduo de tinta + areia e SDB - composto de lodo de
esgoto + resíduo de tinta + casca de arvore
Observa-se que os valores obtidos neste trabalho e que são objeto de análise,
embora estejam de acordo com o verificado na literatura, são valores médios. Se
forem levados em consideração os valores máximos, verifica-se que as taxas
oxidativas dos materiais ensaiados são bem maiores do que os observados.
Uma explicação para esta diversidade de resultados é, em grande parte, uma
falta de padronização das planilhas de cálculo e falta de informações completas sobre
a metodologia empregada para o cálculo das taxas oxidativas.
Para este trabalho, foi empregada a metodologia descrita por STREESE &
STEGMANN (2003) para o cálculo destas taxas. O que se pode observar é que os
valores das taxas oxidativas obtidas por estes autores e estas mesmas taxas obtidas
para os quatro materiais utilizados neste trabalho são bastante similares em relação a
122
utilização de composto como camada oxidativa. A maior similaridade destes
resultados e a diferença entre os outros resultados obtidos em diferentes trabalhos,
para um mesmo material, ajudam a reforçar esta hipótese.
4.3. Considerações Finais
Não apenas a metodologia de cálculo faz com que os resultados obtidos
tenham uma diferença em relação à literatura, mas também a diversidade nas
características dos materiais utilizados, como por exemplo, umidade e teor de matéria
orgânica, podem explicar a grande variabilidade observada nas taxas oxidativas
obtidas tanto neste trabalho quanto em outros trabalhos. Desta forma, melhor
compreender o papel de cada componente físico do material que será empregado
como camada oxidativa, tais como porosidade, umidade, e teor de matéria orgânica
poderão ajudar a maximizar a capacidade deste material em oxidar o metano em
campo.
Na apresentação e discussão dos resultados obtidos neste trabalho, estes
foram comparados apenas com os resultados em colunas experimentais construídas
em laboratório. Entretanto, embora se saiba que a proposta deste trabalho não foi
estudar a eficiência destes materiais
in situ, há a sugestão de que, posteriormente,
este estudo seja realizado. Sendo assim, fazer uma análise comparativa entre os
resultados obtidos em laboratório e os valores de emissões de metano encontrados
para aterros de resíduos, seria uma apreciação matemática para se prever se os
materiais utilizados poderão ou não ser utilizados numa futura camada oxidativa em
aterros de resíduos reais.
Analisando, inicialmente, o fluxo empregado nas colunas experimentais (670 g
CH
4
/m
2
.dia), verifica-se que este fluxo encontra-se dentro da ampla faixa de emissões
monitoradas para aterros reais, mas mesmo assim, pode-se dizer que o fluxo
empregado foi conservativo, uma vez que a maioria dos valores obtidos para as taxas
de emissão de metano em aterro encontram-se abaixo do valor utilizado. Este valor,
inclusive, é superior aos utilizados pela maioria dos ensaios em colunas
experimentais.
Caso um dos quatro materiais fosse utilizado como camada oxidativa em um
dos aterros sanitários, cujos fluxos médios de metano que passam pelas camadas de
cobertura estão apresentados na
Figura 4.26, poderia-se pensar que esta camada
oxidativa seria bastante eficiente em reduzir as emissões de metano que atravessam a
123
camada de cobertura, até mesmo podendo, ou não, impedir que todo o metano que
passa por esta camada oxidativa seja emitido para a atmosfera.
Porém, há que se considerar que a taxa com que esta camada reduziria as
emissões de metano e a eficiência desta camada não seriam as mesmas observadas
em laboratório, uma vez que as condições de operação desta camada seriam
completamente diferentes e sujeitas, principalmente, a variações de temperatura e
umidade.
1 2 3 4 5 6 7 8 9 101112131415
g/m
2
.dia
1
10
100
1000
10000
1 - JONES E NEDWELL (1993)
2 - BOGNER et al. (1997 C)
3 - MACIEL (2003)
4 - BOGNER (2003)
5 - MORCET et al. (2003)
6 - CHANTON et al. (2007)
7 - MODRAK et al. (2007)
8 - GUEDES (2007)
9 a 15 - BAHR et al. (2006)
Composto
Solo + Composto (1:1)
Solo + Composto (3:1)
Solo
Figura 4.26 – Comparação entre as emissões de metano pelas camadas de
cobertura de aterros, compostas por solo, e as taxas de oxidação obtidas nas
colunas experimentais deste trabalho. Valores médios. Ordenada em escala
logarítmica.
Se forem deixados de lado as variáveis ambientais que podem interferir na taxa
e na eficiência de uma camada oxidativa, poder-se-ia dizer que se uma camada
oxidativa de 30 cm de espessura fosse construída com o solo utilizado neste trabalho
sobre o aterro de Muribeca (PB), que possui uma taxa de emissão em torno de 363g
CH
4
/m
2
.dia (MACIEL, 2003), provavelmente 98,6% do gás que passaria por esta
camada oxidativa seria oxidada.
E, realizando-se o mesmo processo para a construção de uma barreira
oxidativa no aterro de Gramacho (RJ), que possui uma taxa de emissão de metano na
ordem de 547 g CH
4
/m
2
.dia (GUEDES, 2007), 65,5% do gás que transpassasse esta
barreira seria oxidado (ANEXO IV), isto é, haveria uma redução na emissão de CO
2
equivalente de 35,5 t/dia para 23,2 t/dia de CO
2
equivalente, podendo esta diferença
ser requerida como crédito de carbono e o valor obtido ser empregado na melhoria da
gestão dos RSU do município do Rio de Janeiro. Ressalte-se que o IPCC ainda não
124
tem aprovada metodologias para avaliação de camadas oxidativas que possam ser
empregadas em aterros de resíduos com o objetivo de obtenção de créditos de
carbono. Entretanto, metodologias têm sido analisadas para tal finalidade.
Embora, aparentemente, a utilização de uma barreira oxidativa construída
apenas com composto orgânico é inviável operacionalmente até o momento, uma vez
que o volume de composto necessário para a construção desta camada de uma só
vez seria extremamente elevado devido às grandes áreas ocupadas pelo aterro. No
entanto, na prática, verifica-se que um aterro não é encerrado todo ao mesmo tempo,
desta forma, poder-se-ia pensar que o volume de composto necessário para o
recobrimento de uma célula do aterro é bem menor do que o volume necessário para
a cobertura do aterro como um todo, transformando este processo numa operação
viável e de grande interesse econômico, uma vez que ajudaria a reduzir o volume de
matéria orgânica depositada e o volume de chorume e biogás gerados.
125
CAPÍTULO 5 - CONCLUSÕES E SUGESTÕES FUTURAS
Neste capítulo serão apresentadas as conclusões e sugestões para futuras
pesquisas obtidas a partir dos estudos laboratoriais realizados.
5.1. Conclusões
1. Os resultados indicam que a utilização de solo, composto ou uma mistura destes é
viável como método alternativo para redução da emissão atmosférica de metano
em aterro de resíduos. Ressalte-se que este material deve compor a camada de
vegetação, uma vez que há necessidade de fluxo de oxigênio para que ocorra a
oxidação. Utilizá-lo como a camada de granulometria mais fina de uma barreira
capilar é inviável, uma vez que a retenção de água por esta camada prejudicaria a
oxidação por causa da dissolução do O
2
na água, levando a uma redução de
disponibilidade de O
2
para o meio;
2. Existe uma variação significativa entre as concentrações de CH
4
iniciais (entrada) e
as concentrações de CH
4
finais (após percolação da mistura gasosa pelas colunas
experimentais - saída), significando que houve oxidação de metano em todas as
quatro colunas experimentais;
3. Tomando como base a taxa de oxidação média do solo e a eficiência desta coluna
em oxidar o metano, observa-se que tanto a taxa de oxidação média do composto
quanto a eficiência da coluna são, aproximadamente, 121 % maiores que as do
solo. A taxa de oxidação média da mistura solo + composto (1:1) e a eficiência
desta coluna são, aproximadamente, 31% maiores que as do solo e a taxa de
oxidação média da mistura solo + composto (3:1) e a eficiência desta coluna são,
aproximadamente, 2% maiores que as do solo, no entanto, estas diferenças não
são significativas;
4. As taxas de oxidação máximas são mais rapidamente obtidas quanto mais
composto há na amostra;
5. O fluxo utilizado para os ensaios oxidativos, embora elevado para ensaios
laboratoriais, mostrou-se satisfatório, uma vez que se observou oxidação para os
quatro materiais utilizados. Desta forma, as taxas oxidativas observadas poderiam
ser consideradas para base de cálculo de redução de emissão de CH
4
para a
atmosfera para o caso de aterros reais.
126
5.2. Sugestões Futuras
Várias são as sugestões para a continuidade deste trabalho, pois o assunto é
relativamente novo e muito pouco se sabe sobre o comportamento do composto
orgânico, que poderá influenciar o processo oxidativo. Com relação ao processo
oxidativo e o composto orgânico, poder-se-ia sugerir:
1. Efetuar ensaios de permeabilidade ao ar e comparar os resultados com os
ensaios de permeabilidade à água;
2. Repetir os ensaios com as misturas (1:1) e (3:1) e compará-las com uma
terceira mistura (1:3), isto é, uma parte de solo para três de composto;
3. Efetuar ensaios com variação de densidade e umidade para todas as
amostras;
4. Repetir os ensaios com o monitoramento de temperatura, umidade e análise
de todos os gases que entram e saem do sistema;
5. Realizar análise quantitativa e qualitativa das bactérias metanotróficas existentes.
127
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
1.
A
ABNT - ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS (1984a).
"Análise Granulométrica",
NBR 07181/1984.
2.
B
______ - ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS (1984b).
"Grãos De Solos Que Passam Na Peneira De 4,8 Mm – Determinação Da
Massa Específica",
NBR 06508/1984.
3.
C
______ - ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS (1984c).
"Solo - Determinação Do Limite De Plasticidade",
NBR 7180/1984.
4.
D
______ - ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS (1984d).
"Solo – Determinação Do Limite De Liquidez",
NBR 06459/1984.
5.
A
______ - ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS (1986a).
"Amostra De Solo – Preparação Para Ensaios De Compactação E Ensaios De
Caracterização",
NBR 06457/1986.
6.
B
______ - ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS (1986b).
"Solo - Ensaio De Compactação",
NBR 07182/1986.
7. ______ - ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS (1992).
"Apresentação De Projetos De Aterros Sanitários De Resíduos Sólidos
Urbanos",
NBR 08419/1992.
8. ______ - ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS (1995). "Solo -
Determinação Do Coeficiente De Permeabilidade De Solos Granulares À
Carga Constante",
NBR 13292/1995.
9. ______ - ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS (1996). "Solo -
Determinação Do Teor De Matéria Orgânica Por Queima a 440°C",
NBR
13600/1996
.
128
10. ______ - ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS (1997).
"Aterros De Resíduos Não Perigosos - Critérios Para Projeto, Implantação E
Operação",
NBR 13896/1997.
11. ALBANNA, M.,FERNANDES, N. e WARITH, M. (2007). "Methane Oxidation in
Landfill Cover Soil; the Combined Effects of Moisture Content, Nutrient
Addition, and Cover Thickness."
J. Environ. Eng. Sci., v.6, p.191-200.
12. AUGENSTEIN, D. & PACEY, J.
Modelling Landfill Methane Generation. 3
o
International Waste Management and Landfill Symposium. S. Margherita di
Pula, Cagliari, Itália. 14-18 de outubro, 1991
13. BAHR, T.
Comunicação Pessoal. 2009
14. BAHR, T.,FRICKE, K.,HILLEBRECHT, K.,KÖLSCH, F. e REINHARD, B.
Clean
Development Mechanism - Tratamento De Resíduos Sólidos E Oxidação
De Gás Metano Para Minimização De Emissões
. I Simpósio de Tecnologias
e Tratamento de Resíduos Sólidos - I SITTRS. Rio de Janeiro, RJ. 28 - 30 de
abril, 2006
15. BERGER, J.,FORNÉS, L. V.,OTT, C.,JAGER, J.,WAWRA, B. e ZANKE, U.
(2005). "Methane Oxidation in a Landfill Cover with Capillary Barrier".
Waste
Manag.
, v.25, n.4, p.369-373.
16. BOECKX, P. & CLEEMPUT, O. V. (1996). "Methane Oxidation in a Neutral
Landfill Cover Soil: Influence of Moisture Content, Temperature, and Nitrogen
Turnover".
J. Environ. Qual., v.25, p.178 - 183.
17. BOECKX, P.,VAN CLEEMPUT, O. e VILLARALVO, I. (1996). "Methane
Emission from a Landfill and the Methane Oxidizing Capacity of Its Covering
Soil".
Soil Biol. Biochem., v.28, n.10/11, p.1397-1405.
18. BOGNER, J.,MEADOWS, M. e CZEPIEL, P. (1997). "Fluxes of Methane
between Landfills and the Atmosphere: Natural and Engineered Controls".
Soil
Use Manag.
, v.13, n.S4, p.268 - 277.
129
19. BOGNER, J.,SCHEUTZ, C.,CHANTON, J.,BLAKE, D.,MORCET, M.,ARAN, C.
e P, K.
Field Measurement of Nonmethane Organic Compound Emissions
from Landfill Cover Soils
. 9
o
International Waste Management and Landfill
Symposium. S. Margherita di Pula, Cagliari, Itália. 6-10 de outubro, 2003
20. BOGNER, J.,SPOKAS, K.,BURTON, E. A.,SWEENEY, R. e CORONA, V.
(1995). "Landfills as Atmospheric Methane Sources and Sinks".
Chemosphere, v.31, n.9, p.4119-4130.
21. BORGATTO, A. V. A.
Estudo Do Efeito Fibra E Da Morfologia Na
Estabilidade De Aterros Sanitários De Resíduos Sólidos Urbanos
.
(Dissertação de MSc.). Programa de Engenharia Civil - COPPE, Universidade
Federal do Rio de Janeiro, Rio de Janeiro, 2006. 157 p.
22. BÖRJESSON, G.,SUNDH, I. e SVENSSON, B. (2004). "Microbial Oxidation of
Ch
4
at Different Temperatures in Landfill Cover Soils". FEMS Microbiol. Ecol.,
v.48, p.305-312.
23. BÖRJESSON, G.,SUNDH, I.,TUNLID, A. e SVENSSON, B. H. (1998).
"Methane Oxidation in Landfill Cover Soils, as Revealed by Potential Oxidation
Measurements and Phospholipid Fatty Acid Analyses".
Soil Biol. Biochem.,
v.30, p.1423-1433.
24. BÖRJESSON, G. & SVENSSON, B. (1997). "Seasonal and Diurnal Methane
Emissions from a Landfill and Their Regulation by Methane Oxidation".
Waste
Manage. Res.
, v.15, n.1, p.33-54.
25. BOULTER, J. I.,BOLAND, G. J. e TREVORS, J. T. (2000). "Compost: A Study
of the Development Process and End-Product Potential for Suppression of
Turfgrass Disease".
World J. Microbiol. Biotechnol., v.16, p.115-134.
26. BOURNE, D. G.,HOLMES, A. J.,IVERSON, N. e MURRELL, J. C. (2000).
"Fluorescent Oligonucleotide Rdna Probes for Specific Detection of Methane
Oxidizing Bacteria".
FEMS Microbiol. Ecol., v.31, p.29-38.
130
27. BRAITHWAITE, A. & SMITH, F. J., Eds. Cap. 2. Theoretical Considerations -
Quantification in Chromatography
. In: Chromatographic Methods. Londres:
Kluwer Academic Publishers, p.559, 5
a
ed. 1999.
28. BRAJA, M. D., Ed.
Fundamentos De Engenharia Geotécnica. In. São Paulo:
Thomson Learning, p.561, 6
a
ed. 2007.
29. CARINI, S.,BANO, N.,LECLEIR, G. E. e JOYE, S. B. (2005). "Aerobic Methane
Oxidation and Methanotroph Community Composition During Seasonal
Stratification in Mono Lake, California (USA)".
Environ. Microbiol., v.7, n.8,
p.1127-1138.
30. CETESB (2005).
Valores Orientadores Para Solo E Água Subterrânea No
Estado De São Paulo
. Disponível em:
http://www.cetesb.sp.gov.br/Solo/relatorios/tabela_valores_2005.pdf. Acesso
em: 04 de maio de 2007.
31. CHANTON, J.,HATER, G.,GOLDSMITH, D.,GREEN, R.,ABICHOU, T. e
BARLAZ, M. A.
Comparison of a Tunable Diode Laser Approach with
Static Chambers for Determination of Surface Methane Emission
. 11
o
International Waste Management and Landfill Symposium. S. Margherita di
Pula, Cagliari, Itália. 1-5 de outubro, 2007
32. CHAPMAN, M.,BAGGS, E.,LOPEZ-REAL, J. e BECK, A. (2005).
Using
Biowaste Compost as a Landfill Site Cover Material to Abate Methane
Emissions
. Disponível em:
http://abstracts.co.allenpress.com/pweb/setac2005/document/?ID=56510.
Acesso em: 04 de maio de 2007.
33. CHIEMCHAISRI, W.,WU, J. S. e VISVANATHAN, C. (2001). "Methanotrophic
Production of Extracellular Polysaccharide in Landfill Cover Soils".
Water Sci.
Technol.
, v.43, n.6, p.151-158.
34. CHRISTOPHERSEN, M.,KJELDSEN, P.,HOLST, H. e CHANTON, J. (2001).
"Lateral Gas Transport in Soil Adjacent to an Old Landfill: Factors Governing
Emissions and Methane Oxidation".
Waste Manage. Res., v.19, p.595-612.
131
35. CLAESSEN, M. E. C.,BARRETO, W. O.,DE PAULA, J. L. e DUARTE, M. N.,
Eds.
Manual De Métodos De Análise De Solo. In. Rio de Janeiro: EMBRAPA-
CNPS, p.212, 2
a
ed. 1997.
36. COMLURB - Companhia Municipal de Limpeza Urbana (2007). "Relatório
Mensal De Operações - Destinação Final",
DIN/Jan/2007.
37. COSTELLO, A. M. & LIDSTROM, M. E. (1999). "Molecular Characterization of
Functional and Phylogenetic Genes from Natural Populations of Methanotrophs
in Freshwater Sediments".
Appl. Environ. Microbiol., v.65, p.5066-5074.
38. CURRY, C. W.,BENNETT, R. H.,HULBERT, M. H.,CURRY, K. J. e FAAS, R.
W. (2004). "Comparative Study of Sand Porosity and a Technique for
Determining Porosity of Undisturbed Marine Sediment".
Marine Geores.
Geotech.
, v.22, n.4, p.231-252.
39. CZEPIEL, P. M.,MOSHER, B.,CRILL, P. M. e HARRISS, R. C. (1996).
"Quantifying the Effect of Oxidation on Landfill Methane Emission."
J.
Geophys. Res.
, v.101, n.D11, p.16721-16730.
40. DE VISSCHER, A.,SCHIPPERS, M. e VAN CLEEMPUT, O. (2001). "Short-
Term Kinetic Response of Enhanced Methane Oxidation in Landfill Cover Soils
to Environmental Factors".
Biol. Fertil. Soils, v.33, p.231-237.
41. DE VISSCHER, A.,THOMAS, D.,BOECKX , P. e VAN CLEEMPUT, O. (1999).
"Methane Oxidation in Simulated Landfill Cover Soil".
Environments. Environ.
Sci. Technol.
, v.33, p.1854-1859.
42. DEDYSH, S. N.,LIESACK, W.,KHMELENINA, V. N.,SUZINA, N.
E.,TROTSENKO, Y. A.,SEMRAU, J. D.,BARES, A. M.,PANIKOV, N. S. e
TIEDJE, J. M. (2000). "Methylocella Palustrtris Gen. Nov., Sp. Nov., a New
Methane-Oxidizing Acidophilic Bacterium from Peat Bogs, Representing a
Novel Subtype of Serine-Pathway Methanotrophs".
Int. J. Syst. Evol.
Microbiol.
, v.50, p.955-969.
43. DIETZ, W. A. (1967). "Response Factors for Gas Chromatographic Analyses".
J. Gas Chrom., v.5, n.2, p.68-71.
132
44. DWYER, S. F. Water Balance Measurements and Computer Simulations of
Landfill Covers
. (Ph.D Thesis). The University of New Mexico, Albuquerque,
Novo Mexico, EUA, 2003. 250 p.
45. EHRIG, H. J.
Prediction of Gas Production from Laboratory Scale Tests. 3
o
International Waste Management and Landfill Symposium. S. Margherita di
Pula, Cagliari, Itália. 14-18 de outubro, 1991
46. EINOLA, J. K. M.,KARHU, A. E. e RINTALA, J. A. (2008). " Mechanically-
Biologically Treated Municipal Solid Waste as a Support Medium for Microbial
Methane Oxidation to Mitigate Landfill Greenhouse Emissions".
Waste.
Manag.
, v.28, p.97-111.
47. ELLER, G. & FRENZEL, P. (2001). "Changes in Activity and Community
Structure of Methane-Oxidizing Bacteria over the Growth Period of Rice".
Appl.
Environ. Microbiol.
, v.67, p.2395- 2400.
48. FOWLIS, I. A., Ed.
Cap 3. Packed Column Systems. In: Analytical Chemistry
by Open Learning – Gas Chromatography. Londres: John Wiley e Sons Ltd, 2
a
ed. 1995.
49. FREDLUND, D. G. & RAHARDJO, H., Eds.
Cap 6. Measurement of
Permeability
. In: Soil Mechanics for Unsaturated Soils. New York: Wiley-
Interscience, p.486, 1
a
ed. 1993.
50. GEBERT, J.,GROENGROEFT, A. e MIEHLICH, G. (2003). "Kinetics of
Microbial Landfill Methane Oxidation in Biofilters".
Waste Manag., v.23, p.609-
619.
51. GILL, M. C.,HAUSER, V. L.,HORIN, J. D.,WEAND, B. L. e CASAGRANDE, D.
J. (1999).
Landfill Remediation Project Manager's Handbook. Disponível
em:
www.afcee.af.mil/shared/media/document/AFD-071205-031.doc. Acesso
em: 05 de março de 2009.
133
52. GUEDES, V. P. Estudo Do Fluxo De Gases Através Do Solo De Cobertura
De Aterro De Resíduos Sólidos Urbanos
. (Dissertação de MSc.). Programa
de Engenharia Civil - COPPE, Universidade Federal do Rio de Janeiro, Rio de
Janeiro, RJ, 2007. 117 p.
53. HANSON, R. S. & HANSON, T. E. (1996). "Methanotrophic Bacteria".
Microbiol. Rev., v.60, n.2, p.439-471.
54. HAUSER, V. L. & GIMON, D. M. (2004).
Evaluating Evapotranspiration (Et)
Landfill Cover Performance Using Hydrologic Models
. Disponível em:
http://www.afcee.af.mil/shared/media/document/AFD-071203-181.pdf. Acesso
em: 06 de março de 2009.
55. HEGDE, U.,CHANG, T. C. e YANG, S. S. (2003). "Methane and Carbon
Dioxide Emissions from Shan-Chu-Ku Landfill Site in Northern Taiwan".
Chemosphere, v.52, n.8, p.1275-1285.
56. HENCKEL, T.,FRIEDRICH, M. e CONRAD, R. (1999). "Molecular Analysis of
the Methane-Oxidizing Microbial Community in Rice Field Soil by Targeting the
Genes of the 16s Rrna, Particulate Methane Monooxygenase, and Methanol
Dehydrogenase".
Appl. Environ. Microbiol. , v.65, p.1980-1990.
57. HILGER, H. & HUBER-HUMER, M. (2003). "Biotic Landfill Cover Treatments for
Mitigating Methane Emissions".
Environ. Monit. Assess., v.84, p.71-84.
58. HILGER, H. A.,CRANFORD, D. F. e BARLAZ, M. A. (2000). "Methane
Oxidation and Microbial Exopolymer Production in Landfill Cover Soil".
Soil
Biol. Biochem.
, v.32, n.4, p.457-467.
59. HILGER, H. A.,LIEHR, S. K. e BARLAZ, M. A. (1999). "Exopolysaccharide
Control of Methane Oxidation in Landfill Cover Soil".
J. .Environ. Eng., v.125,
p.1113-1123.
60. HOLMES, A. J.,OWENS, N. J. P. e MURRELL, J. C. (1996). "Molecular
Enrichment Cultures of Marine Methane Oxidizing Bacteria".
J. Exp. Mar. Biol.
Ecol.
, v.203, p.27-38.
134
61. HUBER-HUMER, M. Abatement of Landfill Methane Emissions by
Microbial Oxidation in Biocovers Made of Compost
. Department of Water,
Atmosphere and Environment, University of Natural Resources and Applied
Life Sciences, Viena, Áustria, 2004. 332 p.
62. HUBER-HUMER, M.,GEBERT, J. e HILGER, H. (2008). "Biotic Systems to
Mitigate Landfill Methane Emissions".
Waste Manag. Res., v.26, p.33-46.
63. HUBER-HUMER, M. & LECHNER, P. (1999). "Alternative Approach to the
Elimination of Greenhouse Gases from Old Landfills".
Waste Manag. Res.,
v.17, p.443-452.
64. ______.
Design of a Landfill Cover Layer to Enhance Methane Oxidation –
Results of a Two Year Field Investigation
. 8
o
International Waste
Management and Landfill Symposium. S. Margherita di Pula, Cagliari, Itália. 1-5
de outubro, 2001
65. HÜTSCH, B. W. (2001). "Methane Oxidation in Non-Flooded Soils as Affected
by Crop Production."
Eur. J. Agr., v.14, p.237-260.
66. IBGE (2002).
Pesquisa Nacional De Saneamento Básico 2000 (Pnsb).
Disponível em: http:\\
www.ibge.gov.br. Acesso em: 04 de maio de 2007.
67. ______ (2007).
Produção Da Pecuária Municipal. Disponível em:
http:\\
www.ibge.gov.br. Acesso em: 24 de fevereiro de 2009.
68. ______ (2008).
Indicadores De Desenvolvimento Sustentável. Disponível
em: http:\\
www.ibge.gov.br. Acesso em: 24 de fevereiro de 2009.
69. IPCC (2007).
Climate Change 2007: The Physical Science Basis. Disponível
em:
http://www.ipcc.ch/ipccreports/ar4-wg1.htm. Acesso em: 12 de dezembro
de 2008.
70. IZZO, R. L. S.
Comportamento De Resíduos Sólidos Inertizados Em
Barreira Capilar
. (Tese de DSc.). Programa de Engenharia Civil - COPPE,
Universidade Federal do Rio de Janeiro, Rio de Janeiro, RJ, 2008. 197 p.
135
71. JONES, H. A. & NEDWEL, D. B. (1993). "Methane Emission and Methane
Oxidation in Landfill Cover Soil".
FEMS Microbiol. Letters, v.102, n.3-4, p.185-
195.
72. KALLISTOVA, A. Y. U.,KEVBRIN, M. V.,NEKRASOVA, V. K.,GLAGOLEV, M.
V.,SEREBRYANAYA, M. I. e NOZHEVNIKOVA, A. N. (2005). "Methane
Oxidation in Landfill Cover Soil".
Microbiol. Rev., v.74, n.5, p.608-614.
73. KETTUNEN, R.,EINOLA, J. K. M. e RINTALA, J. (2006). "Landfill Methane
Oxidation in Engineered Soil Columns at Low Temperature".
Water Air Soil
Pollution
, v.177, n.1-4, p.313-334.
74. KIGHTLEY, D.,NEDWELL, D. B. e COOPER, M. (1995). "Capacity for Methane
Oxidation in Landfill Cover Soils Measured in Laboratory-Scale Soil
Microcosms".
App. Environ. Microbiol., v.61, p.592-601.
75. LE MER, J. & ROGER, P. (2001). "Production, Oxidation, Emission and
Consumption of Methane by Soils: A Review".
Eur. J. Soil Biol., v.37, p.25−50.
76. LELIEVELD, J.,CRUTZEN, P. J. e DENTENER, J. F. (1998). "Changing
Concentration, Lifetime and Climate Forcing of Atmospheric Methane."
Tellus,
v.50B, p.128-150.
77. LIXO (2009).
Lixão X Aterro. Disponível em:
http://www.lixo.com.br/index.php?option=com_content&task=view&id=144&Ite
mid=251. Acesso em: 24 de fevereiro de 2009.
78. MACIEL, F. J.
Estudo Da Geração, Percolação E Emissão De Gases No
Aterro De Resíduos Sólidos Da Muribeca/Pe,
. (Dissertação de MSc.).
Departamento de Engenharia Civil, Universidade Federal de Pernambuco,
Recife, 2003.
79. MADIGAN, M. T.,MARTINKO, J. M. e PARKER, J., Eds.
Cap 6 - Crescimento
Microbiano
. In: Microbiologia De Brock. São Paulo: Prentice Hall, p.579, 2
a
ed. 2004.
136
80. MAIA, C. E.,MORAIS, E. R. C. e MEDEIROS, J. F. (2005). "Capacidade De
Campo, Ponto De Murcha Permanente E Água Disponível Para as Plantas Em
Função De Doses De Vermicomposto".
Caatinga, v.18, n.3, p.195-199.
81. MARIANO, M. O. H.
Avaliação Da Retenção De Gases Em Camadas De
Cobertura De Aterros De Resíduos Sólidos
. (Tese de DSc.). Departamento
de Engenharia Civil, Universidade Federal de Pernambuco, Recife, 2008. 255
p.
82. MAURICE, C. & LAGERKVIST, A. (2004). "Assessment of the Methane
Oxidation Capacity of Soils".
Waste Manag. Res., v.22, n.1, p.42-48.
83. MAYER, E. W.,BLAKE, D. R.,TYLER, S. C.,MAKIDET, Y.,MONTAGUET, D. C.
e ROWLAND, F. S. (1982). "Methane: Interhemispheric Concentration Gradient
and Atmospheric Residence Time".
Proc. Nat. Acad. Sci. USA, v.79, p.1366-
1370.
84. MCNAIR, H. M. & MULLER, J. M., Eds.
Cap 8 - Qualitative and Quantitative
Analysis
. In: Basic Gas Chromatography. New York: Wiley Interscience
Plublication, p.126, 1
a
ed. 1998.
85. MMA, Ed.
Agenda 21 Brasileira: Bases Para a Discussão. In. Brasília: MMA,
1
a
ed. 1999.
86. MODRAK, M.,HATER, G.,GREEN, R.,MORRIS, E.,M, C. e HASHMONAY, R.
Applying Usepa Other Test Method 10 with Open-Path Tunable Diode
Laser Absorption Spectroscopy for Measuring Total Methane Emissions
in a Landfill
. 11
o
International Waste Management and Landfill Symposium. S.
Margherita di Pula, Cagliari, Itália. 1-5 de outubro, 2007
87. MORCET, M.,ARAN, C.,BOGNER, J.,CHANTON, J.,SPOKAS, K. e I, H.
Methane Mass Balance: A Review of Field Results from Three French
Landfill Case Studies
. 9
o
International Waste Management and Landfill
Symposium. S. Margherita di Pula, Cagliari, Itália. 6-10 de outubro, 2003
88. MOREIRA, F. M. S. & SIQUEIRA, J. O., Eds.
Cap 2. Os Organismos Do Solo.
In: Microbiologia E Bioquímica Do Solo. Lavras: UFLA, 2ª ed. 2006.
137
89. MOSHER, B. W.,CZEPIEL, P. M. e HARRISS, R. C. (1999). "Methane
Emissions at Nine Landfill Sites in the Northeastern United States".
Environ.
Sci. Technol.
, v.33, n.12, p.2088-2094.
90. NIKIEMA, J.,BIBEAU, L.,LAVOIE, J.,BRZEZINSKI , R.,VIGNEUX, J. e HEITZ,
M. (2005). "Biofiltration of Methane: An Experimental Study".
Chem. Eng. J.,
v.113, p.111-117.
91. PALANANTHAKUMAR, B.
Modeling of Methane Generation, Oxidation and
Emission in Landfills
. (MSc. Thesis). School of Environment, Resources and
Development, Asian Institute of Technology, Bangkok, Thailand, 1999.
92. PARK, S.,BROWN, K. W. e THOMAS, J. C. (2002). "The Effects of Various
Environmental and Design Parameters on Methane Oxidation in a Model
Biofilter".
Waste Manag. Res., v.20, p.434-444.
93. ______ (2004). "The Use of Biofilters to Reduce Atmosphericmethane
Emissions from Landfills: Part I. Biofilter Design".
Water, Air, and Soil
Pollution
, v.155, p.63-85.
94. PARK, S.,LEE, I.,CHOB, C. e SUNG, K. (2008). "Effects of Earthworm Cast and
Powdered Activated Carbon on Methane Removal Capacity of Landfill Cover
Soils".
Chemosphere, v.70, n.6, p.1117-1123.
95. PAWLOWSKA, M. & STEPNIEWSKI, W. (2006). "An Influence of Methane
Concentration on the Methanotrophic Activity of a Model Landfill Cover".
Ecol.
Eng.
, v.26, p.392-395.
96. POULSEN, T. G. & MOLDRUP, P. (2007). "Air Permeability of Compost as
Related to Bulk Density and Volumetric Air Content".
Waste Manag. Res.,
v.25, p.343-351.
97. POWELSON, D. K.,CHANTON, J.,ABICHOU, T. e MORALES, J. (2006).
"Methane Oxidation in Water-Spreading and Compost Biofilters".
Waste
Manag. Res.
, v.24, p.528-536.
138
98. RAWLS, W. J. & PACHEPSKY, Y. A. (2002). "Soil Consistence and Structure
as Predictors of Water Retention".
Soil Sci. Soc. Am. J., v.66, p.1115-1126.
99. ROCHA, E. F. & AZEVEDO, R. F.
Determinação Da Condutividade
Hidráulica E Capacidade De Campo De Resíduos Sólidos Urbanos
. XVI
Congresso Brasileiro de Mecânica dos Solos e Engenharia Geotécnica -
COBRAMSEG. Búzios, Rio de Janeiro. 23 a 26 de agosto, 2008
100. SCHEUTZ, C. & KJELDSEN, P. (2003). "Capacity for Biodegredation of Cfcs
and Hcfcs in a Methane Oxidative Counter-Gradient Laboratory System
Simulating Landfill Soil Covers".
Environ. Sci. Technol., v.37, n.22, p.5143-
5149.
101. ______ (2004). "Environmental Factors Influencing the Attenuation of Methane
and Hydrofluorocarbons in Landfill Cover Soils".
J. Environ. Qual., v.33, p.72-
79.
102. SCHEUTZ, C.,MOESBROEK, H. e KJELDSEN, P. (2004). "Attenuation of
Methane and Volatile Compounds in Landfill Cover Soils".
J. Environ. Qual.,
v.33, p.61-71.
103. SILVA, F. C.,S, B. R.,CHITOLINA, J. C. e BALLESTERO, S. D.
Recomendações Técnicas Para O Uso Agrícola Do Composto De Lixo
Urbano No Estado De São Paulo
. Ministério da Agricultura, Pecuária e
Abastecimento, EMBRAPA 2002.
104. SITAULA, B.,BAKKEN, L. e ABRAHAMSEN, G. (1995). "CH
4
Uptake by
Temperate Forest Soil: Effect of N Input and Soil Acidification".
Soil. Biol.
Biochem.
, v.27, n.7, p.871-880.
105. SOUZA PINTO, C. S., Ed. In: Curso Básico De Mecânica Dos Solos Em 16
Aulas. São Paulo: Oficina dos textos, 2
a
ed. 2002.
106. STREESE, J. & STEGMANN, R. (2003). "Microbial Oxidation of Methane from
Old Landlls in Biofilters".
Waste Manag., v.23, p.573-580.
139
107. STEVEN, M.D.,SMITH, K.L.,BEARDSLEY, M.D. e COLLS, J.J. (2006).
"Oxygenand methane depletion in soil affected by leakage of natural gas".
Eur.
J. Soil
Sci., v57, p.800–807.
108. SUZUKI, M.,IMAI, J.,SAITA, Y. e NISHIGAKI, M.
Substantiation and Analysis
Forthe Capping with Capilary Barriers
. 10
o
International Waste Management
and Landfill Symposium. S. Margherita di Pula, Cagliari, Itália. 3-7 de outubro,
2005
109. TULI, A.,HOPMANS, J. W.,ROLSTON, D. E. e MOLDRUP, P. (2005).
"Comparison of Air and Water Permeability between Disturbed and
Undisturbed Soils".
Soil Sci. Soc. Am. J., v.69, n.5, p.1361-1371.
110. UN (1999).
Environmentally Sound Management of Solid Waste and
Sewage-Related
. Disponível em:
http://www.un.org/esa/sustdev/agenda21chapter21.htm. Acesso em: 04 de
maio de 2007.
111. USEPA (2002).
Cover up with Compost. Disponível em:
http://www.epa.gov/epaoswer/non-hw/muncpl/ghg/f02022.pdf. Acesso em: 15
de abril de 2007.
112. ______ (2003).
Evapotranspiration Landfill Cover Systems Fact Sheet.
Disponível em:
www.epa.gov/tio/download/remed/epa542f03015.pdf. Acesso
em: 5 de março de 2009.
113. ______ (2006).
Methane: Sources and Emissions. Disponível em:
http://www.epa.gov/methane/sources.html. Acesso em: 04 de maio de 2007.
114. VAN GINKEL, J. T.,VAN HANEGHEM, I. A. e RAATS, P. A. C. (2002).
"Physical Properties of Composting Material: Gas Permeability, Oxygen
Difusion Coefcient and Thermal Conductivity."
Biosys. Eng., v.81, n.1, p.113-
125.
140
115. VISVANATHAN, C.,POKHREL, D.,CHEIMCHAISRI, W.,HETTIARATCHI, J. P.
A. e WU, J. S. (1999). "Methanotrophic Activities in Tropical Landfill Cover
Soils: Effects of Temperature, Moisture Content and Methane Concentration".
Waste Manag. Res., v.17, n.4, p.313-323.
116. WEAND, B. L.,HORIN, J. D.,HAUSER, V. L.,GIMON, D. M.,GILL, M.
D.,MEHTE, M. e CASAGRANDE, D. J. (1999).
Landfill Covers for Use at Air
Force Installations
. Disponível em:
http://www.afcee.af.mil/shared/media/document/AFD-071203-170.pdf. Acesso
em: 05 de março de 2009.
117. WHALEN, S. C. & REEBURGH, W. S. (1996). "Moisture and Temperature
Sensitivity of Ch
4
Oxidation in Boreal Soils". Soil Biol. Biochem., v.28,
n.10/11, p.1271-1281.
118. WHALEN, S. C.,REEBURGH, W. S. e SANDBECK, K. A. (1990). "Rapid
Methane Oxidation in a Landfill Cover Soil".
Appl. Environ. Microbiol., v.56,
n.11, p.3405-3411.
119.
A
WILSHUSEN, J. H.,HETTIARATCHI, J. P. A. e STEIN, V. B. (2004). "Long-
Term Behavior of Passively Aerated Compost Methanotrophic Biofilter
Columns".
Waste Manag., v.24, p.643-653.
120.
B
WILSHUSEN, J. H.,HETTIARATCHI, J. P. A.,DE VISSCHER, A. e SAINT-
FORT, R. (2004). "Methane Oxidation and Formation of Eps in Compost: Effect
of Oxygen Concentration".
Environ. Pollution, v.129, p.305-314.
121. WISE, M. G.,MCARTHUR, J. V. e SHIMKETS, L. J. (1999). "Methanotroph
Diversity in Landfill Soil: Isolation of Novel Type I and Type Ii Methanotrophs
Whose Presence Was Suggested by Culture-Independent 16s Ribosomal DNA
Analysis".
Appl. Environ. Microbiol., v.65, n.11, p.4887-4897.
122. YUAN, L.
Methane Emission and Oxidation through Landfill Covers. (Ph.D
Thesis). Department of Civil and Environmental Engineering, The FLorida State
University, Florida, 2006. 111 p.
141
123.
ZEISS, C. A. (2006). "Accelerated Methane Oxidation Cover System to Reduce
Greenhouse Gas Emissions from Msw Landfills in Cold, Semi-Arid Regions".
Water, Air, and Soil Pollution, v.176, p.285-306.
142
ANEXO I
Sensores de Temperatura e Umidade
Características técnicas:
•
Faixa de medição: 0 a 100% U.R
• Temperatura de operação: -20 a 120
0
C
• Tempo de resposta: 1 min típico – para 90% do valor
• Erro acumulativo: ± 2% U.R. / ano
• Linearidade: ± 1% U.R.
• Histerese: ± 1% U.R.
143
ANEXO II
Para o controle do fluxo, foram utilizados 5 rotâmetros cujas escalas
encontram-se a seguir:
Metano
Î 10 – 50 cc/min
Ar comprimido
Î 100 – 1000 cc/min
Misturas
Î 100 – 500 cc/min
Os rotâmetros vieram calibrados de fábrica para o ar, desta forma há um erro
de leitura quando se utilizam estes rotâmetros para as leituras de fluxo para o metano
e para a mistura metano (3%) e ar (97%).
O erro de leitura foi corrigido da seguinte forma: multiplicação do valor lido no
rotâmetro pelo fator de correção para saber qual a leitura real de fluxo mostrada pelo
rotâmetro em questão.
Dr
F
c
1
=
onde:
Fc = Fator de correção
Dr = Densidade relativa do gás
Tabela A1 – Densidade relativa dos gases utilizados
Gás Densidade Relativa
Ar 1,0000
Metano 0,5549
Mistura 0,9777
A densidade da mistura é o somatório das densidades dos gases utilizados
multiplicado pelas suas percentagens.
⎟
⎠
⎞
⎜
⎝
⎛
×+
⎟
⎠
⎞
⎜
⎝
⎛
×=
100
3
100
97
4
CHDarDmisturaD
rrr
Desta forma, por exemplo, se a leitura do rotâmetro, cujo fluxo é o de metano,
for de 20 ml/min (cc/min = ml/min), o fluxo real lido é de 27 ml/min.
144
145
146
ANEXO III
Condutividade Hidráulica Saturada
Nas Figuras abaixo se pode verificar os resultados à carga variável do solo, e
das misturas (1:1) e (3:1). Para o composto orgânico este ensaio foi realizado à carga
constante. Os corpos de prova foram compactados com 60% da massa específica
ótima e 85% da umidade ótima, para os casos do solo e das misturas (1:1) e (3:1). O
corpo de prova do composto foi compactado com 60% da massa específica ótima e
100% da umidade ótima.
Figura A1 – Variação da condutividade hidráulica saturada em relação ao tempo
de ensaio
Tempo (h)
0 5 10 15 20 25
Condutividade Hidráulica (m/s)
1e-6
1e-5
1e-4
1e-3
Solo
Tempo (h)
02468101214
Condutividade Hidráulica (m/s)
1e-7
1e-6
1e-5
1e-4
Solo + Composto (3:1)
Tempo (h)
0 5 10 15 20 25
Condutividade Hidráulica (m/s)
1e-7
1e-6
1e-5
1e-4
Solo + Composto (1:1)
Tempo (h)
024681012
Condutividade Hidráulica (m/s)
1e-9
1e-8
1e-7
1e-6
Composto
147
Nas Figuras abaixo se pode verificar os resultados à carga constante dos
quatro materiais utilizados para o desenvolvimento deste trabalho. Todos os corpos de
prova foram compactados na da massa específica ótima e na umidade ótima.
Figura A2 – Variação da condutividade hidráulica saturada em relação ao tempo
de ensaio.
Tempo (h)
0246810121416
Condutividade Hidráulica (m/s)
1e-11
1e-10
1e-9
1e-8
Solo + Composto (3:1)
Tempo (h)
0246810121416
Condutividade Hidráulica (m/s)
1e-11
1e-10
1e-9
1e-8
Solo + Composto (1:1)
Tempo (h)
02468101214
Condutividade Hidráulica (m/s)
1e-9
1e-8
1e-7
1e-6
Composto
Tempo (h)
02468101214
Condutividade Hidráulica (m/s)
1e-10
1e-9
1e-8
1e-7
Solo
148
ANEXO IV
Cálculo da capacidade de oxidação da barreira oxidativas experimental
em relação à dois aterros brasileiros
Fluxo
(g CH
4
/m
2
.dia)
Taxa de Oxidação
(g CH
4
/m
2
.dia)
Eficiência da
Coluna (%)
MACIEL (2003)
363 -
-
GUEDES (2007)
547 -
-
TESE
(Solo)
670 448 20
TESE
(Solo + Composto (3:1))
670 455 20
TESE
(Solo + Composto (1:1))
670 584 26
TESE
(Composto)
670 990 44
Capacidade de oxidação =
Fluxo
Eficiência
OT )
100
1(*. −
Onde:
T.O = Taxa de Oxidação do material utilizado na coluna experimental
Eficiência = Eficiência do material utilizado na coluna experimental
Fluxo = Fluxo da camada que se deseja comparar com a coluna
experimental
Capacidade oxidativa (%)
Solo
Solo + Composto
(3:1)
Solo + Composto
(1:1)
Composto
GUEDES (2007)
65,5 66,6 79,0 101,4
MACIEL (2003)
98,6 100,4 119,1 152,8
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