De um modo geral, os processos de atenuação de contaminantes no solo são aqueles que promovem a diminuição da concentração das soluções que adentram o sistema e que, portanto, retardam o movimento da frente de contaminação. Devido à grande variedade de composição dos solos e dos resíduos e das condições físico-químicas nos sítios de disposição, a identificação precisa do mecanismo atenuante é improvável, além do fato de que, normalmente, esses mecanismos atuam de forma simultânea (LEITE, 2000).
Os principais processos envolvidos no transporte de contaminantes podem ser divididos em: mecanismos de migração (permite o deslocamento), de compostos pelos processos de advecção e de dispersão hidrodinâmica (dispersão mecânica e difusão molecular) e mecanismos de atenuação (retarda ou desacelera a migração), que compreendem a adsorção, precipitação e complexação (PEREIRA; CHANG; SOTO, 2011).
A atenuação natural das cargas orgânicas e inorgânicas presentes nos lixiviados gerados em áreas de disposição de Resíduos sólidos Urbanos (RSU) ocorre como função da redução da concentração de contaminantes, durante o respectivo transporte através do solo. Diversos fatores associados ao solo promovem a capacidade natural de atenuação, porém essa capacidade de assimilar resíduos é limitada. Os processos que influenciam a atenuação podem ser desde uma simples diluição através da água não contaminada que se infiltra no solo por meio de precipitação, até interações físico-químicas complexas, que fixam ou retardam o movimento dos contaminantes através do meio constituído pelo solo (CALÇAS; HAMADA; GIACHETI, 2001).
Segundo Sharma e Reddy (2004), a atenuação natural de contaminantes no solo, envolve processos físicos, químicos e biológicos que agem sem a intervenção humana para reduzir a massa, a toxicidade, a mobilidade, o volume
48
ou a concentração de contaminantes. A técnica de atenuação natural é primeiramente aplicável para a degradação de constituintes orgânicos, mas também pode ser usada para imobilização de contaminantes inorgânicos, incluindo metais tóxicos e radioativos.
Para Gadd (2004), os microrganismos são capazes de afetar a especiação dos metais, tendo em vista sua capacidade efetora ou mediadora nos processos de mobilização ou imobilização, que influenciam no equilíbrio das espécies metálicas entre as fases solúveis einsolúveis.
Microrganismos como bactérias, algas e fungos, possuem a habilidade para remover metais do meio ambiente; no entanto, a capacidade de remoção, assim como os mecanismos de acumulação, podem variar amplamente de acordo com a espécie microbiana. Fatores externos como pH, temperatura, ausência ou presença de nutrientes e outros metais também influenciam no mecanismo atuante e, consequentemente, na eficiência e seletividade de acumulação (LEMOS; SANTOS, 2007).
Sabaté, Viñas e Solanas (2004) observaram que os solos possuem diferenças nas atividades metabólicas dos microrganismos naturais, afetadas pela sua estrutura, composição, características e o comportamento coligativo. Nessas condições, a cinética de todo o processo de biodegradação será diferente em cada tipo de solo. O comportamento bifásico dos compostos no solo deve também ser considerado, pois pelo modelo de sequestro, a proporção inicial de poluentes livres introduzidos no solo é fixada nos microporos de suas partículas tornando os compostos inacessíveis aos microrganismos. Certas frações de hidrocarbonetos podem ficar retidas nos microporos do solo, juntamente com os agregados tornando-os inacessíveis aos microorganismos.
Singh e Cameotra (2004) afirmam que o mecanismo bioquímico microbiano não é o da degradação do átomo contaminante, como ocorre na degradação de poluentes orgânicos, mas aquele que produz uma mudança no
49
estado de oxidação do metal para sua detoxificação. Independente das reações ocorridas, o metal ainda permanecerá no local, pois se sabe que as bactérias possuem a capacidade de concentrá-lo e removê-lo, seja em forma de substâncias voláteis ou precipitadas menos tóxicos, alterando as características dos contaminantes e os convertendo em formas não tóxicas.
Alguns trabalhos relatam a alta capacidade de sorção de metais pesados pelo solo utilizado nas camadas intermediárias em áreas de deposição de RSU. Pode-se citar o experimento de Suzuki et al. (2008), que avaliaram o desempenho de barreiras de solo, intermediárias e de cobertura na remoção de metais pesados em lixiviados de aterros da cidade de Okayama no Japão. Os mesmos autores atribuem a capacidade de retenção de metais pesados pelo solo à sua composição físico-química, sendo a fase sólida do solo predominantemente composta por Fe, Al, Mn-oxi-hidratos, substâncias orgânicas, carbonatos e minerais de argila. Pode-se destacar, com maior relevância o óxido de ferro e a argila, que desempenham papéis importantes na sorção de substâncias. Também são observados mecanismos de remoção de metais através da sorção superficial, via atração eletrostática, complexação de superfície e precipitação (SUZUKI et al., 2008). Neste trabalho, os autores compararam as concentrações de metais pesados presentes nos lixiviados gerados em células providas de barreiras de solo associadas às camadas de escória siderúrgica, com as concentrações de metais pesados presentes nas células que não possuíam barreiras.
Nos experimentos conduzidos por Suzuki et al. (2008) foram monitoradas três células experimentais com volume aproximado de 88,0 m³, sendo as configurações de preenchimento com solo, escória siderúrgica e resíduos sólidos urbanos. A produção de lixiviado foi simulada artificialmente por meio da aplicação semanal de lâminas referentes aos volumes médios precipitados no período úmido na Cidade de Okayama, de outubro a abril, com
50
precipitação anual de 735,5 mm (para o ano de 2005), correspondente a 25 mm.d-1. Os lixiviados coletados foram armazenados em recipientes herméticos e
encaminhados para análises laboratoriais, onde foram submetidos a ensaios de espectrometria para determinação de sua composição elementar. Os autores concluíram que na célula onde foi implementada barreira de solo na base, houve redução de cerca de 50% para Cu, Ni e Mn; 20% para Zn e B; e ligeira remoção para Pb e Cd.
3.8 Aspectos Legais Associados à Implantação de Aterros Sanitários,