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1
CCOOLLEETTNNEEAA EEMM SSAANNEEAAMMEENNTTOO AAMMBBIIEENNTTAALL
Srie Temtica
Resduos Slidos e Geotecnia
Ambiental
REMEDIAO IN SITU DE SOLOS E GUAS SUBTERRNEAS CONTAMINADOS
POR LQUIDOS ORGNICOS NO MISCVEIS EM GUA (NAPLs)
CELINA ADA BITTERCOURT SCHMIDT
Volume 1
2010
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EXPEDIENTE
Reitor
Ricardo Vieiralves de Castro
Vice-reitora
Maria Christina Paixo Maioli
Sub-reitoria de Graduao
Len Medeiros de Menezes
Sub-reitoria de Ps-graduao e Pesquisa
Monica da Costa Pereira Lavalle Heilbron
Sub-reitoria de Extensao e Cultura
Regina Lcia Monteiro Henriques
Centro de Tecnologia e Cincias
Maria Georgina Muniz Washington
Faculdade de Engenharia
Maria Eugenia de las Mercedes Mosconi de Gouva
EDITORES
Thereza Christina de Almeida Rosso Gandhi Giordano
Editor Associado
Elizabeth Ritter
Ana Cristina Castro F. Sieira
Editorao Eletrnica
Marco Antonio Perna
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3
E-BOOK
Remediao in situ de solos e guas subterrneas contaminados por
lquidos orgnicos no miscveis em gua (NAPLs)
SCHMIDT, Celina Ada Bittencourt.
Srie Temtica: Resduos Slidos e Geotecnia Ambiental Volume 1
Rio de Janeiro: COAMB / FEN / UERJ / 2010.
62 p.
1. Solo, 2. Contaminao, 3. Compostos orgnicos. 4. Remediao.
Editores ROSSO, Thereza Christina de Almeida; GIORDANO, Gandhi.
Editor Associado RITTER, Elizabeth, SIEIRA, Ana Cristina Castro F.
ISSN - XXXX-XXXX
ISBN: XX-XX-XXXXX-XX-X CDD XXX.XX
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Srie Temtica: Recursos Hdricos e Saneamento ANO I 2010 - Volume 1
SCHMIDT, C. A. B.
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SUMRIO
1. INTRODUO ........................................................................................... 5
2. RELEVNCIA ............................................................................................. 8
3. COMPOSTOS ORGNICOS NO MISCVEIS ................................................ 9
3.1. Propriedades fsico-qumicas de compostos orgnicos NAPLs ..... 13
4. CONTAMINAO POR LQUIDOS NO MISCVEIS EM GUA ................... 19
4.1. Migrao de lquidos no miscveis nos solos .............................. 20
5. REMEDIAO DE AQUFEROS CONTAMINADOS POR COMPOSTOS
ORGNICOS NO MISCVEIS EM GUA (NAPLS) .................................... 23
5.1. Introduo .................................................................................. 23
5.2. Escolha da(s) tcnica(s) de remedio ....................................... 25
5.4. Classificao das tcnicas ........................................................... 29
6. PRINCIPAIS TCNICAS DE REMEDIAO IN SITU ................................... 29
6.1. Bombeamento (PUMP AND TREAT) .......................................... 29
6.2. Tcnicas de extrao de vapores do solo (SVE/Air Sparging) ..... 31
6.3. Tcnicas de biorremediao ........................................................ 35
6.3.2. Biorremediao Intrnseca ........................................................... 41
6.4. Tcnicas de embebio e lavagem do solo in situ ........................ 41
6.6. Mtodos eletrocinticos .............................................................. 48
6.7. Atenuao natural monitorada .................................................... 52
6.8. Outros mtodos .......................................................................... 54
7. CONSIDERAES FINAIS ........................................................................ 55
8. REFERNCIAS BIBLIOGRFICAS E BIBLIOGRAFIA CONSULTADA ............ 59
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1. INTRODUO
Embora j se reportem em congressos casos de contaminao de aqferos desde o
incio da dcada de 1960, o assunto passou a ganhar maior importncia no meio tcnico e
cientfico a partir da dcada de 1980. A contaminao dos solos e guas subterrneas
constitui-se hoje em uma das grandes preocupaes dos profissionais envolvidos com os
problemas relacionados ao meio ambiente.
Diversas atividades humanas constituem fontes potenciais de contaminao por
diferentes grupos de compostos. Como principais atividades geradoras de resduos que podem
contaminar o solo e as guas subterrneas cita-se como exemplo: esgoto, o lixo, as atividades
industriais diversas e a agricultura (pesticidas). Bastante comum tambm a contaminao
subterrnea por derivados de petrleo em atividades de extrao, refino e distribuio.
O desenvolvimento industrial levou crescente contaminao de guas subterrneas
por despejos de resduos lquidos no solo. Os lquidos presentes em contaminaes tm seu
comportamento fortemente influenciado pela composio qumica. Podem ser divididos em
duas categorias quanto sua interao com a gua: lquidos miscveis e lquidos no miscveis
ou imiscveis, conhecidos como NAPLs (non-aqueous phase liquids). Os lquidos miscveis
contm compostos inorgnicos como cidos, bases, sais, e compostos orgnicos hidroflicos
como teres, cetonas e a maior parte dos alcois. Uma classificao geral de lquidos
contaminantes em funo dos aspectos citados mostrada na figura 1.
A constatao dessas contaminaes, bem como suas implicaes nocivas, levou a uma
maior conscientizao da importncia das guas subterrneas para a existncia humana e para
o meio ambiente como um todo. nesse cenrio que o engenheiro civil (geotcnico) passa a
atuar mais ativamente nas questes ambientais.
Na dcada de 1980 foi aprovado nos Estados Unidos o Comprehensive Environmental
Response, Compensation and Liability Act (CERCLA), estabelecendo as bases legais
reguladoras para a limpeza de campos contaminados por substncias qumicas perigosas. O
ato foi acompanhado da criao do Superfund Tax Act, que estabeleceu uma taxa que incide
sobre leos e outras substncias consideradas perigosas. A CERCLA controla a utilizao do
dinheiro do SUPERFUND, de acordo com as regras estabelecidas pela Environmental Protection
Agency (EPA).
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A verificao na prtica de que as tcnicas disponveis na dcada de 1980, do tipo
Pump and Treat (bombeamento e tratamento), no conseguiam descontaminar os aquferos
a nveis aceitveis pelo Superfund, levou ao desenvolvimento de novas tecnologias de
tratamento, ou remediao, de campos contaminados. Grande ateno tem merecido os
compostos orgnicos txicos no miscveis com a gua, conhecidos como NAPLs (non-aqueous
phase liquids), para os quais diferentes processos abiticos ou biolgicos vm sendo estudados
e aplicados.
Este trabalho apresenta uma viso dos problemas associados contaminao de guas
subterrneas por NAPLs. So descritas e analisadas algumas das principais tcnicas de
remediao in situ, aplicveis a esse grande grupo de compostos.
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LNAPLs Light Non-Aqueous Phase
Liquids
(Ex: hidrocarbonetos aromticos,
como o grupo BTEX)
DNAPLs Dense Non-Aqueous
Phase Liquids
(Ex: tricloroetileno,
hidrocarbonetos halogenados)
cidos Orgnicos
(Ex: cido actico)
Compostos Polares
Neutros
(Ex: cetonas,
lcools)
Figura 1. Classificao de lquidos contaminantes.
(Fonte: SHACKELFORD, 1994)
Bases Orgnicas
(anilina)
cidos Ex: (HCl)
Sais Ex: (NaCl)
Bases Ex: (NaOH)
Solues
Orgnicas
Hidroflicas
Solues
Qumicas
Inorgnicas
Lquidos
Miscveis
(Aqueous)
Fluidos
Imiscveis
(Non-aqueous)
Lquidos
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2. RELEVNCIA
Sabe-se que de 71% da superfcie terrestre coberta por gua, porm, apenas 6% da
hidrosfera corresponde gua doce, distribuda da seguinte maneira: 4,34 % nas guas
subterrneas, 0,01 % em rios e lagos e 1,65 % em capas de gelo e geleiras. Verifica-se,
portanto, a importncia do montante correspondente aos aqferos subterrneos na
sobrevivncia de todas as formas de vida do planeta e no equilbrio do ecossistema em geral.
A remediao para lquidos imiscveis, ou NAPLs, uma das maiores preocupaes e
um dos maiores desafios, devido sua persistncia no solo, dificuldades na modelagem,
identificao das reas contaminadas e tratamento (remediao). Essas dificuldades devem-se
s peculiaridades no transporte do NAPL quanto sua interao com o solo e guas
subterrneas, aos diversos fatores que influenciam os processos de contaminao e
insuficincia de informaes em resultados experimentais. Alm disso, os NAPLs podem ser
encontrados no solo sob vrias formas: sorvidos na fase slida, como lquidos no miscveis
em gua (fase livre e fase residual) e dissolvidos na gua, o que torna necessria a utilizao
de tcnicas especficas para cada fase. Essas dificuldades tm levado ao desenvolvimento de
novas tcnicas especficas para o tratamento de contaminaes por NAPLs.
Os NAPLs so hidrocarbonetos derivados de petrleo, alm de outros compostos
orgnicos txicos derivados de diversas atividades industriais, como os solventes
organoclorados. Os compostos do grupo BTEX (benzeno, tolueno, etilbenzeno, xileno), so
NAPLs presentes na gasolina, e tm grande potencial carcinognico, Nos postos de servio
(postos de gasolina) os vazamentos so comuns e ocorrem em tanques de armazenamento e
dutos enterrados, em geral devido a furos ocasionados por corroso e a problemas de
instalao.
Vazamentos em tanques de combustveis enterrados foram observados em todo o
mundo com freqncia a partir do final da dcada de 1980, visto que muitos tanques foram
instalados ao final da dcada de 1960 e ao longo da dcada de 1970, sendo sua vida til de
cerca de 25 anos. Vazamentos tm sido detectados tambm em refinarias e em atividades de
explorao.
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3. COMPOSTOS ORGNICOS NO MISCVEIS
O estudo de contaminao de solos e guas subterrneas por compostos orgnicos
ganhou importncia a partir da dcada de 1980, embora tenha se iniciado nos Estados Unidos
ainda na dcada de 1950. Em 1961 so relatados no Primeiro Simpsio de Contaminao de
guas Subterrneas (Cincinnati, Ohio, 1961) casos de vazamentos de orgnicos ocorridos na
dcada anterior. A expanso da explorao petrolfera e o grande crescimento das indstrias
petroqumicas a partir da dcada de 1940 nos Estados Unidos aumentou o nmero de
vazamentos ou lanamento de resduos nos solos.
Os compostos orgnicos txicos, presentes em grande parte das contaminaes de
aqferos subterrneos, so, em sua maioria, carcinognicos, apresentam limites de
potabilidade muito baixos e so contaminantes com comportamento muito complexo no
subsolo.
Os NAPLs so usualmente divididos em dois grupos, de acordo com sua densidade
relativa da gua: LNAPLs (light NAPL), de densidade mais baixa que a da gua e DNAPLs
(dense NAPL), de densidade superior da gua. Os LNAPLs esto presentes em combustveis
automotivos e de aviao. As contaminaes por DNAPLs resultam de diversas atividades
industriais, como indstrias qumicas e metalrgicas, manufatura de pesticidas e tratamento
de madeiras e ainda vazamento de leo de transformadores.
Os principais compostos orgnicos txicos e no miscveis (NAPLs), verificados em
contaminaes de solo podem ser divididos em:
hidrocarbonetos monoaromticos de petrleo;
hidrocarbonetos poliaromticos (HPA ou PAH policyclic aromatics
hydrocarbon);
orgnicos halogenados / solventes organoclorados;
defensivos agrcolas ou pesticidas;
Hidrocarbonetos so compostos constitudos de hidrognio e carbono. Quanto
estrutura da cadeia, os hidrocarbonetos dividem-se em duas classes, aromticos e alifticos.
Os aromticos so aqueles que possuem em sua estrutura anis benznicos e os alifticos so
aqueles que possuem uma cadeia aberta. O anel benznico tem seis tomos de carbono unidos
em uma estrutura fechada (anel), onde se alternam ligaes simples e duplas, como mostra a
Figura 2
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H
C
H -- C C -- H
H -- C C -- H
C
H
Anel Benznico Representaes Simplificadas do Anel Benznico
Figura 2. Estrutura e representaes simplificadas do anel benznico.
Os hidrocarbonetos aromticos de petrleo representam cerca de 17% do leo cru
(FETTER, 1991), dividindo-se em hidrocarbonetos monoaromticos (ou simplesmente
aromticos) de petrleo, em cuja estrutura h apenas um anel benznico e hidrocarbonetos
poliaromticos ou policclicos, que possuem dois ou mais anis benznicos em sua estrutura.
Os orgnicos halogenados so aqueles que contm, alm de carbono e hidrognio, um ou mais
elementos do grupo dos halognios (flor, cloro, bromo, iodo e astatnio). So denominados
orgnicos clorados ou organoclorados quando especificamente o cloro o halognio presente.
Os hidrocarbonetos monoaromticos so LNAPLs. So encontrados na frao mais leve
na destilao do petrleo. Os principais hidrocarbonetos aromticos de petrleo so os
compostos da srie do benzeno, conhecidos como compostos BTEX: benzeno, tolueno, etil-
benzeno e xileno (figura 3). Os compostos do grupo BTEX so constituintes da gasolina e
comprovadamente carcinognicos, tendo, portanto, grande importncia ambiental. So os
mais solveis e biodegradveis hidrocarbonetos de petrleo e difundem-se rapidamente
quando em contato com a gua, podendo contaminar grandes extenses.
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Benzeno Tolueno Etilbenzeno
CH3 C2H5
o-Xileno m--Xileno p-Xileno
CH3 CH3 CH3 CH3
CH3
CH3
Figura 3. Compostos monoaromticos da srie do benzeno (BTEX).
Os hidrocarbonetos poliaromticos (HPAs) tm maior peso molecular, sendo DNAPLs.
Exemplos de hidrocarbonetos poliaromticos so, o naftaleno (C10H8), fenantreno (C14H10),
antraceno (C14H10) e o benzopireno (C20H12), mostrados na figura 4. Esses compostos so
encontrados na frao pesada da destilao do petrleo em produtos como o asfalto, coal tar e
creosoto. Podem tambm resultar da combusto incompleta de combustveis fsseis.
Naftaleno Antraceno
Fenantreno Benzopireno
Figura 4. Hidrocarbonetos Poliaromticos ou Policclicos (HPAs ou PAHs).
O grupo dos orgnicos halogenados, do qual fazem parte os organoclorados, um
dos maiores e mais importantes presentes em contaminao de guas subterrneas. So
compostos orgnicos derivados de hidrocarbonetos de petrleo, tanto aromticos como
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alifticos, onde h troca de um ou mais hidrognios por halognios. Muitos dos compostos
halogenados so usados como solventes e inseticidas.
Os organoclorados alifticos, ou solventes clorados, so orgnicos halogenados,
onde o cloro substitui o hidrognio em hidrocarbonetos de cadeia aberta. Os organoclorados
lquidos so txicos, volteis, no miscveis e mais densos que a gua, ou seja, DNAPLs. No
existem na natureza, so produzidos industrialmente, podendo ser derivados de outros
compostos clorados. So muito persistentes no solo, devido sua baixssima mobilidade e
solubilidade.
De acordo com Sawyer et al., (1994), de particular importncia entre os organoclorados
alifticos so alguns etanos e etenos clorados como o tricloroetano e o dicloroetano, o
tricloroetileno, o dicloroetileno e o tetracloroetileno, apresentados na figura 5.
O tricloroetano1,1,1 (CCl2CH3) um solvente de largo uso industrial, comumente
encontrado em contaminaes de guas subterrneas. O dicloroetano-1,2 (CH2ClCH2Cl)
tambm um solvente industrial. O tricloroetileno (CCl2=CHCl), ou tricloeteno (TCE) o
exemplo mais comum de eteno clorado e um dos compostos mais frequentes em
contaminaes subterrneas. O dicloroetileno-1,1, tambm chamado tricloeteno ou DCE,
encontrado na natureza como produto de degradao do TCE ou do tricloroetano-1,1,1 e se
degrada formando o cloroetileno (CH2CHCl - vinil chloride). O tetracloroetileno, ou
percloroetileno (PCE) outro solvente clorado freqentemente encontrado como contaminante
de guas subterrneas.
Tricloroetano-1,1,1 Dicloroetano Cl H Cl Cl Cl -- C C --- H H --- C --- C --- H
Cl H H H
Tricloroetileno (TCE) Dicloroetileno (DCE) Tetracloroetileno (PCE) (ou Tricloroeteno) (ou Dicloroeteno) (ou Percloroetileno)
Cl H Cl H Cl Cl C = C C == C C = C
Cl Cl Cl H Cl Cl
Figura 5. Organoclorados alifticos - etanos e etenos clorados.
Os hidrocarbonetos aromticos clorados so tambm produtos qumicos industriais
muitos comuns. Entre os hidrocarbonetos aromticos clorados, os benzenos clorados e o
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bifenis poli-clorados (PCBs) so de grande importncia ambiental. Os benzenos clorados so
muito utilizados como solventes ou pesticidas, so pouco volteis, pouco ou moderadamente
solveis e hidrfobos. Os PCBs eram utilizados em transformadores e capacitores, como
solventes e como fluidos hidrulicos. So pouco volteis e altamente hidrfobos.
Os fenis aromticos so caracterizados pela substituio de hidrognios por
hidroxilas na estrutura do benzeno. O fenol (CH6 H5 OH) tem apenas uma hidroxila no lugar do
hidrognio. Os fenis so contaminantes comuns nas guas subterrneas devido a seu uso em
vrias atividades industriais (FETTER, 1991). Foram muito utilizados como germicidas e
desinfetantes. Em grandes concentraes so considerados txicos para as bactrias. Atacam
o sistema nervoso central, podendo levar morte com pouco tempo de exposio.
3.1. Propriedades fsico-qumicas de compostos orgnicos NAPLs
Existe uma srie de propriedades fsico-qumicas que influenciam o comportamento dos
NAPLs em solos e guas subterrneas. Essas propriedades so influenciadas por condies do
meio ambiente, como temperatura e presso. O comportamento de NAPLs com apenas um
componente de mais fcil previso que o de multicompostos, como a gasolina. Para os NAPLs
multicompostos, cada um dos compostos tem propriedades diferentes e o multicomposto
adquire propriedades que refletem a contribuio de todos os compostos, proporcional frao
molar de cada um deles. Assim, varivel o comportamento do multicomposto com o tempo,
medida que os componentes vo se solubilizando, volatilizando ou degradando e, portanto,
variando sua frao molar.
A seguir so descritas algumas das mais significativas propriedades fsico-qumicas dos
NAPLs, que influenciam um processo de remediao.
Solubilidade em gua
a capacidade de uma substncia se solubilizar em gua. A solubilidade limite de um
composto corresponde mxima concentrao dissolvida desse composto em gua pura. O
limite de solubilidade funo da temperatura, da natureza e propriedades do composto e da
presena de outros hidrocarbonetos no sistema. Quanto solubilidade, os compostos
orgnicos podem variar de completamente miscvel em gua, at quase insolvel. Os NAPLs
tm baixa solubilidade.
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Para misturas de contaminantes, a solubilidade efetiva de cada composto proporcional
sua frao molar, conforme a Lei de Raoult como se segue (equao 1):
Sei = Si . Xi (1)
onde:
Sei = solubilidade efetiva do composto i na mistura;
Si = solubilidade do composto puro i;
Xi = frao molar do contaminante i na mistura.
Assim, para compostos mltiplos como a gasolina (+ de 200 compostos), a solubilidade
de cada composto na mistura inferior solubilidade do composto puro. No caso do benzeno
por exemplo, a solubilidade passa de 1780 mg/L para 89 mg/L na gasolina (IBP,2000).
Densidade
a razo entre o peso especfico de uma determinada substncia e o peso especfico da
gua. Se a densidade da substncia menor que a unidade essa vai flutuar na gua, se
maior, vai afundar; o que diferencia o comportamento de LNAPLs e DNAPLs na migrao
vertical atravs do solo. A densidade de um NAPL aumenta com o seu peso molecular e grau
de halogenao. Quanto maior a densidade maior a mobilidade vertical. A densidade depende
fortemente da temperatura, decrescendo com seu aumento, o que pode levar a um DNAPL
passar a LNAPL, com o aumento da temperatura.
Viscosidade
A viscosidade pode ser absoluta ou cinemtica. A viscosidade cinemtica agrega efeitos
viscosos e da densidade. A viscosidade absoluta aumenta com a complexidade molecular,
tamanho e polaridade do composto e diminui com o aumento da temperatura e grau de
halogenao.
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Volatilidade: Presso de Vapor e Constante de Henry
A presso de vapor a medida da tendncia de uma substncia de passar de um
estado slido ou lquido para a fase vapor. Corresponde presso exercida por um gs de uma
substncia, em equilbrio com sua fase slida ou lquida, a uma dada temperatura. Quanto
maior a presso de vapor, mais voltil a substncia. Os compostos so classificados em
termos de volatilidade, de acordo com sua presso de vapor a 20o, como se segue (USEPA,
citado em GRUBB,1998):
1 mm Hg < presso de vapor volteis
10-10 mm Hg < presso de vapor < 1 mm Hgsemi-volteis
Para misturas de compostos tambm vlida a Lei de Raoult com relao volatilidade
(equao 2):
Pei = Pi. Xi (2)
onde:
Pei = presso de vapor efetiva do composto i na mistura;
Pi = presso de vapor do composto puro i;
Xi = frao molar do contaminante i na mistura.
A constante de Henry (H) definida como a razo entre presso de vapor, em atm,
de um determinado orgnico (Pi) e seu limite molar de solubilidade em gua a uma
temperatura de 20 a 25o C (Ciw), de acordo com a Lei de Henry, onde:
iw
i
C
PH .
A constante de Henry pode tambm ser definida como a relao entre as concentraes
de um composto em sua fase vapor e em sua fase lquida, em estado de equilbrio e com a
concentrao em fase lquida tendendo a zero (IBP, 2000). uma medida da volatilidade:
quanto maior a constante de Henry, mais voltil o composto.
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Coeficiente de partio gua- octanol (Kow)
a medida do grau de preferncia ou maior afinidade de um composto orgnico se
dissolver em gua ou em octanol. Corresponde razo entre a concentrao de um composto
qumico em octanol e sua concentrao na gua pura. Quanto maiores os valores de Kow,
maior a preferncia em formar uma fase separada, ou seja, maior a sua hidrofobicidade. Os
compostos so considerados hidrfobos para Kow > 104, e hidroflicos para Kow < 10 (IBP,
2000). O valor de Kow um indicador da soro de um hidrocarboneto no carbono orgnico do
solo, pois existe uma correlao entre a hidrofobicidade do composto e sua soro pela
matria orgnica nativa.
Ponto de Ebulio
O ponto de ebulio a temperatura onde ocorre mudana da fase lquida para a fase
vapor de um composto. tambm uma medida de volatilidade dos fluidos, que so
classificados, em relao ao ponto de ebulio da gua como, de baixo ponto de ebulio,
quando esse parmetro menor que 100o C, e de alto ponto de ebulio, para valores maiores
que 100o C.
Constante Dieltrica
Pode ser definida como a relao entre a capacitncia do material e a capacitncia do
vcuo. Mede a capacidade de um meio interagir eletrostaticamente e de conduzir corrente
eltrica. Quanto maior a constante dieltrica melhor sua resposta aplicao de um campo
eltrico. De acordo com Grubb (1998), importante seu conhecimento quando se consideram
as interaes entre solos argilosos e fluidos que contm hidrocarbonetos, que levam
floculao das argilas e aumento de sua condutividade hidrulica.
Tenso Interfacial
A tenso interfacial, assim como a molhabilidade, definida adiante, importante para o
conhecimento do comportamento de fluidos em um sistema de fluxo multifsico. A tenso
interfacial resulta da energia interfacial desenvolvida no contato entre fases descontnuas de
um lquido com outro lquido, gs ou slido. A energia interfacial resulta da diferena, na
superfcie lquida, entre o nvel de atrao das molculas de uma mesma substncia,
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comparada com o nvel de atrao das molculas do lquido em relao s molculas da outra
substncia.
Assim, a tenso interfacial definida como a quantidade de trabalho necessria para
separar em uma unidade de rea, duas substncias em contato. Representa a medida da
deformabilidade do contato interfacial, expressa em unidades de fora por comprimento. A
tenso interfacial caracterstica, portanto, para cada par de substncias, podendo ser
designada como ij para duas substncias i e j, em contato.
De acordo com Grubb (1998), a tenso interfacial decresce com o aumento da
temperatura, sendo afetada pelo pH e presena de surfactantes ou hidrocarbonetos
hidroflicos, como o lcool. As tenses de capilaridade dependem da tenso interfacial
Molhabilidade
A molhabilidade refere-se ao espalhamento preferencial de um fluido em relao ao
outro nas superfcies slidas de um fluxo multifsico. A molhabilidade est relacionada com a
tenso interfacial atravs do ngulo de contato, , formado na interface entre dois fluidos que
no se misturam (ver figura 6).
Para um ngulo menor que 90o, o lquido L ir molhar preferencialmente a superfcie
slida e para maior que 90o, o lquido G ir molhar preferencialmente a superfcie slida.
Assim, sempre que dois fluidos competem por uma superfcie slida, um deles ser dominante,
sendo considerado molhvel e o outro no molhvel. Nos aqferos contaminados por leos, a
gua tende a se espalhar preferencialmente sobre a superfcie, sendo portanto o fluido
molhvel. Tipicamente, em um meio poroso, os fluidos molhveis conseguem atingir os
menores espaos e os fluidos no molhveis ficam limitados aos maiores poros ou canais.
GL Lquido G
Lquido L
SG SL
Slido S
Figura 6. Tenses interfaciais entre uma superfcie slida S, um lquido molhante, L, e um
lquido no molhante G.
(Fonte: FETTER, 1991)
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A tabela 1 mostra algumas propriedades fsico-qumicas tpicas para compostos
orgnicos monoaromticos, poliaromticos e clorados.
Tabela 1. Alguns compostos orgnicos lquidos txicos e suas propriedades fsicas.
COMPOSTO Solubilidade Densidade Viscosidade
cinemtica
Presso
de Vapor
Constante
de Henry
Coef. Part.
gua/octan
ol (Log Kow)
Ponto de
Ebulio
Constante
Dieltrica
mg/l mmHg oC
HIDROCARBONETOS MONOAROMTICOS
Benzeno 1) 1780 95,2 0,21 2,13 80,1
Tolueno 1) 515 28,4 O,28 2,65
Etil-benzeno 1) 152 9,5 0,37 3,13
Xileno 1) 175 6,6 0,22 3,26
HIDROCARBONETOS POLIAROMTICOS (HPAs ou PAHs)
Naftaleno 2) 30 2,3x10-1 5,78x10-2 3,28
Fenantreno 2) 1,69 6,8x10-4 7,11x10-3 4,46
Antraceno 2) 0,045 3) 1,25 4,45 340 (3)
Benzopireno 2) 0,03 5,6x10-9 2,77x10-5 5,98
ORGNICOS CLORADOS ALIFTICOS
Tricloroetano
(1,1,1) 1) 950 3) 1,325 0,858 100 0,77 2,48 71/81
Dicloroetano
(1,1) 3) 1,175 0,377 1,78 57,3
Tricloroetileno
(TCE) 1) 1x103 3) 1,46 0,57 60 0,42 1,3 87,2 3,4
Dicloroetileno
(DCE) (1,2) 3) 1,248 0,467 1,48 60 9,2
Tetracloroetileno
(PCE) 1) 400 3) 1,625 0,89 14,3 0,34 2,88 121,4
1) BEDIENT et al., 1994 3) GRUBB, 1998
2) IBP, 2000 4) FETTER, 1991
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4. CONTAMINAO POR LQUIDOS NO MISCVEIS EM GUA
Os compostos orgnicos no miscveis (NAPLs -non-aqueous phase liquids) formam fase
distinta durante o fluxo atravs do solo, caracterizado como multifsico tanto na zona saturada
como na zona no saturada do solo. Esse um importante aspecto da contaminao
hidrogeolgica. O fluxo pode ser bifsico, como na zona saturada (gua e NAPL) ou trifsico,
como na zona vadosa (ar, gua e NAPL). Com relao aos fluidos percolantes, o fluxo
depende, das densidades, viscosidades e tenses interfaciais.
Os NAPLs podem se volatilizar, transformando-se em vapor na zona vadosa. Os NAPLs
podem ser tambm parcialmente solveis, de forma a se apresentarem como uma fase
dissolvida, para a qual valem as modelagens referentes aos lquidos miscveis. Alm dos
processos de adveco, difuso e disperso, deve-se ainda considerar a adsoro pelas
partculas slidas e a ocorrncia de processos fsicos, qumicos e biolgicos de degradao.
Assim, os contaminantes orgnicos no miscveis em gua (NAPL) podem se apresentar
no solo como gs, como fase dissolvida, como NAPLs em fase livre ou residual e ainda sorvidos
nas partculas slidas. Grande parte das tcnicas de remediao tem por objetivo a
transferncia de massa de uma fase para outra, o que obedece a leis especficas, de acordo
com as propriedades fsico-qumicas dos contaminantes. Como exemplos citam-se as tcnicas
que utilizam a volatilizao, as que aumentam a solubilidade dos compostos e as que utilizam
processos de soro. Para esses contaminantes so ainda limitadas as simulaes por modelos
numricos para condies mais reais, por falta de informaes de laboratrio e de campo.
Os processos envolvidos no particionamento dos NAPLs so mostrados no esquema da
figura 7.
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LQ
UIDO
SL
IDOSLID
O
NAPL
VAPOR
Volatilizao Lei de Raoult Volatilizao
Lei de Henry Soro
Soro Solubilidade Lei de Raoult
SLIDO Soro LQUIDO
Figura 7. Processos envolvidos no particionamento de NAPLs.
(Fonte: YONG et al, 1992).
4.1. Migrao de lquidos no miscveis nos solos
Os NAPLs migram verticalmente atravs do solo a partir de uma fonte superficial,
devido a presses hidrostticas em seu prprio corpo contnuo (BEDIENT et al., 1994),
descendo atravs da zona no saturada do solo em direo ao aqufero. Migrando inicialmente
como uma frente contnua ou fase livre (mvel), os NAPLs vo deixando ao longo do caminho
bolhas ou gnglios (figura 8), que ficam presos no interior dos poros do solo, devido a foras
capilares geradas por tenses interfaciais. Esses gnglios permanecem no interior do solo
como fase residual, de difcil remoo e localizao, mantendo-se como uma fonte contnua de
contaminao ao se dissolverem na gua subterrnea.
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NAPL
Partculas slidas
Poros
Figura 8. Gnglios de NAPL, presos nos poros do solo- fase residual.
Os LNAPLs, forados pela fonte, por gravidade, migram atravs da zona no saturada
do solo. A fase livre do LNAPL ao atingir o lenol dgua permanece sobre a franja capilar ou
flutuando sobre o nvel dgua, gerando uma pluma de LNAPL. Parte dessa pluma se dissolve
pelo contato permanente com a gua, gerando uma pluma dissolvida na gua subterrnea.
Quando a quantidade de NAPL muito pequena, todo o contaminante pode ficar retido nos
poros como fase residual. Nesse caso a contaminao atinge o aqufero por infiltrao de gua
onde se dissolvem os NAPLs mais solveis. A figura 9 apresenta as duas situaes tpicas de
contaminao por LNAPLs.
a) b)
Tanque Tanque NAPL residual
NAPL mobi-
Pluma de NAPL lizado por infiltrao
Pluma dissolvida
Figura 9. Distribuies tpicas de LNAPLs em contaminao do subsolo: a) LNAPL
atingindo o nvel dgua como fase contnua, b) LNAPL, totalmente retido como fase residual.
(Fonte: GRUBB,1998)
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Os LNAPLs no ultrapassam o nvel dgua (na realidade nvel da franja capilar) por
terem a densidade mais baixa que a da gua. Assim, no deveria ocorrer LNAPL residual na
zona saturada do solo. Apesar disso registra-se a existncia de LNAPL residual na zona
saturada, devido a variaes do nvel dgua. Ao rebaixar-se o nvel dgua, por qualquer
motivo, o LNAPL sobrenadante desce junto com a superfcie do lenol. Ao retornar o nvel
posio anterior, parte do LNAPL, fica retida sob a forma de gnglios, agora na zona saturada.
Os DNAPLs, mais pesados que a gua, ultrapassam a superfcie da zona saturada e
continuam migrando at encontrarem uma camada de permeabilidade muito baixa, onde
permanecem sob a forma de piscinas (pools), que so regies de alta saturao residual (60
70%). Podem ainda romper a estrutura da camada de baixa permeabilidade e penetrar atravs
de fissuras. Por esse motivo os DNAPLs atingem grandes profundidades e so de mais difcil
remediao que os LNAPLs. Devido a heterogeneidades no solo a distribuio dos DNAPls no
subsolo irregular o que torna mais difceis em relao aos LNAPLs, tanto sua caracterizao
quanto sua remediao. A figura 10 mostra uma distribuio tpica de DNAPLs no subsolo.
Figura 10. Distribuio de DNAPL no subsolo.
(Fonte: GRUBB,1998)
FONTE
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5. REMEDIAO DE AQUFEROS CONTAMINADOS POR COMPOSTOS
ORGNICOS NO MISCVEIS EM GUA (NAPLS)
5.1. Introduo
Os projetos de remediao de solos contaminados visam fundamentalmente impedir,
reduzir ou eliminar a contaminao dos aqferos subterrneos, evitando o contato dos seres
humanos com o contaminante e preservando o meio ambiente de uma forma geral.
Sob a denominao de tcnica de remediao esto englobadas todas as tcnicas que
visam a recuperao de uma rea contaminada, quer por remoo do material contaminado,
dificultao ou impedimento do caminho do contaminante atravs do solo ou diminuio ou
eliminao do potencial txico do contaminante (atenuao).
Os mtodos de remediao de aqferos subterrneos podem ser agrupados de acordo
com as formas de atuao, como proposto a seguir:
remoo do solo contaminado e disposio em outro local;
conteno por sistemas de barreiras fsicas;
remoo do contaminante por bombeamento para posterior tratamento e/ou
disposio;
tratamentos qumicos, fsicos ou biolgicos in situ, para degradar, imobilizar ou
neutralizar os contaminantes; includas nesse caso as tcnicas de biorremediao;
sistemas de extrao de vapores, baseados na volatilizao dos compostos
orgnicos..
Shackelford (1999) sugeriu o fluxograma apresentado na figura 11 para as etapas de
um projeto de remediao:
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Descoberta da Contaminao
Resposta Emergencial Caracterizao do Campo Contaminado
Avaliao da Exposio
Regulamentao
Aceitvel ? NO TALVEZ Necessidade de Remediao? Nenhuma ao a executar Sim Atenuao Natural Monitorada Definio dos Objetivos da
Remediao
Apresentao de Alternativas de Remediao
Escolha da Tecnologia Projeto do Sistema
Implementao do Projeto
Operao do Sistema/ Monitoramento
NO SIM Objetivos Alcanados?
Figura 11. Etapas de um projeto de remediao.
(Fonte: SHACKELFORD, 1999)
S
IM
F
IM
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Em termos de remediao, o comportamento dos NAPLs considerado um dos maiores
desafios atuais. Os NAPLs podem ser encontrados tanto na zona saturada do solo como na
zona no-saturada (vadosa) como fase contnua ou descontnua sob a forma de bolhas presas
nos poros do solo (fase residual). So muitas vezes de difcil identificao e quantificao nos
campos contaminados atravs de mtodos geotcnicos tradicionais de investigao, sobretudo
sob a forma de saturao residual.
Diversas tcnicas inovadoras vm sendo desenvolvidas e aplicadas para a remediao
de NAPLs, entendendo-se como inovadoras aquelas tecnologias que, embora testadas,
selecionadas e correntemente usadas para tratamento de determinados contaminantes, so
ainda mal documentadas em termos de desempenho e custos. Nos casos de remediao de
NAPLs os nveis finais de remediao alcanados para cada tecnologia no se encontram
suficientemente estabelecidos. Essa informao importante j que para padres aceitveis de
potabilidade necessria uma recuperao de 99% (BEDIENT et al., 1994).
As tcnicas de remediao podem ser realizadas no local (in situ) ou atravs de
remoo do material (solo) contaminado para outro local, onde ser tratado (ex situ). As
tcnicas ex situ no so, em geral, apropriadas para grandes reas contaminadas, por motivos
econmicos. Devem ainda ser rigorosamente estudados os aspectos tcnicos e econmicos da
disposio dos resduos e a efetividade do tratamento a fim de se evitar a contaminao da
rea de despejo final, bem como custos excessivos envolvidos no projeto. Esses aspectos
levaram aplicao crescente de tcnicas de remediao in .
5.2. Escolha da(s) tcnica(s) de remedio
A escolha da tcnica a ser utilizada em uma rea contaminada depende de diversos
fatores, tais como:
localizao e extenso da rea contaminada;
condies geotcnicas locais;
condies hidrogeolgicas locais;
forma de ocorrncia da contaminao (fases dos compostos, concentrao);
ocorrncia em reas saturadas e no saturadas;
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caractersticas qumicas e fsicas dos contaminantes, incluindo a biodegradabilidade e
sua caracterizao como miscveis ou no miscveis e, no segundo caso, se so
LNAPLs ou DNAPLs;
identificao dos riscos envolvidos para a populao local baseada em um sistema de
anlise de riscos;
viabilidade tcnica e econmica e aspectos legais para implantao de um sistema de
remediao.
A localizao e extenso da pluma de contaminao so fundamentais para as aes
que se pretende tomar. As dimenses das plumas de contaminao definem as dimenses da
rea a ser tratada, sendo fatores limitantes para uma srie de tcnicas de descontaminao.
So necessrias para avaliar a possibilidade de exposio das populaes que se quer
proteger.
Fundamental para a modelagem do problema o conhecimento das condies
geotcnicas e hidrogeolgicas do meio ambiente. So necessrias para a avaliao das
interaes solo-contaminante, capacidade de biodegradao, identificao de zonas saturadas
e no saturadas, identificao de heterogeneidades e definio das condies de transporte do
contaminante.
A forma de ocorrncia refere-se distribuio da contaminao nas fases do solo, que
exigem tcnicas diferentes para seu tratamento. A presena em zonas saturadas e no
saturadas necessria para avaliao do risco e utilizao de tcnicas especficas para cada
uma delas.
A caracterizao completa dos contaminantes necessria para se verificar a maior ou
menor aplicabilidade das tcnicas existentes de acordo com caractersticas fsico-qumicas,
interao com o meio ambiente e caractersticas de transporte.
A anlise de riscos visa verificar se h necessidade de remediao para os nveis
desejados de descontaminao.
Os aspectos tcnico-econmicos so sempre analisados em projetos de engenharia,
visando a obteno da melhor relao custo-benefcio para o atendimento das exigncias
legais locais.
A caracterizao do campo contaminado inclui todos os ensaios e verificaes
usualmente realizadas nos solos no contaminados, alm de caracterizao de parmentros
inerentes contaminao, como se segue. Um programa de caracterizao da contaminao
envolve:
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ensaios de caracterizao de solo (granulometria, parmetros fsicos, limite de liquidez
e plasticidade, presena de matria orgnica), de forma a classificar as camadas de
solo de acordo com os sistemas existentes.
caracterizao hidrogeolgica e geotcnica do campo contaminado, incluindo a
estratigrafia local, a determinao de heterogeneidades, os gradientes hidrulicos, os
nveis e presses dgua, a condutividade hidrulica do aquifero e a permeabilidade
ao ar;
determinao das caractersticas qumicas do solo em termos de sua composio e
propriedades qumicas como pH, capacidade de troca catinica, potencial Redox,
ctions trocveis, sais solveis, etc.;
caracterizao fsico-qumica dos contaminantes.
identificao da distribuio (localizao e extenso) da contaminao nas zonas
saturada e no saturada;
monitoramento atravs de poos e coleta de amostras de gua e solo para
acompanhamento da remediao.
A utilizao de mtodos geofsicos no invasivos na determinao da estratigrafia do
solo e dimenses da contaminao diminui a quantidade necessria de amostragens por
mtodos geotcnicos tradicionais.
O tipo de contaminante determinante na escolha da tcnica de remediao
adequada, devendo ser identificado com relao s seguintes caractersticas:
concentrao e composio qumica;
biodegradabilidade do composto;
densidade e viscosidade do lquido;
demais propriedades fsico-qumicas do contaminante como, pH, condutividade
eltrica, solubilidade em gua, ponto de ebulio, presso de vapor e constante
dieltrica.
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5.3. Avaliao de risco
O conceito fundamental de avaliao de risco est baseado na existncia de trs
componentes essenciais: contaminantes perigosos, vetores de exposio e receptores
potenciais. No existindo um dos trs componentes, entende-se que no existe o risco da
contaminao.
Contaminante perigoso aquele cujas propriedades nocivas a determinadas
concentraes tornam um local imprprio para o seu uso, determinado de acordo com padres
aceitveis para os padres de sade humana e para o meio ambiente em geral. A classificao
da ABNT quanto periculosidade de resduos slidos, considera como perigosos os resduos
que em funo de suas caractersticas de inflamabilidade, corrosividade, reatividade,
toxicidade e patogenicidade, podem apresentar riscos sade pblica, provocando ou
contribuindo para um aumento de mortalidade e incidncia de doenas, e/ou apresentarem
efeitos adversos ao meio-ambiente, quando manuseados ou dispostos de forma inadequada.
Esse conceito poderia ser aplicado ao caso de contaminao devida a vazamentos em tanques
enterrados, onde a forma inadequada de disposio permite a ocorrncia de vazamentos e
conseqente contaminao do solo e das guas subterrneas.
Vetores de exposio so formas de transporte do contaminante, que permitem seu
contato com o receptor a partir do meio contaminado. Os vetores finais do processo so
chamados de rotas de exposio (intake routes), correspondendo a rotas especficas de
exposio pelas quais o contaminante penetra no receptor. Exemplos de rotas de exposio
so: ingesto de gua, inalao durante o banho, absoro dermal durante o banho, ingesto
de solo, contato dermal com o solo, inalao de vapores.
Finalmente, receptores so os indivduos ou grupos de indivduos que ficam
potencialmente expostos contaminao.
A caracterizao do risco envolve a quantificao dos riscos aos receptores potenciais
associados exposio aos compostos qumicos analisados. O risco verificado utilizando-se
programas comerciais reconhecidos, integrando-se os resultados de exposio e toxicidade,
com caracterizao em termos de magnitude e incertezas envolvidas no processo.
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5.4. Classificao das tcnicas
A remediao in situ de um solo pode ser feita pela remoo ou degradao do
poluente, por imobilizao fsica, qumica ou termal ou por mecanismos de isolamento
hidrogeolgico.
As tecnologias disponveis para minimizar ou impedir o problema da contaminao de
solos e guas subterrneas, podem ser classificadas sob diversos aspectos como, por exemplo,
em termos de seu objetivo (conteno x tratamento), localizao (in situ x ex situ), processo
(fsico, qumico, biolgico, termal), meio contaminado (ar, gua ou solo), mecanismo
operacional (recuperao de lquidos e vapores, imobilizao, degradao), entre outros.
As tcnicas de conteno visam impedir o espalhamento da contaminao, podendo ser
utilizadas como soluo final para o problema ou como auxiliares em projetos de remediao,
para conter a massa de contaminantes em uma regio limitada, facilitando o tratamento. So
utilizadas barreiras fsicas (liners), construdas atravs da combinao de diversos materiais,
bem como barreiras hidrulicas, onde uma rede de poos retira a gua contaminada,
impedindo que a contaminao atinja regies fora da rede.
As tcnicas de tratamento ou remediao in situ podem ser classificadas ainda como
passivas ou ativas e apresentam mecanismos operacionais diversos. Algumas das principais
tcnicas de remediao in situ aplicveis aos compostos NAPLs, so apresentadas a seguir.
6. PRINCIPAIS TCNICAS DE REMEDIAO IN SITU
6.1. Bombeamento (PUMP AND TREAT)
Nos processos de remediao por bombeamento, ou do tipo Pump and Treat (PT), a
gua subterrnea contaminada bombeada para um sistema superficial de coleta, atravs de
poos que penetram na zona saturada do solo. O material coletado posteriormente tratado
por tcnicas ex situ. Nesse contexto, o PT pode ser considerado um tratamento. Em termos de
aspectos in situ, porm, o PT caracterizado atualmente por diversos autores como uma
tcnica de conteno.
O PT comeou a ser utilizado como tcnica de remediao nos Estados Unidos no incio
da dcada de 1980. Seu sucesso inicial deveu-se ao fato de ser o uso de poos de
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bombeamento, uma tcnica corrente e bem conhecida. Comeou a cair em desuso, como
tcnica de remediao, a partir da segunda metade dos anos 1980, por ser considerado pouco
eficiente para conduzir a taxas de contaminao aceitveis. O tempo necessrio para a
remediao muito longo e por vezes indefinido, sendo muito altos os custos associados a
esse bombeamento contnuo. De acordo com os critrios do SUPERFUND, o PT no possibilita a
recuperao satisfatria de aqferos contaminados. A dificuldade ainda maior para os
compostos orgnicos NAPL, pela impossibilidade de mobilizao da fase residual, que ainda
diminui a condutividade hidrulica.
Nos casos de contaminao por NAPLs, o PT atualmente mais considerado como uma
tcnica de conteno associada a outras tecnologias in situ disponveis. Os poos de
bombeamento funcionam como uma barreira hidrulica. Tcnicas que utilizam injeo de
solventes surfactantes ou calor, podem ser consideradas uma otimizao do PT tradicional,
aumentando a solubilidade e mobilidade dos NAPLs que contaminam a gua subterrnea.
Para acmulos de NAPL em fase livre, como nas piscinas (pools) de DNAPLs e plumas
sobrenadantes de LNAPLs ao nvel capilar, utiliza-se o bombeamento para diminuir o volume
de contaminante a ser tratado por outras tcnicas de remediao que possam garantir o nvel
desejado de qualidade da gua. O bombeamento nesses casos pode ser utilizado como uma
medida imediata em um projeto de remediao. A figura 12 mostra um desenho esquemtico
de um sistema de bombeamento de LNAPL livre sobre o nvel dgua.
Figura 12. Desenho esquemtico de um sistema duplo de bombeamento de LNAPL.
Bomba p/ retirada
de produto
Nvel dgua
NAPL livre
Tanque p/
armazena
mento
Tratamentooi
sposio
Bomba para
rebaixamento do
nvel dgua
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6.2. Tcnicas de extrao de vapores do solo (SVE/Air Sparging)
As tcnicas de extrao de vapores do solo atuam promovendo a circulao do ar
atravs do subsolo e a remoo dos compostos volatilizados por esse processo. Includos nesse
grupo esto os sistemas de extrao de vapores do solo propriamente ditos ou SVE (Soil Vapor
Extraction) e o Air Sparging. SVE e Air Sparging atuam com injeo de ar (ou oxignio), sendo
ambos os mtodos considerados como tcnicas inovadoras. Seus mecanismos de ao so,
predominantemente a volatilizao e acessoriamente a biodegradao. So aplicveis a solos
saturados de mdia a alta permeabilidade contaminados por compostos volteis (VOCs) e
semi-volteis (SVOCs) ou no volteis biodegradveis aerobicamente. Os contaminantes
derivados de petrleo, por serem facilmente volatilizados e apresentarem grande capacidade
de biodegradao, so os mais adequados para o uso de sistemas de extrao de vapores,
principalmente os compostos do grupo BTEX, que so os mais solveis e volteis presentes na
gasolina.
Volatilizao o processo pelo qual o composto evapora como fase gasosa (vapor), do
local onde se encontra para a atmosfera. Os contaminantes na fase de vapor se movem por
adveco atravs dos poros da zona no saturada do solo. Esse fluxo condicionado pela
existncia de regies de permeabilidades mais altas. Os vapores movem-se inicialmente na
direo horizontal, controlados pela inclinao do nvel dgua e barreiras impermeveis
naturais. Esses vapores, menos densos que o ar, migram depois na direo vertical.
A taxa de volatilizao afetada por diversos fatores, relacionados s propriedades do
solo, do composto qumico e s condies ambientais. Com relao ao contaminante, os
principais fatores so a presso de vapor e a solubilidade em gua. Quanto maior a presso de
vapor de um composto, mais suscetvel ele evaporao. A volatilizao dos
hidrocarbonetos, para gnglios de NAPLs localizados abaixo do nvel dgua e para a pluma
dissolvida, depende da concentrao dissolvida.
A extrao de vapores remove os contaminantes mais volteis a taxas mais altas no
incio do processo que vo decrescendo ao longo do tempo, passando a biodegradao a ser o
processo dominante nos estgios finais, quando j foram extrados em grande parte os
compostos mais volteis. Nos estgios finais o processo de remoo mais um resultado da
biodegradao dos compostos menos volteis e adsorvidos nas partculas slidas. As taxas
relativas de remoo por extrao de vapores e por biorremediao dependem de
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caractersticas geotcnicas (permeabilidade, heterogeneidades) e hidrogeolgicas, alm das
propriedades do contaminante e do projeto de remediao especfico.
A implementao de um sistema eficiente e seguro, depende da habilidade do sistema
em introduzir efetivamente o ar na regio afetada e requer investigaes de campo
detalhadas, incluindo parmetros de fluxo de ar na zona no saturada e viabilidade de
biorremediao. A figura 13 mostra o desenho esquemtico de um sistema combinado
SVE/Air Sparging.
Os sistemas de extrao de vapores do solo apresentam uma srie de vantagens,
como:
possibilidade de remoo da fonte residual no solo nas reas no saturada e
saturada do solo (SVE e Air Sparging respectivamente);
reduo da concentrao de contaminantes nas guas subterrneas;
simplicidade: construdos a partir de equipamentos padronizados;
baixo custo operacional;
pouca perturbao do solo contaminado: interveno discreta;
adicionalmente so utilizados em conjunto com outras tecnologias de remediao,
para possibilitar a completa recuperao, como no caso da biorremediao aerbia in
situ.
Figura 13. Desenho esquemtico de Sistema Combinado SVE/Air Sparging.
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6.2.1. Extrao de vapores do solo ou SVE
A tcnica de extrao de vapores do solo, conhecida como SVE (Soil Vapor Extraction),
um dos mais importantes processos de remediao de NAPLs. uma tcnica bastante
conhecida e que vem sendo utilizado largamente nos Estados Unidos e em outros pases,
inclusive no Brasil. considerada como tcnica inovadora pela EPA, pois algumas variaes
vm sendo desenvolvidas no sendo possvel ainda a previso correta do tempo e custos
envolvidos.
Trata-se de uma tecnologia simples de remediao in situ, apropriada para a remoo,
na zona no saturada do solo, de contaminantes que tenham a tendncia de se volatilizarem
ou evaporarem facilmente. A tcnica consiste em linhas gerais na aplicao de grande
quantidade de ar na zona no saturada do solo para promover a volatilizao dos
contaminantes, presentes como fase livre ou como fase residual, e posterior extrao dos
vapores gerados por sistema de vcuo.
Os fatores que mais influenciam a utilizao de SVE so: a permeabilidade do solo na
zona no saturada, a umidade (altas umidades inviabilizam o processo), a profundidade do
lenol fretico e o tipo de contaminante.
Um sistema de SVE prev a instalao de poos de extrao de gases e poos de
injeo (ou air vents) na rea contaminada, formando um sistema de circulao de ar. Os
poos de injeo de ar utilizam compressores para forar a passagem do ar atravs do solo.
So normalmente colocados na vertical, mas podem ser horizontais para nveis dgua mais
superficiais. Air vents tm a mesma funo, porm ao invs de bombear o ar apenas facilitam
a entrada do ar no terreno. Na figura 13, anteriormente apresentada, o poo de extrao de
vapores se apresenta na posio vertical, tendo sua extremidade posicionada na parte inferior
da zona no saturada, de modo a impedir que o contaminante atinja o nvel dgua.
Quando o ar passa no solo em seu caminho para os poos de extrao, os
contaminantes evaporam, saindo dos poros do solo e sendo puxados pelo ar para os poos de
extrao, onde so removidos e tratados antes do lanamento na atmosfera. Os vapores so
tipicamente tratados por adsoro por carbono, incinerao, oxidao cataltica ou
condensao. O tipo de tratamento escolhido funo do tipo e da concentrao do
contaminante, sendo a adsoro por carbono a mais largamente utilizada para tratamento de
uma grande quantidade de compostos orgnicos volteis.
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6.2.2. Air Sparging
Air sparging uma tecnologia de remediao de guas subterrneas in situ, que
envolve a injeo de um gs (ar ou oxignio) sob presso, por meio de poos situados na zona
saturada do solo, para remoo de compostos volatilizveis. O air sparging estende a
aplicabilidade do SVE a solos saturados e guas subterrneas, possibilitando a remoo fsica
do contaminante e a acelerao da biodegradao em zonas saturadas. aplicvel ao
tratamento de contaminantes que no podem ser remediados por SVE. Quando o mecanismo
de ao predominante a biodegradao, o processo chamado biosparging.
Os principais fatores que influenciam a utilizao de air sparging so:
a permeabilidade do solo na zona saturada;
a profundidade do lenol fretico;
o tipo de contaminante.
O ar (oxignio) injetado abaixo do nvel dgua, ou seja, na zona saturada, movendo-
se horizontalmente no incio e depois, devido densidade mais baixa que a da gua, move-se
verticalmente para cima. Na migrao atravs do solo o ar volatiliza os contaminantes
dissolvidos, existentes como NAPL e/ou sorvidos em partculas slidas saturadas. Os
contaminantes migram para a zona vadosa, onde so removidos por meio de poos.
O regime de fluxo nesse caso no bem conhecido, havendo duas teorias para explic-
lo (GRUBB, 1998). A primeira teoria sugere que o ar flui atravs do solo como bolhas esfricas
descontnuas. A segunda teoria sugere que o ar flui continuamente em canais atravs dos
poros que representem caminhos de menor resistncia ao fluxo.
De acordo com IBP (2000), o processo de air sparging no eficaz para remoo da
fase residual, visto que essa bloqueia os poros, diminuindo a permeabilidade. Dessa forma,
no se formariam bolhas na zona saturada, e sim o ar fluiria atravs de caminhos
preferenciais, evitando as zonas de fase residual. Sem uma grande rea de contato do ar com
a fase residual a volatilizao ficaria prejudicada.
Existem vrias verses de sistemas de air sparging, muitas delas patenteadas. Um
sistema de air sparging consiste em uma rede de poos de injeo de ar instalada dentro da
zona saturada do solo e uma rede de poos de extrao de vapor instalado na zona vadosa ou
no saturada. Os projetos so feitos com bases empricas, como no SVE, devendo ser sempre
monitorados e comparados os resultados de campo com o previsto em projeto.
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Um sistema de air sparging, como descrito em GWRTAC (1996), utiliza compressores
de ar para injetar o ar sob presso e bombas de vcuo para criar presses negativas para a
remoo dos vapores, como mostra a figura 13, apresentada anteriormente. Um sistema de
controle do processo usado para monitorar e ajustar a demanda de ar e os equipamentos de
remoo. O sistema projetado deve ser capaz promover a aerao adequada de toda a rea
afetada, minimizando a possibilidade de perdas de vapores nocivos para a atmosfera. A
utilizao de um sistema de tratamento de gases ser ou no necessria, dependendo das
condies de campo e de projeto, e o ajuste das taxas de injeo/extrao reduz e s vezes
elimina a necessidade de um sistema de tratamento de gases (GWRTAC, TO-96-04).
6.3. Tcnicas de biorremediao
Entende-se como biorremediao qualquer forma de tratamento que utiliza
microorganismos do solo para biodegradar os contaminantes do solo e das guas
subterrneas, transformando as substncias perigosas presentes nos compostos orgnicos em
energia e em substncias no txicas ou pouco txicas.
Os processos abiticos raramente transformam substncias orgnicas em produtos
inorgnicos. J os processos biolgicos de degradao (biodegradao) podem resultar em
completa transformao de compostos orgnicos txicos em produtos inorgnicos no txicos,
como, por exemplo, o CO2.
Os processos de biodegradao podem ocorrer sob condies existentes
(biorremediao intrnseca) ou ser estimulados por tecnologias de biorremediao, que visam
criar condies ideais para que ocorra a biodegradao necessria. Estimula-se o crescimento
da populao de microorganismos no solo, capazes de promover a biodegradao do
contaminante de forma adequada sua quantidade e qualidade.
A biorremediao capaz de degradar poluentes orgnicos a concentraes inferiores
s mximas aceitveis pelo organismo humano e vem sendo usada na destruio de diversos
produtos qumicos no solo e guas subterrneas, sendo grande a lista de compostos passveis
de serem biodegradados.
A biodegradao um processo de reaes bioqumicas mediadas por microorganismos
que metabolizam as substncias orgnicas para nutrio e obteno de energia, promovendo a
transformao de compostos orgnicos txicos em outros compostos. Quando as reaes
bioqumicas transformam os compostos orgnicos em outros menos txicos, o processo dito
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de detoxificao. Quando promovida a completa transformao dos compostos orgnicos
txicos em compostos inorgnicos no txicos o processo de mineralizao. Na
mineralizao, os microorganismos quebram a estrutura dos poluentes e produzem resduos
como dixido de carbono (CO2), gua (H2O), formas inorgnicas de N, P, S e outros;
consumindo no processo, como fonte de energia, o carbono presente nos compostos
orgnicos.
Para que ocorra a biodegradao existem seis requisitos bsicos (BEDIENT et al.,
1994):
1. Presena dos microorganismos apropriados: Os microorganismos nos aqferos
subterrneos so quase sempre bactrias. prefervel ter bactrias nativas
(indigenous) capazes de biodegradar o contaminante local;
2. Fontes de Energia: O carbono orgnico necessrio como fonte de energia e
utilizado pelos organismos para manuteno e crescimento, sendo transformado em
carbono inorgnico, energia e eltrons;
3. Fontes de carbono: Aproximadamente 50% do peso seco das bactrias carbono,
sendo o carbono orgnico utilizado para compor e gerar novas clulas;
4. Receptores de eltrons: A biodegradao envolve a oxidao dos contaminantes,
sendo necessrios elementos oxidantes (receptores de eltrons);
5. Nutrientes: Entre os nutrientes necessrios esto o nitrognio, fsforo, clcio,
magnsio, sendo os dois primeiros necessrios em grandes quantidades;
6. Condies ambientais aceitveis: Exemplos so a temperatura, pH, salinidade,
presso hidrosttica, radiao ou presena de metais pesados ou outros elementos
txicos que inibam a populao bacteriana. A concentrao do contaminante no
aqufero tambm tem influncia direta no crescimento da populao.
A biodegradao pode ocorrer sob condies aerbias ou anaerbias. Em condies
aerbias os microorganismos precisam de oxignio para funcionar, sendo o oxignio o receptor
de eltrons. Em condies anaerbias as atividades biolgicas se do sem presena de ar. As
reaes anaerbias podem ser divididas em respirao anaerbia e fermentao. Na respirao
anaerbia so utilizados como receptores de eltrons, nitratos, sulfatos e dixido de carbono.
Na fermentao os compostos orgnicos so tanto doadores como receptores de eltrons.
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A tabela 2 (SUTHERSAN, 1998) apresenta um quadro resumo das formas de
metabolismo descritas, com doadores e receptores de eltrons e produtos finais, na
biodegradao de substratos orgnicos.
Na mineralizao de substratos orgnicos por respirao aerbia os produtos finais so
o CO2 e H2O. Exemplificando, a equao estequiomtrica da degradao do benzeno em
presena de O2 :
7,5 O2 + C6 H6 6 C O2 + 3 H2 O
Embora a aplicao de tcnicas de biorremediao aerbia in situ sejam mais usuais, a
biodegradao anaerbia possvel para compostos orgnicos resistentes biodegradao
aerbia, como o caso dos hidrocarbonetos halogenados ou orgnicos clorados.
Hidrocarbonetos aromticos e poliaromticos tambm podem ser degradados em condies
anaerbias. Quanto maior o nmero de anis benznicos nos poliaromticos, mais difcil se
torna a biodegradao aerbia.
Tabela 2. Resumo das formas de metabolismo.
Forma de
Metabolismo
Doador de eltrons
(redutor)
Receptor de eltrons
(oxidante) Produtos Finais
Respirao
Aerbia
Substratos Orgnicos
(benzeno, tolueno,
fenol)
O2 CO2, H2 O
Respirao
Anaerbia
Substratos Orgnicos
(benzeno, tolueno,
fenol, tricloroetileno)
Substratos Orgnicos
(benzeno, tolueno,
fenol, tricloroetileno)
NO3-
SO42-
N2 , CO2 , H2 O, Cl
S2- , CO2 , H2 O, Cl
Fermentao Substratos Orgnicos Compostos Orgnicos Compostos Orgnicos,
CO2 , CH4
(Fonte: Adaptada de SUTHERSAN,1998).
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Quanto maior o grau de halogenao de um composto, maiores so as taxas de
biodegradao anaerbia e menos suscetvel ele biodegradao aerbia. Processos
anaerbios de desalogenao redutiva, como a declorao redutiva, podem biodegradar
compostos fortemente halogenados, que persistem quando atacados por bactrias aerbias. A
declorao redutiva se caracteriza pela substituio do cloro por um hidrognio. Uma das
desvantagens da biodegradao anaerbia apontadas por GUSMO (1998) o fato de que
alguns subprodutos so mais nocivos que o original. Outra desvantagem, que, por serem as
taxas de biodegradao anaerbia maiores para os orgnicos mais clorados, os menos clorados
podem ficar persistentes no solo. Os processos anaerbios so mais lentos que os processos
aerbios e as tcnicas de estimulao e otimizao so ainda pouco aplicadas e conhecidas,
no sendo descritas aqui.
Os processos metablicos, aerbios ou anaerbios, se distinguem pela forma de
utilizao do carbono orgnico como substrato. Os contaminantes utilizados como substratos
primrios so, ao mesmo tempo, fonte de energia e de carbono para os microorganismos. Os
substratos secundrios no fornecem energia suficiente para sustentar a populao
microbiana, sendo necessria a presena de um substrato primrio, cujo processo de
biodegradao gere enzimas capazes de biodegradar o substrato secundrio, em um processo
de cometabolizao.
Segundo Grubb (1998), os hidrocarbonetos de petrleo so bons exemplos de
substratos primrios na biodegradao. Segundo com Suthersan (1998), os HPAs mais
pesados so biodegradados somente por cometabolismo. Quanto aos compostos halogenados
ou clorados, somente aqueles pouco clorados, com no mximo dois cloros, podem ser usados
como substratos primrios. Os mais clorados s podem ser biodegradados por
cometabolizao.
A biorremediao pode se dar in situ ou ex situ. As tcnicas de biorremediao ex situ
podem ser mais rpidas e fceis de controlar, porm requerem escavao, transporte,
tratamento e disposio do solo contaminado, sendo de mais alto custo, impacto e dificuldades
operacionais que as tcnicas in situ. As tecnologias de biorremediao in situ no requerem
escavao do solo contaminado, sendo mais baratas e causando menos perturbaes e
liberao do contaminante para o meio ambiente. Possibilitam tambm o tratamento de uma
maior quantidade de solo.
As tcnicas de biorremediao in situ so, em geral, de bioestimulao da populao
microbiana nativa (microorganismos indigenous). Se a atividade biolgica necessria para a
biodegradao efetiva de um determinado campo contaminado no for atendida pelas
condies locais, microorganismos de outros locais (exogenous) podem ser adicionados.
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Porm, enquanto vrios estudos de caso comprovam o sucesso da bioestimulao dos
microorganismos indigenous, o mesmo no ocorre em relao introduo de
microorganismos exogenous, de acordo com Grubb (1998).
A bibliografia consultada indica que a biorremediao degrada o material dissolvido na
fase lquida, no realizando a remediao dos hidrocarbonetos sob a forma de NAPL. De acordo
com Grubb (1998), as reaes de biodegradao requerem transferncia de eltrons e acesso
a nutrientes, que so inibidos na fase no miscvel (NAPL). Os compostos em fase NAPL no
so degradados diretamente; mas vo se dissolvendo medida que a fase dissolvida vai sendo
biodegradada. Alexander (1994) admite a hiptese de que os microorganismos degradem
diretamente os NAPLs na superfcie de contato. De acordo com Alexander (1994), alguns
microorganismos so capazes de biodegradar compostos sorvidos.
Os fatores que influenciam um programa de biorremediao so:
os microorganismos presentes;
o tipo de contaminante;
a extenso e localizao da contaminao;
as condies hidrogeolgicas e geotcnicas locais.
Com relao aos microorganismos presentes no solo, deve-se conhecer sua populao
inicial, sua demanda de nutrientes, sua forma de metabolismo (aerbia ou anaerbia) e sua
habilidade de biodegradar o contaminante presente no solo em uma dada concentrao.
Diferentes microorganismos degradam diferentes tipos de compostos a diferentes
concentraes e sobrevivem sob diferentes condies ambientais (EPA (2),1996). Algumas
bactrias conseguem biodegradar um determinado composto para baixas concentraes e no
o conseguem a altas concentraes.
Com relao ao contaminante, fundamental o conhecimento de suas caractersticas
fsico-qumicas, concentrao e biodegradabilidade em condies aerbias e anaerbias.
As condies hidrogeolgicas e geotcnicas determinam a acessibilidade dos
microorganismos aos contaminantes e dos nutrientes e do oxignio para a bioestimulao. As
caractersticas fisico-qumicas do solo interferem no processo, que pode ser inibido por
condies ambientais inaceitveis.
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6.3.1. Biorremediao aerbia in situ
A biorremediao aerbia in situ utilizada na recuperao de locais contaminados com
produtos derivados de petrleo, compostos fenlicos, solventes organoclorados pouco clorados
entre outros NAPLs (WEEGE, 1998). adequada principalmente aos hidrocarbonetos de
petrleo, que so os compostos mais degradveis aerobicamente, sendo os do grupo BTEX os
mais degradveis, de acordo com BEDIENT et al., (1994).
A tcnica consiste em estimular o crescimento (bioestimulao) da populao
microbiana nativa do solo (indigenous) adicionando ao solo nutrientes e oxignio e
estabelecendo condies apropriadas de temperatura necessrias para dinamizar o processo
de biodegradao. Nos casos de cometabolismo, so tambm adicionados substratos
primrios. A biorremediao aerbia in situ permite a biodegradao de contaminantes
sorvidos nas partculas slidas e dissolvidos na gua subterrnea simultaneamente.
As tecnologias de biorremediao aerbia variam na maneira como o oxignio
fornecido. So, em sua maioria, variaes do sistema patenteado por RAYMOND, 1974,
segundo Grubb, 1998. O sistema formado por poos de injeo e de extrao e possibilidade
de reinjeo da gua subterrnea. A figura 14 mostra esquematicamente um sistema de
biorremediao, onde os nutrientes e o ar so adicionados diretamente na gua subterrnea.
Figura 14. Desenho esquemtico de um sistema de biorremediao in situ.
Uma prtica bastante utilizada a combinao com sistemas de SVE e/ou air sparging
para promover a aerao necessria ao processo de biodegradao, embora o objetivo
principal da injeo de ar nos dois sistemas seja a volatilizao dos compostos.
Co
ressor
de
ar
Suprimento
de gua Poo de
extrao
Air
Sparger
Poo de
injeo
Recirculao
ou sumidouro
Material expelido
Tanque de
nutrientes
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Injees de perxido de hidrognio podem ser usadas no lugar do ar para acelerar a
atividade natural dos microorganismos. Segundo Fetter (1991) este mtodo pode ser mais
eficiente que a injeo de ar, mas pode ser txico para algumas bactrias, alm de ser mais
caro.
As tecnologias disponveis para biorremediao aerbia s se aplicam a solos
permeveis o suficiente para permitir a introduo de oxignio e nutrientes. A permeabilidade
um dos principais fatores a serem analisados em um estudo de viabilidade, sendo que de
acordo com diversos autores k deve ser maior que 10-4 cm/s. As condies hidrogeolgicas
geotcnicas locais devem viabilizar o programa, permitindo a chegada do oxignio e nutrientes
na maior extenso possvel da contaminao.
6.3.2. Biorremediao Intrnseca
A Biorremediao Intrnseca um processo onde a ao dos microorganismos se d
sem interveno humana. A tcnica consiste na previso e monitoramento dos processos de
Atenuao Natural. Por serem os processos biolgicos predominantes na atenuao natural, a
denominao biorremediao intrnseca muitas vezes utilizada como sinnimo de atenuao
natural. A Atenuao Natural Monitorada descrita no item 5.7
6.4. Tcnicas de embebio e lavagem do solo in situ
So tecnologias caracterizadas por injeo ou infiltrao de uma soluo em uma zona
saturada contaminada, seguida da aplicao de um gradiente hidrulico para extrao da gua
subterrnea e do efluente (soluo com os contaminantes), para tratamento fora do terreno
e/ou reinjeo. As solues podem consistir em surfactantes, co-solventes, cidos, bases,
solventes ou gua limpa. Pode ser considerada como uma verso in situ da lavagem de solo.
Podem ser utilizados para uma grande gama de contaminantes orgnicos, podendo ser
aplicvel em alguns compostos inorgnicos. mais aplicvel a meios de permeabilidade
moderada a alta, sendo fundamental um excelente conhecimento das condies
hidrogeolgicas locais.
Uma variedade de configuraes de poos de injeo, poos horizontais, trincheiras,
galerias de infiltrao, e poos de extrao ou trincheiras coletoras podem ser usadas para o
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contato da soluo inundante com a zona contaminada. Um sistema tpico composto por uma
rede de poos de injeo e uma rede de poos de extrao, sendo possveis diversos tipos de
combinaes. A figura 15 mostra de forma esquemtica um sistema de soil-flushing. O
nmero, localizao e profundidade dos poos dependem de vrios fatores hidrogeolgicos e
consideraes tcnico-operacionais. Os poos podem ser verticais ou horizontais (para poos
horizontais ver item 5.8).
No caso dos NAPLs, a adio de co-solventes, e de surfactantes no sistema de guas
subterrneas, para ajudar a mobilizao e solubilizao, normalmente considerada um
avano em relao ao pump and treat tradicional, pelo aumento da massa de contaminante
removida da zona contaminada e possibilidade de remoo da fase residual. Visando o
aumento da mobilizao de NAPLs, o sistema tem como objetivo principal diminuir diretamente
as tenses interfaciais ou acelerar a dissoluo do contaminante para diminuio das tenses
interfaciais Alm disso, podem ser aceleradas as reaes qumicas de: adsoro/dessoro;
cido/base; oxidao/reduo; biodegradao.
A inundao por co-solventes ou surfactantes para remediao de NAPLs, melhora o
processo de recuperao por dissoluo e/ou mobilizao do contaminante, por mecanismos
distintos, conforme descrito a seguir.
Figura 15. In Situ Soil Flushing, usando poos verticais.
(Fonte: EPA 542-f-96-006)
Sol
uo de
lavagem
S
eparador
Tratamento de
contaminantes
Controle de
emisso de gases
Soluo de lavagem/
contaminante contaminante
Soluo
de lavagem
Resduos concentrados
Poo de Injeo
Poo de
extrao
gua tratada
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6.4.1. Embebio por lcool/co-solvente (alcool/co-solvent flooding)
Lquidos polares orgnicos podem ser solventes de lquidos orgnicos no-polares,
podendo aumentar a solubilidade dos primeiros na fase aquosa. A capacidade de um
determinado solvente aumentar a solubilidade de um soluto em outro solvente denominada
co-solvncia. Este fenmeno faz com que aumente a concentrao de compostos orgnicos
no polares, como os hidrocarbonetos de petrleo, na gua contaminada, em conseqncia da
presena de compostos orgnicos polares co-solventes. O co-solvente age diminuindo a tenso
interfacial entre o lquido e a gua em decorrncia do aumento da solubilidade dos NAPLs
O lcool um dos solventes/co-solventes mais utilizados. Os co-solventes so miscveis
em gua e os NAPLs neles se solubilizam, de forma a que se forme uma fase nica. A tenso
interfacial decresce com o aumento da solubilidade tendendo a zero para um sistema miscvel.
O aumento da solubilidade produz tambm uma diminuio na soro do contaminante pelas
partculas slidas.
A predominncia do mecanismo de dissoluo ou da mobilizao do NAPL em um
sistema de embebio por lcool/co-solvente determinada pelo solvente e concentraes
utilizadas.
6.4.2. Embebio por surfactantes (Surfactant flooding)
Os surfactantes so agentes ativos em sabes e detergentes, e apresentam habilidade
tanto para diminuir as tenses interfaciais como para aumentar a solubilidade dos NAPLs.
Essas habilidades decorrem do fato de que os surfactantes tm uma poro polar e outra no-
polar. No contato entre o surfactante e o NAPL, as molculas se posicionam ao longo da
interface, com suas extremidades polares na gua e no-polares no NAPL, causando uma
diminuio da tenso interfacial.
Quando presentes em uma concentrao suficiente, as molculas de surfactante
formam agregados orientados chamados micelas. Na gua as molculas em uma micela so
arranjadas com suas extremidades polares para fora e suas extremidades no-polares para
dentro. As micelas podem incorporar molculas de NAPLs, produzindo um aparente aumento
de solubilidade. Uma vez incorporado pelas micelas, o composto transportado como se fosse
uma fase dissolvida.
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A soluo injetada pode ser composta de mais de um surfactante, podendo incluir lcool
ou sal para otimizar o processo de remoo da contaminao por uma combinao de
dissoluo e deslocamento. A predominncia da dissoluo ou mobilizao controlada pela
formulao da soluo de surfactante. A soluo extrada pode ser tratada e o surfactante
reciclado.
6.5. Barreiras permeveis reativas
Barreiras Reativas so estruturas permeveis instaladas no subsolo, no caminho do
fluxo das guas subterrneas contaminadas, com o objetivo de tratar os contaminantes
dissolvidos, quando so atravessadas por esses. Trata-se de trincheiras ou paredes verticais
escavadas e preenchidas com material reativo para promover o tratamento passivo dos
contaminantes, protegendo da contaminao o solo jusante como mostra a figura 16. O
processo de tratamento que ocorre tipicamente de degradao, soro e precipitao do
contaminante. aplicvel a uma larga gama de contaminantes orgnicos e inorgnicos.
O material reativo normalmente misturado com areia, de forma a tornar a barreira
mais permevel que o solo local. Assim o fluxo atrado pela barreira, ou seja, promove-se
um caminho preferencial de fluxo.
As barreiras reativas funcionam idealmente para solos com permeabilidade moderada a
alta, com um significativo fluxo advectivo das guas subterrneas. Como o processo s trata a
fase dissolvida, deve ser obrigatoriamente associado a outros mtodos no caso de NAPLs.
As dimenses das barreiras so definidas pelas dimenses da pluma de contaminao.
Para completa remediao, a barreira deve ser construda com largura e profundidade
suficientes para ser atravessada por toda a pluma de contaminao. A profundidade da
barreira obedece profundidade atingida pela pluma de contaminao, assim nas
contaminaes por DNAPLs as profundidades das barreiras precisam ser maiores que nas
contaminaes por LNAPLs.
Em termos de profundidades, para as barreiras reativas, o ideal que a contaminao
no exceda a profundidade de 15 m (EPA-542-F-96-016, 1996). As profundidades tratadas
podem ser maiores e ficam limitadas pelos equipamentos disponveis para escavao e
condies locais.
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NT Barreira de tratamento
gua subterrnea limpa
gua subterrnea contaminada
Direo do fluxo
Figura 16. Desenho esquemtico do funcionamento da barreira reativa.
Se a pluma for muito larga ou profunda, as grandes dimenses da barreira podem
torn-la invivel tcnica e/ou economicamente. No caso de grande largura da pluma, podem
ser utilizadas paredes verticais de baixa permeabilidade, que direcionem o fluxo da gua
subterrnea para as barreiras permeveis (reatores) sob a forma de um funil, como mostra a
figura 17. A barreira impermevel ou reator e o funil formado pelas paredes impermeveis
formam o conjun