i
ESTUDO DA MOBILIDADE QUÍMICA DE ELEMENTOS
MAIORES E TRAÇOS EM SAPROLITO DE GNAISSE NO
ATERRO SANITÁRIO (CTRS-BR040) DE BELO HORIZONTE
(MG)
iii
FUNDAÇÃO UNIVERSIDADE FEDERAL DE OURO PRETO
Reitor
João Luiz Martins
Vice-Reitor
Antenor Rodrigues Barbosa Júnior
Pró-Reitor de Pesquisa e Pós-Graduação
Tanus Jorge Nagem
ESCOLA DE MINAS
Diretor
José Geraldo Arantes de Azevedo Brito
Vice-Diretor
Wilson Trigueiro de Sousa
DEPARTAMENTO DE GEOLOGIA
v
CONTRIBUIÇÕES ÀS CIÊNCIAS DA TERRA
–
VOL. 301
DISSERTAÇÃO DE MESTRADO
Nº M69
ESTUDO DA MOBILIDADE QUÍMICA DE ELEMENTOS
MAIORES E TRAÇOS EM SAPROLITO DE GNAISSE NO
ATERRO SANITÁRIO (CTRS-BR040) DE BELO
HORIZONTE (MG)
Quênia de Cássia Goulart Ferreira
Orientador
Luis de Almeida Prado Bacellar
Dissertação apresentada ao Programa de Pós-Graduação em Evolução Crustal e Recursos Naturais do Departamento de Geologia da Escola de Minas da Universidade Federal de Ouro
Preto como requisito parcial à obtenção do Título de Mestre em Ciência Naturais, Área de Concentração: Geologia Ambiental e Conservação de Recursos Naturais
OURO PRETO
vi
Catalogação: sisbin@sisbin.ufop.br
F383e Ferreira, Quênia de Cássia Goulart.
Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse no aterro sanitário (CTRS-BR040) de Belo Horizonte (MG) [manuscrito] / Quênia de Cássia Goulart Ferreira – 2012.
xxv, 169f. : il. color.; tabs.; mapas. (Contribuições às ciências da terra, Série M, v.69, n. 301)
ISSN: 85-230-0108-6
Orientador: Prof. Dr. Luis de Almeida Prado Bacellar.
Dissertação (Mestrado) - Universidade Federal de Ouro Preto. Escola de Minas. Departamento de Geologia. Programa de Pós-graduação em Evolução Crustal e Recursos Naturais.
Área de concentração:Geologia Ambiental e Conservação de Recursos Naturais.
1. Águas subterrâneas - Teses. 2. Aterro sanitário - Teses. 3. Ensaios de coluna - Teses. 4. Rochas - Saprolito - Teses. I. Universidade Federal de Ouro Preto. II. Título.
vii
Dedicatória
ix
Agradecimentos
Tantas pessoas foram fundamentais para a conclusão deste trabalho, que em poucas palavras é difícil agradecer a todas:
Agradeço primeiramente aos meus pais, por todo incentivo e dedicação a mim, me tornando a pessoa que sou hoje. Sem eles não seria possível chegar aqui.
Ao meu orientador Luís Bacellar, por toda a paciência, atenção, conhecimentos passados e convivência durante todos esses anos, desde minha graduação.
Aos professores que de alguma maneira contribuíram para este trabalho, em especial o Professor Jorge Lena pelas dicas durante sua execução e ao Professor Adilson do Lago Leite, pelas valiosas informações a respeito dos ensaios de coluna.
Ao Thales, por todo o carinho, suporte e paciência nesses anos, principalmente nos momentos mais complicados.
A todos os meus amigos que de certa forma, contribuíram para a realização deste trabalho, em especial aos da pós-graduação, Cláudia, Louise e Luciana.
Ao César Barella, pelo auxílio essencial na realização da modelagem hidrogeoquímica, contribuindo significadamente para a conclusão deste trabalho.
Aos funcionários do LGqA pelo acompanhamento e atenção durante as análises laboratoriais, em especial a Adriana, pessoa que foi fundamental para o bom desempenho dos meus ensaios de coluna.
Aos outros laboratórios da UFOP dos quais utilizei: Geotecnia, Difração de Raios X e Tratamento de Minérios e ao Laboratório de Análise de Rotina de Solos da Universidade Federal de Viçosa, pelo auxílio nas análises.
A Superintendência Municipal de Limpeza Urbana (SLU) de Belo Horizonte, em especial ao Cícero Catapreta, por todo o suporte fornecido durante o trabalho e pelos valiosos dados cedidos, fundamentais para a realização do mesmo.
A Fundação de Amparo a Pesquisa do estado de Minas Gerais (FAPEMIG) pela concessão da bolsa de pesquisa e custeio do projeto.
xi
Sumário
LISTA DE FIGURAS...xv
LISTA DE TABELAS...xix
LISTA DE SIGLAS...xxi
RESUMO...xxiii
ABSTRACT...xv
CAPÍTULO 1 – INTRODUÇÃO
1.1Localização da área de estudo...4
1.2Objetivos...4
1.3Justificativa...5
1.4Hipóteses de trabalho...6
CAPÍTULO 2 – ESTADO DA ARTE 2.1 Geoquímica de elementos-traço...7
2.2 Transporte de elementos maiores e traços em aterros sanitários...8
2.2.1 Aterros de resíduos sólidos urbanos...8
2.2.2 Fontes de elementos maiores e traços no resíduo sólido urbano...9
2.2.3 Produção de lixiviado e concentração de elementos maiores e traços...11
2.2.4 Variação da composição do lixiviado com o tempo...12
2.3 Contaminação por elementos maiores e traços em aterros de RSU...14
2.3.1 Os compartimentos Solo e Água Subterrânea...14
2.3.2 Processos de atenuação de elementos no solo...16
2.3.3 Atenuação Natural Monitorada...17
2.3.4 Mecanismos de transporte e atenuação em meios porosos...18
2.3.4.1 Processos Físicos...20
Transporte por Advecção.....20
Transporte por Gradiente de Concentração ou Difusão Molecular...20
Transporte por Mistura Mecânica ou Dispersão Mecânica...20
Dispersão Hidrodinâmica...21
Filtração... 21
2.3.4.2 Processos Químicos e Biológicos...22
Adsorção...23
Precipitação/Dissolução...25
Complexação/Quelação...26
Oxidação/Redução...27
2.3.5 Influência do solo na mobilidade de elementos maiores e traços...27
xii
Teor de argilas...28
Oxi-hidróxidos de Fe, Mn e Al...28
Matéria Orgânica...28
pH...29
Superfície específica...29
Potencial redox...30
Competição iônica...32
Forma dos elementos-traço...34
2.4 Modelos Reduzidos aplicados a aterros sanitários...34
2.5 Modelagem Hidrogeoquímica – PHREEQC...36
2.5.1 Equilíbrio Químico e cinética de processos químicos...38
2.5.2 Índice de Saturação...39
CAPÍTULO 3 – CARACTERÍSTICAS DA ÁREA DE ESTUDO 3.1 Histórico do aterro...41
3.2 Composição dos RSU de Belo Horizonte...42
3.3 Composição e quantificação do lixiviado produzido...44
3.4 Clima...47
3.5 Geologia...47
3.6 Pedologia e Geomorfologia...49
3.7 Hidrogeologia...51
CAPÍTULO 4 – MATERIAIS E MÉTODOS 4.1 Levantamento de dados...60
4.2 Trabalhos de campo ...60
4.2.1 Solo...60
4.2.2 Lixiviado do aterro...61
4.3 Tratamento das amostras...62
4.3.1 Solo...62
4.3.2 Lixiviado...62
4.4 Caracterização dos materiais...62
4.4.1 Análise de solos...63
4.4.2 Análise físico-química do lixiviado...65
4.5 Ensaios de Coluna...67
4.5.1 Seleção da coluna experimental e de outros equipamentos...67
4.5.2 Montagem dos dispositivos...68
4.5.3 Testes preliminares nas colunas...69
4.5.4 Ensaios definitivos...70
xiii
4.6.1 Análise dos Dados de Águas Subterrâneas...73
4.6.2 Caracterização inicial do solo...73
4.6.3 Caracterização inicial do lixiviado bruto...73
4.6.4 Ensaios de Coluna – Lixiviado Efluente...73
4.6.5 Ensaios de Coluna – Solo após os ensaios de coluna...74
4.6.6 Modelagem Hidrogeoquímica com PHREEQC 2.18...75
4.6.7 Correlação de Pearson...75
4.7 Interpretação e conclusão dos dados...75
CAPÍTULO 5 – RESULTADOS E DISCUSSÃO 5.1 Caracterização de Materiais...77
5.1.1 Caracterização do Solo (horizonte C)...77
5.1.2 Caracterização do Lixiviado...82
5.2 – Ensaios de Coluna...84
5.2.1 Modelagem PHREEQC – Cálculo do Índice de Saturação...85
5.2.2 Monitoramento das Colunas...89
5.2.2.1 Variação de vazão com o tempo...89
5.2.2.2 Geoquímica do efluente...90
5.2.2.2.1 Parâmetros físico-químicos...90
pH...90
Potencial redox (Eh)...91
Condutividade Elétrica...92
Sólidos Totais Dissolvidos ...93
Alcalinidade...94
5.2.2.2.2 Concentração de elementos no efluente e no solo após os ensaios...95 Alumínio...96 Bário...97 Cálcio...99 Cobre...100 Cromo...101 Enxofre...102 Estrôncio...104 Ferro...104 Fósforo...106 Manganês...107 Titânio...108
CAPÍTULO 6 – CONCLUSÕES E SUGESTÕES...111
xiv
xv
Lista de Figuras
Figura 1.1. Imagem de satélite da região do aterro sanitário da CTRS – BR040 (Google Earth,
2010)...4
Figura 2.1. Modelo para evolução das fases de um aterro sanitário proposto por Pohland & Harper (1985), adaptado por Tolaymat et al. (2004)...14
Figura 2.2. Mecanismos associados ao transporte de contaminantes em meios porosos (Moncada 2004)...19
Figura 2.3. Mecanismos de dispersão, a) Mecanismos de dispersão ou mistura mecânica, b) dispersão em canais individuais, c) tortuosidade, reentrâncias e interligações (Moncada 2004)...21
Figura 2.4. Efeitos da filtração: a) formação de membrana superficial, b) retenção no interior da malha de poros...22
Figura 2.5. Gráficos de isoterma linear, Langmuir e Freundlich (Ferraz, 2006)...24
Figura 2.6. Curva Breakthrough (Moncada, 2004)...25
Figura 2.7.Diagrama de pH e Eh do cádmio ∑Cd = 10−10, 298.15K, 105 Pa...28
Figura 2.8. Diagrama de pH e Eh do chumbo ∑Pb = 10−10, 298.15K, 105 Pa... 28
Figura 2.9. Diagrama de pH e Eh do cobalto ∑Co = 10−10, 298.15K, 105 Pa... 28
Figura 2.10. Diagrama de pH e Eh do cobre ∑Cu = 10−10, 298.15K, 105 Pa... 28
Figura 2.11. Diagrama de pH e Eh do cromo ∑Cr = 10−10, 298.15K, 105 Pa...29
Figura 2.12. Diagrama de pH e Eh do mercúrio ∑Hg = 10−10, 298.15K, 105 Pa... 29
Figura 2.13. Diagrama de pH e Eh do níquel ∑Ni = 10−10, 298.15K, 105 Pa... 29
Figura 2.14. Diagrama de pH e Eh do zinco ∑Zn = 10−10, 298.15K, 105 Pa... 29
Figura 2.15. Diagrama de pH - Eh do enxofre ∑S = 10−10, 298.15K, 105 Pa...30
Figura 2.16. Classificação de lisímetros para análise de resíduos sólidos urbanos (Alcântara 2007)...32
Figura 3.1. Localização das antigas bacias e novas células de disposição do resíduo (SLU, 2005)...42
Figura 3.2. Média mensal total da vazão de lixiviado efluente do aterro sanitário (SLU 2010)..44
Figura 3.3. - Precipitação média mensal - estação do aterro sanitário (1998-2009)...47
Figura 3.4. Mapa geológico da área do Aterro Sanitário e região limítrofe (Silva 1995)...48
Figura 3.5. Mapa de declividades da área do aterro. Modificado de Beato...49
Figura 3.6. Mapa pedológico da área do Aterro BR-040 (adaptado de Sousa 1998)...50
Figura 3.7. Mapa potenciométrico do aquífero no aterro de Belo Horizonte - CTRS BR-040 em Dez/2004 (Tecisan 2005b)...52
Figura 3.8. Mapa de localização dos poços de monitoramento na área do vale do córrego dos Coqueiros, onde foi coletada a amostra de solos (Barella, 2011)...53
xvi
Figura 3.10. Mapa com isovalores em STD (mg/L). A isolinha de 300 mg/L está representadaem vermelho (CTQ, 2008)...55
Figura 3.11. Mapa com isovalores em cloreto (mg/L) (CTQ, 2008)...56
Figura 3.12. Mapa com isovalores em bário total (mg/L). A isolinha de 0.7 mg/L, que representa o VMP, está representada em linha tracejada vermelha (CTQ, 2008)...56
Figura 3.13. Modelagem preliminar da evolução das três áreas possivelmente contaminadas na CTRS-BR040 (CTQ 2008)...57
Figura 4.1. Fluxograma da primeira etapa, correspondente aos estudos em campo...59
Figura 4.2. Fluxograma da segunda etapa, correspondente aos ensaios experimentais de coluna...59
Figura 4.3. Vista geral do talude principal, com as células AC03, AC04 e AC 05, do Aterro Sanitário da BR 040, Belo Horizonte/MG (Tecisan 2005a)...61
Figura 4.4. Pesagem das amostras de solo...65
Figura 4.5. Aparelho de digestão das amostras de solo...65
Figura 4.6. Filtragem das amostras de solo já digeridas...65
Figura 4.7. Multiparâmetro para medição de pH e Eh...66
Figura 4.8. Condutivímetro microprocessado...66
Figura 4.9. Coluna de vidro de 350 mm à esquerda e de 700 mm à direita...67
Figura 4.10. Suportes de madeira onde foram fixadas as colunas de 350 mm à esquerda e de 700 mm à direita...68
Figura 4.11. Esquema da montagem das colunas para os testes...69
Figura 4.12. Figura esquemática da coluna experimental...72
Figura 4.13. Ensaios de coluna...72
Figura 4.14. Gráfico com a relação do volume de poros com o número de dias de ensaio...74
Figura 4.15. Dados obtidos nos ensaios de coluna e utilizados na modelagem com o PHREEQC 2.18...75
Figura 5.1. Curvas granulométricas das três amostras de solo...78
Figura 5.2. Picos de difração para as três amostras de solo CTRS - BR 040...80
Figura 5.3. Variação de volume de lixiviado efluente com o número de medidas...89
Figura 5.4. Gráfico de valores de pH dos efluentes das colunas...91
Figura 5.5. Gráfico com valores de Eh dos efluentes das colunas...92
Figura 5.6. Gráfico de valores de condutividade dos efluentes das colunas...93
Figura 5.7. Gráfico de valores de sólidos totais dissolvidos dos efluentes das colunas...94
Figura 5.8. Gráfico de valores de Alcalinidade dos efluentes das colunas...95
Figura 5.9. Gráfico com os valores de alumínio dos efluentes das colunas...97
Figura 5.10. Perfil de concentração de alumínio no solo após os ensaios de coluna...97
Figura 5.11. Gráfico com valores de bário dos efluentes das colunas...98
Figura 5.12. Perfil de concentração de bário no solo após os ensaios de coluna...99
Figura 5.13. Gráfico com valores de cálcio dos efluentes das colunas...99
xvii
Figura 5.15. Gráfico com valores de cobre dos efluentes das colunas...101
Figura 5.16. Perfil de concentração de cobre no solo após os ensaios de coluna...101
Figura 5.17. Gráfico com valores de cromo dos efluentes das colunas...102
Figura 5.18. Perfil de concentração de cromo no solo após o ensaios de coluna...102
Figura 5.19. Gráfico com valores de enxofre dos efluentes das colunas...103
Figura 5.20. Perfil de concentração de enxofre no solo após os ensaios de coluna...103
Figura 5.21. Gráfico com valores de estrôncio dos efluentes das colunas...104
Figura 5.22. Perfil de concentração de estrôncio no solo após os ensaios de coluna...104
Figura 5.23. Gráfico com valores de ferro dos efluentes das colunas...105
Figura 5.24. Perfil de concentração de ferro no solo após os ensaios de coluna...105
Figura 5.25. Gráfico com valores de fósforo dos efluentes das colunas...106
Figura 5.26. Perfil de concentração de fósforo no solo após os ensaios de coluna...107
Figura 5.27. Gráfico com valores de manganês dos efluentes das colunas...107
Figura 5.28. Gráfico com valores de titânio dos efluentes das colunas...108
xix
Lista de Tabelas
Tabela 2.1. Concentração (mg/kg) dos elementos-traço mais comuns nas rochas ígneas e
sedimentares (Alloway 1995)...8
Tabela 2.2. Composição gravimétrica do lixo doméstico no Brasil, Alemanha (Zeller 1993) e Turquia (Curi 1996) apud Teixeira (2008)...10
Tabela 2.3. Íons encontrados em lixiviados de aterro e suas possíveis fontes (Christensen et al. 2001)...10
Tabela 2.4. Parâmetros de caracterização do lixiviado (Yong et al. 1996)...11
Tabela 2.5. Diferenças da composição do lixiviado com a fase ácida e metanogênica e valores médios para parâmetros sem diferenças entre as fases (adaptado de Ehrig 1983)...12
Tabela 2.6. Preferência de adsorção de cátions de acordo com o argilomineral (Triegel 1980)..33
Tabela 3.1. Composição gravimétrica e volumétrica dos RSU dispostos no Aterro Sanitário de Belo Horizonte (adaptado de Catapreta et al. 2008)...43
Tabela 3.2. Análises Físico-Químicas do lixiviado – Ponto PLQ 08 (SLU 2010)...45
Tabela 3.3. Análises Físico-Químicas do lixiviado – Ponto PLQ 09 (SLU 2010)...46
Tabela 4.1: Parâmetros determinados no solo e no lixiviado bruto antes dos ensaios de coluna...63
Tabela 4.2: Parâmetros analisados no solo e no lixiviado efluente durante e após os ensaios de coluna...71
Tabela 5.1: Valores de índices físicos das amostras...77
Tabela 5.2: Dados de caracterização química das amostras...80
Tabela 5.3: Concentração média de elementos maiores e traços na amostra de solo...81
Tabela 5.4: Dados dos parâmetros físico-químicos do lixiviado bruto...82
Tabela 5.5: Concentrações de elementos maiores e traços das amostras de lixiviado bruto...83
Tabela 5.6: Concentração de elementos maiores e traço da digestão parcial do lixiviado bruto e das partículas retidas no filtro...84
Tabela 5.7: Fases minerais e respectivos valores de índice de saturação (SI) do lixiviado novo (bruto e efluente)...85
xxi
Lista de Siglas
ABNT: Associação Brasileira de Normas Técnicas
ATM: Atenuação Natural Monitorada
BRP: Barreiras Reativas Permeáveis
CETEC: Centro Tecnológico de Minas Gerais
CETESB: Companhia Ambiental do Estado de São Paulo
COD: Carbono orgânico dissolvido
COPASA: Companhia de Saneamento de Minas Gerais
COT: Carbono Orgânico Total
CPRM: Companhia de Pesquisa de Recursos Minerais
CTC: Capacidade de Troca Catiônica
CTRS: Central de Tratamento de Resíduos Sólidos
CVAAS:Espectrômetria de Absorção Atômica com Geração de Vapor Frio
DBO: Demanda bioquímica de oxigênio
DEGEO: Departamento de Geologia
DEMIN: Departamento de Mineração
DQO: Demanda química de oxigênio
EMBRAPA: Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária
EPA: Environmental Protection Agency
IAP: Produto de Atividade Iônica
IBGE: Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística
ICP/OES: Espectrometria de Emissão Atômica por Plasma Acoplado Indutivamente
ICP/MS: Espectrometria de Massa por Plasma Indutivamente Acoplado
GASMIG: Companhia de Gás de Minas Gerais
IPT: Instituto de Pesquisas Tecnológicas
LGqA: Laboratório de Geoquímica Ambiental
LQ: Limite de Quantificacão PHREEQC:
PM: Poço de Monitoramento
PROSAB: Programa de Pesquisa em Saneamento Básico
RSU: Resíduos Sólidos Urbanos
SI: Índice de Saturação
SLU: Superintendência de Limpeza Urbana STD: Sólidos Totais Dissolvidos
USGS: US Geological Survey
xxiii
Resumo
Dentre as fontes de contaminação de aquíferos, o aterro de resíduos sólidos urbanos é um dos mais importantes, pois a carga contaminante produzida (lixiviado) traz consigo elementos nocivos, destacando-se os elementos traços. Pela dificuldade de coletar amostras de solo da base de aterros, uma alternativa para o seu estudo são os ensaios de coluna, que simulam em escala reduzida uma célula de aterro. A área de estudo deste trabalho é o aterro sanitário da Central de Tratamento de Resíduos Sólidos CTRS BR-040, localizado em Belo Horizonte/MG. Não foi reproduzida a velocidade de percolação de lixiviado do campo, sendo a mesma 150 vezes maior nos ensaios de coluna. A velocidade muito lenta dificultaria a coleta de lixiviado efluente para análise diária. Através dos dados obtidos nos ensaios de coluna e da modelagem realizada pelo PHREEQC 2.18, pode-se comprovar que, apesar da baixa CTC e teor de matéria orgânica, o saprolito tem certa capacidade de reter elementos maiores e traços, contribuindo para dificultar a contaminação do aquífero. Contudo esta capacidade é limitada, pois foi observado que elementos retidos no começo dos testes, têm suas concentrações aumentadas no lixiviado ao fim
dos ensaios. Com dados obtidos na modelagem, espera-se que alguns elementos, tais como Al,
Ba, Ca, Cr, Fe, Mn e Sr estejam precipitados no solo na forma de carbonatos, sulfatos, sulfetos, fosfatos, óxidos e hidróxidos. Sulfetos precipitados só foram encontrados Eh muito baixo (< 200 mV), o que é perfeitamente possível em aterros de RSU, onde o ambiente em seu interior é bem redutor. Alguns elementos, tais como Fe e Ti também podem estar retidos na forma de colóides, pois a concentração dos mesmos foi elevada nas partículas retidas em filtro. Apesar de ser de difícil quantificação, possivelmente uma significativa quantidade de elementos maiores e traços estão adsorvidos nas partículas do solo.
xxv
Abstract
Among the sources of aquifer contamination, the municipal solid waste landfill is one of the most important because the generated contamination (leachate) releases hazardous elements mainly trace elements. Because of the difficulty of collecting soil samples from the base landfills, column tests are a good alternative to this type of study, because they simulate a landfill cell in smaller scale. The study area is the landfill of the Solid Waste Treatment Center CTRS BR-040 located at Belo Horizonte, Minas Gerais. It was not possible to reproduce filed leaching percolation rate and laboratory rates were 150 times larger than the field one. The low velocity would make it difficult to collect effluent leachate for daily analysis. Using the data from the column tests and modeling performed by PHREEQC 2.18 it is possible to say that the saprolite has the property to retain major and trace elements despite its low cation exchange capacity and low organic matter content contributing to prevent the aquifer contamination. However this capacity is limited, because it was observed that elements retained at the beginning of the tests, have their concentration raised in the leachate by the end of the tests. With data obtained from the modelling, it is expected that elements such as Al, Ba, Ca, Cr, Fe and Sr be precipitated in the soil as sulfates, carbonates, sulfides, phosphates, oxides and hydroxides. Sulfides were only observed at very low Eh values (<200 mV), which is quite plausible in this kind of landfills, where the internal environment is anoxic. Elements such as Fe and Ti may also be retained as colloids because it was observed that their concentration was high in the particulate retained in filters. Despite being difficult to quantify, possibly a significant amount of major and trace elements are adsorbed on soil particles.
1
CAPÍTULO 1
INTRODUÇÃO
As atividades industriais e municipais das grandes cidades produzem diariamente grandes quantidades de resíduos sólidos urbanos (RSU), sendo um dos grandes problemas da atualidade, não só por seu alto potencial poluidor, como também pelo agravamento que representam à questão de esgotamento dos recursos naturais. O Brasil possui uma população de aproximadamente 192 milhões de habitantes (IBGE 2010), produzindo cerca de 57 milhões de toneladas de RSU anualmente. A produção percapita de resíduos domésticos no país, é em torno de 359,4 kg/hab/ano (Abrelpe 2009).
Os resíduos sólidos são armazenados em aterros ou simplesmente lançados na superfície do terreno. Segundo o IBGE (2008), 50,8% dos municípios brasileiros destinam seus resíduos de forma inadequada, em lixões. Entre as outras cidades, 27,7 % dispõem seus resíduos em aterros sanitários e 22,5 % em aterros controlados. O mesmo censo mostrou que há 994 programas de coleta seletiva em todo o país. Esses resíduos, quando não tratados adequadamente, podem afetar tanto a qualidade de vida da população, quanto o meio ambiente (Batista et al., 2004).
Os aterros de RSU são obras de engenharia que exigem cuidados especiais visando à minimização dos impactos ambientais que sua implantação e operação provocam (PROSAB 2002). Nas grandes cidades, se verificam sérios problemas relacionados ao esgotamento da capacidade dos aterros de RSU e à identificação de novas áreas para sua instalação.Geralmente, a escolha de locais com características hidrogeológicas ideais para a deposição de RSU não é fácil, principalmente por questões estéticas e de custo de transporte dos resíduos, que faz com que certas áreas sejam impróprias (Feitosa et al., 2008). Em locais planejados e devidamente operados, os RSU aterrados oferecem pouco risco no que diz respeito à contaminação do solo e das águas subterrâneas (Feitosa et al., 2008).
2
Os aterros de RSU não podem ser considerados como o ponto final para muitas das substâncias contidas nos resíduos, pois com a sua decomposição e a ação das chuvas, várias substâncias orgânicas e inorgânicas são lixiviadas, formando um liquido denominado chorume ou lixiviado (Célere et al., 2007). Por apresentar substâncias solúveis, o lixiviado pode infiltrar-se no solo e atingir as águas subterrâneas, comprometendo sua qualidade. Dentre as diversas formas de contaminação, destaca-se a causada pela infiltração de elementos maiores e traços em solução, originadas dos líquidos lixiviados (PROSAB 2002).
Elementos maiores, tais como sódio, cálcio, potássio, magnésio, amônia, cloreto e sulfato, são íons muito comuns em aterros de RSU, possuindo elevadas concentrações (Christensen et al., 2001), enquanto que as concentrações de elementos-traço é baixa (Christensen et al., 2001, Kjeldsen et al.,
2002 e Hypólito & Esaki 2006). Em países em desenvolvimento, tais concentrações são normalmente ainda menores em função da maior quantidade de matéria orgânica no resíduo sólido (Boscov, 2008). Um aterro sanitário é um ambiente complexo e em constante transformação, seja ela física, físico-química, química ou microbiológica. Assim, o estudo dos elementos maiores e traços implica na tentativa de entender as condições que influem na sua liberação, transporte e retenção e na sua interação com os materiais e substâncias do meio (Hypólito & Esaki 2006).
O conteúdo total de elementos maiores e traço, disponíveis ou não, num aterro corresponde ao somatório dos íons presentes nos compartimentos solo – água – resíduo sólido – lixiviado (Hypólito & Esaki 2006). Oliveira & Jucá (2004) mostram que a concentração dos elementos químicos em aterros é maior nos solos do que nas águas subterrâneas, tendo o solo então um poder atenuador da poluição, retendo-os e dificultando sua dispersão no meio. Isso acontece porque o solo, especialmente quando rico em argilominerais e matéria orgânica, tem alta capacidade de adsorção desses elementos, especialmente em valores de pH neutros a altos (Patrick & Verloo 1998, Kjeldsen et al., 2002). Segundo Kjedsen et al., (2002), os efeitos de sorção, complexação e precipitação são menores para os elementos maiores, em relação aos traços. Por fim, estes elementos também podem ficar retidos nas soluções intersticiais, na forma complexada ou associada a colóides (Kjeldsen et al., 2002, Hypólito & Esaki 2006).
3
solo – resíduo sólido. Sulfetos e carbonatos, ânions típicos em aterros, podem formar precipitados com Cd, Zn, Ni, Cu e Pb, que são insolúveis, diminuindo a mobilidade destes elementos-traço (Kjeldsen et al., 2002). Para Young et al., (1996), a precipitação é o fenômeno mais importante para a retenção de elementos-traço no solo.
No resíduo, além da composição inicial em elementos, a disponibilidade dos íons depende das atividades físicas, químicas e microbiológicas que ocorrem no aterro como um todo, influenciando no tempo de liberação dos mesmos dos resíduos originais (Hypólito & Esaki 2006). No lixiviado, os íons encontram-se em solução, associados às partículas coloidais (orgânicas e inorgânicas) e sob a forma de complexos. Kjeldsen et al., (2002) discutem a concentração de elementos-traço no lixiviado de acordo com a fase de decomposição dos resíduos. Este trabalho mostra uma maior concentração de íons de elementos-traço na fase inicial da decomposição do resíduo sólido (fase aeróbia e ácida), quando as condições físico-químicas (pH baixo e Eh alto) favorecem a solubilização e disponibilização de íons metálicos no meio. Na fase anaeróbia, há um aumento do pH e a tendência é a fixação desses elementos por processos de adsorção e precipitação.
São inúmeros os fenômenos que controlam o transporte de contaminantes em meios porosos, onde o contaminante considerado é a massa de alguma substância tóxica dissolvida (poluente) movendo-se com algum fluido (água) nos vazios do meio poroso (solo), seja ele saturado ou não (Nobre 1987). O movimento de poluentes não depende apenas do fluxo do fluido no qual essas substâncias estão dissolvidas, mas sim de mecanismos que, por sua vez, dependem de processos físicos, químicos e biológicos aos quais as substâncias são submetidas.
Os aquíferos são muito menos vulneráveis à poluição do que as águas superficiais, mas, uma vez produzida à contaminação, a recuperação, dependendo do tipo de contaminante, pode levar muitos anos e até mesmo tornar-se economicamente inviável. Os processos físicos e químicos nem sempre são capazes de produzir uma redução significativa de substâncias tóxicas nas plumas de lixiviados (Feitosa et al., 2008).
O objeto de estudo deste trabalho é o Aterro Sanitário de Belo Horizonte, que é parte integrante da Central de Tratamento de Resíduos Sólidos (CTRS), operado pela Superintendência de Limpeza Urbana – SLU. O início de operação do aterro se deu no ano de 1975 e seu fechamento em 2009, pairando ainda muitas dúvidas a respeito do grau de contaminação do solo e da água subterrânea no seu entorno (Tecisan 2005a).
4
(houve decapeamento do horizonte A e B durante a preparação do terreno), aumentando ainda mais a possibilidade de contaminação do solo e das águas subterrâneas ao redor.
1.1
–
LOCALIZAÇÃO DA ÁREA DE ESTUDO
A área estudada é o Aterro Sanitário da Central de Tratamento de Resíduos Sólidos (CTRS-BR-040), que está localizada na região Noroeste de Belo Horizonte, ao lado da BR-040 (km 020) no sentido Belo Horizonte - Brasília, tendo como limite o município de Contagem (Figura 1.1).
Figura 1.1- Imagem de satélite da região do aterro sanitário da CTRS – BR040 (Google Earth, 2010).
1.2
–
OBJETIVOS
O objetivo principal deste estudo foi o de estabelecer a capacidade de atenuação química do solo (saprolito) encontrado no aterro da CTRS-BR040, com ênfase para os elementos-traço, por serem estes mais contaminantes.
Como objetivos secundários pretendem-se:
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Caracterizar algumas das propriedades físico-químicas do lixiviado produzido: parâmetros físico-químicos (pH, Eh, condutividade e sólidos totais dissolvidos), elementos maiores e traços (Al, As, Ba, Ca, Cd, Co, Cu, Cr, Fe, K, Mg, Mn, Na, Ni, P, Pb, S, Sr, Ti, V, Y e Zn), além da alcalinidade, cloreto e sulfato.
1.3
–
JUSTIFICATIVAS
Estudos realizados na tentativa de mitigação de impactos ambientais provenientes de aterros sanitários são de grande relevância, pois os impactos representam um risco potencial para a saúde da população vizinha e também na contaminação dos solos e das águas superficiais e subterrâneas, pois em muitos locais a utilização da água subterrânea é bastante intensa. O aterro sanitário de Belo Horizonte está cercado por residências e outras construções, como escolas e postos de saúde, sendo a população susceptível a problemas de saúde causados pela eventual poluição.
O comportamento dos elementos no lixiviado e a contaminação de solos e águas subterrâneas pelos mesmos são ainda pouco estudados no Brasil (Sousa 1998, Oliveira & Jucá 2004, Hypólito & Ezaki 2006, dentre outros). A quantificação dos mesmos no interior de aterros sanitários e a tentativa de caracterizar sua mobilidade no meio são importantes para a aplicação de eventuais medidas para mitigação de impactos ambientais. Além disso, neste aterro, um dos maiores do Brasil e situado no interior da zona urbana desta cidade, parte dos resíduos foi disposto diretamente sobre saprolito (horizonte C) de gnaisse, sem base argilosa impermeável e com os horizontes superficiais decapeados (Sousa, 1998), situação comum na construção do aterro sobre taludes mais íngremes. O saprolito normalmente possui características diferentes dos horizontes superficiais, tendo geralmente uma menor capacidade de atenuação da contaminação. Estudos sobre o poder de atenuação de saprolitos de gnaisse são também importantes, pois estes são um dos litotipos mais abundantes no sudeste e nordeste do Brasil.
Métodos de remediação de solos e águas subterrâneas são muito caros, como por exemplo, o
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De acordo com Christensen et al., (2001), a ATM poderá se constituir numa boa alternativa para a remediação de áreas contaminadas por lixiviado de aterro de RSU, sendo necessária ainda uma maior quantidade de dados, para a elaboração de protocolos que minimizam as incertezas desse processo. Este presente trabalho gerou dados importantes para a melhor compreensão da dinâmica da atenuação natural nessas áreas, o que é muito importante devido a pouca quantidade de dados existentes. Trabalhos como estes podem ajudar a comprovar a eficiência da ATM para áreas de aterros sanitários e facilitar o gerenciamento de áreas contaminadas por este tipo de fonte poluidora. Como é difícil estabelecer o grau de atenuação em trabalhos de campo (Barella, 2011), optou-se por ensaios de coluna, que têm sido muito utilizados para estudos de aterros (Monteiro et al., 2006), devido à relativa facilidade de montá-los e de controlar as condições internas e de contorno (Alcântara, 2007).
1.4
–
HIPÓTESES DE TRABALHO
Com base no exposto, as hipóteses deste estudo são:
Apesar de algumas áreas do aterro não possuírem impermeabilização de base e de os resíduos estarem às vezes dispostos no horizonte C do solo, o mesmo apresenta normalmente boa capacidade de reter grande parte dos contaminantes do lixiviado;
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CAPÍTULO 2
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
2.1
–
GEOQUÍMICA DOS ELEMENTOS-TRAÇO
Neste trabalho serão estudados os elementos que podem ocorrer em maiores concentrações no solo e nas águas subterrâneas, devido à contaminação por resíduos sólidos urbanos. Pelo seu maior potencial poluidor e por serem mais nocivos à saúde, haverá um maior destaque para os elementos-traço. Alguns elementos maiores, tais como cálcio, potássio, magnésio e sódio, apesar de possuírem elevadas concentrações em áreas de aterros de RSU, não são tão preocupantes.
Embora o termo “elemento-traço” seja amplamente utilizado, seu conceito varia de acordo
com o ramo da ciência que o aborda. A falta de uma definição única leva alguns trabalhos a classificar elementos não-metálicos como elementos-traço, em virtude de sua toxicidade (Eleutério 1997), além de incluir elementos que são essenciais em baixas concentrações (Alloway 1990).
Os elementos-traço já estão presentes na composição mineral das rochas e dos solos, sendo liberados pela ação dos processos intempéricos. Suas concentrações geralmente são baixas (exceto em áreas anômalas, como em jazidas), normalmente não ultrapassando 1000 mg/kg, com uma média de concentração de 100 mg/kg (Alloway 1995). Ocorrem como constituintes de minerais primários nas rochas ígneas, sedimentares e metamórficas (Tabela 2.1).
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Tabela 2.1 –Concentração (mg/kg) dos elementos-traço mais comuns nas rochas ígneas e sedimentares (Alloway 1995).
Crosta Rochas Ígneas Rochas Sedimentares Ultramáfica Máfica Granito Calcáreo Arenito Folhelhos Ag 0,07 0,06 0,1 0,04 0,12 0,25 0,07 As 1,5 1 1,5 1,5 1 1 13 Au 0,004 0,003 0,003 0,002 0,002 0,003 0,0025 Cd 0,1 0,12 0,13 0,09 0,028 0,05 0,22 Co 20 110 35 1 0,1 0,3 19 Cr 100 2980 200 4 11 35 90 Cu 50 42 90 13 5,5 30 39 Hg 0,05 0,004 0,01 0,08 0,16 0,29 0,18 Mn 950 1040 1500 400 620 460 850 Mo 1,5 0,3 1 2 0,16 0,2 2,6 Ni 80 2000 150 0,5 7 9 68 Pb 14 14 3 24 5,7 10 23 Sb 0,2 0,1 0,2 0,2 0,3 0,005 1,5 Se 0,05 0,3 0,05 0,05 0,03 0,01 0,5 Sn 2,2 0,5 1,5 3,5 0,5 0,5 6
Ti 0,6 0,0005 0,08 1,1 0,14 0,36 1,2 U 2,4 0,03 0,43 4,4 2,2 0,45 3,7 V 160 40 425 72 45 20 130 W 1 0,1 0,36 1,5 0,56 0,16 1,9 Zn 75 58 100 52 20 50 120
2.2
–
TRANSPORTE DE ELEMENTOS MAIORES E TRAÇOS EM ATERROS
SANITÁRIOS
2.2.1
–
Aterros de resíduos sólidos urbanos
De acordo com a norma brasileira NBR 10004 (ABNT 2004), os resíduos sólidos urbanos são considerados Classe II A e dentre as formas de disposição final, a mais adequada são os aterros sanitários.
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técnicas específicas, como seleção do local mais adequado, preparo do local antes do início de sua operação e monitoramento, coleta e tratamento de efluentes líquidos e gasosos, compactação dos resíduos e seu recobrimento diário com solo (Boscov 2008).
No Brasil, os projetos para implantação de aterros sanitários devem seguir as normas da ABNT, de acordo com a NBR 8419 (ABNT 1992). No entanto, muitos municípios brasileiros não possuem aterros sanitários devidamente construídos e operados. Segundo IBGE (2008), 50 % dos municípios dispõem seus resíduos em aterros sanitários ou controlados. Alguns dos problemas relacionados aos aterros sanitários são a falta de áreas adequadas para implantação e o esgotamento cada vez mais rápido da vida útil dos aterros, em função da escassez de espaço, do aumento da produção de RSU e das exigências ambientais cada vez mais rígidas no que diz respeito à construção de novos aterros.
As normas mais importantes relacionadas a aterros sanitários são: NBR 13896 (ABNT, 1997a): Aterros de resíduos não perigosos – Critérios para projeto, implantação e operação; NBR 8419 (ABNT, 1992): Apresentação de projetos de aterros sanitários de resíduos sólidos urbanos –
Procedimento; NBR 10007 (ABNT, 2004a): Amostragem de resíduos – Classificação; NBR 10007 (ABNT, 2004b): Líquidos livres – Verificação em amostras de resíduo – Método de ensaio e NBR 13895 (ABNT, 1997b): Construção de poços de monitoramento e amostragem – Procedimento.
De forma geral, para que uma área seja adequada para a disposição de resíduos sólidos não perigosos, é necessário que: o impacto ambiental a ser causado pelo aterro seja minimizado; a aceitação da instalação pela população circundante seja razoável; e que a área esteja de acordo com o zoneamento da região e possa ser utilizada por um longo tempo, necessitando de poucas obras para o inicio da operação (Boscov 2008).
2.2.2 - Fonte de
elementos maiores e traçosno resíduo sólido urbano
Além da sua origem geoquímica, os elementos também estão disponíveis no ambiente por meio de várias outras fontes, como os resíduos sólidos urbanos.
As características dos resíduos sólidos urbanos podem variar muito quanto à quantidade e composição, influenciadas principalmente pelo local, classe social, nível educacional da população, clima e das características econômicas do local (Boscov 2008). Ao longo do tempo, a composição dos resíduos sólidos urbanos pode se modificar, em especial devido aos novos hábitos da população, evolução tecnológica, flutuações na economia, dentre outros fatores (Boscov 2008).
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países, incluindo o Brasil (Zeller 1993, Curi 1996 apud Teixeira 2008). Percebe-se uma grande quantidade de matéria orgânica nos resíduos sólidos urbanos brasileiros.
Tabela 2.2 - Composição gravimétrica do lixo doméstico no Brasil, Alemanha (Zeller 1993) e Turquia (Curi 1996) apud Teixeira (2008).
Tipo de Resíduo Brasil 1991 Alemanha 1985 Turquia 1992
kg/há % kg/há % % %
Matéria orgânica 62,3 58,45 69,4 29,3 7,6 74,0 Papel 15,4 14,49 32,2 13,9 44,4 6,5 Cartão 3,0 2,8 9,3 1,0 n.d
Plástico 8,9 8,35 12,5 5,4 13,7 6,0 Tecido 4,1 3,83 4,6 2 3,7 0,5 Metal 4,6 4,31 7,6 3,3 6,9 2,1 Vidro 3 2,81 21,3 9,2 14,5 9,7 Cerâmica 1,8 1,68 n.d n.d n.d Absorventes 2 1,87 4,6 2 n.d n.d Madeira 0,8 0,79 n.d n.d 2,8 n.d Outros 0,6 0,6 70,1 30,3 6,4 1,2 Total 106,5 100 231,6 100 100 100 kg/ha. = quantidade de lixo anual por habitante
n.d. = composição não determinada
Muitos desses materiais encontrados nos resíduos urbanos são fontes de elementos-traço, sendo que sua concentração pode variar entre 0 e 100 mg/kg (Teixeira 2008). Os plásticos são fontes de cádmio, os metais ferrosos fonte de chumbo e cobre e o papel fonte de chumbo. Além desses materiais, produtos como pilhas, baterias, lâmpadas e tintas também são uma importante fonte de elementos-traço (Erses & Onay 2003). Na tabela 2.3 são mostrados os principais íons encontrados em resíduos de aterros sanitários e suas principais fontes (Christensen et al., 2001). De acordo com a tabela, os elementos maiores são encontrados principalmente no material orgânico do resíduo urbano.
Tabela 2.3 - Íons encontrados em lixiviados de aterro e suas possíveis fontes (Christensen et al., 2001).
Íons Fontes
Na+, K+, Ca+2, Mg+2 Material orgânico, entulhos de construção PO4-3, NO3-, CO3-2 Material orgânico
Cu+2, Fe+2, Sn+2 Material eletrônico, latas, tampas de garrafas Hg+2, Mn+2 Pilhas comuns e alcalinas, lâmpadas fluorescentes Ni+2, Cd+2, Pb+2 Baterias recarregáveis (celular, telefone sem fio, automóveis)
Al+3 Latas, utensílios domésticos, cosméticos, embalagens laminadas em geral Cl-, Br-, Ag+ Tubos de PVC, negativos de filmes de raios-X
Sb+3, Cr+3, Cr+6, Pb+2 Embalagens de tintas, vernizes, solventes orgânicos
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(Boscov 2008). Por todos esses motivos, são poucos os dados encontrados sobre o assunto e são diversas as metodologias de amostragem. Estudos a respeito da composição gravimétrica dos RSU normalmente são feitos em resíduos recém-coletados.
2.2.3 - Produção de lixiviado e concentração de elementos maiores e traços
A decomposição dos RSU origina o lixiviado (ou chorume), um líquido que contem substâncias solúveis, orgânicas, iônicas, não iônicas, bactérias e partículas coloidais. A quantidade produzida e sua composição são variáveis, dependendo da composição e teor de umidade inicial dos resíduos, tipo de construção e operação do aterro, topografia e geologia do local, fatores climáticos (chuva, escoamento superficial, infiltração da água, evapotranspiração e temperatura), idade dos resíduos, pH do meio e da combinação de atividades físicas, químicas e biológicas no interior dos aterros (Tchobanoglous et al., 1993, Clement 1995, Moura 2008). Na tabela 2.4, estão listados os parâmetros mais utilizados na caracterização do lixiviado (Yong et al., 1996).
Tabela 2.4 - Parâmetros de caracterização do lixiviado (Yong et al., 1996).
Físico Químico Biológico
Orgânico Inorgânico
Aparência pH
Potencial de oxi-redução Condutividade
Turbidez Temperatura
Fenóis
Demanda Química de Oxigênio Carbono orgânico total
Nitrogênio amoniacal Éter solúvel (óleos e graxas) Grupos funcionais orgânicos
Bicarbonato Total Sólidos e Sólidos Voláteis
Cloreto e Fosfato Alcalinidade e Acidez Na, K, Ca, Mg, Amônia, Dureza, Metais Pesados (Pb,
Cu, Ni, Cr, Zn, Cd, Fe, Mn, Hg, As, Se, Ba, Ag)
Cianeto e Fluoreto
Demanda Bioquímica de oxigênio
Coliformes termotolerantes
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2.2.4 - Variação da composição do lixiviado com o tempo
A quantidade e as características do lixiviado variam de acordo com as fases de degradação dos resíduos nos aterros (Warith et al., 2005). Assim, o estudo da evolução das características do lixiviado permite compreender e monitorar o processo de degradação dos mesmos (Alcântara 2007). Silva (2001) comparou a composição de lixiviados de aterros de diferentes idades. Os resultados mostram que em aterros novos as concentrações de elementos são maiores, comparados aos aterros antigos, sendo que o principal fator dessa diferença é a fase de decomposição dos resíduos, pois em aterros novos predomina-se a fase ácida, onde o pH é menor, e, consequentemente, a concentração de elementos é maior, pois nessa fase eles são mais solúveis e móveis (Tabela 2.5).
Existem várias formas de dividir os processos de biodegradação dos RSU ao longo do tempo, podendo-se encontrar, na literatura, diferentes nomes e números de fases, conforme o nível de detalhamento e o enfoque utilizado. Por exemplo, Silva (2002) e PROSAB (2003) definem o processo de degradação dos RSU em quatro etapas distintas: hidrólise, acidogênese, acetogênese e metanogênese, enquanto Mata-Alvarez & Llabrés (2000) definem três etapas: a aeróbia, acidogênica/acetogênica e a metanogênica.Apesar das diferentes etapas, o processo de decomposição dos resíduos ocorre basicamente em duas condições: aeróbias e anaeróbias (Moura 2008).
Tabela 2.5- Diferenças da composição do lixiviado com a fase ácida e metanogênica e valores médios para parâmetros sem diferenças entre as fases (adaptado de Ehrig 1983).
Parâmetro Fase ácida Fase metanogênica Média
Média Intervalo Média Intervalo
Ph 6,1 4,5-7,5 8 7,5-9
DBO 13000 4000-40000 180 20-550
DQO 22000 6000-60000 3000 500-4500
DBO/DQO 0,58 0,06
Sulfato 500 70-1750 80 10-420
Cálcio 1200 10-2500 60 20-600
Magnésio 470 50-1150 180 40-350
Ferro 780 20-2100 15 3-280
Manganês 25 0,3-65 0,7 0,03-45
Amônia 740
Cloreto 2120
Potássio 1085
Sódio 1340
Fósforo 6
Cádmio 0,005
Cromo 0,28
Cobalto 0,05
Cobre 0,065
Chumbo 0,09
Niquel 0,17
Zinco 5 0,1-120 0,6 0,03-4
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De acordo com Kjeldsen et al., (2002), a decomposição dos resíduos é dividida em quatro fases: aeróbia, ácida anaeróbia, metanogênica inicial e metanogênica estável. Na fase inicial aeróbia, o oxigênio e o nitrogênio presentes nos espaços vazios do resíduo recém enterrado são consumidos rapidamente, resultando na produção de dióxido de carbono (CO2), água, nitrato, fosfato, sulfato e
aumento da temperatura, durante apenas alguns dias, pois não há reposição de oxigênio (Christensen et al., 1992). Nesta fase, o lixiviado apresenta elevadas concentrações de sais dissolvidos, inclusive íons de elementos-traço (D’Almeida & Vilhena 2000).
Com o esgotamento do oxigênio, inicia-se a fase anaeróbia ácida, apresentando tempo de duração maior. Bactérias facultativas e anaeróbias produzem enzimas responsáveis pela conversão de compostos orgânicos complexos insolúveis em materiais mais simples e solúveis (Christensen et al.,
2001). O lixiviado produzido apresenta elevada DQO, DBO e pH ácido, devido ao acúmulo de ácidos carboxílicos (Kjeldsen et al., 2002). A relação entre a DBO e DQO também é elevada, o que indica uma alta proporção de matéria orgânica solúvel rapidamente biodegradável (Lo 1996, Tatsi & Zouboulis 2002). O lixiviado também contém elevadas concentrações de elementos maiores e traços solubilizados sob as condições ácidas (Isidori et al., 2003), sendo então a principal fase no que diz respeito à disponibilidade e mobilidade de elementos-traço no interior de aterros.
Na fase metanogênica inicial, os ácidos que se acumularam durante a fase anterior são convertidos em metano e dióxido de carbono (CO2) por bactérias metanogênicas (Barlaz et al., 1989a ,
Christensen & Kjeldsen 1989). O pH aumenta, chegando à neutralidade e as concentrações de DBO, DQO e carbono orgânico dissolvido (COD) começam a diminuir. Na última fase, metanogênica estável, a taxa de produção de metano será máxima e o pH continua a aumentar e a relação DBO/DQO fica abaixo de 0,1, pois os ácidos carboxílicos são consumidos tão rapidamente quanto são produzidos (Kjeldsen et al., 2002). O COD presente nesta fase é predominante de compostos recalcitrantes (ácidos húmicos e fúlvicos), de difícil degradação (Christensen et al., 1994).
14
Figura 2.1 – Modelo para evolução das fases de um aterro sanitário proposto por Pohland & Harper (1985), adaptado por Tolaymat et al. (2004).
2.3
–
CONTAMINAÇÃO POR ELEMENTOS MAIORES E TRAÇOS EM ATERROS
DE RSU
2.3.1 - Os compartimentos Solo e Água Subterrânea
O solo é um compartimento natural originado das alterações químicas e físicas sofridas pela rocha e também pelo transporte de material alterado ao longo do tempo. Ele é constituído por componentes minerais, materiais orgânicos e inorgânicos, que interagem entre si e tem as mais diversas composições e propriedades físicas, químicas e biológicas. Sua composição é governada por muitos fatores, sendo os mais importantes, as condições climáticas e o material parental.
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quando o pH do solo esta baixo. Além disso, os parâmetros mais indicados para definir a quantidade máxima de elementos-traço em um solo são os conteúdos de argila, de óxidos de Fe, Al e Mn e de matéria orgânica. Quando a quantidade de carga contaminante supera a capacidade de retenção do solo, esses elementos-traço ficam em solução e podem ser lixiviados, chegando aos aquíferos e contaminando a água subterrânea (Feitosa et al., 2008).
Compreender as características mineralógicas, estratigráficas e estruturais dos materiais permite entender o processo de infiltração da água no subsolo, a forma como ocorre o armazenamento e a transmissão da mesma e as influências nos seus aspectos relativos à quantidade e qualidade. A infiltração da água no solo é favorecida nos materiais permeáveis, sendo que quanto maior a homogeneidade do tamanho e da distribuição dos poros e maior a interconexão entre os mesmos, melhor é a capacidade da formação geológica em conduzir água. Essa propriedade é denominada permeabilidade e assim como a porosidade pode ser primária ou secundária. Além da permeabilidade, há outras propriedades físicas importantes dos aquíferos, dentre elas a condutividade hidráulica, a transmissividade e o coeficiente de armazenamento, usadas para caracterizar os aspectos hidráulicos dos aquíferos (CETESB 2010).
A utilização dos recursos hídricos subterrâneos vem crescendo cada vez mais, tornando-se uma importante fonte de água. A disponibilidade dos mesmos para determinados tipos de uso depende principalmente da qualidade físico-química, biológica e radiológica da água (Feitosa et al., 2008). Assim, estudos hidrogeoquímicos são importantes para identificar e quantificar as principais propriedades e constituintes químicos das águas, tentando estabelecer uma relação com o meio físico, seja natural ou antrópico.
As características químicas das águas subterrâneas dependem inicialmente da composição das águas de recarga dos aquíferos e em seguida da sua evolução química, influenciada pela litologia do aquífero. O teor de substâncias dissolvidas nas águas subterrâneas vai aumentando à medida que prossegue o seu movimento, e as variações naturais de sua qualidade são pequenas (Custódio & Llamas 1976, Feitosa et al., 2008). Por isso, características diferentes das esperadas indicam à presença de situações anômalas, dentre elas a contaminação. Assim, há a necessidade de se saber quais são os parâmetros químicos de certa formação aquífera que podem ser considerados naturais ou provenientes de fontes antrópicas (CETESB 2010).
Os elementos-traço raramente ocorrem em concentrações elevadas de forma natural na água subterrânea, e a presença maior desses na água é indicio de contaminação e merece maior atenção. A contaminação da água subterrânea é mais difícil, devido a esta estar armazenada muitas vezes em grandes profundidades. Mesmo assim, a percolação de poluentes através dos poros e fraturas das
rochas ou através da comunicação com corpos d’água superficiais contaminados pode chegar aos
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superficiais, podendo ser até irreversível, devido ao seu lento movimento, em especial em camadas de materiais mais finos, como argilas e siltes (Feitosa et al., 2008). Além disso, as técnicas de remediação de aquíferos muitas vezes são muito onerosas.
2.3.2 - Processos de atenuação de elementos no solo
Por apresentar substâncias altamente solúveis, o lixiviado pode infiltrar-se no solo e atingir as águas subterrâneas, comprometendo sua qualidade. Para Kjeldsen (1995), o risco de poluição das águas subterrâneas é provavelmente o impacto mais grave relacionado a aterros de RSU, pois a maioria dos mesmos foi construída sem impermeabilização da base, sem uma correta compactação e cobertura dos resíduos e sem a drenagem dos lixiviados e gases. Vários são os elementos que podem estar presentes no lixiviado e, consequentemente, podem contaminar o solo e as águas subterrâneas, tais como o Cl-, SO4-2, Na+, Ca+2, K+, Mg+2 e NH4+ como elementos maiores e o Cd+2, Cu+2, Pb+2, Sn+2
e Zn+2 como elementos-traço.
O solo normalmente é o compartimento que sofre primeiro com a contaminação por íons de elementos associados a aterros. O mesmo tem se caracterizado como um obstáculo natural para os contaminantes, pois são capazes de remover os elementos químicos da solução em função das reações de sorção, precipitação e complexação que envolvem o solo e os contaminantes. A atenuação natural varia para cada tipo de solo, em função principalmente de parâmetros como pH, Eh e de características do solo, tais como: textura, percentagem e tipos de minerais de argila, percentagem de matéria orgânica, CTC, oxi-hidroxidos de Fe, Mn e Al e CaCO3 livre (Salomons et al., 1995, Anjos 2003). Há
também variação de acordo com o clima, propriedades da fase líquida e das espécies metálicas existentes na solução do solo e a forma química dos elementos (Sposito 1989, Yuan & Lavkulich 1997, Naidu et al., 1998).
17
Além das interações dos íons de elementos-traço com os solos, segundo Alloway (1995), o lixiviado tem alta concentração de cloreto, com os quais muitos elementos-traço podem formar complexos, muitas vezes de maior mobilidade e de menor disponibilidade à adsorção. Sulfetos e carbonatos também formam precipitados com íons de elementos-traço, menos móveis que os sais de cloreto, e este fenômeno é frequentemente citado para explicar as baixas concentrações de elementos-traço (Christensen et al., 1994, Christensen et al., 2001). Sulfetos e carbonatos são capazes de formar precipitados com Cd, Ni, Zn, Cu e Pb, e as solubilidades dos últimos são geralmente mais elevadas (Christensen et al., 2001). O cromo é uma exceção, porque não forma um precipitado de sulfeto insolúvel (Christensen et al., 2001), mas tende a formar precipitados insolúveis com hidróxidos (Revans et al., 1999).
2.3.3 – Atenuação Natural Monitorada
A Atenuação Natural Monitorada (ATM) baseia-se no fato de que em determinadas condições, alguns contaminantes são imobilizados ou degradados em produtos pouco ou nada tóxicos, por processos biológicos, físicos e químicos que ocorrem em ambientes naturais, sendo necessário monitoramento continuo da região por tempo suficiente para a conclusão do processo. O monitoramento é feito através de poços e de coleta de amostras, visando confirmar as previsões de projeto, detectar a migração da pluma e verificar a inexistência de impactos a receptores. Segundo a EPA (2001), a ATM pode apresentar elevada eficiência e se desenvolver num tempo equivalente ao de outros métodos de remedição, e isto depende das características locais e do contaminante envolvido.
Uma das vantagens da ATM é ser uma técnica passiva e não invasiva, de baixo custo e com reduzida exposição humana ao contaminante, comparada com outras técnicas de remediação. Entretanto, a difícil predição do tempo e a incerteza da real capacidade de atenuação natural do solo do local são uma das desvantagens. Além disso, a ATM pode ser influenciada por mudanças das condições hidrogeológicas e geoquímicas e o monitoramento dessas áreas é longo, sendo que em aterros sanitários de RSU o tempo mínimo é de 20 anos (Christensen et al., 2000).
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premissas principais: a estimativa da carga de contaminantes presentes no lixiviado e a quantificação dos mecanismos de atenuação do solo.
O uso da capacidade natural de atenuação do solo tem sido muito comum, mesmo quando não se tinha exatamente este conceito em mente. Um exemplo disso são os denominados lixões, onde o resíduo é simplesmente lançado no solo (Iway, 2012). Porém, como a capacidade do solo é limitada, a maioria desses lixões constitui um grande potencial poluidor das águas subterrâneas. Assim, considera-se, para esses casos, que o uso da capacidade natural de atenuação do solo é de alto risco e deve ser aceito somente em alguns locais, tais como aterros controlados de pequeno porte. Em áreas maiores, o uso de aterros sanitários, construídos de forma adequada é essencial, pois nos mesmos a migração de contaminantes é menor e mais lenta, permitindo maior tempo para a ocorrência dos mecanismos de atenuação.
De acordo com Christensen et al., (2000), a ATM ainda não é muito adotada como um método de remediação em áreas de disposição de RSU, devido a algumas especificidades dos aterros que podem afetar a funcionalidade do processo, dentre elas a dificuldade de identificação da fonte de contaminação e a grande variabilidade de compostos químicos envolvidos. Entretanto, segundo os mesmos autores, a atenuação natural poderá se constituir numa boa alternativa para a remediação de áreas contaminadas por lixiviado de aterro de RSU, sendo necessária ainda uma maior quantidade de dados, para a elaboração de protocolos que minimizem as incertezas desse processo. De acordo com Iway (2005), embora os conceitos atuais de sistemas de disposição de RSU não utilizem a capacidade de atenuação do solo como uma filosofia de projeto, esta é ainda considerada como um importante mecanismo de segurança para os sistemas de coleta de lixiviado.
2.3.4 - Mecanismos de transporte e atenuação em meios porosos
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Figura 2.2 - Mecanismos associados ao transporte de contaminantes em meios porosos (Moncada 2004).
O estudo microscópico do transporte de contaminantes em um meio poroso é complexo, dada o arranjo complexo dos poros e pequenos canais de circulação do fluido. Por isso, pode-se estabelecer leis de caráter macroscópico que consideram o meio contínuo e com propriedades médias definidas. As leis se baseiam em três parâmetros fundamentais: condutividade hidráulica, porosidade e coeficiente de armazenamento (Custódio & Llamas 1976).
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2.3.4.1 - Processos Físicos
Transporte por Advecção
Advecção é o mecanismo que envolve o transporte de soluto ocasionado pelo movimento da água (Shackelford 1993). Os contaminantes se movem no sentido das linhas de fluxo com uma velocidade que, em princípio, é igual à velocidade média da água, sem alterar sua concentração na solução (Fetter 1993). Pode variar em função da condutividade hidráulica do solo, sendo que maiores valores de advecção proporcionam mais rápida circulação de pluma contaminante.
Transporte por Gradiente de Concentração ou Difusão Molecular
O transporte por difusão molecular caracteriza-se pela difusão de íons, átomos ou moléculas por forças de natureza molecular. Este tipo de transporte ocorre devido ao gradiente de concentração num fluido, ou seja, o soluto dissolvido em água desloca-se de uma área de maior concentração para uma de menor concentração, até a homogeneização em toda a massa de fluido, independente da existência ou não de fluxo (Fetter 1993). A difusão molecular cessa apenas quando os gradientes de concentração deixam de existir.
A difusão do soluto é proporcional ao gradiente de concentração, expresso pela 1º lei de Fick:
dx dC D F
dOnde F = fluxo de massa de soluto por unidade de área por unidade de tempo; Dd = coeficiente de difusão [cm2/s] e dC/dx = gradiente de concentração [g/cm3/cm]. O sinal negativo indica
que o movimento ocorre das áreas de maior concentração para aquelas de menor concentração.
Transporte por mistura mecânica ou Dispersão mecânica
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Figura 2.3 - Mecanismos de dispersão, a) Mecanismos de dispersão ou mistura mecânica, b) dispersão em canais individuais, c) tortuosidade, reentrâncias e interligações (Moncada 2004).
Dispersão hidrodinâmica
A dispersão hidrodinâmica é o aspecto macroscópico dos movimentos das moléculas e íons dissolvidos e dos vários fenômenos físicos e químicos que ocorrem dentro dos poros (Bear 1972). É o fenômeno pelo qual o soluto tende a se espalhar para fora do caminho esperado de acordo com a hidráulica advectiva do sistema de escoamento (Freeze & Cherry 1979). Pode ocorrer tanto na direção do fluxo (dispersão longitudinal) como em direções perpendiculares a esta (dispersão transversal).
Define-se um parâmetro chamado coeficiente de dispersão hidrodinâmica, D, representado pela equação:
DL= αL VX + D*
DT= αT VX + D*
Em que: DL = coeficiente de dispersão hidrodinâmica longitudinal [cm2/s ou m²/s]; DT = coeficiente de dispersão hidrodinâmica transversal [cm2/sou m²/s].
Filtração
Filtraçãoé um processo que separa o sólido do fluido em que está suspenso (neste caso a água), pela passagem do mesmo através de um meio permeável capaz de reter as partículas sólidas. A água subterrânea contaminada possui muitas vezes partículas em suspensão, que podem ser o próprio poluente ou conter substancias poluentes sorvidas, como por exemplo, os metais. Essas partículas sólidas podem ser retidas pelos poros do solo, formando uma membrana superficial no topo ou ficar retido no interior da malha de poros (Figura 2.4). As partículas de maior interesse para o estudo do transporte são as que estão na faixa de dimensões de coloides (diâmetros entre 10-9 e 10-6), situação na
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Figura 2.4 - Efeitos da filtração: a) formação de membrana superficial, b) retenção no interior da malha de poros.
Esses mecanismos podem propiciar tanto o retardamento quando a aceleração do movimento do contaminante pelos poros e água subterrânea, além da degradação e diminuição de efeitos nocivos ao longo do tempo. Em aquíferos, a advecção e a dispersão (tanto mecânica quanto hidrodinâmica) são usualmente, os mecanismos mais importantes.
2.3.4.2 - Processos Químicos e Biológicos
Tão importante quanto os vários mecanismos físicos que regem o transporte de contaminantes em solução em águas subterrâneas são os processos de transferência de solutos do fluido intersticial para as partículas sólidas do solo. Diversos processos químicos podem ocorrer, dependendo dos constituintes e características do solo e da constituição química do soluto. Geralmente, essas reações causam um retardamento do fenômeno de transporte de poluentes em solos, sendo que, em geral, as transferências para a fase sólida não são permanentes, pois alterações no ambiente do solo podem aumentar a mobilidade desses poluentes transferidos para a fase sólida (Nobre 1987).
