Palavras chave: Geotecnia Ambiental; Resíduos Sólidos; Aterros Sanitários.

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1 5 o Congresso Brasileiro de Geotecnia Ambiental REGEO 2003 Porto Alegre, RS. DISPOSIÇAO FINAL DOS RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS NO BRASIL Prof. José Fernando Thomé Jucá Universidade Federal de Pernambuco, Brasil. Resumo A questão dos resíduos sólidos no Brasil tem sido amplamente discutida na sociedade, a partir de vários levantamentos da situação atual brasileira e perspectivas para o setor. De uma forma geral este assunto permeou por várias áreas do conhecimento, desde o saneamento básico, meio ambiente, inserção social e econômica dos processos de triagem e reciclagem dos materiais, e mais recentemente, ainda de forma insipiente, o aproveitamento energético dos gases provenientes dos aterros sanitários. Este trabalho apresenta inicialmente alguns aspectos da destinação final dos resíduos sólidos no Brasil, onde constam a geração dos resíduos sólidos e o tipo de destinação final adotada em cada região brasileira, a situação de vários aterros sanitários, incluindo as técnicas adotadas para acondicionamento e tratamento de líquidos e gases. Posteriormente, apresentam-se alguns aspectos da geotecnia ambiental aplicada a aterros de resíduos sólidos, enfatizando-se a investigação experimental de laboratório e campo, através do monitoramento e a observação direta de várias obras de aterros sanitários. O estudo dos parâmetros do lixo será associado a seu comportamento no aterro de resíduos sólidos, onde ocorrem vários problemas de engenharia geotécnica, tais como: estabilidade de taludes, capacidade de carga, recalques, fluxo de líquidos e gases em meios saturados e não saturados. A diversidade dos materiais envolvidos, sua composição e alteração de propriedades com o tempo justificam o crescimento de pesquisas associando problemas geotécnicos aos ambientais, o que amplia a complexidade do assunto, bem como, a necessidade de estudos multi-disciplinares. A busca de soluções para a destinação final dos resíduos tem se constituído num grande desafio, sobretudo no que concerne à poluição dos solos, do ar e dos recursos hídricos, bem como na compreensão dos mecanismos de biodegradação da massa de lixo e sua influência no comportamento dos aterros. Esta abordagem permite o desenvolvimento de técnicas mais eficiente para o tratamento de massa de lixo, dos efluentes líquidos e gasosos, além de promover um melhor aproveitamento das áreas disponíveis para destinação final dos resíduos sólidos. Palavras chave: Geotecnia Ambiental; Resíduos Sólidos; Aterros Sanitários. 1. Introdução Este trabalho apresenta a situação atual da destinação final dos resíduos sólidos no Brasil, a partir de levantamentos do setor de saneamento, em especial, os dados do último PNSB - Pesquisa Nacional sobre Saneamento Básico, realizado pelo IBGE em Não se pretende com este trabalho elaborar um diagnóstico do País, mas se ter uma visão geral da situação da destinação dos resíduos sólidos, além de enfocar como a geotecnia ambiental vem contribuindo com o desenvolvimento das tecnologias para projeto, construção e operação de aterros sanitários. No Item 2 apresenta-se basicamente os dados relativos à geração, tipo de tratamento e destinação final dos resíduos sólidos. Nos Itens 3 e 4 se apresentam alguns aspectos dos aterros sanitários brasileiros, a forma de tratamento dos efluentes líquidos e gasosos, bem como a gestão dos aterros sanitários. No Item 5 apresenta-se a contribuição da geotecnia ambiental na compreensão dos mecanismos associados às propriedades físicas, químicas e biológicas dos resíduos aterrados. Por último, observa-se um crescente interesse em tecnologias desenvolvidas na geotecnia em aterros sanitários. O uso crescente de barreiras de contenção de contaminantes,

2 naturais e artificiais, bem como o uso de barreiras reativas associadas a técnicas de fito-remediação, tem sido empregada para tratamento secundário ou terciário de percolados. As considerações finais serão apresentadas no Item 6, onde se apresentará os principais pontos do trabalho, bem como as perspectivas da área a nível nacional. 2. Geração de resíduos No Brasil, de acordo com a PNSB (2000), se coleta cerca de toneladas de resíduos sólidos diariamente, sendo toneladas referentes aos resíduos domiciliares. A Figura 1 apresenta o mapa do Brasil, dividido em Regiões e Estados, bem como o percentual do Produto Interno Bruto PIB. A estimativa brasileira em 2001 foi de US$ ,00. REGIÃO NORTE PIB = 4,45% REGIÃO NORDESTE PIB = 13,11% REGIÃO CENTRO-OESTE PIB = 6,44% REGIÃO SUDESTE PIB = 58,28% destaca-se a Região Sudeste, que é responsável pela geração de 62% dos resíduos sólidos no País. Tabela 1. Geração de Resíduos Sólidos. População Total Geração de Resíduos Geração Percentual Percentual percapita Valor (%) Valor (%) (kg/hab/dia) Brasil ,35 Norte , ,8 0,86 Nordeste , ,2 0,87 Sudeste , ,96 Sul , ,7 0,79 Oeste , ,3 1,23 Fonte: PNSB (IBGE, 2000) De uma forma geral estes valores são compatíveis com o levantamento realizado pela Secretaria de Desenvolvimento Urbano da Presidência da República, em 1998, quando foram obtidos os seguintes valores: 0,58 Kg/hab./dia para a Região Norte; 1,08 Kg/hab./dia para a Região Nordeste; 1,3 Kg/hab./dia para a Região Sudeste; 0,95 Kg/hab./dia para a Região Centro-Oeste; e 0,89 Kg/hab./dia para a Região Sul. Em relação à geração de resíduos domiciliares temos pelo PNSB um valor médio nacional de 0,74 kg por habitante por dia. 70% 60% 50% 40% 30% 28,1% 42,6% 62,0% 58,3% População PIB Geração de Resíduos REGIÃO SUL PIB = 17,75% 20% 10% 7,6% 4,5% 4,8% 13,1% 18,2% 17,8% 14,8% 8,7% 6,4% 6,9% 6,3% Figura 1. Mapa das Regiões Geográficas do Brasil. A Tabela 1 apresenta a população brasileira e sua distribuição regional, a quantidade de resíduos sólidos gerados diariamente e a geração por pessoa e por região. Em relação a geração por pessoa, observa-se uma grande discrepância de resultados por região, devido aos resíduos não domiciliares, que não tem uma relação direta com a população. A Figura 2 apresenta os percentuais de resíduos gerados por região, a população e o PIB. Os valores do PIB e da geração de resíduos apresentam uma boa concordância, e 0% Norte Nordeste Sudeste Sul Centro-Oeste Figura 2. Percentual da população, PIB e geração de resíduos sólidos por Região. 3. Destinação Final A Figura 3 apresenta a evolução da destinação final dos resíduos sólidos domiciliares no Brasil, a partir de 1991 até o ano de 2000, baseados nos dados da PNSB. Na figura observa-se que o aumento da quantidade de resíduos se acentua a partir de meados da década de 1990, quando houve uma redução nos índices inflacionários e um aumento de consumo por parte da população. De uma

3 forma geral observa-se um melhoramento nos cuidados relativos ao tratamento e destinação final, representado pela redução da quantidade de resíduos depositados em lixões e um aumento de aterros controlados e sanitários, além de um pequeno crescimento de outros tipos de tratamento, como a separação para reciclagem de materiais, compostagem da matéria orgânica e incineração de resíduos perigosos. Quantidade de resíduos domiciliares (ton/dia) Triagem Incineração Compostagem Aterro sanitário Aterro controlado Lixões - Vazadouro a céu aberto Figura 3. Evolução da destinação final dos resíduos no Brasil. As figuras abaixo apresentam a destinação final dos resíduos sólidos no Brasil, considerando o percentual por quantidade (em peso) dos resíduos (Figura 4A) e na Figura 4B o percentual pelo número de municípios, de acordo com a PNSB (2000). Destinação Final por Quantidade de Resíduos Destinação Final por Número de Municípios Aterro controlado 37,0% Vazadouro a céu aberto (lixão) 22,5% Incineração 0,5% Aterro controlado 18,3% Não Informado 5,0% Estação de triagem 1,0% Estação de compostagem 2,9% Aterro sanitário 36,2% Figura 4A - Destinação final dos resíduos em peso. Aterro sanitário 13,7% Vazadouro a aberto (lixã 63,1% Figura 4B - Destinação final dos resíduos por número de municípios. De acordo com o apresentado nas Figuras 3 e 4, a PNSB (2000) indicou uma situação exageradamente favorável no que se refere a quantidade de lixo vazado nas unidades de destinação final, pois aproximadamente 73,2 % de todo o lixo coletado no Brasil estaria tendo um destino final adequado, em aterros sanitários ou controlados. Porém quando se analisam as informações tomando-se por base, o número de municípios, o resultado já não é tão favorável, pois 63,1% deles informam que depositam seus resíduos em lixões e apenas 13,7% declaram que possuem aterros sanitários. Por outro lado, dos municípios brasileiros, 73,1% têm população inferior habitantes. Nestes municípios, 68,5% dos resíduos gerados são vazados em locais inadequados.

4 A Tabela 2 e a Figura 5 apresentam os tipos de tratamento e destinação final dos resíduos sólidos por região brasileira, de acordo com a PNSB (2000). Tabela 2. Tipo da destinação final em percentual (%) Brasil Norte Nordeste Sudeste Sul Centro- Oeste Vazadouro a 21,3 57,2 48,3 9,8 25,9 22 céu aberto Aterro 37 28,3 14,6 46,5 24,3 32,8 controlado Aterro 36,2 13,3 36,2 37,1 40,5 38,8 sanitário Estação de 2,9 0 0,2 3,8 1,7 4,8 compostagem Estação de 1 0 0,2 0,9 4,2 0,5 triagem Incineração 0,5 0,1 0,1 0,7 0,2 0,2 Locais nãofixos 0,5 0,9 0,3 0,6 0,6 0,7 Outra 0,7 0,2 0,1 0,7 2,6 0,2 100% 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 0% 36% 37% 21% 13% 28% 57% 36% 15% 48% Brasil Norte Nordeste Sudeste Sul Centro-Oeste Vazadouro a céu aberto Aterro controlado Aterro sanitário Estação de compostagem Estação de triagem Incineração Figura 5. Tipo de destinação final por Região. 4. Aterros Sanitários No mundo inteiro, com algumas poucas exceções, os aterros sanitários representam a principal destinação final dos resíduos sólidos, apesar do imenso esforço em se reduzir, reutilizar e reciclar. Apesar da contradição, em vários países, o aterro sanitário tem sido a mais importante meta a alcançar, com vistas a um tratamento adequado dos resíduos. No Brasil, como foi visto nos itens anteriores, já existe um número significativo de aterros sanitários, principalmente nas Regiões Sudeste e Sul. Por outro lado nas demais regiões este tipo de destinação final são praticamente inexistentes. A grande dificuldade reside nos custos de operação de um aterro sanitário, que pressupõe tratamento adequado de líquidos e gases efluentes, 37% 46% 10% 40% 24% 26% 39% 33% 22% além de todos os demais cuidados previstos nas normas técnicas. Vale ressaltar que nossas normas técnicas sobre aterros de resíduos sólidos foram elaboradas, em sua maioria, há duas décadas e praticamente não incorporaram os conceitos mais recentes de geotecnia ambiental ou mesmo de biotecnologia, conforme se pode observar a seguir: NBR-8412/83 Apresentação de projetos de aterros de resíduos industriais perigosos NBR-8849/85 Apresentação de projetos de aterros controlados de resíduos sólidos urbanos procedimentos; NBR-9690/86 Mantas de polímeros para impermeabilização (PVC) Especificação; NBR-10157/87 Aterros de resíduos perigosos Critérios para projeto, construção e operação procedimentos; NBR-8419/92 Apresentação de projetos de aterros sanitários de resíduos sólidos urbanos procedimentos; NBR-7229/93 Projeto, construção e operação de sistemas de tanques sépticos Procedimento; NBR-13896/97 Aterros de resíduos não perigosos - Critérios para projeto, implantação e operação - procedimento CETESB P4.241/82 Norma para apresentação de projetos de aterros sanitários de resíduos urbanos. Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental; CETESB L1.030/89 Membranas impermeabilizantes e resíduos determinação da compacidade: método de ensaio. Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental Gestão e Custos de Operação Os aterros sanitários existentes no país são operados pela iniciativa privada, contratada pelas prefeituras ou empresas municipais, sob a forma de terceirização.

5 Neste sentido, as prefeituras pagam pela quantidade, em peso, de lixo depositado no aterro (R$/tonelada). A Tabela 3 apresenta tipos de aterros, formas de gestão e os custos de operação de alguns aterros brasileiros. Mais recentemente tem-se observado em alguns municípios brasileiros uma tendência a um regime de concessão dos serviços por um período mais longo, superior a 15 anos, onde as empresas concessionárias fazem o investimento com o projeto, licenciamento e infraestrutura necessária à operação do aterro sanitário, podendo cobrar seus serviços à prefeitura ou diretamente aos usuários. Tabela 3. Tipo e Custos da Destinação final (Jucá, 2002) CIDADE TIPO DISPOSIÇÃO FINAL GESTÃO R$/Ton Recife-PE Aterro Controlado da Muribeca Municipal 6,04 1 Biguaçu - SC Aterro Sanitário da Formaco Terceirizada Não informado Rio de Janeiro-RJ Aterro Controlado de Gramacho Terceirizada 5,06 1 Rio de Janeiro-RJ Aterro Controlado Zona Oeste Municipal 6,78 1 Fortaleza-CE Aterro Sanitário de Caucaia Terceirizada 5,80 1 Fortaleza-CE Aterro Sanitário de Aquiraz Terceirizada 7,20 1 Goiania-GO Aterro Controlado de Goiania Terceirizada 10,00 1 Belo Horizonte-MG Aterro Remediado de BH Municipal 10,82 1 Porto Alegre-RS Aterro Sanitário da Extrema Municipal 18,00 2 Porto Alegre - RS Aterro Sanitário Metropolitano Santa Tecla Municipal 18,00 2 Itaquaquecetuba - SP Aterro Sanitário de Itaquaquecetuba Terceirizada Não informado Mauá- SP Aterro Sanitário de Mauá Terceirizada Não informado São Paulo-SP Aterro Sanitário São João Terceirizada 18,00 1 Santo André-SP Aterro Sanitário Municipal 13,00 1 União da Vitória-PR Aterro Sanitário Municipal 17,46 1 Salvador-BA Aterro Sanitário Metropolitano Municipal 15,00 1 Palmas - TO Aterro Sanitário Municipal 7,89 2 Araguaína - TO Aterro Sanitário Municipal 41,67 2 Guarai-TO Aterro Sanitário Municipal 33,33 2 João Pessoa-PB Aterro Controlado Municipal 4, Dados fornecidos em março de Dados fornecidos em agosto de 2002 As fotos abaixo ilustram a operação de alguns aterros no Brasil. Foto 1 Aterro Itaquaquecetuba SP. Foto 2 Aterro da Muribeca PE.

6 4.2. Tratamento de Chorume A composição química do chorume varia dependendo da idade do aterro e dos eventos que ocorreram antes da amostragem do mesmo. Por exemplo, se o chorume é coletado durante a fase ácida, o ph será baixo, porém parâmetros como DBO 5, COT, DQO, nutrientes e metais pesados deverão ser altos. Contudo durante a fase metanogênica o ph varia entre 6,5 e 7,5 e os valores de DBO5, COT, DQO e nutrientes serão significativamente menores. Devido à cadeia de constituintes existentes no chorume, e às variações quantitativas sazonais e cronológicas (pelo aumento da área exposta), não se deve considerar uma solução única de processo para seu tratamento (Hamada & Matsunaga, 2000). Alguns autores, como Forgie (1988) sugerem um critério para permitir a decisão na seleção de processos. Quando o chorume apresentar DQO elevada (acima de mg/l), baixa concentração de nitrogênio amoniacal e uma relação DBO/DQO entre 0,4 e 0,8, e uma concentração significativa de ácidos graxos voláteis de baixo peso molecular, o tratamento pode ser efetuado por ambos os processos, ou seja anaeróbio e aeróbio. No Brasil, quando se define por tratamento do chorume in situ, utiliza-se com muita freqüência as lagoas biológicas, que possuem a dificuldade de necessitar uma área muito grande em regiões com elevados índices pluviométricos e da umidade. Neste sentido, muitos projetos utilizam a técnica de recirculação de chorume para diminuir a quantidade de líquidos a serem tratados, porém em épocas chuvosas o sistema pode chegar ao limite da sua capacidade. A recirculação de chorume deve ser aplicada quando se monitora a umidade ou grau de saturação do lixo, pois além de elevar seu peso específico, pode provocar inibição do processo de biodegradação. Por outra parte, o sistema de tratamento biológico por lagoas não reduz significativamente a quantidade de nitritos, nitratos e amônia presente no meio, o que pode acarretar em uma contaminação dos cursos d água. Neste sentido, alguns estudos estão sendo desenvolvidos, com objetivo de se definir novas tecnologias para o tratamento eficiente e eficaz, e com custos compatíveis para o tratamento de chorume. Sendo assim, o Grupo de Resíduos Sólidos da Universidade Federal de Pernambuco vem pesquisando tratamentos secundários ou terciários, de forma a complementar os tratamentos já existentes. Este tratamento está baseado em um sistema bioquímico, que combina os efeitos da fitoremediação (EPA, 1993; Brix, 1994; Garcia et al, 1997) com os das barreiras reativas de solos para contenção de contaminantes (Jucá et al, 2002). A Tabela 4 apresenta alguns processos e tipos de tratamento utilizados no Brasil. Tabela 4. Processo e tipos de tratamento do chorume (Forgie, 1988). PROCESSO Canalização do lixiviado Processos biológicos TIPO DE TRATAMENTO - Recirculação de lixiviado - Tratamento conjunto com águas residuais; - Tratamento aeróbio; - Tratamento anaeróbio Processos físico-químicos - Precipitação química; - Oxidação química - Adsorção com carbono ativo - Filtração; - Osmose inversa; - Charcos artificiais Tratamento natural - Aplicação no terreno - Jardinagem com aplicação no terreno Tratamentos Mistos - Diferentes combinações de vários No Brasil alguns aterros sanitários como o Aterro de Bandeirantes (São Paulo) e o Aterro Metropolitano Centro (Salvador) não fazem o tratamento do chorume in situ, e sim, destina-o a estações de tratamento de esgoto ou de resíduos industriais mais próximas. Como conseqüência, os custos se elevam devido ao transporte destes líquidos, bem como, transferem a responsabilidade para outros, pois, em geral, as estações de tratamento

7 de esgoto (ETE) não estão preparadas para receber um líquido com uma diversidade e altas concentrações de componentes orgânicos e inorgânicos (inclusive metais pesados). A Tabela 5 apresenta o tipo de tratamento de efluentes líquidos (percolado) realizado nos maiores aterros de resíduos sólidos do Brasil. Tabela 5. Tipo de tratamento de efluentes líquidos. Cidade Tipo de Destinação Final Quant. (ton/dia) Tratamento de Chorume Recife-PE Aterro Controlado da Muribeca Recirculação de chorume, lagoa anaeróbia, lagoas facultativas, sistema bioquímico Caruaru PE Aterro Sanitário de Caruaru 200 Digestor Anaeróbio e um charco artificial Manuas PA Aterro Sanitário de Manaus Recirculação de chorume e biorremediação Belém AM Aterro Sanitário de Belém Recirculação de chorume e biorremediação Rio de Janeiro -RJ Aterro Controlado de Tanques de polimento e sistemas de nanofiltracao Gramacho. Fortaleza-CE Aterro Sanitário de Caucaia Lagoas anaeróbia e facultativas. Extrema - MG Aterro Sanitário de Extrema 80 Lagoas anaeróbias em série, seguidas por facultativa e de maturação Paracatu MG Aterro Sanitário de Paracatu 26 Uma lagoa anaeróbia seguida por uma facultativa Contagem MG Aterro Sanitário de Perobas 214 Tanque Inhoff seguido de filtro biológico Ipatinga MG Aterro Sanitário de Ipatinga 150 Reator anaeróbio, lagoa de estabilização, aerador de cascata e lagoa de maturação Uberlândia MG Três Corações MG Aterro Sanitário de Uberlândia Aterro Sanitário de Três Corações 120 Grades, retentor de óleo e desarenador reator RAFA e filtro biológico. 30 Uma lagoa anaeróbia seguida por um filtro anaeróbio e uma lagoa facultativa Biguaçu SC Aterro Sanitário da Formaço a Poço anaeróbico, reator UASB, lagoas anaeróbia, facultativa e de maturação. Belo Horizonte MG Aterro Remediado de BH Recirculação de chorume. Excedente tratado na ETE do município. Porto Alegre-RS Aterro Sanitário da Extrema 200 Filtro anaeróbio; lagoa de aeração; transporte para tratamento em ETE. Porto Alegre - RS Aterro Sanitário Metropolitano Santa Tecla Filtro anaeróbio, lagoa anaeróbia, lagoa areada, 2 lagoas facultativas, filtro de areia. Itaquaquecetuba SP Aterro Sanitário de Itaquaquecetuba 650 Não tem tratamento, o chorume é tratado na ETE do município. Mauá - SP Aterro Sanitário de Mauá reatores e 2 lagoas com agitador (aerador) São Paulo-SP Aterro Sanitário São João Tratamento na SABESP (esgotos) Santo André-SP Aterro Sanitário de Santo André 700 a 750 Uma lagoa anaeróbia e uma facultativa com aerador Salvador-BA Aterro Sanitário Metropolitano Tratamento no CETREL (resíduos industriais) Palmas - TO Aterro Sanitário 120 Sistema de lagoas de estabilização: anaeróbia, facultativa e maturação. Araguaína - TO Aterro Sanitário 160 Fossas sépticas e valas de infiltração Guarai-TO Aterro Sanitário 40 2 lagoas anaeróbias João Pessoa - PB Aterro Controlado do Roger 870 Digestor anaeróbio seguido de fitorremediação. *Dados fornecidos em março de 2001 ** Dados fornecidos em agosto de 2002 A fotos abaixo ilustram o tratamento de Resíduos de alguns aterros no Brasil.

8 Foto 3. Estação de tratamento (2 lagoas facultativas) Mauá SP. Foto 4. Tanques de polimento, sistema de nano-filtracao Gramacho RJ. Foto 5. Estação Tratamento do Chorume - Muribeca PE Tratamento e Aproveitamento de Gases No Brasil o tratamento de gases em aterros sanitários é praticamente todo feito através da queima do metano (CH 4 ) e liberação do dióxido de carbono (CO 2 ). Em geral o sistema de drenagem de gases é individual (tipo aberta) utilizando-se queimadores do tipo flare, havendo algumas exceções em sistemas conjugados de drenagem, com extração forçada de gás. O tratamento de gás com queima do tipo aberta não é o mais aconselhado uma vez que a queima não é completa, como acontece nos queimadores do tipo enclausurados. Esta combustão incompleta ou a baixas temperaturas, além de não garantir a transformação do metano (CH 4 ) em dióxido de carbono (CO 2 ), pode resultar na liberação de compostos tóxicos, que poderiam ser destruídos pela ação de elevadas temperaturas. Em relação ao aproveitamento de gases no País, ainda não existem plantas em operação com geração de energia elétrica com o biogás. A primeira unidade que está sendo implantada é a do Aterro Sanitário dos Bandeirantes em São Paulo que terá capacidade instalada de 20MW e que já foi autorizada para produção de energia elétrica em 2003 pela ANEEL (Agencia Nacional de Energia Elétrica). Outros projetos estão sendo avaliados pela Agência para serem concessionados pelas prefeituras: Aterro Sanitário de São João/SP e o Aterro Sanitário Metropolitano de Salvador/BA. Em Pernambuco, o uso da biomassa para produção de energia elétrica ainda está restrito ao bagaço da cana. Contudo, o estudo de mercado dos resíduos sólidos pôde constatar a existências de algumas cidades ou aterros com potencial de exploração energético. O desenvolvimento desta tecnologia em outros países e estados e as experiências adquiridas anteriormente terão papel importante para o surgimento crescente de usinas produtoras de energia elétrica no País. Além das perspectivas de maior desenvolvimento desta tecnologia em todo mundo, o setor elétrico brasileiro vem utilizando mecanismo de incentivos ao uso da biomassa (inclusive do Biogás) para geração de energia elétrica. O Programa Nacional de Incentivo às Fontes Alternativas de Energia Elétrica (PROINFA) de 2001 determina que MW de potência instalada seja adicionada ao sistema elétrico brasileiro a partir de fontes de energia renováveis, onde os produtores desta energia terão a garantia de venda por um prazo de até 15 anos e o estabelecimento de um valor de referência 8

9 compatível com as características técnicoeconômicas de cada projeto. Além de outros incentivos inclusos no PROINFA, destaca-se também a redução de encargos no uso do sistema de transmissão e distribuição de eletricidade em no mínimo 50%, além disso, existe no Brasil o Fundo Protótipo de Carbono, que é uma parceria entre o Banco Mundial, onde serão financiados os Certificados de Emissões Reduzidas ou "créditos de carbono", no âmbito do Protocolo de Kyoto e do Mecanismo de Desenvolvimento Limpo. Estima-se que o mercado global de carbono atinja US$ 10 bilhões por ano nos próximos anos e que o Brasil tenha potencial para responder por parte significativa desse mercado. 5. Geotecnia Ambiental aplicada a Aterros de Resíduos Sólidos A geotecnia ambiental aplicada a aterros de resíduos sólidos urbanos (ou municipais) pode estar enfocada sob os seguintes aspectos: i) o comportamento mecânico do aterro, que está associado as propriedades do lixo, ao projeto e a influência das condições ambientais. A diversidade dos materiais envolvidos, sua composição e alteração de propriedades com o tempo, justificam o crescimento de pesquisas associando problemas geotécnicos aos ambientais. Neste contexto se inserem os problemas de estabilidade dos taludes, de capacidade de carga e os recalques nos aterros, que são controlados pelas propriedades de resistência e compressibilidade do lixo; ii) a biodegradação da matéria orgânica influencia nas propriedades de resistência e compressibilidade do lixo. Este aspecto amplia a complexidade do assunto, bem como, a necessidade de estudos multidisciplinares, envolvendo não só as interações físico-químicas, mas também às biológicas no processo; iii) o fluxo de líquidos e gases através das camadas de cobertura e de base dos aterros, além dos avanços da contaminação no subsolo, em condições saturadas e não saturadas. Estes aspectos são avaliados através de estudos de condutividade hidráulica do chorume e da permeabilidade ao gás de solos compactados não saturados; iv) a contribuição aos estudos de geração de percolado envolve capacidade de campo, sucção, permeabilidade em condições saturadas e não saturadas. Por outro lado a geotecnia tem contribuído com o tratamento do percolado através de soluções integradas de barreiras passivas ou reativas de solos, associadas à fito-remediação em leito granular. A seguir são apresentados alguns detalhes dos aspectos acima referidos, não se pretendendo fazer um Estado da Arte sobre o assunto, mas abordar alguns trabalhos da literatura, e principalmente, apresentar as contribuições do Grupo de Resíduos Sólidos da UFPE para a geotecnia dos aterros de resíduos sólidos urbanos Comportamento Resistente No Brasil, o estudo da resistência de resíduos sólidos urbanos ainda é muito recente. Embora seja usada sistematicamente para disposição de resíduos em aterros sanitários, poucos trabalhos experimentais têm sido desenvolvidos com o intuito de estudar o comportamento frente a resistência e compressibilidade destes materiais. Em geral, devido às dificuldades na sua obtenção, os projetos de novos aterros sanitários, ou mesmo a avaliação da segurança de aterros antigos, utilizam parâmetros de resistência do lixo oriundos da literatura internacional, que na maioria dos casos refere-se a lixo de composição completamente diferente dos nossos, além das condições climáticas bastante diversas. Nesse contexto, torna-se necessário um conhecimento mais apurado do comportamento geotécnico desses maciços, a fim de caracterizar e determinar os parâmetros a serem empregados nas análises de estabilidade e modelagens, visando permitir a execução de aterros novos ou ampliações dentro de padrões mais seguros e econômicos. Em São Paulo, no Aterro Sanitário Bandeirantes, a Escola de Engenharia de São Carlos (USP) através de 9

10 seu Departamento de Geotecnia vem desenvolvendo um programa de investigações in situ (sondagens de simples reconhecimento, ensaios penetrométricos tipo CPT, ensaios de infiltração em furos de sondagens a trado para coleta de amostras, ensaios cross-hole) e em laboratório (ensaios de caracterização, compressão triaxial e compressão confinada com o uso de células de grandes dimensões) com o intuito de determinar características e propriedades geomecânicas de aterros de resíduos sólidos urbanos (Kaimoto & Cepollina, 1996; Vilar et al., 1996; Vilar et al., 1998; Carvalho, 1999; Marques et al, 2002). Em relação à estabilidade de taludes existem na literatura algumas referências sobre deslocamentos horizontais nos Aterros Sanitários de Bandeirantes e São João, ambos em São Paulo (Kaimoto et al., 1999; Mahler & Oliveira, 1997), além do deslizamento que ocorreu no Aterro Sanitário Bandeirantes (SP) onde foram realizados estudos no local, constituindo-se um marco para a alteração dos parâmetros utilizados nas análises de estabilidade (Benvenuto & Cunha, 1991; Kaimoto & Cepollina, 1996). Até o momento, pela ausência de outros modelos consolidados, o estudo da estabilidade de aterros sanitários vem sendo desenvolvido segundo os métodos clássicos de análise de estabilidade por equilíbrio limite, adotando-se como critério de ruptura Mohr-Coulomb, utilizando-se parâmetros de resistência c e φ obtidos na literatura ou através de ensaios convencionais de laboratório, tipo triaxial ou cisalhamento direto. Por outro lado, deverão ser consideradas algumas diferenças básicas, como a heterogeneidade do lixo, a existência de componentes química e biologicamente ativos e, uma variabilidade de parâmetros de resistência muito grande, devido principalmente, à forma de manejo do resíduo. No entanto, alguns modelos estruturais e análises de estabilidade englobando os efeitos das fibras têm sido propostos. Oliveira (1995) e Mahler & Lamare Neto (2000), têm considerado o modelo estrutural com efeito-fibra dos plásticos e têxteis presentes no lixo para as análises de estabilidade de aterros de resíduos sólidos, tendo como um exemplo prático a análise de estabilidade do Vazadouro da Duarte da Silveira em Petrópolis, Rio de Janeiro (Mahler & Lamare Neto, 2000). A pesquisa desenvolvida por Fucale (2002) tem se baseado no comportamento de solos reforçados, considerando os componentes fibrosos do lixo, tais como plásticos, têxteis, papéis e papelão, sugerindo que para grandes deformações, o maciço de lixo pode ser comparado ao comportamento de solos reforçados. Dessa forma, os resíduos sólidos poderiam ser modelados como um material composto de duas componentes (Fig. 6): uma matriz básica compreendida pelas partículas de granulação fina a média que apresentam comportamento de atrito, e a outra, a matriz de reforço contendo os componentes fibrosos do lixo (Jessberger et al., 1995). Assim, fazendo-se uma comparação com o modelo apresentado por Grisolia & Napoleoni (1996), a matriz básica seria constituída por materiais inertes estáveis e pela maioria dos materiais facilmente biodegradáveis, enquanto as fibras seriam constituídas por materiais bastante deformáveis. Figura 6- Modelo esquemático da composição de RSU semelhante a solos reforçados Jessberger et al. (1995). Baseado no conhecimento da capacidade de carga de fibras de lixo e outros materiais que contêm fibras, Kölsch (1995) desenvolveu um modelo estrutural que admite que materiais fibrosos são capazes de incorporar forças de tração e transmiti-las para fora da zona de deformação. Além disso, o modelo considera que o desenvolvimento de forças de tração nas fibras tem o mesmo efeito que um reforço de armadura, dependendo da ligação das fibras que é diretamente dependente da tensão normal. A resistência ao cisalhamento total é composta do atrito no plano cisalhante e da força de tração nas fibras. Manassero et al. (1996) apresentam resultados obtidos por Grisolia et al. (1991) e Bouazza & Amokrane (1995), exemplificando o comportamento efeito-fibra. Os componentes fibrosos do lixo podem agir como reforço da massa do lixo, e neste caso contribuir para um ganho de coesão ou resistência, como acontece em solos reforçados (Figura 7). 10

11 Manassero et al. (1996) apresentaram alguns resultados obtidos em RSU triturado, matriz básica e mistura de solo fibras (Figura 9). Nesta Figura, nota-se que os resíduos sólidos não mostram uma envoltória de ruptura significativamente bi-linear, como acontece em solos reforçados. Figura 7. Tensão desviatória em função da deformação axial para areias, areias + fibras e RSU Manassero et al. (1996). Considerando o modelo que supõe que os resíduos sólidos consistem em uma matriz básica reforçada à tração por materiais fibrosos, Kockel & Jessberger (1995) apud Manassero et al. (1996) mostraram que é a matriz básica que comanda a parcela de resistência por atrito interno, com um ângulo de atrito interno máximo que varia de 42 a 45 (Figura 8), sendo levemente influenciado pelos materiais de reforço (plásticos). O intercepto coesivo, por sua vez, é essencialmente dependente da matriz reforçada e pode ser definido como uma coesão devida à resistência à tração dos componentes fibrosos. A ativação da coesão requer, entretanto, grandes deformações axiais, em torno de 20 %, quando a resistência por atrito interno já está totalmente mobilizada (Figura 8). Desta maneira, a matriz fibrosa não tem influência significativa nas propriedades de atrito dos resíduos, mas promove um significativo aumento de coesão. Figura 8. Deformação dependente da ativação do ângulo de atrito e do intercepto coesivo Kockel & Jessberger (1995) apud Manassero et al. (1996). Figura 9. Envoltória de ruptura para diferentes materiais Manassero et al. (1996). Este fato é devido à massa do lixo ser reforçada por plásticos de tamanhos e propriedades tensão - deformação diferentes. A envoltória cisalhante para os resíduos triturados é paralela à envoltória da matriz básica dos resíduos sólidos, o que vem a sugerir que o reforço não afeta as propriedades de atrito do lixo triturado, porém aumenta o valor do intercepto de coesão (Figura 9). O modelo de solo reforçado evidencia que a resistência ao cisalhamento dos resíduos sólidos está associada à sua composição inicial e ao tempo de decomposição. À composição inicial, porque esta determina a quantidade de material fibroso, que rege a resistência coesiva; e ao tempo de decomposição, porque este comanda a redução do material biodegradável em meio à matriz básica, gerando significativas mudanças na resistência dos resíduos sólidos em função do tempo. Esta abordagem parece ser mais concordante com as observações de campo, onde em muitos casos se verificam taludes verticais de lixo com mais de 15m de altura. Estes aspectos da resistência dos resíduos sólidos são válidos também para os estudos de capacidade de carga de aterros, embora sua determinação tenha sido realizada através de provas de carga convencional (Santos et al.,1998) ou de forma indireta, através de ensaios de campo, tais como SPT, CPT e Vane Test, por diversos pesquisadores (Siegel 11

12 et al., 1990; Sánchez-Alciturri et al., 1993; Coumoulos et al., 1995; Jucá et al., 1997). A determinação destas propriedades in situ é uma tarefa difícil em função dos seguintes aspectos: i) o lixo é heterogêneo e variável para diferentes locais; ii) a dificuldade de obtenção de amostras de tamanho relevante, representativas das condições de campo; iii) não existem, geralmente, procedimentos de amostragem e ensaios padrões para os materiais do lixo; iv) as propriedades dos materiais do lixo variam com o tempo. Estes ensaios, na maioria das vezes, são difíceis de serem realizados devido a presença de materiais resistentes como madeira, metal, pedra, dentre outros, que provocam grandes picos na resistência, desvio das hastes dos equipamentos e avarias nos amostradores, paletas e ponteiras. Os ensaios de penetração são normalmente utilizados para obtenção de informações sobre as características e parâmetros de resistência dos solos. Sua interpretação quantitativa requer um conhecimento das relações empíricas e semi-empíricas entre a resistência à penetração in situ e o comportamento de resistência e compressibilidade do material. A utilização deste ensaio em aterros de resíduos sólidos exige um cuidado adicional no uso dos resultados. No presente momento, no caso dos resíduos sólidos, tais correlações ainda não estão disponíveis (Grisolia et al., 1991). De uma forma geral se tem conhecimento da não adequação de ensaios SPT a materiais orgânicos (solos e resíduos), principalmente em condições saturadas. No entanto, no caso de aterros de lixo, apesar de não se obter uma relação direta com os parâmetros de resistência, os ensaios SPT tem sido um indicador das condições de densidade, umidade e sólidos voláteis a partir de amostras amolgadas obtidas nos ensaios. Este tipo de investigação auxilia na instalação de instrumentos no aterro, além de possuir baixo custo de execução, comparado a outros ensaios (Jucá et al, 2000). Outra característica do ensaio é que, repetindo-se sua realização periodicamente, pode-se contrastar ensaios realizados em diferentes ocasiões, o que permite avaliar a variação das características resistentes de um terreno no tempo ou por um tratamento adotado. A seguir são apresentados alguns ensaios SPT e CPT realizados em diferentes aterros no Brasil. Aterro da Muribeca (Jaboatão-PE): Está situado na Região Metropolitana de Recife no Município de Jaboatão dos Guararapes. Recebe diariamente cerca toneladas de resíduos domésticos, hospitalares e industriais, e corresponde ao maior aterro do Estado de Pernambuco em operação, atendendo aos municípios de Recife e Jaboatão dos Guararapes. Possui uma área de 60 hectares e funcionava como depósito de resíduos a céu aberto desde O processo de transformação da área em aterro controlado iniciou em 1994 e consistiu na construção de 9 células, cuja espessura da camada de lixo varia de 20 a 30 m. A técnica de tratamento implantada, a partir de setembro de 1998, foi a recirculação de chorume, tratamento biológico para acelerar o processo de decomposição dos resíduos. Durante o monitoramento ambiental do Aterro da Muribeca, foram realizadas mais de 30 sondagens de simples reconhecimento nas células de lixo, com medição da resistência à penetração dinâmica (SPT) e coleta de amostras em profundidade para a determinação do teor de umidade e sólidos voláteis. Os resultados referentes à Célula 1 do aterro serão apresentados neste trabalho. Os valores de teor de umidade e sólidos voláteis medidos nos resíduos sólidos depositados na Célula 1 são baixos (20 a 40%; 5 a 10%, respectivamente), indicando que quase toda a matéria orgânica já sofreu degradação, ou seja, que o lixo é antigo encontrando-se em um processo de decomposição avançado. Este fato deve-se à maior parte do lixo ter sido depositada há muito tempo, encontrando em profundidades maiores resíduos de até 17 anos. Os valores de resistência à penetração do amostrador padrão (SPT) dos resíduos sólidos depositados na Célula 1 variaram para cada período de medição de acordo com a Tabela 6. Tabela 6. Valores da resistência (SPT) em diferentes períodos de medição Célula 1. ANO N SPT (golpes /30 cm) (até 7,5 m) 8 14 (7,5 a 15 m) 12

13 De uma forma geral, comparando-se as medições de N SPT (golpes) realizadas em diferentes períodos na Célula 1 (Tabela 6), observa-se que ocorre um aumento do número de golpes com o tempo, para diferentes faixas de profundidade. Segundo Kaimoto & Cepollina (1996), em maciços bem drenados (eliminação dos efluentes líquidos e gasosos), com redução da taxa orgânica e o controle do teor de umidade, os parâmetros mecânicos dos resíduos sólidos resultam em matérias com características inertes, granulares. Sob tal condição, o adensamento das camadas acaba por fornecer uma menor redução ou até provavelmente ganho de resistência ao longo do tempo. Os valores de resistência (SPT) medidos na Célula 1 são considerados baixos e típicos de resíduos antigo (Tabela 6 e Figura 10). Verifica-se que a resistência apresenta-se praticamente constante ao longo da profundidade, apresentando alguns picos que indicam a presença de materiais mais resistentes (Figura 10). Aterro de Aguazinha (Olinda-PE): Está situado no Município de Olinda, na zona norte da Região Metropolitana do Recife. Recebe diariamente 500 toneladas de resíduos domésticos, hospitalares e entulhos da construção civil, e corresponde ao segundo maior aterro em operação do Estado de Pernambuco, atendendo ao município de Olinda desde O antigo lixão funcionava como depósito de lixo a céu aberto desde 1986 e possui uma área de 17 hectares. O processo de transformação da área em aterro controlado iniciou em 1998 e consistiu na construção de 4 células. Apenas duas das quatro células foram construídas (C1 e C4), com espessura média da camada de lixo de 12 m. Os resíduos sólidos depositados no aterro possuíam idade de 12 anos no período em que foram executadas as sondagens, apresentando baixos valores médios de teor de umidade (25%) e sólidos voláteis (27%). Estes resultados demonstram que a matéria orgânica destes resíduos estava quase totalmente decomposta em função da idade dos mesmos. Além disto, em alguns locais foi constatada a queima de resíduos durante os primeiros anos de deposição, favorecendo uma redução de forma significativa destes teores. De acordo com a Figura 10, observase que o número de golpes (SPT) na Célula 4 do Aterro de Aguazinha situa-se entre 4 e 10 golpes a cada 30 cm, apresentando em alguns casos valores mais elevados decorrentes da natureza heterogênea dos resíduos confinados tais como madeira e entulhos de construção. Esta faixa de valores corresponde a uma resistência baixa, típica de resíduos antigos, e não se demonstra nos resultados um significativo aumento com a profundidade. O comportamento de resistência à penetração observado nos resíduos sólidos de Aguazinha é semelhante ao comportamento da Célula 1 do Aterro da Muribeca, que possuem praticamente a mesma composição e idade dos resíduos. Aterro Metropolitano Centro (Salvador-BA): O Aterro Metropolitano é o maior aterro sanitário do Estado da Bahia, atendendo aos municípios de Salvador, Simões Filho e Lauro Freitas. O aterro possui uma área de 250 hectares e será composto de 12 (doze) células para disposição de lixo doméstico, uma central de podas, uma central de entulhos e um incinerador para resíduos hospitalares. No período desta investigação o aterro recebia diariamente cerca de toneladas de resíduos sólidos urbanos, sendo toneladas provenientes de Salvador e o restante dos municípios de Simões Filho e Lauro de Freitas. A vida útil estimada deste aterro é de 15 anos. Os estudos no Aterro Metropolitano Centro foram concentrados em uma célula piloto de dimensões 60 m x 200 m, cujos resíduos foram depositados a partir do mês de outubro de Os teores de umidade e sólidos voláteis dos resíduos sólidos da célula piloto apresentaram uma média de 34% e 20%, respectivamente. Os valores do teor de umidade são altos uma vez que se tratam de resíduos novos, 1 (um) ano de deposição no período em que foi realizado o ensaio (1998). Conforme a Figura 10, os valores de resistência (SPT) apresentam-se numa faixa de 5 a 10 golpes/30cm nas profundidades iniciais (até 4 m), aumentando para uma faixa de 10 a 20 golpes com o acréscimo de profundidade. Observa-se que em algumas profundidades houve dificuldade de penetração do amostrador (pontos de pico) devido a materiais muito rígidos como pedaços de madeira. De uma forma geral, verifica-se na Figura 10 que a resistência não permanece constante, apresentando valores mais elevados com o aumento da profundidade. Este fato deve-se à existência de drenagem no interior do aterro que permite 13

14 a dissipação de pressões neutras geradas pelo chorume e à conseqüente elevação da pressão efetiva entre as partículas sólidas. Lixão do Róger: Localiza-se na Região Metropolitana de João Pessoa, Paraíba. A área possui 17 hectares e funciona como depósito a céu aberto há aproximadamente 40 anos. Recebe, em média, 650 toneladas/dia de resíduos domiciliares, hospitalares e entulhos. Os valores do teor de umidade dos resíduos sólidos do lixão do Róger são considerados elevados (26 a 45 %) quando comparados aos valores obtidos em outros aterros de idade semelhante. Isto está atribuído a grande quantidade de solo misturado aos resíduos em todos os furos de sondagem, e também devido ao fato destes resíduos estarem dispostos a céu aberto sem impermeabilização de uma camada de cobertura. Os resultados do teor de sólidos voláteis são baixos (8 a 18 %) indicando matéria orgânica quase que totalmente decomposta, decorrente da idade avançada dos resíduos. De acordo com a Figura 10, o número de golpes obtidos foram baixos, variando em média entre 2 e 10 golpes/30cm, podendo ser atribuídos à idade avançada dos resíduos e também, por ter sido verificado durante o ensaio, a presença de grande quantidade de solo ao longo da profundidade do furo. Os resultados demonstram que a resistência não aumenta com a profundidade e que a ocorrência de alguns valores mais elevados indica a presença de materiais mais resistentes que a maioria, tais como plásticos, madeira e entulho. D C Muribeca Aguazinha Metropolitano Centro Róger Figura 10. Variação dos valores de SPT com a profundidade (GRS/UFPE). A seguir apresenta-se uma comparação dos resultados obtidos nas sondagens à percussão dinâmica (SPT) realizadas nos aterros controlados da Muribeca e Aguazinha, no aterro sanitário Metropolitano Centro e no lixão do Róger. A composição gravimétrica dos resíduos em estudo está apresentada na Tabela 7. Estes valores indicam resíduos constituídos em sua maioria de material orgânico, facilmente biodegradável, que são característicos de locais menos desenvolvidos sócio-economicamente. No Aterro de Aguazinha, o valor de matéria orgânica é inferior ao encontrado na média nacional (60%) e nos aterros estudados. O potencial reciclável no aterro de Aguazinha é superior aos demais, cerca de 41 %, enquanto que nos aterros da Muribeca e Metropolitano Centro são respectivamente 27 e 30 %, e no lixão do Róger esta porcentagem atinge 23 %. Os valores de resistência à penetração (SPT) obtidos na Célula 1 do Aterro da Muribeca, na Célula 4 do Aterro de Aguazinha e no Lixão do Róger apresentaram-se baixos e típicos de resíduos sólidos antigos (2 a 10 golpes), onde a decomposição da matéria orgânica está bastante avançada. Os resultados de SPT mostraram também que os mesmos não variaram significativamente com a profundidade, apresentando-se praticamente constante dentro de uma determinada faixa de valores. Tabela 7. Composição gravimétrica dos aterros estudados. Aterro Matéria Orgânica (%) Papel Papelão (%) Plástico Metal Vidro Outros (%) (%) (%) (%) Muribeca (PE) Aguazinha (PE) Centro 60 10,5 15 2,4 2 10,1 (BA) Roger(PB) 53,8 6,2 13,9 1,9 1,30 22,9 14

15 Comparando-se os resultados de resistência (SPT) dos ensaios realizados na célula piloto do Aterro Metropolitano Centro, Salvador, com os valores obtidos nos aterros de resíduos sólidos de Pernambuco (Muribeca e Aguazinha) e no lixão da Paraíba (Róger), observa-se que a resistência do primeiro é superior a dos demais. Este comportamento pode ser atribuído ao fator idade do lixo, uma vez que os resíduos depositados no Aterro Metropolitano Centro são muito recentes ( ), com praticamente 1 ano de deposição. Além da idade, está o fato de que os resíduos da célula piloto são melhores compactados, conforme um aterro sanitário deve exigir. De uma forma geral, os valores de SPT obtidos nos locais estudados estão de acordo com aqueles encontrados na literatura (Sowers, 1968; Sinhgh e Murphy, 1990; Sánchez-Alciturri et al., 1993). Alguns resultados de ensaios penetrométricos (Cone Penetration Test - CPT) realizados na Célula 1 do Aterro da Muribeca, em 2002, são apresentados na Figura 11. De uma forma geral, os ensaios CPT atingiram profundidades em torno de 19,0m e mostraram que o cone geralmente encontrava objetos rígidos (madeira, metal, pedras, etc), os quais produziram picos acentuados nas medidas da resistência de ponta. Os valores relativamente baixos de resistência de ponta estão provavelmente associados à matriz básica dos resíduos sólidos, enquanto que os valores de pico referem-se a materiais fibrosos (plásticos, galhos de madeira) com maior resistência à tração. Estes resultados são altamente variáveis, onde a resistência de ponta variou entre e kpa (Figura 11A e 11C), enquanto que a resistência total variou de a kpa (Figura 11B e 11D). Considerando-se a envoltória para os valores mínimos da resistência de ponta kpa (Figura 11A e 11C), verifica-se uma tendência de constância dos resultados, dentro de uma determinada faixa de valores, ao longo da profundidade (comportamento também observado nos SPT da Célula 1 da Muribeca, Figura 10). A resistência de ponta típica observada nos ensaios CPT é cerca de a kpa, onde valores maiores que kpa foram considerados não representativos para os resíduos em estudo, sendo portanto excluídos. Os valores de resistência obtidos para os resíduos em estudo, apresentam-se de acordo com os reportados na literatura por Sánchez-Alciturri et al. (1993) e Carvalho (1999), entre Outros. Figura 11. Resultados de ensaios CPT Célula 1 do Aterro da Muribeca Interações Físicas, Químicas e Biológicas O estudo do comportamento de resíduos sólidos urbanos depositados em aterros através da análise das propriedades físicas, químicas e biológicas e suas correlações abrangem inter-relações entre a geotecnia ambiental, química, microbiologia e biotecnologia. Os estudos destas interações são ferramentas para a análise do comportamento de aterros e seus fatores intervenientes. No âmbito do GRS/UFPE, estes estudos foram propostos na pesquisa de Monteiro (2003), e têm por objetivo a compreensão dos processos de degradação dos resíduos sólidos urbanos, avaliando as tecnologias de tratamento e as condições que 15

16 permitem a melhor eficiência quanto a bioestabilização dos resíduos no menor espaço de tempo, obtendo-se um melhor aproveitamento da área de destinação final, menor impacto ao meio ambiente e a saúde pública. Os resultados dos estudos permitirão a escolha de melhores alternativas tecnológicas de tratamento de resíduos e operacionais em aterros de resíduos sólidos urbanos, considerando-o como um biorreator, trabalhando em condições ótimas, sob a influência de condições climáticas específicas. Segundo McDougall et al um biorreator em condições ótimas provê uma quebra completa da fração biodegradável do lixo. Do ponto de vista da engenharia, a quebra acelerada dos compostos, através do controle das condições ambientais, conduz a uma estabilização mais rápida, maiores recalques e eventual reúso da área. Neste trabalho a análise do comportamento de aterros é baseada nos dados obtidos no Aterro da Muribeca. Esta análise é feita com base em diversos parâmetros medidos no campo e laboratório, tais como: - Geração de percolados e gases; - Análises de parâmetros físico-químicos do chorume: como DBO, DQO, alcalinidade, cloretos, ph e metais; - Análise de parâmetros microbiológicos como: quantificação e qualificação de microrganismos aeróbios e anaeróbios, testes de fitotoxicidade. Os ensaios microbiológicos são realizados com os seguintes objetivos: - Verificar o nível de contaminação do chorume em profundidade; acompanhar a evolução do processo de biodegradação dos resíduos em profundidade através da quantificação e identificação de microrganismos patógenos; avaliar os riscos ao meio ambiente e a saúde pública caso haja uma possível abertura de Células. Esta avaliação é feita através do Número Mais Provável (NMP) de patógenos. - Testes de fitotoxicidade (germinação e crescimento de raiz no resíduo e chorume), com os seguintes objetivos: - Verificar o grau de toxicidade do chorume em profundidade; avaliar os riscos ao meio ambiente e a saúde pública caso haja uma possível abertura de Célula; acompanhar a evolução do processo de biodegradação dos resíduos em profundidade. - Recalques superficiais e em profundidade medidos no aterro. - Além de outros parâmetros dos resíduos sólidos, como: umidade, sólidos voláteis, ph, temperatura, etc. Todos estes parâmetros são confrontados entre si e são estabelecidas interações físicas, químicas e biológicas para entender o comportamento do aterro durante o seu processo evolutivo. Desta forma sugere-se melhores alternativas de disposição de resíduos sólidos em aterros funcionando como um biorreator sob condições eficientes. Baldochi (1997) ressalta que pouca atenção tem sido dada à pesquisa fundamental sobre a decomposição de resíduos sólidos. Há necessidade de estudos mais profundos referentes à microbiologia e bioquímica, principalmente da hidrólise e da fermentação da matéria complexa, visando propiciar um processo balanceado com elevada produção de metano. Neste sentido buscou-se relacionar o comportamento do Aterro da Muribeca como um todo, com os aspectos microbiológicos e geotécnicos, para entender a evolução dos processos degradativos e sugerir uma forma de disposição mais adequada em aterros. O comportamento de algumas Células do Aterro da Muribeca foram estudados através de ensaios de campo e laboratório ao longo do tempo e em profundidade. Os ensaios de campo foram desenvolvidos em escala real e os ensaios de laboratório foram realizados na tentativa de reproduzir as condições de campo. Estes ensaios envolveram análises físicas, químicas e microbiológicas em duas Células de idades diferentes (Célula 1 de 18 anos e Célula 4 de 5 anos). Os resultados das análises físico-químicas encontrados na Célula 1 sugerem uma bioestabilização para os resíduos depositados, que pode ser ilustrado através dos índices de DBO e DQO, que são bastante baixos. Estes valores condizem com a baixa atividade microbiológica nas diferentes profundidades, onde houve quantificação e qualificação de microrganismos do grupo coliforme totais, fecais, Pseudomonas aeroginosas, Streptococcus fecaes, Staphylococcus aureus 16

17 e Clostridium perfingens. Os resultados obtidos indicam baixa atividade, encontrandose valores de NMP (Número Mais Provável) na ordem de 10 3 a 10 5 (Figura 12), que são valores baixos. Contudo está contagem mostrou-se praticamente constante ao longo da profundidade indicando uma constância nas condições do meio. Profundidade (m) Clostridium perfingens - Célula 1 NMP/100mL 1,00E+00 1,00E+01 1,00E+02 1,00E+03 1,00E+04 1,00E+05 1,00E+06 Resíduos Sólidos Chorume Figura 12. Contagem de microrganismos A avaliação apresentada neste trabalho salienta a importância de se realizar um monitoramento continuo das Células de lixo promovendo o controle de parâmetros físicoquímicos e biológicos, bem como construção e operação das Células, observando pontos como a compactação adequada do lixo e da camada de cobertura, drenagem eficiente, controle de entrada de ar e líquidos na massa de lixo, entre outros fatores. Este aspecto é de vital importância para se avaliar qualquer tecnologia empregada para o tratamento de resíduos sólidos em aterros. Nos resultados obtidos observou-se que alguns aspectos geotécnicos como: a camada de cobertura e o sistema de drenagem devem ser eficientes, afim de proporcionar um ambiente favorável para a degradação biológica. Uma camada de cobertura eficiente impediria a entrada excessiva de ar, enquanto um sistema de drenagem eficiente impede o acúmulo de líquidos. Quando a drenagem e a camada de cobertura são deficientes podem desestabilizar o ambiente interno, que é predominantemente anaeróbio, afetando a degradação biológica da massa de lixo Recalques Associados a Biodegradação dos Resíduos Sólidos Um aterro de resíduos sólidos urbanos é basicamente uma obra de engenharia onde os resíduos depositados sofrem perdas em sua massa devido à decomposição e a esforços mecânicos, dando lugar a recalques, que representa uma redução na altura do lixo. Esta redução na altura é função de processos físicos, químicos e biológicos, que podem se prolongar por muitos anos. Hirata et al., (1995) e Monteiro et al., (2002) sugerem que em aterros com elevado conteúdo de resíduos orgânicos, os recalques têm uma importância relevante no estudo do comportamento de aterros e reaproveitamento de áreas. A engenharia geotécnica convencional define recalque como a deformação vertical positiva do terreno proveniente da aplicação de cargas externas ou do seu peso próprio. No caso de aterros de resíduos sólidos urbanos estes recalques podem ser definidos como deslocamentos verticais descendentes da superfície do aterro, provocados por cargas externas, peso próprio dos resíduos ou camada de cobertura e principalmente devido aos complexos processos de degradação biológica dos resíduos depositados. Em aterros de resíduos sólidos urbanos acontecem três tipos de recalques. Estes recalques são imediatos ou iniciais, primários e secundários. Tais recalques são devido a processos físicos, químicos e biológicos. Segundo Wall & Zeiss (1995) os recalques em aterros ocorrem devidos à compressão inicial, a compressão primária e a secundária. A compressão imediata ou inicial é o resultado de pressões externas impostas por maquinas compactadoras no instante inicial da disposição. Conforme Moreda, (2000) os recalques imediatos não apresentam relação alguma com a biodegradação, pois eles são instantâneos. Os recalques primários ocorrem nos primeiros trinta dias (Wall & Zeiss, 1995). Este tipo de recalque é resultado da expulsão de líquidos e gases do interior da massa de lixo. Contudo, recalques secundários ocorrem exclusivamente devido a biodegradação. Este tipo de recalque se prolonga com o tempo e está relacionado com o decaimento biológico e o progressivo reacomodamento do esqueleto (Moreda 2000; Espinace et al, 1999). Fatores tais como o conteúdo e fluxo de umidade e a própria composição dos resíduos devem ser 17

18 considerados nos recalques secundários, bem como, a compactação inicial que a massa de lixo sofreu. Está compactação inicial permitirá um maior ou menor fluxo de umidade no interior da célula, influenciando a degradação biológica e consequentemente os recalques. No Aterro da Muribeca realizaram-se medições de recalques superficial (a partir de 1997 para as Células mais antigas (C1 e C2) ) e em profundidade (a partir de 1999 para a Célula 4 ) periodicamente e buscou-se relacionar os recalques ocorridos na massa de lixo com a biodegradação e como as condições climáticas da Região interferem nos processo degradativos. No período de outubro de 1997 a março 1999 foram medidos os recalques ocorridos nas Células 1 e 2 (resíduos com idades mais avançadas) do aterro da Muribeca. Também foram realizados, ensaios de campo e laboratório para uma melhor compreensão do comportamento do aterro no que se refere a recalques. Posteriormente, foram aplicados aos dados de campo, os modelos matemáticos para previsões de recalques de Sowers (1973) e Gandolla et al (1992). A análise e discussão dos resultados deste estudo inicial conduziram às seguintes conclusões (Mariano et al, 1998; Mariano & Jucá, 1998; Mariano, 1999): i) os recalques medidos no aterro da Muribeca são devidos basicamente a decomposição da matéria orgânica, já que os resíduos depositados nesta área possuem idades avançadas e as medições de recalques foram apenas iniciadas em Portanto, os recalque medidos são basicamente os secundários. Consequentemente, tanto os recalques quanto as velocidades apontam valores relativamente pequenos, devido ao baixo teor de matéria orgânica encontrado nas Células 1 e 2; ii) a magnitude dos recalques medidos variaram de 122mm à 778mm para um período de 17 meses. As velocidades de recalques apresentaram uma variação de 286 mm/dia à 2381mm/dia. Estes baixos valores são conseqüência principalmente da pequena atividade microbiológica, típica do estágio final da metanogênesis, que se encontra o lixo. A caracterização da fase de decomposição do aterro foi feita através de ensaios de campo (medição de temperatura e composição volumétrica dos gases) e de laboratório (teor de umidade, teor de sólidos voláteis e ph); iii) a deformação específica do lixo é fortemente influenciada pelas espessuras das camadas com diferentes idades de deposição. Neste sentido, foi atribuída às camadas mais recentes uma porcentagem de 60% (Célula 1) e 80% (Célula 2) dos recalques totais, enquanto que apenas 40% e 20% para a camada de lixo mais antiga, respectivamente; iv) alguns fatores externos foram observados, tais como sobrecarga e drenagem de líquidos e gases aumentam a velocidade de recalque, pois, observa-se que na Célula 1, a velocidade inicial é maior devido a aplicação de uma sobrecarga de 30cm de solo, como camada cobertura. Na Célula 2, observa-se um aumento dos recalques, devido a abertura de uma via de acesso e conseqüente drenagem de líquidos e gases, que posteriormente vai diminuindo com o tempo; v) o monitoramento das placas de recalque localizadas mais próximas a via de acesso, entre as Células 2 e 3, apresentam recalques maiores que as demais. Em todos os casos, a velocidade dos recalques diminuíram com o tempo. Os modelos de Sowers (1973) e Gandolla et al.,(1992) apresentaram resultados bastante próximos aos valores medidos em campo; vi) os modelos acima citados, apresentam uma divergência, que é função das diferentes formulações matemáticas, já que o modelo de Sowers (1973) representa uma função logarítmica do tempo, enquanto o modelo de Gandolla et al (1992) é uma função exponencial do tempo. A partir das medições de recalques obtidas na Célula 4 no período de 1999 a 2002 foram iniciados estudos referentes a recalques associados a biodegradação. Melo et al, (2002); Melo & Jucá (2003); Melo (2003) nos seus estudos verificou que os recalques diminuíram gradualmente com o tempo, conforme a quantidade de microrganismos também diminuiu durante os períodos de medição. Além de dados microbiológicos como quantificação e identificação de microrganismos, parâmetros físicos químicos, 18

19 realizados paralelamente às medições dos recalques, mostraram uma relação direta com diminuição dos recalques. A Figura 13 o número mais provável (NMP) de microrganismos, sólidos voláteis e recalques obtidos em diferentes profundidades na Célula 4 do Aterro da Muribeca. Estes resultados estão sendo analisados, com o objetivo de relacionar estas três variáveis. Clostridium perfringens (SP1B) Teor de Sólidos Voláteis Recalque (mm) ,00E+00 1,00E+04 2,00E+04 3,00E+04-3,5-10,5-14,5-18,5-20,6-23,0 3,5 Prof. (m) -3,5-10 Sólido -14 Líquido ,38-23,1 NMP/100mL Profundidade (m) Prof. (m) 10 13,3 18 S.V. (%) 23 Recalque NMP de Clostridium perfingens Sólidos Voláteis Recalques em profundidade Figura 13. Resultados preliminares da Célula 4 - Aterro da Muribeca. Por outro lado, as análises dos recalques com o tempo permitiram verificar três etapas de comportamentos distintos dos recalques secundários, tanto nos recalques superficiais (placas) e mais visivelmente nos medidos em profundidades (aranhas). Os resultados mostraram uma relação direta entre aspectos mecânicos, biodegradativos e climáticos. A Figura 14 mostra que no primeiro trecho das curvas (primeiros 380 dias) os recalques medidos tiveram deformações mais acentuadas seguido de um período de recalques muito pequenos ou nulos, e passado este período novamente ocorre um aumento nas taxas de recalques, embora menores que os recalques iniciais. No primeiro trecho os recalques foram mais acentuados pelo fato da Célula de lixo apresentar maior quantidade matéria orgânica. A degradação da matéria orgânica é acompanhada do aumento dos vazios. Estes vazios aumentam até um determinado limite, até suportarem a carga imposta pelo próprio lixo. Com a degradação da matéria orgânica os espaços ocupados pelas partículas sólidas são convertidos em líquidos e gases, portanto os espaços ocupados pela fase sólida agora são ocupados pela fase líquida e gasosa, devido a mudanças de fase. No primeiro período acorrem aumentos dos vazios sucessivos devido a degradação seguidos de colapsos. Após este período de recalque intensos, tem-se um período de recalques muito pequenos ou nulos. Estes valores de recalques muito pequenos podem ser explicados por uma degradação da matéria orgânica com um aumento dos vazios, entretanto as tensões impostas a massa de lixo são menores, portanto com menor suscetibilidade a compressão. Outro fator que pode contribuir para este período de recalques zero é a presença de líquidos no interior da Célula. Estes líquidos podem acumular-se nas profundidades maiores devido a intensa precipitação que ocorre nos períodos chuvosos (abr/00 a set/00). Este acúmulo de líquidos distribui as tensões de modo uniforme em todas as direções impedindo o adensamento. Isto é observado nas camadas mais profundas onde se têm os recalques medidos pelas aranhas. Nota-se que nestas camadas não há recalques por um período maior de tempo. A partir do período de precipitações intensas os recalques já se tornam menores. Estas precipitações intensas podem desestabilizar o ambiente microbiano e consequentemente os recalques secundários serão menores. Os microrganismos diminuem a velocidade de degradação microbiana (cinética) pelo fato das águas que infiltram pela camada de cobertura permitirem que o oxigênio também infiltre. Este oxigênio extra desestabiliza o meio anaeróbio de degradação microbiana, reduzindo assim a cinética de degradação. Após o período de recalques nulo novamente ocorre a aceleração dos recalques, entretanto estes recalques são menores que no primeiro período. Nesta etapa os vazios formados no período anterior, já não suportam a carga imposta, dando a origem ao fenômeno de colapso, com recalques acelerados novamente. 19

20 Data: 31/08/99 TEMPO (Dias) RECALQUE (mm) set/99 a dez/99 Precip. 180mm jan/00 a mar/00 Precip. 537mm abr/00 a set/00 Precip. 2439mm Aranha 1 - Prof. 3,5m Aranha 2 - Prof. 9,76m Aranha 3 - Prof. 13,32m Aranha 4 - Prof. 18,23m Aranha 5 - Prof. 23,21m Aranha 6 - Prof. 26,61m out/00 a fev/01 Precip. 390mm Mar/01 a set/01 Precip. 1542mm Figura 14 Recalques profundos medidos na Célula 4 com aspectos climáticos Como pode ser observado nas análises realizadas, em um Aterro de Resíduos Sólidos quando se querem otimizar recalques para aumentar a capacidade de armazenamento e até mesmo para avaliar a evolução do processo de degradação dos resíduos, têm-se que interagir a engenharia moderna com os aspectos mais avançados da microbiologia e ambos com parâmetros físico-químicos, condições climáticas entre outros. De acordo com Melo et al. 2002, a microbiologia em aterros sanitários é, sem dúvida, um tema bastante atraente, uma vez que a utilização de microrganismos, nos processos de degradação de lixo constitui um instrumento da biotecnologia de inestimável valor. É evidente, que a capacidade microbiana de metabolizar diferentes compostos orgânicos, naturais ou sintéticos, e inorgânicos, extraindo desses compostos fontes nutricionais e energéticas, é o que possibilita o emprego desses agentes biológicos, pela engenharia, como solução aos problemas gerados pelos rejeitos lançados no meio ambiente, inclusive os recalques. Alguns estudos de compressibilidade foram desenvolvidos em laboratório e os parâmetros foram obtidos através de ensaios em células Rowe (Foto 6), utilizando amostras dos materiais compressíveis dos resíduos sólidos urbanos aterrados na Célula 2 do Aterro da Muribeca (Farias, 2000). Sua composição gravimétrica foi de 69,7% de matéria orgânica, 13,1% de plástico e 17,2% de outros materiais (papel, papelão, têxteis, etc...). 252,00 mm Foto 6: Compressibilidade do lixo na Célula Rowe 20

21 Para melhor análise dos parâmetros de compressibilidade, fez-se necessário a verificação de algumas propriedades físicas dos resíduos sólidos utilizados nos ensaio de compressibilidade, obtidos através de ensaios de campo e laboratório tais como: ensaio de composição gravimétrica e volumétrica, peso específico úmido, seco e das partículas sólidas e umidade. A análise de todos os resultados dos ensaios realizados e a comparação com dados existentes na literatura especializadas resultou nas seguintes conclusões em relação às metodologias aplicadas nesta pesquisa: O resultado foi bastante satisfatório e permitiram obter propriedade e parâmetros de resíduos sólidos coerentes com a literatura; em relação aos resultados que o peso específico das partículas sólidas de todo material em conjunto situaram-se entre os das argilas e turfas, e para os materiais individualmente verificou-se a necessidade de uma pré-lavagem com a finalidade de não falsear os seus valores, nos ensaios de compressibilidade a variação dos índices de vazios sofreu um forte decréscimo com o aumento da densidade, a deformação vertical nestes ensaios podem chegar a 50% para baixas densidades de compactação e elevadas pressões verticais, e os maiores valores de compressibilidade corresponde as maiores densidades de compactação Geração de Percolado Um dos principais problemas ambientais dos aterros é a liberação de percolado no local resultando na contaminação do solo e da água. O percolado representa um dos vários fatores de risco para o meio ambiente, uma vez que este apresenta altas concentrações de matéria orgânica, bem como quantidades consideráveis de metais pesados. Vários estudos procuram fazer uma estimativa da geração do percolado (Correia Sobrinho & Azevedo,1999.; Capelo Neto, 1999; Medeiros et al, 2002). Alguns métodos empíricos foram utilizados a fim de estimar o volume de percolado gerado no aterro da Muribeca, dentre eles: o Método Suíço, Racional e do Balanço Hídrico. Por meio de uma linha de tendência linear, que é uma linha reta de melhor ajuste usada com conjuntos de dados lineares simples, pôde-se avaliar os erros de cada método empírico utilizado, relacionando a vazão medida in situ no Aterro da Muribeca (Fig.15) e a vazão estimada. Os resultados mostraram que estes métodos foram falhos na previsão, principalmente em épocas de déficit hídrico. Por exemplo o Método Suíço teve um erro de 39%, o Método Racional 46,5%, e o Método do Balanço Hídrico 57,8%. Estas discrepâncias muito elevadas são devidas a que esses métodos não levam em consideração algumas variáveis importantes, tais como a umidade, densidade e a capacidade de campo da camada de cobertura e do lixo. Como se sabe estas variáveis são fortemente influenciadas pela sucção, que por sua vez é de difícil obtenção no lixo. A capacidade de campo corresponde ao conteúdo de umidade medido após toda a água livre da massa saturada ser drenada por gravidade. É a máxima capacidade de absorção em condições de livre drenagem. Os resíduos sólidos, inicialmente, agem como uma esponja e simplesmente absorvem a água; entretanto, o material atinge um teor de umidade, conhecido como capacidade de campo ou de retenção, a partir do qual, qualquer acréscimo de água resulta na percolação de igual quantidade da massa. Altura (mm) 400,00 350,00 300,00 250,00 200,00 150,00 100,00 50,00 0,00 JAN FEV MAR ABR MAI JUN JUL AGO SET OUT NOV DEZ Meses Precipitação Evaporação Déficit Hídrico Figura 15. Déficit Hídrico no Aterro da Muribeca Tratamento de Chorume com Barreira Bio-Química O uso do sistema consorciado de wetland e barreira reativa de solo para tratamento secundário ou terciário de chorume foi proposto recentemente como linha de pesquisa do GRS/UFPE (Beltrão, 2001; Jucá 21

22 et al, 2002). No entanto, em algumas universidades do Brasil, o uso de barreira reativa e wetland vem sendo pesquisado separadamente, como forma de retenção de contaminantes e remediação de áreas contaminadas. Dentre essas pesquisas destacam-se os estudos sobre o desempenho e a influência da composição do material usado na execução de barreiras reativas, cujos resultados revelam que, quando as características do sítio e dos contaminantes são propícias, o uso de barreira reativa é uma técnica viável de remediação. Porém, deve-se ter em vista a otimização do processo usando materiais previamente identificados como potencialmente eficazes e, o uso em conjunto de outras técnicas para complementar a degradação e /ou transformação dos contaminantes e seus subprodutos (Gusmão, 1999; Gusmão et al, 1998; Nobre & Nobre,1997). Os wetlands vêm sendo estudados, principalmente nas universidades das regiões sul e sudeste, como alternativa de tratamento de efluentes, objetivando a remoção poluentes como DBO, amônia, nitrato, fósforo e metais pesados. Observa-se que a maioria dessas pesquisas são voltadas para efluentes industriais ou de esgotos domésticos e em poucos casos para tratamento de chorume (Sezerino et al 2002, Zenette, 2001, Campos et al, 2002). Um dos principais objetivos do sistema bioquímico é a remoção de metais pesados, essa remoção é devida a absorção pelas plantas e a sorção de contaminantes do chorume pelo material da barreira. Neste sentido, alguns estudos estão sendo desenvolvidos, com objetivo de definir materiais alternativos para o tratamento eficiente de efluentes, a custos reduzidos (Leon et al, 2000; Feris et al, 2002; Oliveira et al, 2001; Lamim et al, 2000 e 2001; Jordão et al, 2000). O sistema de barreira bio-química tem como objetivo criar uma alternativa de tratamento secundário de efluentes in situ economicamente viável e de fácil operação. O processo de descontaminação ocorre de três formas: i) contaminantes são degradados por meio da biomassa aderida ao material granular de base (biofilme); ii) poluentes são absorvidos pelas raízes ou degradados por bactérias que nelas se alojam, em seguida, os contaminantes são armazenados ou transportados e acumulados nas partes aéreas das plantas; iii) a barreira reativa ao entrar em contato com o efluente reage quimicamente promovendo a retenção de contaminantes, além de servir como uma parede (passiva) de retenção física. Atualmente, o chorume proveniente do Aterro da Muribeca está sendo drenado para Estação de Tratamento de Chorume ETC, que está localizada no próprio Aterro, constituída de 1 lagoa de reservação/decantação, 1 lagoa anaeróbica, 3 lagoas facultativas e uma barreira bioquímica. A barreira bio-química projetada e construída é composto pelos seguintes dispositivos: i) célula com 27,5 m de comprimento e 5m de largura (cavidade impermeabilizada) com dispositivos de entrada e saída do efluente; ii) camada de material de base ( leito ), em cuja superfície ocorrem a fixação de microrganismos e o desenvolvimento de biofilmes, além de servir para sustentação das raízes dos vegetais; iii) solo de cobertura do leito que serve tanto para sustentação como de substrato para as plantas; iv) plantas aquáticas capazes de despoluir águas residuárias através dos processos biológicos que ocorrem em suas raízes. No caso foi utilizado plantas nativas, como a Typha sp (Taboa); v) parede de solo com capacidade reagir quimicamente com contaminantes presentes no efluente, de modo a retê-los química e fisicamente. Um esquema simplificado do que implantado na Muribeca apresenta-se na Figura 16. A Foto 7 ilustra o sistema executado. A disposição dos componentes do sistema é projetada caso a caso, ou seja, de acordo com os parâmetros de projeto, com destaque para vazão, área disponível, características físicoquímicas do chorume e eficiência de remoção desejada. O sistema é flexível a: variações no número de barreiras; tipo de material usado no leito e no preenchimento da barreira; e forma geométrica da célula. 22

23 Figura 16. Esquema da Barreira Bio-Química. de solos. De acordo com Lange e Simões, (2002), a interação de metais com solos é muito complexa, uma vez que a adsorção e a troca iônica de argilo minerais, as reações com ânions insolubilizados presentes no solo e a complexação de substanciais húmicas de fração orgânica de solo podem ocorrer simultaneamente. Foto 7. Barreira bio-química da Muribeca. O sistema de barreira bio-química compõe um sistema que pode ser muito vantajoso para o tratamento de chorume porque, além do baixo custo de instalação, é resistente as variações de vazão, tem baixa freqüência de manutenção, e não requer operador especializado. Os primeiros resultados obtidos do tratamento do chorume da Muribeca apresentam-se na Tabela 8. Ensaios de laboratório foram realizados para detectar a capacidade de adsorção do solo da barreira aos metais pesados, com a finalidade de se avaliar a eficiência de diferentes tipos Tabela 8. Resultados Preliminares. Parâmetros Entrada Saída Remoção (%) Sulfatos (mg/l) 400 9,09 97,73 Manganês (mg/l) 1,48 0,53 64,2 Óleos e Graxas ,5 50,9 (mg/l) Cromo (mg/l) 0,64 0,34 46,9 DBO (mg/l) 797,9 434,3 45,6 Amônia (mg/l) ,2 Turbidez (UT) 37,6 27,1 27,9 Nitrito (mg/l) 2,3 1,7 26,1 Ferro (mg/l) 52,15 38,8 25,6 Alcalinidade (mg/l) ,1 Nitrato (mg/l) 2,88 2,38 17,14 Vários solos foram testados, embora serão apresentados apenas os resultados dos solos argilosos: um proveniente do Aterro da Muribeca, que é um silte argiloso, com permeabilidade saturada de 6,5x10-6 cm/s, enquanto o outro solo é uma argila expansiva do Janga, Município de Paulista-PE, cuja permeabilidade saturada foi de 3,5x10-7 cm/s. Estes solos foram percolados por um chorume sintético, preparado em laboratório com concentrações pré-definidas de metais pesados. O Chorume sintético foi preparado com água destilada, onde foram dissolvidos 23