Resíduos sólidos e aterros Sanitários_ em busca de um novo olhar_ prof Gemmelle Santos

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Gemmelle Oliveira Santos 
Resíduos sólidos e 
aterros sanitários:
em busca de um novo olhar
Fortaleza - 2015
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Resíduos sólidos e aterros sanitários: em busca de um novo olhar
Capítulo 4
Aterros de resíduos sólidos urbanos
Entre os componentes do sistema de gerenciamento integrado de RSU 
o aterro sanitário é o mais complexo, sendo seu correto planejamento, cons-
trução e operação, um desafio.
A NBR 8419/1992 define um aterro sanitário como:
Técnica de disposição de resíduos sólidos urbanos no solo, sem causar danos à
saúde pública e à sua segurança, minimizando os impactos ambientais, méto-
do este que utiliza princípios de engenharia para confinar os resíduos sólidos
à menor área possível e reduzi-los ao menor volume permissível, cobrindo-os
com uma camada de terra na conclusão de cada jornada de trabalho, ou a in-
tervalos menores, se necessário (ABNT 8419/2002).
Segundo Mota (2003) a escolha de um local para a execução de um 
aterro sanitário deve ser feita observando: a) afastamento adequado de 
áreas urbanas; b) distância satisfatória de recursos hídricos superficiais; c)
afastamento do lençol freático; d) disponibilidade de material de cobertura; 
e) distância não muito grande das áreas de coleta e; f) facilidades de acesso 
(sistema viário).
Algumas considerações podem ser feitas sobre esses critérios:
1ª: se o aterro sanitário for instalado em terreno muito distante da área urbana 
e de coleta, ficará caro o transporte dos resíduos e se perderá muito tempo
nas estradas para ir deixar os resíduos e voltar para a coleta. Por outro lado,
se o aterro for instalado em terreno próximo da área urbana, provocará pro-
blemas para a população com relação aos odores, desvalorização dos imóveis
e ainda poderá despertar nas famílias mais carentes o interesse na catação de
materiais dentro do aterro, o que não será permitido (exceto em esteiras de-
vidamente organizadas). Além disso, os aterros não podem ficar próximos de 
aeroportos, pois a presença das aves (ex.: urubus) trazem riscos aos voos.
2ª: se o aterro for instalado em uma área próxima a recursos hídricos pode
acabar por alterar a faixa marginal prevista no Código Florestal como Área de 
Preservação Permanente (APP); pode também contaminar tais recursos hídri-
cos por meio do lixiviado produzido. Por outro lado, se for instalado em um 
terreno onde não exista nenhum recurso hídrico, cabem aqui duas perguntas: 
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Gemmelle Oliveira Santos
onde será lançado o lixiviado após tratamento, já que a recirculação, quando
existe, muitas vezes não utiliza todo o volume produzido e, qual o custo de se
construir estações elevatórias para bombear o lixiviado tratado até encontrar
um recurso hídrico que possa recebê-lo.
3ª: o aterro sanitário deve ser instalado em um terreno sem a presença de
águas subterrâneas ou onde haja água bem distante da superfície, reduzindo 
o risco de contaminação por lixiviados. É importante realizar diversas son-
dagens na área selecionada para melhor locar cada setor do aterro (balança,
portaria, administração etc), deixando para instalar as células de resíduos nas 
áreas de menor risco de contaminação, ou seja, onde o lençol freático for baixo.
É importante impermeabilizar o fundo das células de resíduos com solo argilo-
so e, dependendo da disponibilidade financeira, com manta.
4ª: a rotina operacional de um aterro sanitário envolve espalhar, compactar
e cobrir com solo os resíduos sólidos. Se o aterro for instalado em uma área
com baixa disponibilidade de material de cobertura (jazida) ficará inviável sua
operação, pois é muito caro adquirir o volume de solo necessário para um em-
preendimento dessa natureza. Em alguns aterros, o volume de solo utilizado 
chega a 30% do volume de RSU recebidos.
Você sabia?
No Estado do Ceará, segundo o Banco Nacional de Desenvolvimento Econômi-
co e Social - BNDES (2013), existem seis aterros (Horizonte, Pacatuba, Sobral, 
Maracanaú, Aquiraz e Caucaia), mas segundo a Secretaria do Meio Ambiente - 
SEMA, criada em 2015, existem cinco aterros sanitários (Maracanaú, Aquiraz,
Caucaia, Sobral e Brejo Santo).
Conforme publicação do jornal O POVO35 de 02/09/2013, estão sendo
pensados 14 planos regionais de gestão integrada de resíduos sólidos para o 
Estado do Ceará, cada um com seu respectivo aterro sanitário. Cada plano re-
gional abrangerá vários municípios, a saber: Região Metropolitana de Fortale-
za (RMF) “A” (5 municípios), RMF “B” (8), Litoral Leste (8), Litoral Oeste (16), 
Litoral Norte (13), Chapada da Ibiapaba (8), Sertão Norte (20), Sertão de Cra-
teús (12), Sertão dos Inhamuns (5), Sertão Centro-Sul (24), Cariri (26), Médio 
Jaguaribe (15), Sertão Central (11) e Maciço de Baturité (12 municípios). 
Quando resolvida a questão da localização de um aterro sanitário, o
controle sobre o(a)s sistema de impermeabilização de base, rede de drena-
gem de líquidos, quantidade e tipologia dos resíduos, processo de espalha-
mento e compactação, número de passadas do veículo compactador, altura 
das camadas e da célula, inclinação dos taludes, tipo de material empregado 
nas camadas intermediárias e finais, sistema de drenagem de gases etc. pas-
sam a ser os fatores que influenciam no comportamento do aterro sanitário
e no uso futuro da área.
35 www.opovo.com.br (Acesso: 02 jul 2012).
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Resíduos sólidos e aterros sanitários: em busca de um novo olhar
O sistema de impermeabilização de base tem o objetivo maior de impe-
dir, ou reduzir, a infiltração dos líquidos (chamados de lixiviado, chorume 
ou percolado) no solo e ainda, segundo Araújo (2001) e Borba (2006), im-
pedir que o biogás migre por fendas do terreno podendo acumular-se sob 
edifícios ou outros lugares fechados próximos ou dentro do aterro. 
Vejamos um exemplo noticiado em revistas e jornais:
No Shopping Center Norte, na Vila Guilherme (SP), técnicos da Companhia de 
Tecnologia de Saneamento Ambiental de São Paulo (CETESB), em setembro
de 2011, encontraram grande concentração de gás metano no subsolo, pois os 
prédios foram construídos em um terreno que funcionava como depósito de 
lixo. Os responsáveis pelo empreendimento foram orientados a monitorar a
substância e arranjar meios de dar vazão a ela36.
Os sistemas de impermeabilização inferior envolvem a aplicação, ora
isolada ora combinada, de uma manta impermeável de PEAD37 e solos ar-
gilosos compactados. Pelo fato das duas alternativas juntas encarecerem o 
aterro sanitário, é mais comum o emprego isolado dos solos argilosos, prin-
cipalmente se há disponibilidade desse material no terreno escolhido, mas a 
modalidade aplicada varia entre os estados brasileiros.
Quando definida a opção que será empregada como camada de imper-
meabilização, deve-se executar a rede de drenagem para os lixiviados com o 
objetivo de conduzí-los da célula de resíduos para a estação de tratamento.
Assim, a redução do volume de líquidos do interior da massa de resíduos
permitirá os recalques e o aumento da estabilidade do maciço, reduzindo
seu risco de desmoronamento, aumentando sua capacidade de carga.
O sistema de drenagem de líxiviados mais comum é composto por dre-
nos secundários ligados a um dreno principal (modelo conhecido por “espi-
nha de peixe”). Nesse sistema, duas modalidades de dreno podem ser apli-
cadas: dreno cego e dreno tubular. No primeiro caso, a escavação da vala no 
fundo da célula de resíduos é preenchida com brita, geralmente n°4, e com 
um material drenante (ex.: areia grossa). No segundo caso, são implantados 
dentro do leito de brita um tubo perfurado de PVC38, PEAD ou manilhas de 
concreto. Existem ainda os casos onde mantas revestem tais drenos.
O correto dimensionamento desses drenos depende do volume de li-
xiviados que será gerado no interior do maciço de RSU e essa estimativa 
36 Até o dia 3 de outubro de 2014, diversas matérias sobre esse assunto ainda estavam na internet.
37 PEAD - Polietileno de Alta Densidade
38 PVC - Cloreto de Polivinila
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Gemmelle Oliveira Santos
envolve inúmeros e imprecisos processos influenciados pela(o)biodegrada-
ção da fração orgânica, infiltração de águas pluviais, solubilização de com-
ponentes orgânicos e inorgânicos, teor de umidade dos RSU e dos solos e
suas capacidades de campo e ponto de murcha, entre outros.
Alguns métodos e modelos conhecidos na literatura (Suíço, Racional, 
Balanço Hídrico, Capacidade de Campo, Moduelo 2, HELP39) ajudam a es-
timar o volume de lixiviados a drenar em aterros sanitários, porém, esses
métodos - exceto os dois primeiros - necessitam de um grande número de 
dados/informações e mesmo assim ainda falham nas previsões como cons-
tatam os autores (Capelo Neto, 1999; Corrêa Sobrinho, 2000; Lins, 2003;
Ferreira, 2005; Padilla, 2007; Silva, 2008; Tozetto, 2008).
Embora importante, estimar e monitorar o volume de lixiviados pode 
ser inviável em aterros sanitários por diversos fatores (distância dos aterros 
em relação aos centros de pesquisa, tamanho da área, presença de grandes 
volumes de resíduos, agitada rotina operacional do empreendimento), o que 
de certo modo justifica a construção e instrumentação de células experimen-
tais de pequeno porte, também denominadas Lisímetros.
No Brasil, os Lisímetros são usados com certa freqüência, mas seu pre-
enchimento com resíduos sólidos urbanos - que apresentam grande diver-
sidade de materiais em termos de volume e composição - dificulta estimar
com precisão o volume de lixiviado produzido pelos restos de alimentos em
degradação.
Um experimento realizado em Fortaleza-CE mostrou que entre 0,075
e 0,092 litros (L) de lixiviado são gerados por quilograma (Kg) de resíduo 
(restos de alimentos)40. 
Outro desafio relacionado aos lixiviados gerados no aterro sanitário é
providenciar seu tratamento (Capelo Neto, 1999; Oliveira e Pasqual, 2004; 
Gomes e Silva, 2005; Lima et al., 2005; Lins, 2003; Celere et al., 2007; Silva 
e Santos, 2010; Monte e Santos, 2010; Medeiros e Santos, 2011a), sendo 
comum e ao mesmo tempo questionável a adoção de lagoas de estabilização
como tecnologia isolada.
Com o fim da instalação dos drenos de lixiviado, é o momento de
se acompanhar a quantidade e tipologia dos RSU que chegam ao aterro 
39 HELP - Hydrologic Evaluation of Ladfill Performance
40 Pesquisa do Prof. Gemmelle Santos, concluída, mas ainda não publicada. Titulo provisório: ESTUDO DA GERAÇÃO 
DE LIXIVIADOS EM LISÍMETROS DE PEQUENO PORTE PREENCHIDOS COM RESTOS DE ALIMENTOS
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Resíduos sólidos e aterros sanitários: em busca de um novo olhar
sanitário. Nesse sentido, a pesagem dos resíduos na entrada do aterro e o 
registro das informações no setor administrativo podem ser consideradas o 
início do processo de controle e permitem, entre outros aspectos, monitorar 
a vida útil do empreendimento e alterar (ou manter) sua forma de operação 
(rampa, área ou trincheira). Além disso, a identificação do tipo de resíduo 
(domiciliar, poda, capina etc.) permite direcionar os veículos de coleta ao 
setor adequado, otimizando a rotina.
Após as etapas de registro, uma variável importante a ser monitorada 
no aterro sanitário é a composição física, química e biológica dos resíduos.
Conforme o IBAM (2001):
as características físicas (composição gravimétrica, geração per capita, densi-
dade aparente, teor de umidade, compressibilidade), químicas (poder calorífi-
co, pH, composição química, relação carbono/nitrogênio) e biológicas (popu-
lação microbiana, agentes patogênicos) podem variar em função de aspectos
sociais, econômicos, culturais, geográficos e climáticos, ou seja, os mesmos 
fatores que também diferenciam as comunidades entre si e as próprias cidades 
(IBAM, 2001, p.33).
A composição gravimétrica traduz o percentual de cada componente
(ex. vidro) em relação ao peso total da amostra analisada.
O conhecimento dessa característica possibilita o aproveitamento das
frações recicláveis para comercialização e da matéria orgânica para a pro-
dução de composto. Além disso, essa variável é uma informação básica para
várias atividades, como monitoramento de aterros sanitários, implementa-
ção da coleta seletiva e análise de viabilidade de usinas de compostagem e 
reciclagem.
Quando a composição gravimétrica é realizada por regiões da cidade,
ajuda, na perspectiva de Castilhos Júnior et al. (2003), a efetuar um cálculo 
mais justo da tarifa de coleta e destinação final dos resíduos. De forma com-
plementar, Melo e Jucá (2000) afirmam que essa variável física constitui
uma informação importante na compreensão do comportamento dos resí-
duos, aterrados ou não.
O método utilizado nos estudos de determinação da composição gravi-
métrica é o do quarteamento, a saber: processo de divisão em quatro par-
tes iguais de uma amostra pré-homogeneizada, sendo tomadas duas partes 
opostas entre si para constituir uma nova amostra e descartadas as partes 
restantes. As partes não descartadas são misturadas totalmente e o processo 
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Gemmelle Oliveira Santos
de quarteamento é repetido até que se obtenha o volume desejado (NBR 
10.007/2004).
Em um estudo de composição gravimétrica os resíduos podem ser ana-
lisados (% massa/massa) quanto a presença de vários componentes: restos 
de alimentos, coco verde, resíduos de jardim, papel, papelão, jornal, plástico 
rígido, plástico flexível, PET, ferro, alumínio, embalagem cartonada (tetra-
pak), vidro escuro (azul, verde, marrom), vidro claro (branco ou transpa-
rente), trapos, borracha, fralda e outros (areia, isopor, pilhas, baterias, fios, 
entre outros). 
A composição gravimétrica feita com os resíduos sólidos domiciliares
de Fortaleza-CE em 2015 mostrou os seguintes resultados: 37,5% são resí-
duos classificados como orgânicos, 41,6% são recicláveis e 20,9% são rejei-
tos. Em 2014, os percentuais foram 41,2% de orgânicos, 44,6% de recicláveis 
e 14,2% são rejeitos41.
A geração per capita relaciona a quantidade de resíduos gerada diaria-
mente e o número de habitantes de determinada região. Muitos técnicos
consideram de 0,5 a 0,8 kg/hab.dia como a faixa de variação média para
o Brasil (IBAM, 2001), mas em Fortaleza-CE, por exemplo, esses valores 
ficam entre 1,817 e 1,968 kg/hab.dia36. Os dados de outras cidades do Brasil 
são apresentados por Figueiredo (2011): Natal-RN (1,51 kg/hab.dia), Brasí-
lia-DF (1,72 kg/hab.dia), Recife-PE (1,46 kg/hab.dia), Belo Horizonte-MG 
(1,82 kg/hab.dia). Isso mostra que as indicações do IBAM (2001) estão de-
satualizadas.
A densidade aparente traduz o peso do resíduo solto em função do volu-
me ocupado livremente, sem qualquer compactação, expresso em kg/m3. Na 
ausência de dados mais precisos são adotados os seguintes valores: 230 kg/
m3 para o resíduo domiciliar, 280 kg/m3 para o resíduo de serviços de saúde, 
1.300 kg/m3 para o resíduo da construção civil.
Santos (2012) realizou um estudo para determinar a densidade aparen-
te dos resíduos sólidos domiciliares de Fortaleza-CE recém coletados. O va-
lor médio encontrado foi 188 kg/m3 após 90 ensaios. O menor valor encon-
trado foi 147 kg/m3 e o maior 223 kg/m3. O resultado da densidade aparente
que mais se repetiu durante os ensaios foi 200 kg/m3 (Moda) e a dispersão 
(Desvio padrão) entre os dados foi igual a 18. Esses resultados estão bem
próximos da literatura: 150 kg/m3 (Mercedes, 1997), 239 kg/m3 (Carneiro et 
al., 2000), 198 kg/m3 (Lima e Sirliuga, 2000) e 200 kg/m3 (RECESA, 2009).
41 Pesquisa da ECOFOR concluída, mas ainda não publicada.
41
Resíduos sólidos e aterros sanitários: em busca de um novo olhar
O teor de umidade representa a quantidade de água presente nos resí-
duos sólidos, medida em percentual do seu peso. Este parâmetro se altera 
em função das estações do ano e da incidência de chuvas, podendo-se esti-
mar um teor de umidade variando em torno de 40 a 60%.
Em Santos (2012) também são encontrados resultados para o teor de 
umidade dos resíduos sólidos domiciliares de Fortaleza-CE recém coleta-
dos. Após 24 horas no interior da Estufa (1ª pesagem) a umidade média 
das dez amostras analisadas ao mesmo tempo foi 15,1%. Após 48 horas (2ª 
pesagem) a média das dez amostras foi 25,5%.Após 72 horas (3ª pesagem) a 
média das dez amostras foi 36,9%. Por fim, o teor de umidade presente nos 
resíduos sólidos após 96 horas (4ª pesagem) variou de 31,5% (amostra nº9)
a 42,8% (amostra nº2) e a média das dez amostras foi 37,7%. Os resultados 
alcançados estão abaixo dos encontrados na literatura.
A compressibilidade é a redução do volume que uma massa de resíduos
pode sofrer quando compactada. Submetido a uma pressão de 4 kg/cm², o
volume do resíduo pode ser reduzido de um terço (1/3) a um quarto (1/4) do 
seu volume original.
Em resumo, o conhecimento detalhado sobre os RSU é vantajoso não
só para o pessoal responsável pelo aterro sanitário, mas para o planejamen-
to do sistema de gerenciamento como um todo. Como entendido em IBAM 
(2001), este conhecimento pode auxiliar na estimativa das quantidades a 
coletar em cada região da cidade, no dimensionamento de veículos de coleta 
e estações de transferência, na implementação de programas de coleta sele-
tiva, reciclagem e compostagem, na fabricação de inibidores de cheiro etc.
Passadas as análises dos resíduos, é hora de despejá-los no aterro sani-
tário. Os processos de espalhamento e compactação passam a representar as
variáveis críticas. É comum a literatura recomendar que essas etapas sejam 
efetuadas, sempre que possível, de baixo para cima, a fim de se obter um 
melhor resultado. 
Catapreta (2008) destaca a compactação dos RSU como o principal pa-
râmetro a ser controlado dentre os aspectos operacionais dos aterros sanitá-
rios, dada a sua importância, tanto no que se refere à otimização da disposi-
ção, quanto da melhoria de propriedades geomecânicas dos resíduos.
Quanto maior a compactação dos resíduos menor a presença de oxi-
gênio na massa, o que, sob esse aspecto, diminui o processo aeróbio, tendo 
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Gemmelle Oliveira Santos
como conseqüência uma possível antecipação na produção de metano (Bor-
ba, 2006). Boa compactação aumenta a produção de biogás (Maciel, 2003;
Guedes, 2007; Camacho, 2006) e favorece o processo de decomposição bio-
lógica (Brito Filho, 2005).
O processo de compactação permite ainda uma redução volumétrica
que gera maior estabilidade do maciço e aumento da vida útil do aterro sa-
nitário. Assim, os RSU recém espalhados na frente de serviço passam a ter 
pesos específicos maiores a medida que sofrem compactação.
Com a compactação exercida pelo maquinário existente no aterro sani-
tário, os valores dos pesos específicos tendem a aumentar, sendo encontra-
dos vários registros na literatura: 7,4 kN/m3 (Mercedes, 1997); 7,8 kN/m3 
(Gripp e Oliveira, 2000); de 8,0 a 12,4 kN/m3 (Lima e Surliuga, 2000); de
7,0 a 11,0 kN/m3 (Catapreta e Simões, 2007).
Certamente, o alcance de pesos específicos maiores depende de vários 
fatores: modo de operação do aterro sanitário, comportamento de cada 
componente dos resíduos frente à pressão do equipamento, fase de decom-
posição, existência ou não de líquidos e gases (questões relacionadas a poro
-pressões), número de passadas, espessura da camada de RSU etc.
Conforme o IBAM (2001), para uma boa compactação, o espalhamento 
do lixo deverá ser feito em camadas não muito espessas (máximo de 50 cm), 
com o trator dando de três a seis passadas sobre a massa de resíduos. Essa 
mesma espessura também é recomendada por Russo (2003). Johannessen
(1999) recomenda camada de resíduos de 30 a 50 cm. Catapreta (2008) re-
comenda não mais do que 60 cm. Já Lange et al. (2002) aplicaram camadas
de 30 cm.
Carvalho (2002), referindo-se ao aterro municipal de Santo André (SP), 
destaca que os resíduos sólidos foram compactados por tratores de esteira 
AT D6 (15 toneladas) ou AT D8 (30 toneladas) com 3 a 5 passadas no talude 
e mesma quantidade na camada acabada. O autor refere ainda camadas de 
resíduos variando entre 30 e 60 cm.
De acordo com Caterpillar (2001) apud Catapreta (2008), qualquer que 
seja o equipamento utilizado na compactação, devem ser realizadas de 3 a 4
passadas para obter os melhores resultados. Mais do que 4 passadas não au-
mentam os valores dos pesos específicos dos resíduos de forma econômica.
A inclinação do talude de aterros sanitários é outra variável a ser
43
Resíduos sólidos e aterros sanitários: em busca de um novo olhar
controlada. Nos estudos são encontradas várias aplicações à depender das 
condições dos RSU (atrito, coesão, efeito fibra), altura da camada de RSU,
extensão das bermas etc.
O IBAM (2001) recomenda 1V:3H42. Outros estudos referiram-se a 
inclinações de 1V:2H (Fortuna Oliveira, 2002; Carvalho, 2002; Catapreta,
2008); 1V:2,5H (Corrêa Sobrinho, 2000) e 1V:3H (Pierobon, 2007; Zhang
et al., 2008). Tal inclinação mantém importante relação com os processos 
de (não)rompimento do aterro e estabilidade.
Outra variável crítica em aterros sanitários é o controle sobre a exe-
cução das camadas de cobertura intermediárias e finais. Conforme enten-
dido em publicação do Instituto de Pesquisas Tecnológicas - IPT (2000),
o sistema de cobertura tem a função de proteger a superfície das células 
de resíduos sólidos, eliminar a proliferação de vetores, diminuir a taxa de
formação de líquidos percolados, reduzir a exalação de odores, impedir a
catação, permitir o tráfego de veículos coletores sobre o aterro, eliminar a
queima de resíduos e a saída descontrolada do biogás. Por todos esses moti-
vos é fundamental utilizar solos de qualidade nessas etapas e não entulho de
construção, como já observado em alguns aterros do Brasil.
Conforme entendido em Jucá et al. (2009), um sistema de cobertura fi-
nal de aterro é composto por seis componentes básicos: camada superficial, 
camada de proteção, camada de drenagem, barreira hidráulica ou de gás,
camada de coleta de gás e camada de base. Porém, a utilização simultânea
desses componentes para os sistemas de cobertura final muitas vezes é invi-
ável ou desnecessária, dependendo basicamente da condição climática e do
balanço hídrico do local.
Jucá et al. (2009) citam 04 (quatro) tipos principais de camadas de 
cobertura (convencionais, barreira capilar simples, barreira capilar dupla,
evapotranspirativas) e as definem como:
Convencionais: sistema de cobertura usualmente utilizado com compactação 
de uma camada de solo argiloso, com baixa permeabilidade saturada (valor
menor ou igual a 10-9 m/s) diretamente sobre a massa de resíduos [...] e que 
tem como objetivo evitar a penetração excessiva de precipitação, porém, pode
apresentar alguns problemas, tais como ressecamento e formação de fissuras e
trincas43, quando utilizadas em alguns tipos de climas.
42 V (Vertical), H (Horizontal).
43 As trincas na camada de cobertura do aterro sanitário favorecem a fuga descontrolada dos gases, o que além de preju-
dicar o sistema de extração para aproveitamento energético provoca o lançamento in natura dos gases para a atmosfera. 
Barreira capilar simples: sistemas construídos com uma camada de solo de 
granulometria fina (silte ou argila) sobre uma camada de material granular
(areia ou cascalho) e que funciona como barreira hidráulica para controlar a
infiltração da água na superfície do aterro em função da intensificação do fe-
nômeno da capilaridade.
Barreira capilar dupla: para evitar a perda de água por evaporação na camada 
superior argilosa da barreira capilar simples, pode ser utilizada uma barreira
capilar dupla. Nesse tipo de barreira, a camada de material granular superior 
exerce duas funções importantes: na época de seca, ela impede que a água ar-
mazenada na camada de material fino migre por capilaridade para a camada 
de material granular e, em época de chuva, funciona como um dreno, condu-
zindo lateralmente a água que infiltra na cobertura e prevenindo a saturação 
da camada de material fino.
Evapotranspirativas: são sistemas vegetados com plantas nativas capazes de 
resistir e sobreviver às condições locais. O princípio dessas camadas é a utili-
zação do solo local com capacidade de armazenamento de água de precipitação 
pluviométrica de modo que ela seja evapotranspirada através da vegetaçãona-
tiva, e a sua infiltração no aterro não oco2
No caso brasileiro, a maior parte dos aterros sanitários utiliza o sistema 
convencional já que há possibilidade de extração do material de cobertura
(solo) na própria área do aterro ou nas proximidades, além do baixo custo 
desse tipo de material quando comparado, por exemplo, as geomembranas/
mantas. Mesmo assim, observa-se nos estudos que as camadas convencio-
nais variam principalmente em espessura e no tipo de material que as com-
põem.
Capelo Neto e Castro (2005) sugerem uma camada de cobertura final 
de 60 cm de espessura e que seja de um material de baixa permeabilidade.
Nesse mesmo sentido, publicação da RECESA (2008) afirma que os ma-
teriais a serem utilizados devem ser impermeáveis, resistentes a processos 
erosivos e com características de fertilidade adequadas ao estabelecimento
de vegetação.
Ojima e Hamada (1994) comentam que os aterros brasileiros adotam
uma cobertura constituída de camada de solo argiloso fortemente compac-
tada, de espessura igual a 80 cm. Ainda segundo esses autores, a permeabili-
dade não deve ser superior a 10-6 cm/s e, para minimizar o aparecimento de
fendas proveniente do ressecamento excessivo e recalques, deve ser adicio-
nada sobre a cobertura final, uma proteção constituída de uma camada de 
terra vegetal de 20 cm de espessura. Sobre esta camada de terra é executado
o plantio de vegetação rasteira.
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Resíduos sólidos e aterros sanitários: em busca de um novo olhar
Ensinas (2003) relatou que a camada de cobertura final do aterro Delta 
(Campinas - SP) é composta de 20 cm de terra, 60 cm de argila compactada 
e 20 cm de “terra vegetal”.
No aterro de Extrema (RS) ocorreu aplicação de uma camada de co-
bertura final de 70 cm de argila e sobre esta uma camada de 30 cm de solo 
orgânico com o plantio de gramíneas (REICHERT e ANJOS, 1997).
O fechamento de um aterro sanitário em Rio das Ostras (RJ) ocorreu
com uma camada de solo argiloso de 30 cm sobre a camada de lixo (PIRES, 
2007). 
Em Catas Altas (MG) a cobertura final consistiu em uma camada de 50
cm de argila compactada (Lange et al., 2002).
Em estudo realizado numa célula do aterro sanitário que recebe os RSU
de Fortaleza-CE foi verificado, após 100 medições diretas com trena milime-
trada, camadas de cobertura variando entre 14 cm (camada intermediária) e 
50 cm (camada final) (MEDEIROS e SANTOS, 2011b). Uma curiosidade des-
tacada pelos autores é que o fluxo de gás era maior nas camadas mais finas. 
Em estudo realizado na camada do aterro sanitário de São Leopoldo
(RS) foi verificado cobertura variando entre 30 e 90 cm (SOARES et al.,
2011).
Outra variável crítica em aterros sanitários é o dimensionamento do 
sistema de drenagem de gases já que sua geração, composição, migração
e captação sofrem influencia dos critérios operacionais até então mencio-
nados. É muito difícil realizar um estudo seguro sobre gases em um aterro
onde todas as informações até aqui descritas são desconhecidas.
O sistema de drenagem44 de gases mais comum é composto por drenos 
verticais que evoluem em altura com o preenchimento do aterro sanitário.
Nesse sistema, um tubo perfurado de PVC reforçado (ou manilhas de con-
creto) é envolvido por britas n°4 contidas por tela metálica semelhante a
utilizada na construção civil. 
Há aterros em que os drenos não possuem essa proteção mecânica, o 
que prejudica seu funcionamento, pois a medida que a digestão dos resíduos
44 A drenagem de gases pode ser classificada em passiva ou ativa. No primeiro caso, os gases buscam os drenos de forma
espontânea. A massa de resíduos é que exerce pressão para que o gás seja direcionado para o dreno, onde a pressão 
é menor e semelhante à atmosfera, por isso a drenagem passiva é pouco efetiva quanto à capacidade de extração. No 
segundo caso, os drenos são conectados a sopradores, na realidade podem ser chamados de “sugadores”, havendo maior 
resgate do gás existente no interior do aterro.
46
Gemmelle Oliveira Santos
se processa no interior do aterro há movimento de massa e isso acaba em-
purrando, até desmontando ou obstruindo o dreno. 
Há também, conforme a ATDRX (2001), a opção de se instalar drenos 
de gases de forma horizontal e este modelo é apropriado para aterros pro-
fundos e quando é preciso recuperar rapidamente seu gás, pois nessa mo-
dalidade de drenagem há uma maior superfície de contato entre os gases e o
dreno (e vice-versa).
O volume de gás que será gerado no aterro sanitário é ao mesmo tempo
uma incógnita e o ponto de partida para o dimensionamento/espaçamen-
to do sistema de drenagem e as estimativas dos volumes vêm sendo reali-
zadas, em inúmeros aterros e com fragilidades, com os métodos propostos 
pela USEPA45AA , IPCC46, Banco Mundial, Baseline (Kumar et al., 2004; Tsave, 
Soupios e Karapidakis, 2006; Tsai, 2007; Weitz, Coburn e Salinas, 2008; 
Abushammala et al., 2010).
Vamos resumir?
Os municípios brasileiros não podem mais dispor seus resíduos em lixões por
isso devem se organizar para construir seus aterros sanitários ou participar 
de consórcios. Um aterro sanitário é um empreendimento caro que exige pla-
nejamento durante sua elaboração, rigor durante sua instalação e disciplina 
durante sua operação. O uso futuro da área depende dos cuidados que foram 
adotados durante sua vida útil. Vale aqui a máxima que diz: é melhor prevenir 
que remediar, pois os descuidos com os aterros tem inviabilizado o uso futuro 
da área, tamanha sua insegurança geotécnica e ambiental.
45 USEPA - International Panel on Climate Change
46 IPCC - International Panel on Climate Change
47
Resíduos sólidos e aterros sanitários: em busca de um novo olhar
Capítulo 5
Gases de aterros sanitários
A disposição e confinamento dos Resíduos Sólidos Urbanos (RSU) nos
aterros sanitários permitem a instalação dos mecanismos físicos, químicos
e biológicos envolvidos na degradação aeróbia e anaeróbia, gerando inevitá-
veis resíduos em sua maioria no estado líquido e gasoso.
A digestão aeróbia ocorre quando há influência da atmosfera sobre os
RSU, pois a camada de cobertura ainda não foi executada, e os componentes 
orgânicos passam por reações bioquímicas que resultam em dióxido de car-
bono e vapor de água. 
De acordo com o Instituto de Pesquisas Tecnológicas - IPT (2000), a diges-
tão aeróbia é um processo breve, durando de alguns dias a aproximadamente 
um mês em aterros rasos com profundidade de até 3,0m. Já a International So-
lid Waste Association - ISWA (2010) defende que a decomposição aeróbia pode 
durar seis ou mais meses, dependendo do contato dos resíduos com o ar da su-
perfície do aterro.
Para Pacheco (2004), se o ar atmosférico (ou oxigênio puro) for bor-
bulhado para o interior do aterro, a digestão aeróbia pode se prolon-
gar por um período maior e grandes quantidades de dióxido de carbono 
(CO
2
) e hidrogênio (H
2
) são produzidas, principalmente se o aterro esti-
ver seco.
É importante lembrar que, se não há um projeto de exploração energé-
tica do gás do aterro sanitário, é melhor que predomine a fase aeróbia, pois 
a produção de dióxido de carbono e seu lançamento na atmosfera é menos 
nociva que o metano. Caso exista a exploração energética é melhor que pre-
domine a fase anaeróbia, pois é dela que virá o metano.
A digestão anaeróbia, por sua vez, é iniciada quando não há mais oxigê-
nio no interior da célula de resíduos sólidos. Existem várias descrições dos 
processos envolvidos na digestão anaeróbia dos RSU em aterros sanitários 
48
Gemmelle Oliveira Santos
(PESSIN et al., 2002; GOMES et al., 2002; CASTILHOS JÚNIOR, GOMES
e PESSIN, 2003; ARAÚJO, 2001; CETESB47, 2006; USACE48, 2008; ISWA, 
2010) que permitem entender que ocorre, em linhas gerais, hidrólise da ma-
téria orgânica complexa em moléculas solúveis, conversão dessas moléculas
em ácidos orgânicos mais simples, dióxido de carbono e hidrogênio, e final-
mente, formação do metano a partir da decomposição dos ácidos ou redu-
ção de dióxido de carbono com o hidrogênio.
Assim, inúmeros processosisolados e combinados antecedem a for-
mação dos gases nas áreas de disposição de RSU. Para a USACE (2008), o 
mecanismo de formação de gases em aterros é regido por reações químicas, 
processos de volatilização e decomposição biológica, assim descritos:
As reações químicas entre os materiais que compõem os resíduos ocorrem
pela presença de água, sendo imprevisíveis as reações que podem ocorrer em
função da diversidade de compostos. A volatilização ocorre até que se estabe-
leça um equilíbrio químico dentro do aterro e a taxa na qual os compostos se 
volatilizam depende de suas propriedades físicas e químicas. A decomposição 
biológica ocorre em fases através dos mecanismos aeróbios e anaeróbios. O 
calor gerado a partir dos processos biológicos tende a acelerar a taxa de reação 
química e volatilização (USACE, 2008, p.2).
Algumas publicações (TCHOBANOGLOUS, THESSEN e VIGIL, 1994;
ATDRX49, 2001; USACE, 2008; USEPA, 2009) descrevem a geração de ga-
ses em aterros sanitários por meio de um diagrama de fases. Desses autores
entende-se, resumidamente, que:
1ª Fase (Ajuste inicial): os resíduos são depositados no aterro e sua fra-
ção biodegradável sofre decomposição biológica aeróbia. A fonte principal
de microrganismos é o solo ou lodo de estações de tratamento ou a recircu-
lação do lixiviado50. 
2ª Fase (Transição): decrescem os níveis de oxigênio e começa a fase 
anaeróbia. O nitrato e o sulfato podem servir como receptores de elétrons em 
reações de conversão biológica e os microrganismos iniciam a conversão do 
material orgânico complexo em ácidos orgânicos e outros produtos interme-
diários. Há elevação das concentrações de CO2 dentro do aterro.
47 CETESB - Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental
48 USACE - United States Army Corps of Engineer
49 ATDRX - Agency for Toxic Substances & Diseace Registry
50 Os lixiviados são definidos como os líquidos provenientes de três fontes principais: umidade natural dos resíduos 
sólidos, água de constituição dos diferentes materiais que sobram durante o processo de decomposição e líquido prove-
niente de materiais orgânicos pelas enzimas expelidas pelas bactérias (REICHERT, 2000 apud CASTILHOS JÚNIOR, d
GOMES e PESSIN, 2003). 
49
Resíduos sólidos e aterros sanitários: em busca de um novo olhar
3ª Fase (Ácida): há conversão microbiológica dos compostos da eta-
pa anterior em compostos com baixa massa molecular, como o ácido acético.
O dióxido de carbono é o principal gás gerado e também serão produzidas 
quantidades menores de hidrogênio.
4ª Fase (Metanogênica): predominam microrganismos estritamen-
te anaeróbios que convertem ácido acético e gás hidrogênio em CH4 e CO2. 
A formação do metano e dos ácidos prossegue simultaneamente, embora a 
taxa de formação dos ácidos seja reduzida. 
5ª Fase (Maturação): a umidade continua migrando pela massa de
lixo e porções de material biodegradável até então não disponíveis acabam 
reagindo. A taxa de geração do gás diminui consideravelmente, pois a maio-
ria dos nutrientes disponíveis foi consumida nas fases anteriores e os subs-
tratos que restam no aterro são de degradação lenta. Dependendo das medi-
das adotadas no fechamento do aterro, pequenas quantidades de nitrogênio 
e oxigênio podem ser encontradas.
Uma caracterização laboratorial bem profunda dos lixiviados pode in-
diretamente indicar a fase de digestão em que os resíduos se encontram, 
como bem demonstrou Silva e Santos (2010).
Em função dessas fases, a velocidade e o volume da produção de gases, 
bem como sua composição, são específicos de cada aterro e ao mesmo tempo 
diferentes em cada ponto do aterro. Além disso, Castilhos Júnior, Gomes e 
Pessin (2003) lembram que:
Embora essa divisão do processo de digestão anaeróbia em fases facilite bas-
tante o entendimento dos fenômenos de estabilização biológica dos RSU e seus 
impactos sobre a composição dos lixiviados e emissões gasosas, na prática, du-
rante a vida de um aterro, essas fases não são tão bem definidas (CASTILHOS 
JÚNIOR, GOMES e PESSIN, 2003, p.33).
A literatura (TCHOBANOGLOUS, THESSEN e VIGIL, 1994; JOHAN-
NESSEN, 1999; ATDRX, 2001; EEA, 2004; USEPA, 2005; USACE, 2008) 
aponta os principais fatores que afetam a geração de gases nos aterros sani-
tários: composição dos resíduos, tamanho das partículas, temperatura, umi-
dade, pH, geometria, operação, cobertura do aterro e idade dos RSU, etc.
Dela entende-se que:
(I) Quanto maior o percentual de materiais biodegradáveis maior a 
taxa de geração de gases. Já o(a) início e duração da geração depende
da natureza dos materiais dispostos no aterro (altamente degradável,
50
Gemmelle Oliveira Santos
lentamente degradável etc.), ou seja, alguns componentes logo dispa-
ram a geração de gases; outros demoram mais;
(II) O tamanho das partículas tem relação com a velocidade de degra-
dação, que é maior em resíduos menores, tanto nos processos aeróbios 
quanto nos anaeróbios;
(III) A temperatura interna e externa dos aterros sanitários tem im-
portante significado no processo de decomposição dos RSU, pois atua 
na cinética das reações químicas e na atividade dos microrganismos. 
Geralmente, quanto mais elevada for a temperatura maior será a ativi-
dade bacteriana, com limites de tolerância, pois estamos nos referindo
a seres vivos;
Uma pesquisa em desenvolvimento em Fortaleza-CE teve por objetivo moni-
torar o comportamento da temperatura em dois Lisímetros preenchidos ex-
clusivamente com restos de alimentos. No Lisímetro 1, a maior temperatura 
interna foi 42,7ºC e a menor foi 24,4ºC. No Lisímetro 2, a maior temperatu-
ra foi 45,7ºC e a menor 25,7ºC. A amplitude da temperatura no Lisímetro 1 
foi 18,3ºC e no Lisímetro 2 foi 20,0ºC. As temperaturas médias observadas
nos dois Lisímetros (31,3 e 31,5ºC) apontam para provável predominância
de microrganismos mesófilos. Picos de temperatura se repetiram com certa 
freqüência ao longo do monitoramento. No geral, a temperatura interna no 
Lisímetro 1 superou a temperatura externa em 33 das 70 medições (47,1%), 
tendo ficado (média) 3,9ºC acima da temperatura ambiente (valor máximo 
alcançado: 12,9ºC). A temperatura interna no Lisímetro 2 superou a externa
em 35 das 70 medições (50,0%), tendo ficado, em média, 4,4ºC acima (valor
máximo: 15,9ºC). A freqüência de temperaturas internas maiores que as ex-
ternas ocorreram predominantemente no meio do período de monitoramento,
ficando claro que a massa de resíduos passou por três fases de degradação: 
primeira (ajuste inicial), segunda (degradação ativa) e terceira (maturação).
Os dois Lisímetros mostraram correlação positiva entre os resultados da tem-
peratura interna e o horário da medição ao longo do dia, mostrando influencia
do ambiente externo51. 
(IV) A umidade depende de vários fatores [composição e condições ini-
ciais dos RSU, clima, procedimento de operação do aterro, in(existên-
cia) de recirculação de líquidos etc.] e geralmente seu aumento favorece 
a geração de gases. Se a umidade for muito baixa há grande atraso na
decomposição dos RSU, pois ela é transporte difuso de bactérias e nu-
trientes. Geralmente, podemos dizer que aterro secos geram pouco gás;
(V) O pH é um importante parâmetro de acompanhamento do processo 
51 Pesquisa do Prof. Gemmelle Santos, concluída, mas ainda não publicada. Titulo provisório: MONITORAMENTO DA 
TEMPERATURA DE DEGRADAÇÃO DE RESTOS DE ALIMENTOS EM LISÍMETROS DE PEQUENO PORTE
51
Resíduos sólidos e aterros sanitários: em busca de um novo olhar
de decomposição. Inicialmente, o aterro tem um pH ácido que tende a 
neutralidade quando a fase metanogênica vai predominando e em pH
neutro há condição ideal de produção de gás;
(VI) A geometria, operação e cobertura do aterro influencia na produ-
ção de gases sob vários aspectos: aterros com altura elevada e com um 
sistema eficiente de impermeabilização da camada de cobertura fomen-
tam o predomínio de atividade anaeróbia. Da mesma forma, a correta 
compactação realizada durante a operação do aterro aumenta a densi-
dade dos resíduos, o quepropicia o encurtamento da fase aeróbia.
(VII) A idade dos RSU tem influência na qualidade e volume dos gases. 
Geralmente, resíduos novos geram mais gás e com mais metano en-
quanto que os resíduos antigos podem ter sua capacidade potencializa-
da através da recirculação dos líquidos percolados no aterro.
A recirculação tem um efeito positivo na formação de CH4 por aumen-
tar o teor de água, fornecer e distribuir nutrientes e biomassa (ZHANG, HE
e SHAO, 2008; ABUSHAMMALA et al., 2010). Além disso, é uma opção 
complementar de tratamento do lixiviado uma vez que propicia a atenuação
de constituintes pela atividade biológica e por reações físico-químicas que 
ocorrem no interior do aterro. A recirculação diminui também o volume do 
lixiviado em função da evaporação que ocorre no platô do aterro se o solo 
estiver quente.
Cabe destacar que os parâmetros até então comentados influenciam
não só a geração e composição dos gases, mas também as previsões dos vo-
lumes a serem gerados nos aterros sanitários. Assim, inúmeros trabalhos 
preveem tais volumes com métodos teóricos que se baseiam em equações de 
primeira ordem e seus autores reconhecem as limitações desses métodos, a
exemplo dos trabalhos elaborados por:
(I) Cortázar e Monzón (2007) - que estimaram para o aterro de Meruelo
I (Cantabria - Espanha) uma produção máxima de gases para o ano de
1992 da ordem de 1.437.000 m3;
(II) Nozhevnikova et al. (1993) - que estimaram a produção anual de 
resíduos sólidos em grandes cidades da Rússia em 37,5 milhões de tone-
ladas e emissão de 1,2 - 2,4 milhões de m3 de metano/ano;
(III) Samuelsson et al. (2001) - que avaliaram quatro áreas de disposição
52
Gemmelle Oliveira Santos
da Suécia (Filborna, Hagby, Häljestorp e Härlövs Ängar) e estimaram, 
respectivamente, emissão de 308 kg de metano/hora, 49 kg/h, 136 kg/h 
e 142 kg/h;
(IV) Manna, Zanetti e Genon (1999) - que, estudando uma célula do 
aterro sanitário da cidade de Turim (Itália), estimaram produção de 2 
milhões de m3 de biogás para o período compreendido entre janeiro de
1984 e dezembro de 1990; 
(V) Aronica et al. (2009) - que estimaram emissão de 7.519,97 - 10.153,7 
m3/h de biogás no aterro Bellolampo (Palermo - Itália) entre novembro 
de 2005 e julho de 2006;
(VI) Jingura e Matengaifa (2009) - que, apresentando um panorama
da produção de biogás no Zimbabué (África) a partir da produção de
RSU nas 19 principais cidades do país, estimaram entre 7.923.712 -
35.656.704 de m3 de biogás/ano;
(VII) Braeutigam et al. (2009) - que estimaram para o aterro Lomas Los
Colorados (Chile) uma produção média de 70 milhões de m3 de biogás 
por ano;
(VIII) Chiemchaisri, Juanga e Visvanathan (2007) - que estimaram 
uma emissão de metano da ordem de 115,4 a 118,5 Gg/ano na Tailân-
dia, considerando que em 2004 haviam 425 locais de descarga no país,
sendo 95 aterros sanitários e 330 lixões;
(IX) Al-Ghazawi e Abdulla (2008) - que estimaram o potencial de gera-
ção de metano do aterro ‘Rusaifeh’ e do aterro ‘Akaider’ (Jordânia) para 
o ano de 2005 em, respectivamente, 46,2 e 27,7 Gg;
(X) Tsatsarelis e Karagiannidis (2009) - que demonstraram que o ater-
ro de “Etoloakarnania” (Grécia) tem potencial para aproximadamente 
2 mil toneladas de metano/ano durante 15 - 30 anos.
É importante lembrar que algumas estimativas feitas pelos autores con-
sideraram uma única área de disposição de RSU enquanto outras considera-
ram várias. Alguns estudaram isoladamente os aterros sanitários enquanto 
outros estudaram todas as opções de disposição sobre o solo.
El-Fadel, Findikakis e Leckie (1997) resumiram o potencial de influ-
ência da maioria dos fatores discutidos na geração de gases, permitindo 
enquadrar como baixo potencial de favorecimento: densidade, tamanho 
53
Resíduos sólidos e aterros sanitários: em busca de um novo olhar
das partículas, nutrientes, bactérias e hidrogênio; médio potencial de fa-
vorecimento: composição do lixo, temperatura e pH; alto potencial de fa-
vorecimento: umidade. Quanto a inibição da geração de gases, os autores 
referem-se a sulfatos e metais (baixa inibição), tóxicos (média) e oxigênio 
(alta).
Como já se sabe, parte dos gases gerados nos aterros sanitários escapa
para a atmosfera por processos de percolação nas camadas de cobertura. Es-
sas emissões parecem representar um problema de poluição difusa comum a 
maior parte das áreas de disposição de RSU dos países, como se observa nas 
várias pesquisas encontradas:
Marion e Peter (1998) realizaram um estudo com o objetivo de escolher 
o melhor formato de uma camada de cobertura para fins de oxidação do 
metano em um aterro da região baixa da Áustria. Os autores relataram que 
o metano do aterro é drenado para mover um motor a gás e, mesmo assim, 
há perdas pelas camadas de 0,1 - 0,4 m3/m2/h, considerando os ensaios rea-
lizados com câmaras estáticas de 2,25 m2.
Park e Shin (2001) estudaram a emissão de gases pela superfície de um
aterro da Coréia do Sul com câmaras de 1.256 cm2 e verificaram fluxo de CH4
variando entre 0,0055 e 0,5477 m3/m2/h no inverno e entre 0,0416 - 2,4137 
m3/m2/h no verão. Quanto ao CO2, os autores mediram fluxo variando en-
tre 0,0136 e 0,5172 m3/m2/h no inverno e entre 0,0121 - 2,639 m3/m2/h no 
verão. Conforme os autores, até 30% dos gases gerados no aterro estudado 
pode fugir pela superfície caso não seja implantado um sistema de extração 
forçada com sopradores.
Ensinas (2003) determinou o vazamento de gases pela superfície do 
aterro sanitário Delta A (Campinas - SP) usando uma peça de coleta de gás 
conectada a um medidor de vazão. A peça de alumínio, de 610 x 410 x 80
mm, foi enterrada 40 mm na superfície do aterro e ligada a um bolhômetro
de 10 mL. O autor realizou medições em 05 partes do aterro e a fuga pela 
camada de cobertura (sem trincas) foi de 0,0057 Nm3/m2/dia.
Maciel (2003) desenvolveu um trabalho cujo objetivo principal foi ava-
liar o comportamento geotécnico da camada de cobertura do aterro expe-
rimental da Muribeca (PE) no que se refere à percolação e emissão do gás. 
O autor utilizou detector de gás, manômetro, termômetro e placas de fluxo 
de 0,16 m2, constatando fluxo de CH4 variando entre 1,2 e 4,2 x 10
-3 g/m2/s.
Laurila et al. (2006) estudaram os fluxos de gases pelas camadas de 
54
Gemmelle Oliveira Santos
cobertura de três aterros sanitários da Finlândia (Ämmässuo, que possui 50
hectares (ha); Kiimassuo - 5 ha; Seutula - 16 ha). Os autores observaram flu-
xos médios de 74 m3/ha/h de CH4 no primeiro aterro, que está em atividade
e com resíduos recentes; 15 m3/ha/h de CH4 no segundo aterro, que está ati-
vo e possui camada de cobertura complementar de composto; 0,5 m3/ha/h
de CH4 no terceiro aterro, que está inativo.
Milke, Holman e Khire (2006) estudaram os fluxos de gases pelas ca-
madas de cobertura de um aterro da Nova Zelândia (Christchurch). Os auto-
res mediram os fluxos de CH4 variando entre 0,020 - 0,095 g/m
2/min a 38 
metros (m) de um poço de extração, menor que 0,005 g/m2/min a 62m do 
poço e entre 0,375 e 1,49 g/m2/min a 120m do poço de extração.
Stern et al. (2007), antes de aplicar uma cobertura biologicamente ativa
sobre a camada de um aterro sanitário da Flórida (Estados Unidos), verifi-
caram, após 34 ensaios na cobertura com placa estática, fluxo médio de 18,1
g/m2/h de CH4. Com a disposição de uma camada de 50 cm de espessura à
base de resíduos de compostagem sobre a cobertura convencional, os auto-
res verificaram uma emissão 10 vezes menor de CH4.
Scheutz et al. (2008), estudando emissões atmosféricas no solo de co-
bertura do aterro Grand’Landes (oeste da França) com câmaras estáticas 
de 1.217 cm2 cravadas a 4,5 cm na cobertura, encontraram fluxo máximo de
29 g/m2/d de CH4 e traços de compostos orgânicos não-metano. Segundo 
os autores, além do metano e do dióxido de carbono, o gás de aterro pode 
conter mais de 200 compostos orgânicos, incluindo alcanos, aromáticos, hi-
drocarbonetos, embora todos estes sejam vestigiais, ou seja, formem até 1% 
(v/v) do gás de aterro.
Jha et al. (2008),estudando emissões de GEE em um aterro da cidade 
de Chennai (Índia) durante duas campanhas de campo (dezembro de 2003 
e setembro de 2004), verificaram fluxo de CH4 variando entre 1,0 e 23,5
mg/m2/h, fluxo de CO2 variando entre 39,0 e 906 mg/m
2/h e fluxo de N2O 
variando entre 6,0 e 460 μg/m2/h.
Georgaki et al. (2008), avaliando o uso da técnica da resistividade elé-
trica acoplada a câmaras estáticas de 29,54 litros nas estimativas de emis-
sões de CH4 e CO2 em cinco pontos da superfície de um aterro existente na 
ilha de Creta (sul da Grécia), verificaram fluxo máximo de 17 g/m2/h de CH4 
e de 33 g/m2/h de CO2. Conforme os autores, a principal razão para os baixos 
valores encontrados foi a elevada idade de aterramento dos resíduos, além 
das condições do solo empregado na cobertura e o acúmulo superficial de 
55
Resíduos sólidos e aterros sanitários: em busca de um novo olhar
lixiviado (ou água precipitada).
Fernandes (2009) desenvolveu um trabalho cujo objetivo foi avaliar a 
emissão de gás, enfocando o metano, num aterro sanitário experimental ins-
talado numa área da central de tratamento de resíduos sólidos da BR-040, 
região noroeste de Belo Horizonte. No aterro experimental foram realizados 
15 ensaios na camada de cobertura, que resultaram no diagnóstico de fluxos 
de CH4 variando entre 23,24 e 337,67 g/dia/m
2 e o fluxo de CO2 variando 
entre 29,09 e 233,24 g/dia/m2.
Berto Neto (2009) desenvolveu um trabalho cujo objetivo foi estudar as
emissões fugitivas de CH4 e CO2 em lixões e aterros sanitários no estado de 
São Paulo, considerando o ar ambiente, a interface solo-ar e os dissipado-
res verticais. As áreas estudadas foram Araraquara, Brotas, Campinas, Jaú,
Ribeirão Bonito, Ribeirão Preto, São Carlos e aterro Bandeirantes (SP). O 
autor identificou o menor fluxo de CH4 pela camada de cobertura na área de
Ribeirão Bonito (5,66 g/m2/d) e o maior fluxo em Bandeirantes (148,20 g/
m2/d). Quanto ao CO2, o menor fluxo foi em Brotas (17,78 g/m
2/d) e o maior 
fluxo em Campinas (223,04 g/m2/d).
Johnsson (2010) avaliou os fluxos de gases pela camada de cobertu-
ra de três aterros sanitários da Suécia (Lassabacka, Härlövs ängar e Onsjö)
com câmaras de 0,09 m2. Foram observados fluxos médios de 0,06 g/m2/h 
para o CH4 e 1,26 g/m
2/h de CO2 no primeiro aterro (que mede 18 hectares, 
tem aproximadamente 1,1 milhões de toneladas, foi inaugurado em 1962 e
encerrado em 1979), fluxos médios de 0,0004 g/m2/h de CH4 e 4,45 g/m
2/h 
para o CO2 no segundo aterro (que mede 56 hectares, tem aproximadamente
1,0 milhão de toneladas, foi inaugurado em 1960 e encerrado em 2002), e
fluxos médios de 0,0015 g/m2/h de CH4 e 2,93 g/m
2/h de CO2 no terceiro
aterro (que mede 4,5 hectares, tem aproximadamente 216 mil toneladas, foi 
inaugurado em 1955 e encerrado em 1976).
Mariano e Jucá (2010) desenvolveram um trabalho cujo objetivo foi de-
terminar as emissões de gás através das camadas de cobertura da Célula 1 do
aterro de resíduos sólidos de Aguazinha, Olinda (PE). Os autores utilizaram
placa de fluxo estática em 19 locais do aterro e constataram fluxo de CH4
variando entre 7 e 146 kg/m2/ano. A área estudada possui 20 hectares, sua 
operação foi iniciada em 1988 e, atualmente, recebe 400 toneladas/dia de 
RSU e a espessura média de resíduo depositado é de 20 m.
56
Gemmelle Oliveira Santos
No estudo de Capaccioni et al. (2011) as emissões de gases pela camada 
de cobertura de um aterro sanitário existente em um distrito da cidade de 
Fano (Itália), após realização de 1183 medições pontuais com placa estática
entre 2005 e 2009, foram de 3,8 g/m2/d para o CH4 e de 13,1 g/m
2/d para 
o CO2.
Nava-Martinez, Garcia-Flores e Wakida (2011) determinaram as emis-
sões na superfície de um antigo lixão existente em Tijuana (México), com
placa estática em seis amostragens realizadas durante fevereiro de 2006 e
junho de 2007 em oito locais cada. Os autores encontraram fluxo de CH4
variando entre 0,17 e 2441,81 g/m2/h e associaram essa grande variabilidade 
as fissuras existentes no terreno.
Santos (2012) instalou uma Célula Experimental de Resíduos Sólidos 
Urbanos (RSU) numa área não utilizada do Aterro Sanitário Metropolitano 
Oeste de Caucaia (ASMOC), Região Metropolitana de Fortaleza. As estima-
tivas das emissões de gases foram realizadas por meio de ensaios com placa 
de fluxo estático na cobertura convencional (branco) e nas coberturas cul-
tivadas, além das medições feitas no dreno; todos em duas campanhas. Os 
gases emitidos pela cobertura (branco) foram (em %) menores que os emiti-
dos pelo dreno, mostrando retenção: 1ªC = 11,6% de CO2, 6,5% de CH4, 9,1%
de O2 e 72,7% de outros gases; 2ªC = 14,9% de CO2, 9,4% de CH4, 7,2% de
O2 e 68,5% de outros gases. Em relação aos fluxos mássicos houve aumento 
entre as campanhas (média): 2,5 x 10-3 e 3,6 x 10-3 g/m2.s de CH4 (1ªC e 2ªC, 
respectivamente), 1,2 x 10-2 e 1,5 x 10-2 g/m2.s de CO2 (1ªC e 2ªC). Os fluxos
volumétricos foram (média): 4,0 x 10-6 e 5,7 x 10-6 m3/m2.s de CH4 (1ªC e
2ªC) e 7,0 x 10-6 e 8,8 x 10-6 m3/m2.s de CO2 (1ªC e 2ªC).
O trabalho de Santos (2012) também mostrou que uma forma de redu-
zir a emissão de gases pela cobertura do aterro sanitário se dá pelo cultivo
de gramíneas. A camada de cobertura cultivada com capim Mombaça, por 
exemplo, em comparação com a camada de cobertura convencional (branco) 
reduziu em até 62% (em massa) a emissão de CH4 na segunda campanha. 
Caso a redução pudesse ser garantida por um período de ano, o capim Mom-
baça teria a capacidade de reduzir a emissão, em média, de 32 kg/m2.ano de 
CH4 (considerando os dados da primeira campanha como referência) e 44 
kg/m2.ano (2ª C52). Para o CO2 a capacidade de redução alcançaria, em mé-
dia, 148 kg/m2.ano (1ª C) e 184 kg/m2.ano (2ª C). Em termos volumétricos, a
52 C = Campanha.
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Resíduos sólidos e aterros sanitários: em busca de um novo olhar
capacidade de redução seria de, em média, 23 m3/m2.ano de CH4 (1ª C) e 32
m3/m2.ano (2ª C). Para o CO2 a capacidade de redução alcançaria, em média, 
42 m3/m2.ano (1ª C) e 50 m3/m2.ano (2ª C).
Como se observa, condições muito particulares a cada local estudado
devem determinar o fluxo dos gases pelas camadas de cobertura.
Vamos resumir?
Inúmeros processos isolados e combinados favorecem ou inibem a formação
dos gases nas áreas de disposição de RSU. O conhecimento aprofundado sobre 
esses processos pode decidir sobre a (in)viabilidade do aproveitamento do gás
metano. A grande lista de pesquisas apresentada permite perceber que o tema 
tem despertado o interesse de muitas pessoas no mundo todo e que o início dos
entendimentos já começa a ser trilhado.