5.7 PARÂMETROS IMPORTANTES NO MONITORAMENTO DE ÁGUAS NATURAIS
5.7.3 Oxigênio Dissolvido
O oxigênio dissolvido e essencial para a manutenção de processos de autodepuração em sistemas aquáticos naturais. Durante a estabilização da matéria orgânica bactérias aeróbias fazem uso do oxigênio nos seus processos metabólicos, podendo vir a causar uma redução de sua concentração no meio.
A degradação da matéria orgânica pela ação do oxigênio dissolvido, é um processo mediado por bactérias, produzindo dióxido de carbono conforme a seguinte equação química:
2 2
2
2
O
O
H
O
CO
CH
(5.17)Na Equação 5.17 a fórmula CH2O representa um carboidrato simples, ou seja uma material orgânico simples. O processo de oxidação, representado por esta reação, pode ocorrer nos solos, mas também em aquíferos em que ocorre matéria orgânica fossilizada como turfa e lignita. Se o oxigênio for exaurido, no meio reacional, outros aceptores de elétrons como nitrato, sulfato e óxidos de ferro (III) podem substituí-lo no processo de oxidação da matéria orgânica, que se torna um processo anaeróbico (Appelo e Postma, 2006).
Como mostrado pela Equação 5.17, a diminuição da concentração de oxigênio dissolvido na água e o aumento da concentração de dióxido de carbono são indicativos de um processo aeróbio de biodegradação. Já, o aumento da concentração de espécies reduzidas, no corpo d’água, como íons Fe2+ ou a diminuição da concentração de espécies oxidadas como os íons nitrato podem indicar a ocorrência de processos anaeróbios (Appelo e Postma, 2006).
O dióxido de carbono resultante da oxidação da matéria orgânica pode contribuir para aumentar a intensidade do intemperismo de minerais carbonáticos e de silicatos, devido ao aumento da acidez que acarreta no corpo d’água.
Através da medição do teor de oxigênio dissolvido, a presença de matéria orgânica oxidável nos corpos d’água e os seus efeitos podem ser avaliados. O teor de oxigênio dissolvido também indica a capacidade de um corpo de água natural manter a vida aquática.
5.7.4 Potencial de Redox, Eh
O potencial de redox determina a capacidade de um ambiente natural em promover um processo de redox.
O fluxo de elétrons no meio é estimado pelo potencial de redox, definido por analogia com o potencial hidrogenionico, ou seja, pelo potencial de elétrons, pe, definido como o logaritmo negativo da concentração de elétrons.
A medição do potencial de redox em amostras de sistemas naturais, como em amostras de água, em geral dá resultados discrepantes dos valores calculados a partir dos potenciais padrões e de resultados de laboratório, para muitos pares redox. Tais discrepâncias devem-se à composição complexa das amostras naturais, à ausência de um estado de equilíbrio entre os diferentes pares redox presentes e às dificuldades analíticas em se fazer a medida com o eletrodo de platina, que incluem falta de eletroatividade na superfície do metal, envenenamento do eletrodo, surgimento de potenciais espúrios. De modo que, em geral, a medida do potencial redox tem um caráter qualitativo ou semiquantitativo (Anderson e Crerar, 1993; Stumm e Morgan, 1996; Appelo e Postma 2006).
A medição do potencial de redox, Eh, normalmente é feita com um eletrodo inerte de platina, conectado a um eletrodo de referência, cujo potencial padrão é conhecido, ou seja um eletrodo combinado. Comumente, para uso em campo, o eletrodo de referência é constituído pelo par Ag/AgCl(s) imerso em uma solução de KCl que mantém uma concentração elevada de íons Cl-.
Em vista do aspecto qualitativo ou semiquantitativo a medida do potencial de redox , no monitoramento de águas naturais, é usada, em geral, de forma empírica para indicar se o sistema aquático é aeróbico e oxidante ou anaeróbico e redutor (Sayer et al., 1994; Appelo e Postma, 2006).
Água de ambientes oxidantes têm valores de Eh, ou seja, dos potenciais de redox maiores que águas de ambientes redutores. O decréscimo do potencial redox, Eh, de valores positivos para valores negativos reflete a mudança de condições oxidantes, favoráveis aos processos aeróbicos para condições redutoras, próprias aos processos anaeróbios (Sayer et al, 1994;
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5.7.5 Acidez e Alcalinidade
Nas águas naturais não poluídas, as espécies que determinam a concentração dos parâmetros, acidez e alcalinidade são, em geral: o CO2, que pode ter origem na atmosfera e na degradação da matéria orgânica; e os íons carbonato,
CO
23, e hidrogenocarbonato,HCO
3, comumente designado como bicarbonato.A acidez devida à dissolução do CO2 na água, em geral, é caracterizada pela reação representada pela Equação 5.14.
(aq)
H
(aq)
HCO
O
H
(aq)
CO
2
2
3
(5.17)Além da acidez devida à reação química de dissolução do CO2, também pode haver alguma contribuição de ácidos húmicos derivados da degradação da matéria orgânica, assim como de reações de hidrólise de metais e de processos redox (Stumm e Morgan, 1996).
A alcalinidade natural da água é proveniente em geral da dissolução de carbonatos minerais presentes no solo e, em especial, das rochas carbonáticas, de acordo com as Equações 5.15 e 5.16, que expressão a dissolução dos minerais calcita e dolomita que podem estar na constituição dessas rochas.
(aq)
Ca
(aq)
2HCO
O
H
(aq)
CO
(s)
CaCO
2 3 2 2 3
(5.18)(aq)
Mg
(aq)
Ca
(aq)
2HCO
O
H
(aq)
CO
(s)
.MgCO
CaCO
2 2 3 2 2 3 3
(5.19)A alcalinidade das águas naturais está associada à concentração de íons hidróxido, carbonato e bicarbonato presentes. Em geral, a concentração dessas espécies na água determina o seu pH, assim águas com pH maior que 8,3 podem ter alcalinidade devida aos íons hidróxido e carbonato.
Como em muitos corpos d’água o pH da água, em geral se apresenta entre 7,0 e 8,3 o íon bicarbonato normalmente é espécie determinante da alcalinidade dessas águas.
5.7.6 Metais
Em geral, os metais presentes em concentrações maiores nas águas subterrâneas e superficiais de ambientes geológicos constituídos por rochas sedimentares e ígneas são o cálcio, magnésio, potássio e sódio, em concentrações menores ocorrem o alumínio, bário, ferro, manganês e zinco (O’Neil, 1998).
Na Tabela 5.7 estão sumarizadas concentrações médias dos metais cálcio, magnésio, potássio e sódio, em águas superficiais e subterrâneas não poluídas, de acordo com Langmuir (1997).
Tabela 5.7 Concentração dos metais principais nas águas naturais
Concentração média (mg/L)
Águas Superficiais Águas Subterrâneas
Ca Fe Mg K Na Ca Fe Mg K Na
15 0,1 4,1 2,3 6,3 50 0,1 7,0 3,0 30
Fonte: Langmuir, (1997).
Na Tabela 5.8 estão sumarizadas concentrações médias dos metais secundários e traços mais comuns nas águas naturais, de acordo com Domenico e Schwartz, (1990). As concentrações reportadas na Tabela 5.8 são valores médios de águas superficiais e subterrâneas não poluídas, conforme Langmuir (1997).
Tabela 5.8 Metaissecundários e traços nas águas naturais
Concentração média (µg/L)
Mn Al Ba Cd Co Cr Cu Hg Pb Zn Se
15 10 20 0,03 0,1 1 3 0,07 3 20 0,4
Fonte: Langmuir, 1997.
Conforme sumarizado nas Tabelas 5.7 e 5.8, em geral, as concentrações de metais, nas águas naturais continentais, não poluídas, são pequenas. Em ambientes cártiscos-carbonáticos, as concentrações de cálcio e magnésio podem ser maiores que os valores reportados na Tabela 5.8.
Em ambientes geológico, de climas áridos, as águas naturais superficiais e subterrâneas podem se apresentar mais salinizadas, o que também pode ocorrer em alguns ambientes extremos, tais como lagos de vulcões extintos e outro ambientes particulares, portanto com maiores concentrações de metais.
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taxas de adsorção, dessorção e de precipitação dependem do pH, do potencial redox, da composição química da água e da composição dos sedimentos de fundo e em suspensão.
A adsorção de espécies dissolvidas nos sedimentos remove o metal da massa de água e o armazena nos sedimentos, onde se tornam menos biologicamente disponíveis. A dessorção retorna o metal para a coluna de água, onde novamente se torna biologicamente disponível e onde o fluxo d’água pode transportar o metal para um novo local, em que a sorção e a precipitação podem, de novo, ocorrer. Metais podem ser dessorvidos dos sedimentos quando a salinidade da água aumenta, o potencial redox diminui, ou ocorre uma diminuição do pH.
No ambiente aquático, os metais não radioativos causam preocupação ambiental e sanitária quando presentes em formas dissolvidas, embora a ingestão e inalação de material particulado contendo metais, também pode ser um sério risco à saúde. Metais radioativos são perigosos por causa de suas emissões ionizantes, bem como sua toxicidade química e podem ser prejudiciais tanto na forma dissolvida quanto particulada, mesmo quando não entram nos organismos ou quando não são ingeridos.