Influência de parâmetros físico-químicos na composição de constituintes tóxicos em lixiviado de aterro sanitário

Influence of physical-chemical parameters on the composition of toxic constituents in landfill leachate

RESUMO

A caracterização de lixiviados gerados em aterros sanitários pode esclarecer os fenômenos de degradação que ocorrem no interior das células de resíduos e indicar indiretamente o seu potencial tóxico. Diante disso, objetivou-se avaliar a influência que parâmetros físico-químicos exercem em componentes tóxicos, como metais e nitrogênio amoniacal total (NAT), presentes no lixiviado gerado por uma célula, do Aterro Sanitário em Campina Grande, Paraíba. Para esta investigação foram realizados os ensaios de pH, ácidos graxos voláteis (AGV), alcalinidade total (AT), cloretos, demanda química de oxigênio (DQO), NAT e metais (Pb, Cr, Co, Ni, Fe e Mn). Os resultados evidenciaram que durante a fase de fermentação ácida ocorreu uma alta produção de AGV na massa de resíduos aterrada, que manteve os valores de pH abaixo da neutralidade e contribuiu para se ter elevadas concentrações de DQO, cloretos e uma maior toxicidade no lixiviado em relação aos metais analisados. Já em condições metanogênicas, percebeu-se um decaimento nos teores de AGV e, com isso, o pH tendeu a basicidade, tornando o meio mais alcalino, favorecendo assim, a precipitação dos metais estudados, porém, contribuindo para a obtenção de altos níveis de NAT. Pode-se concluir que entre os parâmetros analisados, o pH e os AGV, exerceram forte influência nos teores dos metais (Pb, Cr, Co, Ni, Fe e Mn) e NAT no decorrer dos 150 dias de avaliação.

Palavras-chave
Lixiviado; Monitoramento físico-químico; Toxicidade

ABSTRACT

The characterization of leachate generated in landfills can clarify the degradation phenomena that occur inside the waste cells and indirectly indicate their toxic potential. The objective of this study was to evaluate the influence of physical and chemical parameters on toxic components, such as metals and total ammonia nitrogen (TAN), found in the leachate generated by a cell from the Sanitary Landfill in Campina Grande, Paraíba. pH, volatile fatty acids (VFA), total alkalinity (AT), chlorides, chemical oxygen demand (COD), TAN and metals (Pb, Cr, Co, Ni, Fe and Mn) were investigated. The results showed that during the acid fermentation phase a high production of VFA occurred in the landfilled waste mass, which maintained the values of pH below neutrality and contributed for high concentrations of COD, chlorides and a higher toxicity in the leachate compared with the analyzed metals. However, in the case of methanogenic conditions, a decrease in the VFA contents was observed and, with this, the pH tended to be basicity, making the medium more alkaline, favoring the precipitation of the studied metals, but contributing to the high levels of TAN. It is possible to conclude that pH and VFA had a strong influence on the metals (Pb, Cr, Co, Ni, Fe and Mn) and TAN during the 150 days of evaluation.

Keywords
Leachate; Physico-chemical monitoring; Toxicity

1. INTRODUÇÃO

Os resíduos sólidos urbanos (RSU) ao serem depositados em células de aterros sanitários, sofrem naturalmente processos físicos, químicos e biológicos, gerando assim, subprodutos líquidos e gasosos, os quais podem apresentar características nocivas à saúde pública e ao meio ambiente. Entre os subprodutos gerados, o lixiviado merece especial atenção, pois esse líquido é muito tóxico (SILVA [³⁶]) e possui uma composição variável e complexa, representada, na maioria das vezes, por quantidades substanciais de ácidos orgânicos dissolvidos, demanda bioquímica de oxigênio (DBO) e demanda química de oxigênio (DQO) (SAMADDER et al. [³⁴]); altos teores de nitrogênio amoniacal total (NAT) (AZIZ et al.[⁷]); sais inorgânicos; metais pesados; e compostos orgânicos xenobióticos (CHRISTENSEN et al. [¹⁴]; KJELDSEN et al. [²³]; OLLER, MALATO e SÁNCHEZ-PÉREZ ³¹]; TENGRUI et al.[⁴⁴]).

Assim, devido os líquidos lixiviados serem compostos por quantidades significativas de substâncias danosas, sua disposição inadequada no meio ambiente, ou seja, sem um prévio tratamento, pode acarretar problemas de toxicidade em plantas, animais e seres humanos (BADERNA et al. [⁸]; BAUN et al. [⁹]; SILVA [³⁷]).

Nesse contexto, avaliar parâmetros físico-químicos em lixiviados resultantes da biodegradação de RSU em aterros, tem se tornado frequente, principalmente, porque tais parâmetros explicam os fenômenos de degradação que ocorrem no interior das células de resíduos (RIBEIRO et al. [³³]) e, com base na análise desses parâmetros no lixiviado, podem ser definidas as fases da digestão anaeróbia dos RSU e se ter um prévio conhecimento dos componentes tóxicos que constituem esse líquido.

Sabe-se que os principais compostos tóxicos presentes no lixiviado, e mais preocupantes do ponto de vista ambiental, são os metais pesados e o nitrogênio amoniacal total (NAT) na forma de amônia gasosa ou livre (NH₃). Em relação à amônia gasosa ou livre, quando em excesso no solo ou em corpos d’água, pode causar diversos impactos ambientais negativos, entre os quais destacam-se: contaminação e poluição da água (SCHIOPU e GAVRILESCU [³⁵]), mortandade da fauna e flora presentes no solo e nos recursos hídricos, inibição do metabolismo de microrganismos, problemas de eutrofização nos corpos aquáticos (GOMES et al.[²²]) e fitotoxicidade no solo (SILVA et al. [³⁸]). Já os metais, por serem substâncias não biodegradáveis, podem permanecer no meio ambiente e entrar na cadeia trófica, causando, em seres humanos, doenças crônicas e agudas (MANAHAM, [²⁶]).

Dessa forma, o desenvolvimento de pesquisas com a finalidade de avaliar a interferência de parâmetros físico-químicos na toxicidade de compostos como o NAT e metais pesados, é de suma relevância, uma vez que, tais estudos proporcionam um banco de dados que podem ser utilizados como subsídio técnico e científico para indicar tecnologias adequadas de tratamento para o lixiviado. Além disso, de acordo Tsarpali e Dailianis [⁴⁵], com estes estudos pode-se também pressupor os potenciais impactos ambientais causados pelo lixiviado quando disposto inadequadamente no meio ambiente e, ainda, os possíveis efeitos adversos ocasionados sobre os seres humanos.

Diante disso, o objetivo deste trabalho foi avaliar a influência que os parâmetros: pH, ácidos graxos voláteis (AGV), alcalinidade total (AT), cloretos e demanda química de oxigênio (DQO), exercem em constituintes tóxicos, como metais (Pb, Cr, Co, Ni, Fe e Mn) e NAT, no lixiviado gerado em uma célula, nomeada de Célula 3 (C3), do Aterro Sanitário em Campina Grande (ASCG), Paraíba.

2. MATERIAIS E MÉTODOS

2.1 Campo experimental

O campo experimental para a realização desta pesquisa foi a Célula 3 (C3) do ASCG. O referido Aterro compreende uma área territorial de 64 ha, e encontra-se localizado no Distrito de Catolé de Boa Vista, Campina Grande, Paraíba (PB), Brasil, especificamente nas coordenadas UTM 829172 e 9194834. Esse Aterro Sanitário iniciou sua operação no mês de julho do ano de 2015, sendo operacionalizado pela empresa privada ECOSOLO – Gestão Ambiental de Resíduos Ltda, e foi projetado para ter uma vida útil de 25 anos, recebendo resíduos Classes IIA e IIB, segundo a classificação da NBR 10.004 (ABNT [⁵]). Na Figura 1, ilustra-se a planta baixa da C3 implantada no ASCG.

Figura 1
Planta baixa da Célula 3.

A C3 possui dimensões na sua base de 117x104 m correspondentes a largura e comprimento, respectivamente, e uma altura total de 24 m, e, ainda, constitui-se de 3 taludes ou patamares, sendo cada um com uma inclinação de 1:2 (vertical:horizontal), bermas intermediárias de 6 m e uma altura de 8 m. O preenchimento dessa célula ocorreu por meio do depósito de 500 toneladas de RSU por dia (tonRSU.dia^-1), sendo que, 95% destes resíduos foram oriundos do município de Campina Grande (PB) e os 5% restantes provieram das cidades de Lagoa Seca, Puxinanã, Montadas e Boa Vista, todas pertencentes ao estado da Paraíba. O depósito de RSU na C3 foi realizado durante os meses de maio a dezembro do ano de 2016.

Além disso, a C3 também é dotada de um conjunto de unidades operacionais que permitem proteger a saúde pública e o meio ambiente dos vetores gerados pela degradação biológica dos RSU aterrados nesse local. Entre estas unidades, destacam-se a camada de impermeabilização de base e o sistema de coleta, transporte e tratamento do líquido lixiviado.

A construção da camada de impermeabilização de base da C3 consistiu, inicialmente, na compactação do solo onde seria implantada a C3 e, em seguida, sobre o solo compactado, foi inserida uma camada de 0,25 m de uma mistura (proporção de 1:4) composta por bentonita e um solo arenoso adquirido nas intermediações do ASCG, classificado como SW (areia mal graduada), segundo o Sistema Unificado de Classificação de Solos (SUCS, [³⁹]); vale ressaltar que, conforme a mistura (bentonita e solo arenoso) era colocada na da base da C3, a mesma era imediatamente compactada. Tal mistura apresentou coeficiente de permeabilidade a água, determinado in situ, igual a 4,61x10^-9 m.s^-1, indicando ser adequado para compor camadas de base de aterros, conforme a NBR 13.896 (ABNT [⁶]).

Destaca-se que o sistema de drenagem de lixiviado instalado sobre a camada impermeabilizante foi do tipo “espinha de peixe”. Durante a realização deste estudo, este sistema conduziu por gravidade uma vazão de lixiviado entre 1,45x10^-5 e 2,7x10^-5 m³.s^-1, para um poço de visita de concreto pré-moldado e, logo depois, para a lagoa de tratamento de lixiviado (LTL).

2.2 Caracterização do lixiviado gerado pela Célula 3

O lixiviado in natura caracterizado nesta pesquisa foi coletado em um poço de visita de concreto prémoldado (Poço 3), que recebia todo o líquido efluente resultante da biodegradação dos RSU aterrados na C3 do ASGC. Cabe ressaltar que, as coletas de lixiviado foram realizadas com uma periodicidade quinzenal, entre os meses de junho e novembro do ano de 2016, totalizando 150 dias. No que diz respeito aos procedimentos referentes à coleta, preservação e transporte das amostras, estes foram efetuados de acordo com as recomendações da Companhia Ambiental do Estado de São Paulo (CETESB [¹⁷]).

Logo após as coletas, as amostras de lixiviado in natura foram transportadas para o Laboratório de Geotecnica Ambiental (LGA), da Universidade Federal de Campina Grande (UFCG), Campus I, para a realização de sua caracterização, que consistiu na execução dos seguintes ensaios físico-químicos: pH, AGV, AT, cloretos, DQO, chumbo (Pb), cromo (Cr), cobalto (Co), níquel (Ni), ferro (Fe), manganês (Mn) e NAT, conforme os métodos preconizados pelo Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (APHA [³]).

3. RESULTADOS E DISCUSSÃO

3.1 Potencial hidrogeniônico (pH)

A variação do pH para o lixiviado gerado pela C3, ao longo do tempo de monitoramento, encontra-se apresentada na Figura 2. Com base nesta Figura, verifica-se que o pH do lixiviado, variou entre 5,5 e 8,4. Valores similares aos obtidos nesta pesquisa foram também verificados em estudos realizados por Garcez [²¹] e Silva et al. [³⁸], ao analisarem o processo de biodegradação dos RSU da cidade de Campina Grande (PB) em uma célula experimental que simulava uma célula real de aterro sanitário.

Figura 2
Comportamento do pH ao longo do tempo.

Nota-se que, em 0 ≤ t ≤ 60 dias, os valores de pH do lixiviado oscilaram numa faixa de 5,5 a 6,3. Este período evidencia que a massa de RSU depositada na C3, encontra-se na fase ácida de degradação, segundo Tchobanoglous et al. [⁴³]. Os baixos valores de pH determinados para o lixiviado durante a fase de fermentação ácida, são decorrentes das quantidades relevantes de ácidos orgânicos e dióxido de carbono (CO₂) produzidas por microrganismos acidófilos no interior da massa de RSU (MELO [²⁷]; NAVEEN et al. [²⁹]).

Após os primeiros 60 dias de avaliação, ou seja, a partir de 75 ≤ t ≤ 150 dias, o pH assumiu valores entre 6,9 e 8,4, indicando que os RSU aterrados na C3 transitaram para a fase metanogênica de degradação, conforme Tchobanoglous et al. [⁴³]. Essa elevação do pH no lixiviado analisado para valores entre a neutralidade e a basicidade, ocorreu em virtude dos microrganismos metanogênicos terem metabolizado os ácidos orgânicos produzidos na fase de fermentação ácida (AIRES [¹]).

Durante a fase ácida de degradação, geralmente, ocorre uma alta produção de AGV na massa de RSU aterrada, contribuindo para a redução do pH do meio e, corroborando para uma maior solubilização de íons metálicos (XIE et al. [⁴⁶]). Na Figura 3, ilustram-se as concentrações dos metais chumbo (Pb), cromo (Cr), cobalto (Co), níquel (Ni), ferro (Fe) e manganês (Mn) durante o mesmo período de avaliação do pH.

Percebe-se na Figura 3, que os maiores teores de metais foram mensurados quando o pH do lixiviado encontrava-se ácido, ou seja, no período de 0 ≤ t ≤ 60 dias. Dessa forma, a toxicidade do lixiviado nesse período, dar-se-á devido aos altos níveis de metais pesados, em especial do Cr, Fe e Mn, presentes em sua composição. Em um estudo desenvolvido por Silva et al. [³⁸], foi verificado que o extrato líquido dos RSU da cidade de Campina Grande (PB), em condições de pH ácido, causou fitotoxicidade a sementes de tomate e repolho.

Figura 3
Evolução temporal dos teores de metais: a) Chumbo, Cromo, Cobalto, Níquel; b) Ferro e Manganês.

Já em condições em que o pH encontra-se entre a neutralidade e a basicidade, os metais pesados tendem a precipitar na massa de RSU aterrada (MONTEIRO [²⁸]) e suas concentrações no lixiviado reduzem; fato este que pode ser observado nas Figura 3a e Figura 3b. Desse modo, quando os RSU estão na fase metanogênica de degradação, ocorre um predomínio no lixiviado de componentes como a AT e o NAT, em função da elevação do pH do meio. Sendo assim, quando o pH apresenta valores acima da neutralidade, o meio tende a tornar-se alcalino e, dessa forma, a amônia livre, que é a forma tóxica do NAT, tem o seu potencial de toxicidade aumentado, o qual pode inibir o processo de digestão anaeróbia e causar sérios problemas de toxicidade à saúde pública e ao meio ambiente.

3.2 Ácidos graxos voláteis (AGV)

A evolução temporal das concentrações de AGV para o lixiviado analisado encontra-se ilustrada na Figura 4. Analisando a Figura 4, verifica-se que, ao longo do monitoramento os teores de AGV oscilaram entre 6.900 a 1.800 mgH_AC.L^-1, indicando uma redução de aproximadamente 74%.

Figura 4
Evolução temporal dos ácidos graxos voláteis.

De modo geral, percebe-se um comportamento decrescente nas concentrações de AGV no lixiviado, onde em 0 ≤ t ≤ 75 dias, obteve-se os maiores teores, e após t=90 dias, as concentrações de AGV tiveram uma queda acentuada. Tal comportamento é típico da evolução natural do processo de biodegradação dos RSU aterrados na C3. Segundo Aires [¹], no início do processo de degradação da fração orgânica dos RSU em aterros, há uma tendência dos AGV se acumularem no interior da massa de resíduos, devido à ação de bactérias hidrolíticas fermentativas degradarem os resíduos orgânicos de fácil degradação. Com o passar do tempo, os ácidos produzidos inicialmente são convertidos em gases, como metano e dióxido de carbono, por um grupo de microrganismos, denominados de arqueas, que se instalam na massa de resíduos aterrada numa taxa de crescimento menor que as fermentativas (RIBEIRO et al. [³³]).

Sendo assim, a acumulação de AGV no decorrer do processo de biodegradação dos RSU leva à redução do pH (AKUZAWA et al. [²]) e, com isso, as atividades metanogênicas no interior do aterro podem ser inibidas (YE et al. [⁴⁷]). Além disso, com a diminuição do pH, a maioria dos metais tóxicos se solubilizam com facilidade (Figura 3), elevando, dessa forma, o potencial de toxidez no lixiviado, enquanto que a toxicidade devido a amônia tende a reduzir, isso porque, em pH ácido predomina a forma iônica ou não tóxica do NAT (CAMPOS et al. [¹¹]).

3.3 Alcalinidade total (AT)

A evolução das concentrações de AT para o lixiviado gerado pela biodegradação dos RSU depositados na C3, no decorrer do tempo, encontra-se ilustrada na Figura 5. Verifica-se que as concentrações de AT variaram numa faixa entre 8.273 e 15.000 mgCaCO₃.L^-1, ao longo do monitoramento. Valores similares aos obtidos neste estudo, foram também constatados por Budi et al. [¹⁰] e Naveen et al. [²⁹], ao investigarem os lixiviados provenientes de aterros de RSU da Malásia e Índia, respectivamente.

Figura 5
Comportamento da alcalinidade total com o decorrer do tempo.

De maneira geral, verifica-se que a AT não teve um comportamento bem definido, porém apresentou as menores concentrações durante o período inicial de monitoramento (0 ≤ t ≤ 30 dias), quando o pH encontrava-se com baixos valores (Figura 2), em razão das quantidades significativas de AGV produzidas; e os maiores teores quando o pH apresentou valores acima da neutralidade, em decorrência do consumo desses ácidos pelos microrganismos metanogênicos, tornando, dessa forma, o meio mais básico.

Observa-se ainda na Figura 5, que as concentrações de AT obtidas para o lixiviado, durante praticamente todo o período de monitoramento, foram superiores à faixa máxima (750 a 11.400 mgCaCO₃.L^-1) encontrada em aterros sanitários brasileiros, segundo Souto e Povinelli [⁴¹]. No entanto, estas elevadas concentrações de AT são decorrentes das quantidades significativas de bicarbonato de amônio gerados pela decomposição bioquímica da fração orgânica presente na massa de RSU aterrada (MAHAPATRA, CHANAKYA e RAMACHANDRA [²⁵]; NAVEEN et al. [²⁹]).

A influência do parâmetro AT na toxicidade de lixiviados gerados em aterros sanitários, ocorre em função de sua capacidade de tamponamento e seu efeito no NAT (SŁOMCZYŃSKA E SŁOMCZYŃSKI [⁴⁰]). Diante disso, à medida que o pH do meio eleva-se para valores superiores a 7, o meio torna-se básico, favorecendo, assim, o potencial tóxico da amônia (CLÉMENT e MERLIN [¹⁵]).

Na Figura 6, encontram-se ilustrados os níveis de NAT aferidos no lixiviado para o mesmo período de avaliação do parâmetro AT. O NAT é composto pelo somatório do íon amônio (NH₄⁺) e a amônia livre (NH₃), sendo esta última considerada muito tóxica.

Figura 6
Comportamento temporal dos teores de nitrogênio amoniacal total.

Analisando a Figura 6 conjuntamente com a Figura 2, verifica-se que, conforme o pH do lixiviado aumentou para valores entre a neutralidade e a basicidade (em 75 ≤ t ≤ 150 dias), as concentrações de AT também aumentaram (Figura 5), uma vez que, também ocorreu uma elevação nos teores de NAT. Contudo, pode-se constatar que, provavelmente, as concentrações de AT, apesar de elevadas, não influenciaram o potencial tóxico do lixiviado em relação à amônia livre, isso porque, de acordo com Campos et al. [¹¹] e com base no pH determinado para o lixiviado, nesse período de tempo, praticamente todo o NAT estava na forma de NH₄⁺, a qual é não tóxica.

Entretanto, ao passo que a AT do meio aumenta, acontece a precipitação e uma maior agregação de muitos elementos metálicos na massa de resíduos aterrada, ocasionando uma diminuição de suas concentrações no lixiviado (Figura 3) e, assim, tornando-o menos tóxico em relação aos metais (ARAÚJO et al. [⁴]).

A Resolução CONAMA n. 430 não estabelece valores de referência para o parâmetro alcalinidade total quando se trata do lançamento no meio ambiente de efluentes originados do processo de biodegradação de RSU em aterros (CONAMA [¹⁸]), contudo, cabe destacar que o lixiviado ao ser lançado no ambiente com elevadas concentrações de AT pode acarretar impactos adversos nos corpos receptores.

3.4 Cloretos

Na Figura 7, apresentam-se as concentrações de cloretos para o lixiviado gerado pela C3, ao longo do tempo. Observa-se nesta Figura que, os teores de cloretos oscilaram numa faixa de 6.598 a 2.699 mg.L^-1, porém com uma tendência ao aumento durante o período de monitoramento. Resultados semelhantes aos obtidos nesta pesquisa foram verificados por Coelho et al. [¹⁶] e Souto e Povinelli [⁴¹].

Figura 7
Concentrações de cloretos com o decorrer do tempo.

De maneira geral, verifica-se que nos primeiros 60 dias de monitoramento as concentrações de cloretos tenderam ao crescimento e, logo depois, a partir de t=75 dias, estes teores tiveram um decaimento até t=120 dias, acompanhado de um leve aumento em t=135 e t=150 dias. Tal comportamento encontrado no lixiviado pode estar associado à alta solubilidade e facilidade de lixiviação dos íons cloretos e, ainda, devido a massa de resíduo orgânicos (RO) ser recente (OLIVEIRA et al. [³⁰]), uma vez que, diariamente foram depositados cerca de 500 tonRSU frescos na C3, e, deste total, 43% corresponderam aos RO de fácil degradação (PMGIRS [³²]).

Os íons cloretos não constituem um problema de toxicidade para os microrganismos atuantes no processo de degradação biológica de RSU em aterros sanitários. Contudo, os sais de cloreto podem contribuir para a redução do potencial tóxico do lixiviado, visto que, ao se combinarem com cátions metálicos, como prata, mercúrio e chumbo, ocasionam efeito antagônico, formando complexos estáveis e reduzindo, assim, a concentração desses metais na forma solúvel e, consequentemente, seus teores no lixiviado (CHERNICHARO [¹³]; LANGE e AMARAL [²⁴]).

A Resolução n. 430 do CONAMA não especifica um valor máximo permissível para o parâmetro cloretos quando se faz referência ao lançamento de lixiviados de aterros sanitários no meio ambiente (CONAMA [¹⁸]). Todavia, este parâmetro pode ser utilizado para avaliar a contaminação do lançamento de lixiviado, seja in natura ou tratado inadequadamente, em recursos hídricos localizados internamente ou em áreas circunvizinhas aos aterros sanitários (TATSI e ZOUBOULIS [⁴²]).

3.5 Demanda química de oxigênio (DQO)

Na Figura 8, ilustram-se as concentrações de DQO para o lixiviado gerado pela C3, ao longo dos 150 dias de monitoramento.

Figura 8
Concentrações de DQO com o passar do tempo.

Com base na Figura 8, observa-se que as concentrações de DQO no lixiviado variaram numa faixa de 61.089 a 10.219 mgO₂.L^-1 no decorrer do tempo, o que correspondeu a uma redução de aproximadamente 83%. Comportamento semelhante ao encontrado neste estudo foi constatado por Ribeiro et al. [³³], ao analisarem o processo de bioestabilização de RSU da cidade de Campina Grande (PB) em um biorreator que simulava uma célula de aterro sanitário.

Durante o período de avaliação inicial, em 0 ≤ t ≤ 60 dias, verifica-se os maiores teores de DQO no lixiviado, enquanto que, em 75 ≤ t ≤ 150 dias, as concentrações deste parâmetro reduziram significativamente. Resultados iguais aos obtidos eram esperados, uma vez que, no início do monitoramento, foram produzidas quantidades consideráveis de AGV, que é um dos principais contribuintes da DQO em lixiviados (BUDI et al. [¹⁰]; EL-FADEL et al. [²⁰]); com o decorrer do tempo, o processo de digestão anaeróbia de RSU em aterros evolui e, com isso, os valores de DQO reduzem (CONTRERA et al. [¹⁹]).

A DQO não influenciou as concentrações dos constituintes tóxicos avaliados (metais e NAT). Na Resolução CONAMA n. 430, também não é especificado um limite legal para este parâmetro, quando se trata do lançamento de lixiviados de aterros sanitários em corpos receptores (CONAMA [¹⁸]). Porém, recomenda-se que quanto menor for a DQO no lixiviado, menor será os impactos negativos ocasionados nos cursos d’água ou no solo, caso esse efluente seja lançado nesses ambientes (CATAPRETA [¹²]).

4. CONCLUSÕES

• A oscilação do pH no lixiviado foi responsável por vários processos, incluindo a definição das fases de degradação anaeróbia; a dissolução e a precipitação de espécies metálicas; e a variabilidade do potencial de toxicidade do NAT;

• O parâmetro AT no decorrer do monitoramento apresentou um comportamento crescente, que contribuiu para tornar o meio alcalino e, com isso, provavelmente, precipitar os metais pesados analisados na massa de RSU depositada na C3, reduzindo seus níveis no lixiviado;

• Os teores de cloreto tenderam ao crescimento com o decorrer do tempo, e apesar das elevadas concentrações determinadas no lixiviado, destaca-se que, estes íons não causam problemas de toxicidade no processo de degradação da matéria orgânica em aterros sanitários; além disso, os cloretos apresentam efeito antagônico em cátions como o chumbo, o que provavelmente, pode ter contribuído para a redução de seus teores no lixiviado gerado pela C3.

• O comportamento da DQO foi resultante, principalmente, da variabilidade das concentrações dos AGV durante as fases ácida e metanogênica de degradação dos RSU aterrados na C3; ressalta-se que, os teores deste parâmetro não influenciaram na variação dos constituintes tóxicos, metais e NAT, na massa de resíduos aterrada na C3 e no lixiviado analisado.

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Datas de Publicação

• Publicação nesta coleção
  2018

Histórico

• Recebido
  27 Mar 2017
• Aceito
  22 Nov 2017