Estudo do potencial bioquímico de metano de RSU do Aterro de Gramacho RJ

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1 Estudo do potencial bioquímico de metano de RSU do Aterro de Gramacho RJ Thaís Cristina Campos de Abreu Fábio Moreira dos Santos Cardoso Fernando Nóbrega Mendes Protasio Lauro Santana Freire Coutinho Denise Maria Mano Pessoa Tácio Mauro Pereira de Campos Departamento de Engenharia Civil, Pontifícia Universidade Católica do Rio de Janeiro, Rio de Janeiro, Brasil. RESUMO: O trabalho traz resultados de ensaios do potencial bioquímico de metano executados em laboratório, em tubos eudiométricos, em amostras retiradas do Aterro de Gramacho, no Estado do Rio de Janeiro, com iguais profundidades a partir da superfície do terreno, mas com diferentes idades de deposição. As amostras foram caracterizadas através das suas propriedades físicas e químicas. Os resultados de ensaios GB 21 resultaram numa maior produção de biogás em resíduos mais novos. Ainda que, o tempo de execução do método tenha sido modificado para que pudesse ser observado o potencial máximo de produção de gás deste material. A geraçaõ de biogás foi proporcional à quantidade de sólidos voláteis e inversaemente proporcional à temperatura e o tempo de deposição. PALAVRAS-CHAVE: resíduo sólido urbano, aterro sanitário, potencial bioquímico de metano, geração de biogás. 1 INTRODUÇÃO No município de Duque de Caxias, Estado do Rio de Janeiro, está localizado o maior depósito de resíduos sólidos urbanos da América Latina, cuja coordenada geográfica é: 22º45 03 S de latitude e 43º16 06 W de longitude. O Aterro Metropolitano de Jardim Gramacho (AMJG) tem uma área de m², recebendo resíduo dos municípios de Duque de Caxias, Nilópolis, São João do Meriti e da cidade do Rio de Janeiro. Em 1976 deu-se início a deposição de resíduos neste local, funcionando até 1995 como um vazadouro de lixo. A partir de 1996, este local passou a ser operado como um aterro controlado. A quantidade de resíduo que foi depositado no AMJG foi monitorada pela COMLURB (Companhia Municipal de Limpeza Urbana do Estado do Rio de Janeiro) desde 1993, sendo uma quantia de aproximadamente 38 milhões de toneladas de resíduos. A composição do resíduo sólido urbano apresenta uma grande variedade de materiais, sendo estes classificados por diversas formas. Quanto à forma de degradação, estes podem ser divididos em material de rápida, lenta ou difícil decomposição. Durante o processo de decomposição destes RSU em aterros são gerados como subprodutos líquidos e gases. Neste presente trabalho, o foco principal foi a produção de biogás, mais especificamente o gás metano (CH 4 ) produzido pela conversão da matéria orgânica presente no RSU depositado, que é produzido em condições anaeróbias. Este gás é um dos gases que contribui para o aquecimento global, sendo considerado, portanto, como gás do efeito estufa (GEE). Através da métrica estabelecida para comparar e somar os efeitos destes gases, o CH 4 possui 21 vezes mais poder de aquecimento do que o dióxido de carbono. O Brasil, por ser um pais signatário do Protocolo de Quioto, se propôs a reduzir suas emissões de GEE. Neste contexto, o país implementou ações e tem buscado soluções adicionais com a finalidade de aliar o crescimento econômico com medidas que, direta e indiretamente, são favoráveis às

2 reduções de GEEs. Assim, para o setor de resíduos, em que estão inseridos os resíduos provenientes de aterros, o aproveitamento energético do biogás passa a ser um mecanismo de mitigação de GEEs, estando de acordo, portanto, com a Lei nº /20009, que institui a Política Nacional sobre Mudança do Clima. Este trabalho traz uma contribuição neste sentido porque propõe a avaliação do potencial bioquímico de metano a partir de RSU, com a finalidade de determinar os parâmetros necessários para a previsão da quantidade de gás que pode ser gerada a partir de uma massa de resíduo depositado em aterros. 2 METODOLOGIA 2.1 Amostragem As amostras de RSU foram retiradas de furos de sondagens, com a utilização da perfuratriz AF- 130, da IMT. Este maquinário permitiu a remoção de materiais aterrados a uma profundidade de 5 metros. Ao atingir a cota desejada, o material foi retirado pelo amostrador do tipo junk basket. Posteriormente, foi depositado sob uma lona plástica. Imediatamente após a coleta, as amostras foram separadas em porções de diferentes tamanhos. As amostras de maiores proporções foram destinadas a avaliação gravimétrica enquanto que as de menor volume foram armazenadas em freezer. 2.2 Propriedades físicas dos RSU em campo Imediatamente após a retirada do material da profundidade de 5 metros de cada um dos furos e das amostras terem sido depositadas sobre a lona, foi introduzido um termômetro, do tipo espeto, à massa de resíduo aferindo a temperatura por medição direta in situ. No mesmo instante foi aferido o ph por meio do uso de fitas indicadoras universais de ph, da marca Merck. 2.3 Composição Gravimétrica A metodologia utilizada para a determinação da composição gravimétrica do RSU foi à adotada pela COMLURB. Esse método consiste na seleção de classes de materiais contidos no RSU, tais como metais, plásticos, cerâmicas, orgânicos entre outros, e a mensuração da massa de cada um destes componentes como também da massa total. Após a determinação da massa total da amostra está foi despejada sob uma malha metálica de abertura de 2,5 cm. Uma fração desta massa foi retirada para determinação da umidade. O processo de separação onde materiais de mesma categoria e retidos sobre esta malha metálica foram depositados em recipientes, previamente identificados e pesados para cada uma das categorias. Ao final da separação, o material com dimensões inferiores a 2,5 cm, que havia atravessado a malha, foi depositado em uma superfície plana e essa fração passante pela malha foi nomeada de fração agregado fino, sendo sua massa determinada. Os recipientes com os materiais separados segundo suas categorias foram pesados. 2.4 Teor de matéria orgânica, de sólidos voláteis e de lignina insolúvel Os teores de matéria orgânica (M.O.) e de sólidos voláteis (S.V.) por indicarem o estado de decaimento destes materiais foram determinados conforme respectivos métodos: o teor de matéria orgânica (M.O.) foi conduzida segundo a norma NBR 13600/96; para o teor de sólidos voláteis (S.V.) foi realizado conforme a norma NBR O teor de lignina insolúvel (LG) representa a fração da matéria orgânica de biodegradação mais difícil e lenta. O procedimento foi conduzido conforme Chandler et al. (1980), citado por Laquidara et al. (1986), com algumas adaptações. Nestas determinações, os materiais utilizados foram os coletados e separados em fração orgânica e inerte, de maneira que os resíduos que não sofrem degradação anaeróbica, tais como os inertes, fossem removidos do material que seria utilizado no ensaio GB 21. Embora a separação tenha removido os plásticos, a lignina não foi retirada da fração

3 orgânica. Assim, como o parâmetro do teor de S.V. pode incluir tanto a porção de plástico como de lignina, ambos compostos que não possuem significativa degradação dentro de condições anaeróbicas em aterros sanitários, com a remoção do plástico esta fração não foi contabilizada, contudo a lignina foi considerada dentro deste parâmetro. A fração orgânica foi submetida à trituração e peneiramento numa abertura de malha de 9,56 cm. Do material passante na peneira, foi determinada uma porção e submetidos à secagem em estufa de 105 a 110 ºC. Após, foram submetidos a queima a 440 ºC por 4 horas, determinando, portanto, o teor de M.O. Depois, o mesmo material foi submetido à temperatura de 550 ºC por 4 horas para a determinação do teor de S.V. Na determinação do teor de LG foi utilizado o mesmo material empregado para os demais teores, sendo 3 g de material submetido à secagem em estufa de 105 a 110 ºC. Em seguida, a reação de hidrólise foi iniciada com a adição de 3 ml de ácido sulfúrico a 72 % por um período de 3 horas. A reação foi encerrada com a adição de água. Ao final, o conteúdo é filtrado à vácuo em filtro de fibra de vidro (Marca Schleicher & Schuell, modelo GF 30- AH, diâmetro de 110 ± 1 mm). O material retido no filtro é lavado com aproximadamente 900 ml de água destilada. Este é submetido a secagem de 105 a 110 ºC e, em seguida, submetido a queima em mufla a 550 ºC por 4 horas. O teor de lignina insolúvel corresponde ao material volatilizado durante a queima. triturado e passante pela peneira de abertura de malha de 9,56 mm, e 50 ml de inóculo, lodo anaeróbio proveniente de estações de tratamento de esgoto, num frasco de 500 ml de volume. Este deve ser completado com água de torneira até o volume de 300 ml. Os frascos foram acoplados aos tubos eudiométricos (Figura 1) para a aferição das medições de variação volumétrica ao longo do tempo de duração do ensaio, que foi estabelecido como 21 dias. A temperatura de incubação do ensaio foi de 35 ºC, permitida pela inserção dos frascos em um banho-maria. Todos os ensaios foram realizados em triplicata, além de um ensaio controle para avaliar a produção de gás proveniente apenas do inóculo. 2.5 Ensaio GB 21 Por não existir uma norma estabelecida na determinação do potencial bioquímico de metano, inúmeros procedimentos são adotados por diversos países, estes se diferem tanto em relação ao equipamento empregado quanto na forma de preparo. Este último pode variar quanto ao tempo de maturação, quantidade de material e quantidade de lodo ativado. Neste trabalho foi adotada a metodologia empregada na Alemanha, conhecido como GB 21, que é padronizada segundo a DIN (Part8). Este procedimento consiste em colocar 50 g da fração orgânica do resíduo, previamente Figura 1 Tudo Eudiométrico.

4 3 RESULTADOS Uma representação simplificada da diferença de cota do aterramento dos resíduos coletados nos distintos furos de sondagem é visto na Figura 2. Na Figura, a perfuratriz foi posicionada na superfície do terreno, sendo retirada a amostra a 5 metros de profundidade em relação à superfície. O material do furo A é o mais novo, enquanto o do furo C é o mais antigo. Figura 2 Furos de sondagem. As propriedades físicas dos RSU obtidas em campo são apresentadas na Tabela 1. Tabela 1 Propriedades físicas do RSU. Furo ph ph Temperatura campo fração orgânica [ºC] A 7 7,0 29,0 B 7 8,6 45,9 C - 7,5 52,7 Quanto ao valor de ph em campo nenhuma variação foi observada entre os furos A e B. Não foi possível, para o furo C, o valor de ph, visto que o material estava em estado seco. Em relação ao valor obtido da fração orgânica, houve pouca variação nos diferentes pontos amostrados. Em relação à temperatura, foi verificado um aumento com a idade do resíduo. A composição gravimétrica dos resíduos foi determinada considerando as categorias apresentadas na Tabela 2. Tabela 2 Caracterização Geotécnica. Componente FuroA FuroB FuroC [%] [%] [%] Plástico 18,3 24,0 2,1 Vidro 3,4 0,2 0 Metal 0,9 1,0 0 Inertes 3,5 13,3 24,8 Outros 18,7 11,4 2,7 Papel 5,6 2,5 0,1 putrescível 7,5 0 0 Agregado Fino 42,1 47,6 70,3 A fração orgânica do resíduo compreende a soma entre os componentes: papel, putrescível e agregado fino. A fração inerte compreende a soma entre os componentes: plástico, vidro, metal, inerte e outros. Para os distintos furos, o valor em percentual da fração orgânica é, respectivamente, 55,2, 50,1 e 70,4. A partir deste resultado é observado que os materiais dos furos A e B não variam em relação tanto a porcentagem de fração orgânico quanto de fração inerte. Contudo, o furo C é o que possui o maior valor de fração orgânica. Este resultado está altamente relacionado ao conteúdo de agregado fino, visto que os outros componentes dessa fração, tais como papel e putrescível, possuem baixo percentual. As propriedades químicas da fração orgânica dos resíduos tais como teor de matéria orgânica e teor de sólidos voláteis foram determinados no Laboratório Experimental em Gramacho, segundo normas da ABNT. O teor de lignina insolúvel foi realizado no Laboratório de Geotecnia e Meio Ambienta da PUC-Rio. Os resultados obtidos estão apresentados na Tabela 3. Tabela 3 Características químicas dos resíduos. Furo Teor de M.O. Teor de S.V. Teor de LG [%] [%] [%] A 42,5 45,0 26,6 B 22,0 25,1 17,4 C 5,5 8,4 5,9 Ambos os parâmetros dos teores de M.O. e S.V. são usados como um indicativo do estado de decomposição do material, mas não apresentam nenhum indicativo do potencial de gás restante. Contudo APHA(1995) apresenta uma simplificação da conversão de S.V. em gás, sendo de 0,5 m 3 /kg de sólido seco. Para todos os materiais, os valores dos teores de M.O. e de S.V. variaram entre 5 a 45 %.

5 Kelly (2002), citado por Alves (2008), apresentou que valores do teor de S.V. interiores a 20 % são referentes a materiais já estabilizados e, portanto, não seriam mais degradados. O material do furo C foi o que apresentou menor percentual, correspondendo a um resíduo mais antigo, o que induz a um menor potencial de geração de biogás. Em oposição, o furo A apresentou um percentual do teor de S.V. maior, o que resultaria numa maior geração de gás. Machado et al. (2010) apresentaram igual comportamento ao analisarem tanto resíduos frescos quanto antigos. Contudo, o teor de SV para um resíduo de 4 anos foi próximo ao de 1 ano (Furo A), sendo muito diferente em relação ao com a mesma idade (Furo C). Röhrs, Fourier & Morris (2003) demonstraram que uma alta quantidade de S.V. pode sobrecarregar o sistema, tornando-o, durante a decomposição, ácido. Isto decorre da produção de ácidos orgânicos, e assim, inibindo a produção de metano. Os resultados do ensaio GB 21 são apresentados mediante a forma gráfica, que consiste em graficar o volume de biogás gerado versus tempo. Os dados foram normalizados para a CNTP (Condições Normais de Temperatura e Pressão), na pressão atmosférica de 1013 mbar e temperatura de 273 Kelvin, sendo apresentados em norm. litro, conforme DIN (Vindis et al., 2009; Mursec et al., 2009). O Gráfico 1 apresenta os resultados do ensaio, considerando-se valores médios dos dados de cada triplicata. Volume de biogás acumulado (NL) 4,0 3,5 3,0 2,5 2,0 1,5 1,0 0,5 0, tempo (dia) Gráfico 1 Geração de biogás em ensaio GB 21. Furo A Furo B Furo C O tempo de duração do ensaio para o furo A ultrapassou o estabelecido pelo método adotado, atingindo a fase estabilização da produção de biogás no 50º dias. O comportamento apresentado por este furo foi representativo de um material em que 50 % do rendimento total do biogás foi produzido cerca do 15º dia após o final do período de inibição (Chen, et al. 1995, citado por Alves, 2008). O comportamento do furo B a partir do 20º dia era esperado manter a estabilidade, contudo um aumento na produção foi observado. O furo C foi o que mais rapidamente atingiu a estabilidade. O comportamento apresentado pelos furos B e C se assemelham a uma substância em que 50 % do rendimento total de biogás foi produzido próximo ao 10º dia (Chen, et al. 1995, citado por Alves, 2008). O volume de biogás acumulado para os furos A; B e C foram, respectivamente, 3,7; 0,6 e 0,1 NL. Em relação ao potencial de produção de gás o valor passa a ser, respectivamente, de 170, 44 e 24 NL/kgSV. O valor obtido para o furo A foi próximo ao encontrado por Alves (2008), equivalente a 162 NmL/gSV para o RSU do aterro de Muribeca, em Pernambuco. Valores de potenciais de produção de biogás obtidos por Pueboobpaphan et al. (2007) para resíduos com 20 anos de idade, numa profundidade entre 3 a 5 metros foram de 200 ml/gsv. Este resultado foi muito próximo ao obtido para resíduo de madeira, que apresentou valores entre 100 a 150 ml/gsv. Owens & Chynoweth (1993) também obtiveram valores para resíduos de aterros na Flórida de 200 NL/kgSV. Os valores de volume acumulado dos furos B e C são bem inferiores aos encontrados para o furo A, o que poderia facilmente ser aceito ao considerar os valores de SV que são inferiores e, também, pelo estado mais avançado de degradação que o primeiro. Estes dados estão mais próximos aos obtidos por Melo (2010), para o resíduo orgânico putrescível de Muribeca, que encontrou 200 NmL de volume de biogás acumulado. Este autor obteve para este tipo de resíduo uma menor produção de gás em relação aos demais

6 componentes do RSU. O potencial de produção de 57,9 Nml/gSV foi obtido para material orgânico putrescível. CONCLUSÕES As composições gravimétricas dos Furos A e B foram semelhantes, diferindo do Furo C. Este apresentou menor porção de papel e uma maior porção de inerte. Tão comportamento é condizente com o tempo de degradação, ou seja, quanto maior este, menor a fração de material orgânico (incluindo papeis), restando os materiais inertes do processo de decomposição (como os plásticos). Observou-se que o ponto de maior produtividade de biogás foi o de disposição mais recente, que apresentou menor temperatura e duas vezes mais teor de sólidos voláteis do que os outros dois pontos avaliados. A geração de biogás foi proporcional à quantidade de sólidos voláteis de cada amostra e inversamente proporcional à temperatura e ao tempo em que os resíduos haviam sido dispostos, indicando que resíduos mais recentes e com maior percentual de matéria orgânica têm, conforme esperado, maior potencial de geração de biogás. REFERÊNCIAS aterros de RSU em um biorreator em escala experimental na cidade de Campina Grande - PB. Dissertação de Mestrado. Programa de Pós- Graduação em Engenharia Civil e Ambiental, Universidade Federal de Campina Grande. Machado, S. L. et al. (2010) Evaluation of the geotechnical properties of MSW in two Brazilian landfills. Waste Management. V30. p Melo, E. S. R. L. (2010) Análise de Biodegradabilidade dos Materiais que compõem os Resíduos Sólidos Urbanos através de Ensaios BMP (Biochemichal Methane Potencial). Dissertação de Mestrado. Programa de Pós-Graduação em Engenharia Civil, Departamento de Engenharia Civil, Universidade Federal de Pernambuco. Mursec, B. et al. (2009) Analysis of different substrates for processing into biogas. Journal of Achievements in Materials and Manufacturing Engineering. V.37. n.2. p December. Owens, J. M.; Chynoweth, D. P. (1993) Biochemical Methane Potential of Municipal Solid Waste (MSW) Componentes. Wat. Sci. Tech. V. 27. pp Pueboobpaphan, S. et al. (2007) Assessment of Biodegradability of Waste in Old Landfill.. Röhrs, L. H.; Fourie, A. B.; Morris, J. F. W. (2003) GAS POTENTIAL AND THE STATE OF DECAY OF MSW. Proceedings Sardinia 2003, Ninth International Waste Management and Landfill Symposium. S. Margherita di Pula, Cagliari, Italy October. Vindis, P. et al. (2009) Mini digester and biogas production from plant biomass. Journal of Achievements in Materials and Manufacturing Engineering. V.25. n.2. p August. Who International Reference Centre for Wastes Disposal (1978) Methods of Analysis of Sewage Sludge Solid Wastes and Compost. Switzerland. Abreu, T. C. C. de (2014) Avaliação do potencial de geração de gases de resíduos sólidos urbanos de diferentes idades. Tese de Doutorado (em andamento). Programa de Pós-Graduação em Geotecnia, Departamento de Engenharia Civil, Pontifícia Universidade Católica do Rio de Janeiro. Alves, I. R. de F. S. (2008) Análise Experimental do Potencial de Geração de Biogás em Resíduos Sólidos Urbanos. Dissertação de Mestrado. Programa de Pós- Graduação em Engenharia Civil, Departamento de Engenharia Civil, Universidade Federal de Pernambuco. Associação Brasileira de Normas Técnicas (1966) NBR Solo- Determinação do teor de matéria orgânica por queima a 440 ºC. Rio de Janeiro. Associação Brasileira de Normas Técnicas (1989) NBR Águas - Determinação de resíduos (sólidos) Método gravimétrico. Rio de Janeiro. Laquidara, M. J. et al. (1986) Procedure for Determining Potential Gas Quantities in an Existing Sanitary Landfill. Wat. Sci. Tech. V. 18. nº12. pp Leite, H. E. A. S. (2008) Estudo do comportamento de