Contaminação de solo por Hidrocarbonetos

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Contaminação dos solos por LNAPL: discussão sobre
diagnóstico e remediação
Eduardo Azambuja
Pontifícia Universidade Católica do Rio Grande do Sul
Dione B. Cancelier
Azambuja Engenharia e Geotecnia Ltda
Arthur S. Nanni
CPGGEO/UFRGS, Azambuja Engenharia e Geotecnia Ltda
Resumo. As contaminações por hidrocarbonetos derivados de petróleo em solo têm sido alvo de
inúmeras pesquisas e constitui em um desafio para os profissionais que atuam na geotecnia, em função da
complexidade dos fenômenos geoquímicos e bioquímicos que são catalisados a partir de sua inserção no
subsolo. Os vazamentos em postos de abastecimento de combustíveis constituem as fontes mais expressivas,
não pelo volume individual da contaminação, mas pelo caráter sistêmico que representam e pela
repercussão que geram sobre a qualidade dos aqüíferos. Entender a dinâmica dessas contaminações
(seguidamente referidas como LNAPL - light non-aqueous phase liquids) é fundamental para orientar as
atividades de prospecção e diagnóstico dos impactos gerados pelos vazamentos de combustíveis, bem como
para desenvolver uma técnica de remediação econômica e ambientalmente viável. Este trabalho apresenta
uma revisão conceitual do comportamento dos contaminantes no subsolo e dos métodos de diagnóstico,
especialmente os métodos geofísicos por resistividade elétrica, discutindo-se as vantagens e limitações desta
técnica à luz da experiência em alguns casos históricos. As propostas de técnicas de remediação carecem
ainda de maturidade, em virtude da escassez de informações sobre a eficiência dos sistemas já implantados.
No sentido de colaborar com a discussão sobre a pertinência de algumas dessas técnicas, em especial
aquelas que procuram estimular a atenuação dos contaminantes pela ação biológica, faz-se um relato de três
sistemas de remediação já implantados e dos resultados obtidos até o presente.
Palavras-chave. Contaminação, Geofísica, Solos, Água Subterrânea, Remediação.
1. Introdução
Um dos problemas de difícil solução nas
atividades voltadas para a proteção ambiental
consiste na avaliação da extensão, dinâmica e
concentração das contaminações provocadas
por vazamentos em tanques de combustíveis
derivados do petróleo. Essa complexidade
deve-se ao fato desses contaminantes
representarem uma ampla composição de
produtos com características diferentes, sendo
que a maioria caracteriza-se pela baixa
solubilidade e pouca persistência no solo.
A forma como interagem com o fluxo
freático, com os argilo-minerais e com a
matéria orgânica presentes no solo é
complexa do ponto de vista físico e químico.
Mais ainda, sendo produtos orgânicos de fácil
conversão, as ações biológicas que se
deflagram no terreno a partir da sua presença
são significativas e alteram o comportamento
dos contaminantes ao longo do tempo. Por
fim, processos secundários de natureza
geoquímica são catalisados a partir da
bioconversão dos hidrocarbonetos,
estabelecendo uma sinergia entre os
fenômenos (Sauck, 2000).
Assim, ao profissional que se apresenta
para investigar uma contaminação por
hidrocarbonetos com essas características,
impõe-se um desafio que transcende a
especialidade do geotécnico ou do geólogo. O
problema, tratado na sua escala devida, é
tipicamente multidisciplinar e exige o
domínio dos processos químicos e biológicos
que estão inerentemente associados.
Também é importante ressaltar que a
avaliação da dinâmica dos contaminantes no
solo, apesar de poder ser traduzida pelos
modelos analíticos ou numéricos de
transferência de massa, exige a introdução
dos componentes de atenuação por
bioconversão (Blanc et al, 2000), portanto
uma fronteira um pouco distante do universo
geotécnico. Não obstante a dificuldade da
modelagem ser representativa dos substratos
tão heterogêneos que o subsolo significa, há
ainda que considerar que tratam-se de
sistemas “vivos”. Estabelecer parâmetros de
atenuação pela ação de microorganismos não
é uma tarefa das mais fáceis.
Este cenário de dificuldades aqui
construído não tem por objetivo desestimular
quem vêm trabalhando neste segmento,
outrossim destacar que o caminho do
conhecimento a ser trilhado nesta área é
muito longo, é ainda um amplo campo de
pesquisas. Também deseja-se confessar a
insipiência das informações que são aqui
discutidas e de como estamos ainda
tangenciando o problema, como se
estivéssemos comendo um mingau pelas
beiradas. E então, começando pelas
“beiradas”, entendemos ser prudente
conceituar as fases de contaminação e os
mecanismos de transferência de
contaminantes através do solo, para
posteriormente discutir as formas de
diagnóstico.
Os resultados dos diagnósticos são sempre
comparativos, ou seja, quando avaliamos
contaminações, comparamos os resultados
obtidos com marcos que caracterizam uma
normalidade ambiental (background), uma
anomalia aceitável ou um estado crítico. Esses
marcos ou “níveis” constituem uma discussão
fervorosa no meio técnico, pois costumam ser
determinados a partir de análises de risco, os
quais consistem em modelos analíticos para
avaliar a repercussão de um contaminante na
cadeia ambiental de um determinado sistema
e, em especial, à saúde humana. Ao fazer um
breve comentário sobre os modelos de análise
de risco, discutimos a sua pertinência e
limitações, pelo menos sob a ótica dos nossos
problemas regionais.
Conduzido o diagnóstico e confrontados os
seus resultados com os balizadores de uma
análise de risco, há a tomada de decisões
sobre a necessidade ou não de intervenção.
Entenda-se que intervenção implica em
“remediação” (redução dos contaminantes a
níveis mais aceitáveis) e não em
“recuperação” (eliminação dos contaminantes
presentes no sistema).
Os processos de remediação são inúmeros,
mas essas técnicas ainda não possuem
maturidade, em virtude da escassez de
informações sobre os seus desempenhos.
Inicialmente, as tentativas de recuperação
consistiam na mera remoção do solo
supostamente contaminado, confinando o
material em aterros de resíduos sólidos ou
dispondo em landfarmings. Posteriormente,
com a preocupação em preservar os aqüíferos,
os sistemas de remediação passaram a
empregar o bombeamento com tratamento
externo (pump and treat).
Ambas as sistemáticas fracassaram tanto
pela insuficiência técnica como pelo
desempenho econômico. Apesar do rápido
surgimento de propostas mais sofisticadas de
remediação, há uma tendência em conduzir
técnicas de remediação que estimulem a
atenuação dos contaminantes por
bioconversão.
A respeito das técnicas de remediação,
relacionamos três sistemas que estão ora em
operação para discutir as estratégias adotadas
e os resultados obtidos.
2. Fases de Contaminação
Os hidrocarbonetos que constituem os
combustíveis como óleo diesel e gasolina são
compostos de baixa densidade e a maioria dos
seus componentes consistem de uma fase não
solúvel em água, ou pelo menos possuem uma
dificuldade de solubilizar seus componentes
no aqüífero quando em seu estado original.
Normalmente, um vazamento de combustível
em um tanque de abastecimento promove
diferentes fases de contaminação, conforme
relatam Mercer e Coheb (1990). Diante das
evidências obtidas em vários trabalhos
realizados no sul do Brasil e apoiados em
relativo consenso no meio técnico
(Kierchheim et al, 1998), propomos a
designação de cinco fases de contaminação
que tipicamente se manifestam em
vazamentos de tanques de combustível.
Embora com as idiossincrasias dos autores
deste trabalho, essa classificação de fases
guarda semelhanças com a classificação
proposta no excelente trabalho de Sauck
(2000) a respeito do comportamento
eletroquímico dos solos contaminados por
hidrocarbonetos. Enfim, as fases podem ser
assim descritas:
a) Fase livre
Constitui em um véu sobre o topo do
freático livre e que pode ser mais ou menos
espesso, dependendo da quantidade de
produto derramado e da dinâmica do sistemafreático. A fase livre não é composta
exclusivamente por hidrocarbonetos. Estudos
experimentais referidos por Sauck (2000)
demonstram que apenas 50% dos vazios do
solo são ocupados por hidrocarbonetos, sendo
que a outra metade é ocupada por água e ar.
Esse percentual de hidrocarbonetos presente
nos vazios dos solos não é constante,
admitindo-se que ele seja menor nas bordas
superior e inferior dessa camada. Por essa
razão, não existe um limite estrito entre a fase
livre e as demais fases, mas uma banda de
transição que pode ser mais ou menos espessa,
de acordo com a viscosidade do
hidrocarboneto, magnitude e freqüência das
oscilações freáticas, quantidade de oxigênio
disponível, porosidade do solo e ainda o
tempo transcorrido desde o vazamento, entre
outros fatores intervenientes. Do ponto de
vista geoelétrico, a fase livre não possui a
mesma resistividade do produto original. Via
de regra ela apresenta-se mais condutiva que
o produto original, não só devido à ocorrência
da bioconversão do hidrocarboneto, mas
principalmente pela interposição de água e ar
na fase. Entretanto, o seu contraste com o
background, em especial em solos argilosos,
costuma ser significativamente mais resistivo.
b) Fase adsorvida
Também denominada de fase residual,
constitui no halo de dispersão entre a fonte e o
nível freático e caracteriza-se por uma fina
película de hidrocarbonetos envolvendo
grumos de solo ou descontinuidades existentes
no saprólito ou rocha, sendo mais importante
para os produtos mais viscosos como o diesel.
Devido às variações freáticas inerentes, a fase
adsorvida ocupa uma banda sobre o topo da
fase livre. Essa banda pode ser mais ou menos
significativa, dependendo da viscosidade do
produto, da porosidade do solo e das
oscilações do freático livre. Do ponto de vista
geoelétrico, a fase adsorvida tende a aumentar
a resistividade elétrica dos solos naturais.
Porém, essa tendência é mais clara em solos
argilosos e para contaminações recentes,
porque a bioconversão dos hidrocarbonetos
em ambiente óxico é rápida e pode implicar
na formação de ácidos orgânicos e na lixívia
de sais, diminuindo o contraste elétrico.
Convém destacar que, em solos naturalmente
resistivos (como areias puras, por exemplo) os
processos de bioconversão podem resultar em
um contraste paradoxalmente condutivo.
Outro aspecto relevante diz respeito à
histerese que o arraste de hidrocarboneto
possui entre os ciclos de saturação e
drenagem. Os hidrocarbonetos mais viscosos
possuem maior mobilidade no solo durante a
drenagem do que durante a saturação, o que
resulta em um abandono de hidrocarbonetos
no solo durante as oscilações do freático. Em
decorrência, existe uma fase adsorvida abaixo
do lençol freático, ou mesmo abaixo da fase
livre.
c) Fase dissolvida
Constitui em contaminações por
dissolução de aditivos polares e por uma
fração emulsionada de hidrocarbonetos que
possui maior mobilidade e dissipa-se abaixo
no nível freático livre, sendo mais importante
para fluidos menos viscosos como a gasolina.
A quantidade de hidrocarbonetos dissolvidos
depende das condições de degradação (ou
bioconversão) do produto, estando muito mais
relacionada à participação da fase adsorvida e
muito menos ligada à espessura da fase livre
propriamente dita. Aliás, fases livres menos
espessas devem favorecer a dissolução de
componentes, porque o ambiente ideal para a
ocorrência do fenômeno deve ser oxigenado e
com pH mais baixo. Do ponto de vista
geoelétrico, a fase dissolvida em si não altera
significativamente a resistividade do solo.
Entretanto, o mesmo ambiente que favorece a
dissolução de hidrocarbonetos, favorece
também a lixívia de sais, o que associa-se a
uma maior condutividade elétrica na área
onde existe maior incidência de pluma de
contaminação abaixo do nível freático.
Convém destacar que, como o ambiente
anóxico inibe a dissolução de
hidrocarbonetos, a fase dissolvida ocupa
apenas a parte superior dos aqüíferos e
raramente ultrapassa 5 metros de espessura
abaixo do freático.
d) Fase vaporizada
Constitui uma fase gasosa dos
componentes voláteis dos combustíveis e que
ocupa vazios do solo ou rocha, sendo mais
importante para os hidrocarbonetos de menor
ponto de vaporização, como aqueles que
compõem a gasolina. A bem da verdade, a
fase gasosa dos hidrocarbonetos está presente
em meio às demais fases, mas é mais
significativa na região vadosa do subsolo. Do
ponto de vista geoelétrico é pouco
participativa.
e) Fase condensada
Aparece mais tipicamente em áreas
urbanas onde a pavimentação do solo é
intensa e pouco permeável, caracterizando-se
pela acumulação de produtos condensados sob
os pavimentos. Na verdade é semelhante à
fase adsorvida, porém com composição
diferente do produto original em virtude do
fracionamento seletivo da vaporização. É
também uma fase com intensa bioconversão,
manifestando-se degradada.
Na maioria dos casos de contaminação por
combustíveis em postos de abastecimento, a
preocupação do diagnóstico tem se pautado
pela delimitação das fases adsorvida e livre,
onde as ações de remediação podem ser mais
efetivas. Entretanto, os marcos referenciais
sugeridos pelas análises de risco indicam que
a fase dissolvida possui repercussão ambiental
tão ou mais relevantes que as demais fases. As
típicas zonas de ocorrência de cada fase são
apresentadas na figura 01.
3. Mecanismos de Transferência de
Contaminantes
A dinâmica dos contaminantes no solo
costuma ser explicada através de três
mecanismos de transferência de massa, a
saber: advecção, dispersão e atenuação.
Conforme será a seguir discutido, esses
mecanismos podem ser subdivididos em
subprocessos (a dispersão pode ser dividida
em dispersão hidráulica e difusão molecular,
enquanto que a atenuação pode ser
compartimentada em adsorção físico-química,
sorção química e bioconversão). Essa
conceituação é que fundamenta os modelos
analíticos ou numéricos que são empregados
para prever ou avaliar a dinâmica dos
contaminantes em um sistema. Esses
mecanismos são assim descritos:
a) Advecção
Consiste no mecanismo onde os
contaminantes seguem coincidentemente com
os vetores de fluxo e guardam uma relação
direta com a velocidade de percolação no solo.
É o mecanismo preponderante na formação e
na mobilização da fase livre de
hidrocarbonetos.
b) Dispersão
Consiste no mecanismo responsável pela
diminuição da concentração de contaminantes
no fluido de percolação e que pode se dar
através de dois processos: dispersão
hidrodinâmica e difusão molecular. A
dispersão hidrodinâmica acontece pela
restrição de fluxo nos poros do solo que gera
redução de velocidade da percolação dos
componentes mais viscosos. A difusão
molecular é, intrinsecamente, um fenômeno
de diluição de componentes solúveis e é o
principal processo formador da fase
dissolvida, responsável pela maior mobilidade
dos contaminantes. Quando se tratam de
emulsões, como no caso dos hidrocarbonetos,
a dispersão pode se apresentar como um
mecanismo complexo, em virtude dos
fenômenos de histerese do arraste de
contaminantes, em especial nas frentes de
saturação e franjas capilares. Este processo
está associado à formação da fase adsorvida e
também pela produção de uma fração de
emulsões que podem compor a fase
dissolvida.
c) Atenuação
Consiste na redução de contaminantes
transportados pela advecção ou diluição
através de reações químicas ou físico-
químicas. A atenuação química é mais intensa
em solos com maior capacidade de troca
catiônica e atua reduzindo componentes das
fases livre e adsorvida. Também nesse elenco
de reações estão as reações de bioconversão,
pela qual parcelas dos hidrocarbonetos são
transformadas em ácidos orgânicos ou mesmo
totalmente oxidadas. A atenuação química é
mais intensa na região com maior
disponibilidade de oxigênio e está
intimamente associada à ação biológica. A
atenuaçãofísico-química é a responsável pela
formação da fase adsorvida e consiste no
aprisionamento de contaminantes que se
aderem aos grãos do solo, sobretudo aos
grumos de argilas com maior atividade.
Entretanto, associada com os mecanismos de
atenuação química, é responsável pela
formação da fase dissolvida (facilitada pela
redução de pH).
Os mecanismos de dispersão e atenuação
são complexos e sinergéticos entre si, o que
torna a modelagem numérica dos processos de
transferência de massa uma atividade
igualmente complexa, devido à dificuldade de
estabelecer parâmetros para os fenômenos de
natureza bioquímica.
Fase CondensadaFase Adsorvida ou residual
fluxofluxo
tanques
vaporização
Pavimento (zonas urbanas)
Fase DissolvidaFase Vaporizada Fase Livre
NF médio
aterro compactados
Figura 01: Fases de contaminação por LNAPL no subsolo.
Os modelos de predição da dinâmica dos
contaminantes são importantes porque,
apesar de complexos, podem auxiliar na
decisão de quando e com qual intensidade
as intervenções de engenharia podem ser
conduzidas na recuperação de uma área
impactada, bem como decidir se a atenuação
natural é ambientalmente aceitável.
Os modelos computacionais
comercialmente disponíveis limitam-se a
tratar o problema como um sistema com
uma única fase (a dissolvida) e tratando a
atenuação de forma mais simplista, em
geral considerando apenas um fator de
adsorção. Existem ainda algumas diferenças
entre os modelos na forma como tratam a
advecção no meio poroso, pois alguns
consideram o fluxo em meio não-saturado e
outros não permitem essa possibilidade de
análise.
Mas as grandes limitações dessas
ferramentas computacionais disponíveis no
mercado são: as equações de bioconversão
são negligenciadas; o sistema é tratado com
uma única fase quando, em verdade, é
tipicamente “multifases” e ainda há
dificuldades em lidar com o problema fora
do estado plano.
Recentemente, na Universidade do
Texas, foi desenvolvido um simulador de
modelo por diferenças finitas que integra as
multifases, os multicomponentes, a tri-
dimensionalidade do problema e as equações de
dispersão, advecção, atenuação e bioconversão e
que foi denominado de UTCHEM. Ao que
sugerem alguns resultados publicados pelos
autores (Blanc, et al, 2000a e Blanc et al,
2000b) este simulador parece ser uma
ferramenta promissora.
4. Diagnóstico
Para o diagnóstico das contaminações, as
investigações têm sido conduzidas por métodos
diretos e indiretos de prospecção, ou seja, pela
execução de uma malha de sondagens
mecânicas e coleta de amostras para análise
geoquímica ou por métodos geofísicos.
Pelas técnicas diretas, há a possibilidade de
avaliação pela análise em amostras de solo ou
de água.
Nas análises em solo, objetiva-se a
determinação de cargas residuais ou fase
adsorvida de contaminantes. As amostras são
obtidas pela perfuração e coleção do solo.
Já nas análises em água, as amostras são
coletadas através de poços de monitoramento
temporários ou definitivos. O objetivo é
identificar a presença de fase livre e avaliar
a magnitude da fase dissolvida.
Já as metodologias geofísicas podem
identificar a presença de hidrocarbonetos
pelo contraste com as propriedades de
referência (condutividade elétrica, módulo
cisalhante, etc), e serão alvo de discussão
mais detalhada. Nessas técnicas a avaliação
é mais sistêmica e qualitativa, não sendo
possível quantificar os teores de
contaminantes presentes no sistema.
4.1. Métodos diretos: análise em solo
Os métodos diretos, possuem uma boa
acurácia, desde que realizados com os
cuidados especiais. A técnica de
amostragem deve ser conduzida de forma a
evitar a contaminação cruzada entre furos
ou dentro do próprio furo. Isso requer
cuidados especiais, principalmente quando
se amostra abaixo do freático livre.
Os trados convencionais não são
adequados para isto, uma vez que permitem
a transferência das contaminações para o
fundo do furo. Já os trados helicoidais
vazados (hollow steam auger) garantem
uma melhor integridade das amostras de
solo, em função de disporem de dois
helicóides: um externo com rosca direita
para a perfuração e outro interno com rosca
esquerda para armazenamento da amostra
(Quaresma, 1999).
Outra possibilidade de amostragem sem
cruzamento de contaminantes consiste na
utilização de revestimentos com selos. Esses
revestimentos são introduzidos por um
processo de cravação dinâmica ou estática,
mas quando ultrapassam o nível freático são
selados para evitar a entrada de
contaminantes para o fundo do furo. As
amostras são retiradas com amostradores
dedicados (um por amostra) tipo pistão, ou
em amostradores integrais (toda a extensão
do furo) como no sistema direct push.
Além dos cuidados com a integridade das
amostras, o acondicionamento, transporte e
preparação da amostra para análise deve seguir
uma rotina planejada por uma cadeia de
custódia, onde todos os procedimentos são
registrados até o laudo final da análise.
No que tange às análises geoquímicas, o
método mais empregado ainda é o de
cromatografia gasosa (head space). Por hora,
ainda não são confiáveis as técnicas de
avaliação in situ de compostos voláteis
(cromatógrafos de campo), de modo que as
amostras ainda devem ser analisadas em
laboratório.
Os parâmetros comumente utilizados para as
análise são o TPH (hidrocarbonetos totais de
petróleo) e as colunas de BTXE (benzeno,
tolueno, xileno e etilbenzeno), estes em virtude
da maior toxicidade.
As análises devem ser calibradas por um
branco de laboratório, uma vez que os
cromatógrafos podem apresentar ruídos no
registro de dados.
Essa preocupação com a qualidade de
amostras se justifica pelos limites que
caracterizam a contaminação, da ordem de
mg/kg.
4.2. Métodos diretos: análise em água
A análise da presença de hidrocarbonetos
nas águas freáticas é realizada, tipicamente,
através de poços de monitoramento, embora a
participação de extratores pneumáticos
adaptados em piezômetros craváveis ou mesmo
em sondas CPT esteja crescendo de
participação. O uso de cones equipados com
bladder pump (Lunne et al, 1997), parece ser
uma ferramenta de uso potencial para avaliação
de contaminantes no freático, mas ainda precisa
ser amadurecida, em especial devido à
possibilidade de cruzamento de contaminações
em estratos distinto durante a cravação do cone.
É necessário ter-se presente que o
objetivo da análise em água é identificar a
fase dissolvida. Assim, a coleta de amostras
deve evitar o contato com a fase livre que,
normalmente se manifesta como uma
escuma no topo do nível d’água.
O uso de bailers (amostradores tipo
caneca) é inviável, em função da mistura de
fases durante a coleção. A maioria das
recomendações internacionais sugere a
utilização de amostradores tipo bexiga,
denominados de bladder pumps, cujo
princípio de funcionamento aparece na
figura 02. Como é observado, os
amostradores bladder pumps funcionam de
forma pneumática, porém sem contato do ar
com a amostra. Desde que se realize um
volume de purga adequado, a amostra é
obtida sem a interferência da fase livre.
Independente de se empregar
amostradores de bexiga, há uma tendência
de se construir poços de monitoramento que
isolem intencionalmente a fase livre do
sistema, conforme pode ser visto na figura
03. Esses poços possuem o elemento de
filtro (tubo ranhurado) permanente abaixo
do nível freático, por isso são chamados de
poços com filtros submersos.
Há o inconveniente de não permitirem a
identificação da espessura da fase livre ou
mesmo da sua existência, porém tornam a
amostragem da água mais segura.
Também é importante destacar que
cresce o prestígio de emprego de poços com
bombas dedicadas, ou seja, bombas fixas no
interior de cada poço de monitoramento,
mas isso é viável apenas em projetos
especiais onde o monitoramento de longo
prazo é exigido
Éimportante destacar que a amostragem
de água é mais delicada do que em solo,
pois mínimos descuidos com a limpeza dos
equipamentos implica em contaminação
cruzada. Isso se deve ao fato de que os
padrões de controle das contaminações nos
aqüíferos é da ordem de mg/litro.
Figura 02: Amostradores bladder pump – (a) entrada
de água; (b) descarga.
Nenhum diagnóstico de pluma de
contaminação pode ser realizado sem as
amostragens de solo e água. Apesar de
imprescindíveis, elas precisam ser
racionalizadas em virtude da sua morosidade e,
evidentemente, do seu custo. É neste ínterim
que se inserem as técnicas de sondagens
indiretas, as quais permitem um delineamento
estratigráfico, hidrogeológico e, dependendo da
situação, da própria pluma de contaminação. Se
os métodos indiretos não são suficientes para
definir a exata geometria de uma pluma, por
outro lado podem delinear o problema,
possibilitando racionalizar a campanha de
sondagens diretas.
(a)
(b)
Tampão fixo
Caixa protetora
em duralumínio
Tampão de duralumínio
com cadeado
Pré-filtro de
areia uniforme
Selo (grout)
Centralizador
Centralizador
Revestimento
geomecânico
Filtro geomecânico
Drenagem
Concreto
Máximo NA
Mínimo NA
Figura 03: Poço de monitoramento com filtro
submerso.
4.3. Métodos indiretos
Os métodos geofísicos podem auxiliar
consideravelmente na solução do problema
de custo e morosidade que apresentam os
métodos diretos, permitindo a delimitação
rápida e contínua da distribuição lateral e
em profundidade da pluma de
contaminação.
Para a avaliação de contaminação por
hidrocarbonetos, dois métodos tem sido
empregados com mais freqüência: o geo-radar e
os de eletrorresistividade.
Em virtude da natureza geoelétrica das
contaminações e também em decorrência do
menor custo dos equipamentos, os métodos de
eletrorresistividade têm sido privilegiados para
esta aplicação.
Desta forma, é cabível uma discussão mais
detalhada sobre esta técnica, ressaltando suas
vantagens, consistências e eventuais
dificuldades na interpretação dos resultados.
5. Geofísica por resistividade elétrica
O método eletrorresistividade vem sendo
empregado há muitos anos na solução de
problemas ligados à prospecção mineral, de
carvão, águas subterrâneas e engenharia
(Zohdy, 1964; Keller & Frichknecht, 1966;
Kumetz, 1966; Meidav & Ferguson, 1972;
Telford et al., 1976; Rijo et al., 1977; Verma et
al., 1982; Costa et al., 1982; Ward, 1983; Costa,
1985; Dobecki & Ronig, 1985; Mesk et al.,
1986; Costa et al., 1996). Menos comumente,
tem sido aplicado na prospecção de petróleo e
gás (Keller, 1968; Eadie, 1981; Spies, 1983).
Mais recentemente, vem sendo utilizado na
detecção da contaminação do subsolo provocada
por resíduos orgânicos e/ou inorgânicos (Stollar
& Roux, 1975; Kelly, 1976; Belan et al., 1984;
Saksa et al., 1985; Asch et al., 1986; Fontain,
1986; Costa e Ferlin, 1992; Costa e Ferlin,
1994; Mazác et al., 1994; Costa et al., 1995,
Costa et al., 1999, Azambuja et al., 1999.).
Nas aplicações voltadas para o meio
ambiente, o método permite estimar a
profundidade da rocha sã e do nível freático,
detectar falhas e fraturas, a estratigrafia das
camadas, intrusões salinas, vazios subterrâneos
e delimitar depósitos de resíduos domésticos
e/ou industriais, bem como suas plumas de
contaminação.
Figura 05: Esquema do arranjo Wenner.
O método eletrorresistividade envolve a
medição da resistividade elétrica em
subsuperfície. A resistividade elétrica pode
ser definida como a dificuldade à passagem
de corrente elétrica em um determinado
meio. No caso de solos e rochas, com
algumas exceções – minerais metálicos,
grafita e algumas argilas, a maioria dos
materiais são não condutores elétricos, e
quaisquer fluxos de corrente significativos
devem-se à presença de água nos vazios
(poros e fraturas) e do seu conteúdo iônico.
5.1. Técnicas de medição
A medição das resistividades elétricas
dos materiais em subsuperfície é feita
através de um arranjo de quatro eletrodos
AMNB, sendo AB um circuito de emissão
de corrente, através do qual uma corrente
elétrica (I) é injetada no terreno; e MN um
circuito de potencial, onde uma diferença de
potencial (DV) é lida entre dois eletrodos. A
razão entre DV e I corresponde à resistência
elétrica (R) do terreno. A resistividade
elétrica (r) é obtida multiplicando-se a
resistência por uma constante (k),
denominada constante geométrica, que
depende da geometria do arranjo de
eletrodos adotado.
Diversos tipos de arranjo são
empregados: schlumberger, wenner, dipolo-
dipolo, polo-dipolo, gradiente, unipolo, três
eletrodos, dois eletrodos, laterolog, etc. A
escolha do arranjo depende principalmente
das facilidades operacionais, em função do
modo de operação adotado para o
levantamento. Existem três modos básicos
de operação: sondagem, caminhamento e
sondagem-caminhamento. Na sondagem
(conhecida como sondagem elétrica vertical
ou SEV) mede-se a variação vertical de
resistividade, fazendo-se sucessivas leituras
com aumento do espaçamento entre os
eletrodos de corrente AB. Essa técnica é
adequada àquelas situações em que um
modelo formado por uma seqüência de camadas
aproximadamente horizontais pode representar
a realidade. No caminhamento elétrico, a
distância entre eletrodos permanece fixa,
medindo-se a variação lateral de resistividade.
Este modo de operação é ideal para estudar
situações que podem ser representadas por
corpos condutores ou resistivos com alto
mergulho, verticais a subverticais. A técnica
mais apropriada, sobretudo em áreas complexas,
consiste na combinação sondagem-
caminhamento que permite definir tanto as
variações verticais como horizontais de
resistividade.
5.2. Os arranjos de eletrodos
Diversos arranjos de eletrodos podem ser
utilizados. Os mais comuns são descritos a
seguir.
No arranjo wenner (figura 05), os eletrodos
são igualmente espaçados de uma distância a,
sendo que os eletrodos de corrente AB são
colocados nos extremos e os eletrodos de
potencial MN na parte interna, em linha com os
primeiros. Se um dos eletrodos de corrente (por
exemplo, o B) é deslocado para uma distância
muito grande dos outros (pelo menos 10 x a), o
arranjo é chamado três eletrodos. Se o eletrodo
N deste arranjo é deslocado a uma distância
Figura 04: Esquema do arranjo Schlumberger.
muito grande (> 10 x a) dos demais e do B
no infinito, temos o arranjo dois eletrodos.
O arranjo schlumberger (figura 04)
mede o gradiente do potencial elétrico
através dos dois eletrodos MN, cuja
distância entre si deve ser menor do que 1/5
da distância AB.
O arranjo gradiente é uma variação do
schlumberger, adequado para
caminhamento, em que os eletrodos AB são
mantidos na mesma posição, enquanto os
MN se deslocam ao longo de um perfil,
limitado ao terço central de AB.
No arranjo dipolo-dipolo os eletrodos
AB de corrente de um lado são colocados
em linha com os eletrodos de potencial MN
do outro lado. A distância entre A e B é a,
do mesmo modo que entre M e N. A
distância entre B e M é n x a, sendo n
múltiplo de a.
O arranjo polo-dipolo consiste no
anterior com o eletrodo B de corrente
colocado a uma distância infinita de n x a
(com n > 10 a).
5.3. A escolha do arranjo
Nos casos em que o alvo a ser detectado
é de pequena dimensão ou apresenta
contraste fraco de resistividade em relação à
encaixante, a escolha do arranjo depende de
outros fatores, além das facilidades
operacionais. Dentre estes, destacam-se a
profundidade de penetração, a profundidade
de detecção, a resolução vertical e lateral
obtida. Não são muitos os trabalhos
publicados que tratam de analisar o
desempenho dos diferentes arranjos.
Apparao (1991) analisou diversos arranjos
concluindo que, para alvos resistivos,
nenhum arranjo apresenta comportamento
claramente superior aos demais. De
qualquer modo, considerandoo fator
resolução vertical, destaca os arranjos
wenner e schlumberger. Costa (1997)
apresentou nova técnica, denominada EGP –
empilhamento do gradiente do potencial – a
partir de medidas com arranjo polo-dipolo,
capaz de apresentar grande resolução na
detecção de vazios em superfície. Ward (1994)
relacionou em uma tabela 14 fatores
importantes na escolha do arranjo adequado,
classificando-os por notas de 1 a 5, conforme o
desempenho. No que se refere aos dois mais
importantes fatores relacionados ao problema da
detecção do subsolo por hidrocarbonetos,
resolução vertical (camadas horizontais) e
lateral (estruturas verticais a subverticais) os
arranjos considerados mais eficientes são o
gradiente (variação do schlumberger para
caminhamento) para resolução lateral, e os
schlumberger e wenner para resolução vertical.
A escolha do arranjo schlumberger em
SEV’s próximas entre si, permitindo a
combinação das informações na forma de
sondagem-caminhamento, com representação
dos resultados em 2-D e 3-D, justifica-se para a
solução dos problemas relativos ao presente
trabalho.
5.4. Contaminações com LNAPL
O contraste de resistividade elétrica entre as
águas subterrâneas e os hidrocarbonetos é muito
grande, normalmente 1 para 1011. As
dificuldades que podem ocorrer, e que em certas
situações podem resultar em insucessos na
aplicação dos métodos, resultam da forma
como os contaminantes (gasolina e óleo
diesel) comportam-se em subsuperfície e das
características elétricas do meio em que se
encontram (Mazác et ali. 1994).
Na superfície do topo do nível freático,
entre a zona normalmente mais resistiva
subsaturada e a zona abaixo saturada, mais
condutiva, forma-se uma fina camada com
hidrocarbonetos livres, cuja detecção através
dos métodos elétricos depende basicamente
da profundidade em que se encontra.
Normalmente, utilizando-se parâmetros
adequados, as condições de detecção são
favoráveis até profundidades da ordem de 3
metros, em terrenos baixos, formados por
sedimentos mais condutivos, com fração
argilosa predominante. Em terrenos onde o
nível freático é mais profundo e os solos
menos argilosos e mais resistivos, a
detecção dos hidrocarbonetos livres pode
tornar-se muito difícil ou mesmo
impossível. Neste caso, a anomalia capaz de
ser detectada refere-se normalmente aos
hidrocarbonetos adsorvidos às superfícies
das partículas do solo, situados na zona
parcialmente saturada, acima do nível
freático. Nesta zona, a capacidade dos
métodos elétricos detectarem a
contaminação depende fundamentalmente
das características elétricas do meio. Quanto
mais resistivo for o material, maior a
dificuldade de detecção.
6. Análise de risco
Uma vez que se dispõe de um
diagnóstico confiável, e portanto traduzido
em termos de teores de contaminantes em
solo e água, parte-se para a tomada de
decisões que, em geral consiste em
responder as seguintes indagações:
- A contaminação é significativa?
- A contaminação implica em risco à biota?
- A contaminação pode ser controlada por
atenuação natural ou requer intervenções?
- Que tipo de intervenção é apropriada?
Essa tomada de decisões não é simples
porque prever qual a repercussão de uma
determinada contaminação sobre o ecossistema
depende da duração do vazamento, da dinâmica
do meio e da sua capacidade de atenuação, dos
usos do solo e da água, etc.
Diante dessa dificuldade em congregar as
inúmeras variáveis envolvidas, é que foram
criados os chamados “modelos de análise de
risco”. São modelos analíticos ou probabilísticos
que avaliam a influência que uma determinada
concentração de contaminantes no solo, ar ou
água pode ter sobre a saúde humana,
considerando um longo prazo de exposição e a
disseminação dos contaminantes no meio ou
cadeia ambiental.
Em geral, uma análise de risco resulta na
definição de três concentrações de controle
(padrão, monitoramento e intervenção), as quais
permitem orientar uma estratégia para
enfrentamento do problema.
Entre os modelos de análise de risco mais
empregadas para contaminações com
hidrocarbonetos, destacam-se o RBCA (referido
freqüentemente pelas prescrições da US-EPA),
o C-SOIL (referido pelas prescrições
holandesas), o RECAP (prescrito pelo
Departamento de Qualidade Ambiental de
Lousiana) e outros modelos baseados na
vulnerabilidade dos sistemas (TPE, DRASTIC,
GOD, etc).
Sem entrar nas vantagens ou características
particulares de cada sistema, pode-se discutir
algumas das limitações mais gerais dos modelos
de análise de risco:
- não consideram a atenuação dos
contaminantes no meio (degradação);
- não consideram a superposição de fontes;
- não consideram a sinergia entre efeitos
de contaminantes.
De qualquer forma, abastecendo esses
modelos com as características gerais do
ambiente em que se encontra a
contaminação, é possível flexibilizar os
limites que balizam as ações de remediação,
tanto na necessidade de conduzi-las, quanto
na definição de marcos para encerrá-las.
7. Casos Históricos
Neste trabalho, são apresentados e
discutidos os resultados dos estudos
realizados em três áreas distintas. Em duas
delas empregou-se, além dos métodos
elétricos, as técnicas de sondagens
mecânicas, com coleta de amostras de solo e
água em diferentes níveis de profundidade,
e análises. Na última área apenas a
prospecção direta foi realizada.
Um dos locais encontra-se em zona
baixa, onde ocorrem depósitos flúvio-
aluviais recentes, com predomínio de
sedimentos argilo-arenosos e os demais em
áreas altas formadas por rochas
granodioríticas e basálticas com manto de
intemperismo com 7 e 1,5m de espessura,
respectivamente.
Onde empregada, a investigação
geofísica teve como objetivo identificar o
perfil geotécnico e proceder um
delineamento preliminar da extensão da
pluma de contaminação. Esse delineamento
permitiu racionalizar o número de
sondagens, as profundidades alvo para a
coleta de amostras e suas correspondentes
análises. Em nenhum caso, portanto, a
geofísica foi considerada um método auto-
suficiente para o diagnóstico da
contaminação.
Para cada um dos locais, foi concebido
um processo de remediação distinto (pump-
and-treat, bioventilação e bioestimulação). Os
desempenhos dos três processos é comentado
O método eletrorresistividade (ER) foi
empregado através das técnicas de sondagens
elétricas verticais e de caminhamentos elétricos,
através dos arranjos Schlumberger e parâmetros
adaptados a cada caso. As SEV's, normalmente
visaram a estimativa da profundidade do nível
freático e a caracterização indireta do perfil
geológico em cada área. Os caminhamentos
elétricos visaram a detecção da contaminação
em vários níveis definidos. As técnicas de
sondagem empregadas foram trado manual e em
um caso sondagens rotativas até 8 metros para a
perfuração, mas as amostragens foram
realizadas com barriletes com direct push.
Nas análises para determinação de gasolina
e óleo diesel foram empregadas as técnicas de
cromatografia a gás e absorção em gel de sílica.
(a)
(b)
fontes internas
fontes externas
POSTO
POSTO
7.1. Caso 1 - várzea
a) Investigação
O posto de abastecimento localiza-se
sobre sedimentos argilosos recentes
dispostos em camadas argilosas espessas
com lentes de areia intercaladas. Na
realização da prospecção geofísica foi
utilizado o arranjo Schlumberger com
espaçamento fixo de 5m entre eletrodos de
corrente. Este espaçamento visou avaliar a
variação da resistividade elétrica em
subsuperfície a uma profundidade entre 1,5
e 2,0, intervalo de oscilação do lençol
freático e de desenvolvimento da franja
capilar.
As resistividades elétricas medidas em
pontos mais afastados do posto, permitiram
identificar valores de background do terreno
que compreendem ao intervalo entre 30 e 50
ohm.m.
O background sugeriu que valores acima
de 50 ohm.m poderiam significar
contaminação e quevalores superiores a
100 ohm.m representam anomalias
possivelmente associadas à acumulação de
hidrocarbonetos ou às fontes dos mesmos.
Esses dois valores de filtros auxiliaram
na compreensão ou identificação da máxima
envoltória de contaminação e para a
avaliação das fontes de contaminação,
respectivamente. A figura 06 mostra a
espacialização das áreas de isorresistividade
para os dois filtros escolhidos.
De posse dessas envoltórias, foram
programadas as amostragens de solo de
forma a investigar uma possível correlação
entre as resistividades observadas e os teores
de hidrocarbonetos.
Figura 06: Envoltórias de isorresistividade com
filtros em (a) 100 ohm.m e (b) 50 ohm.m.
Foram então realizados cinco furos com
trado manual e amostrados níveis de solo
até dois metros de profundidade. Os teores de
hidrocarbonetos encontrados variaram entre 160
e 390 mg/kg de TPH e 0,08 e 87,7 mg/kg para
gasolina. Foi verificada também a presença de
óleo diesel, mas em concentrações pouco
expressivas.
De forma geral, as concentrações maiores
foram coerentes com a maior resistividade,
enquanto que as áreas menos resistivas
resultaram em teores mais reduzidos de
hidrocarbonetos.
Nesse local não foram realizadas
amostragens de água na época do diagnóstico.
Atualmente, em decorrência da operação dos
sistema de remediação, foram instalados cinco
poços de monitoramento para aferir a eficiência
das intervenções. Entretanto, esses dados não
estavam disponíveis até o momento de
elaboração do presente trabalho.
b) Remediação
A remediação deste sítio baseia-se na
remoção dos solos mais contaminados, condição
que se impôs na ocasião da substituição de
tanques e linhas com defeitos. O solo da
escavação foi encaminhado para uma unidade
de tratamento de resíduos sólidos (landfarming).
Aproveitando-se o evento de escavação, foi
implantada ao fundo da cava um leito de areia
para facilitar a montagem dos novos tanques.
Diante dessas condições de instalação,
optou-se por proceder um sistema de
bombeamento das águas subterrâneas e
posterior tratamento ex-situ em uma ETE
industrial que situa-se próxima ao local.
O objetivo do sistema foi gerar um cone de
rebaixamento no entorno do posto, atraindo as
contaminações dispersas e removendo o excesso
de fase livre e parte da fase dissolvida.
Para tanto, foi contruída uma trincheira
drenante com extensão de 50m interligada com
o leito de areia abaixo dos tanques e
perpassando as manifestações mais
significativas de contaminantes (figura 07).
Mesmo com a extensa área de
drenagem, as vazões do sistema foram
modestas, em virtude da baixa
condutividade hidráulica do meio. O
sistema de bombeamento empregado foi
composto por uma bomba re-
autoescorvante, capaz de garantir vazões
moderadas e intermitentes com uma altura
de sucção da ordem de 4 metros. essa
bomba foi acoplada no chassis de um
caminhão reservatório de 25.000 litros de
capacidade, de forma que se dispôs de uma
unidade móvel para a coleção de
percolados.
c) Avaliação dos resultados
Durante cerca de 5 meses, foram
realizadas 5 operações de recalque. A
qualidade das águas removidas do sistema
foram visualmente modificadas com a
operação, observando-se a redução do
cheiro e da presença de escuma furta-cor
(característico da fase livre de
contaminantes). Entretanto, a avaliação da
redução dos teores de contaminantes ainda não
foi realizada neste local.
Preliminarmente, pode-se apenas concluir
que o sistema pump-and-treat adotado não
constituiu-se em uma técnica eficiente, uma vez
que não houve uma intervenção no sentido de
acelerar a atenuação das contaminações. A
única participação do sistema está na
intensificação da advecção e, por conseqüência,
sua eficiência relaciona-se apenas com a
redução da fase livre.
Entretanto, em decorrência do rebaixamento
do nível piezométrico, é possível que a
oxigenação na região de oscilação tenha
proporcionado um incremento nas colônias de
microorganismos e, daí, um ligeiro incremento
nos processo de atenuação por bioconversão. A
falta de dados não permite concluir qual foi a
contribuição dessa intervenção.
Também é certo que, ao largo de quase 20
meses do início dos serviços, os processos de
atenuação natural tenham reduzido os teores de
contaminantes, de forma que será difícil avaliar
qual a real participação do pump-and-treat no
sistema.
Tanques
Saibro
Areia
Geotêxtil
Brita
Tubo perfurado PEAD
Areia
Sub-leito do pavimento
Poço de Bombeamento
Figura 07: Arranjo do sistema pump-and-treat.
7.2. Caso 2 – solo residual
a) Investigação
Este posto está disposto sobre o manto
de alteração de rocha granodiorítica onde
intercalam-se níveis argilosos e níveis mais
granulares, em parte decorrentes dos
processos pedológicos de
iluviação/eluviação de argilas. A
hidrogeologia local é comandada pelos
diferentes materiais que constituem o manto
de alteração, sendo verificada a presença de
dois aqüíferos: um suspenso a 1,7m e outro
livre a 7m de profundidade. Na campanha
geofísica, identificou-se anomalias de
resistividade superficiais e profundas que
coincidiram com os aqüíferos existentes. Na
prospecção direta foram coletadas 18
amostras na envoltória resistiva superficial e
9 amostras para a pluma resistiva profunda.
O quadro 01 mostra os resultados obtidos.
As envoltórias resultantes de ambas
prospecções podem ser apreciadas na figura
08.
Quadro 01: Teores de hidrocarbonetos
encontradas nas amostras de solo.
Nível Fase Teor (mmg/kg)
Superficial adsorvida 10 a 150.000
Profunda residual 10 a 497.000
b) Remediação
A maior preocupação, neste caso, dizia
respeito às contaminações profundas, uma vez
que foram mais expressivas e porque
encontravam-se em contato com o sistema de
aqüífero do embasamento cristalino. A opção
para reduzir as concentrações de
hidrocarbonetos foi baseada no aumento das
condições de aeração em profundidade,
esperando-se com isso, acelerar os processos de
bioconversão.
O processo consistiu na implantação de
quatro poços de ventilação com segmento
poroso entre 6 e 8 metros de profundidade. O
sistema propunha-se a melhorar a
disponibilidade de oxigênio na área de
contaminação profunda, acelerando os
processos de oxidação e bioconversão dos
hidrocarbonetos. Embora guardando diferenças
substanciais com os processos mais completos e
controlados de remediação, o sistema foi
denominado de “bioventilação”. O processo foi
implantado após o encerramento das fontes de
contaminação (substituição de tanques e linhas
de distribuição). A admissão de ar nos poços foi
feita através de compressores elétricos de 100
pcm, aproveitando-se os períodos de ociosidade
das linhas de ar comprimido do posto. Esses
sistemas devem possuir filtros de ar nas linhas
de admissão, de forma a evitar a aspersão de
óleo nos poços.
Um detalhe dos poços e a localização
dos mesmos é apresentada na figura 09.
c) Avaliação dos resultados
Após 8 meses de ventilação
intermitente, foram realizadas prospecções
geofísicas e geoquímicas para monitorar o
desempenho do processo. O resultado da
prospecção geofísica é apresentado na
figura 10, exibindo a involução da anomalia
resistiva. Uma comparação entre as análises
geoquímicas antes e após a intervenção de
bioventilação, indicaram que os teores
máximos de hidrocarbonetos não atingiram
30.000 mg/kg.
Embora não exista certeza se o processo
de remediação foi responsável por uma
bioconversão ou se simplesmente
intensificou a advecção, gerando um
espraiamento da pluma, o certo é que houve
consistência entre as observações geofísicas
e geoquímicas após a remediação. Mais do
que isto, os teores médios de contaminantes
foram reduzidos aos limites de
aceitabilidade para a situação, delegando-se
as cargas residuais à atenuação natural.
POSTO
LEGENDA:
areia grossa
grout de
cimento
+ bentonita
pedriscoengate rápido
(c/ tampão) aço
galvanizado
compressor
de ar
caixa
sanitária
cap
tubo pvc
Ponteira de Bioventilação
PVn - Ponteira de injeção de ar
PV1
PV2
PV3
PV4
Figura 09: Detalhe da disposição dos poços de
ventilação.
Figura 10: Envoltórias de isorresistividades para
pluma profunda: (a) antes da intervenção; (b) após a
bioventilação.
(b)
(a)
PROF. 7,0m
PV1
PV2
PV3
PV4
POSTO
Ponteira de injeção de arPVn
PROF. 7,0m
PV1
PV2
PV3
PV4
POSTO
Ponteira de injeção de arPVn
15
20
25
30
35
40
co
nc
en
tra
çã
o 
m
g/
kg
15
25
35
45
55
65
75
85
95
105
115
125
135
co
nc
en
tr
aç
ão
 m
g/
kg
65
115
165
215
265
315
365
415
co
nc
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m
g/
kg
re
si
st
iv
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oh
m
.m
120
130
140
150
160
170
70
75
80
85
90
95
100
105
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oh
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.m
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si
st
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oh
m
.m
120
140
160
180
200
220
240
260
280
30,74 32,22
34,90
39,45
40.65
41,14
37,78
32,8
42,3
42,3
40,5
41,3
41,1
43,5
41,7
42,6
33,6
30,74 32,22
34,90
39,45
40.65
41,14
37,78
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42,3
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33,6
30,74 32,22
34,90
39,45
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37,78
32,8
42,3
42,3
40,5
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43,5
41,7
42,6
33,6
30,74 32,22
34,90
39,45
40.65
41,14
37,78
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42,3
42,3
40,5
41,3
41,1
43,5
41,7
42,6
33,6
30,74 32,22
34,90
39,45
40.65
41,14
37,78
32,8
42,3
42,3
40,5
41,3
41,1
43,5
41,7
42,6
33,6
Prospecções Geofísicas Prospecções Geoquímicas
PROF. 0,5m PROF. 1,0m
PROF. 1,0 A 2,0mPROF. 1,0m
PROF. 7,0m PROF. 6,5m
Figura 08: Envoltórias de isorresistividades e de isoteores de hidrocarbonetos no Caso 2.
7.3. Caso 3 – solo residual
a) Investigação
Este posto encontra-se disposto sobre
manto de alteração de rocha basáltica, onde os
materiais que compõem o regolito são de
natureza argilosa.
A investigação deste sítio contou apenas
com prospecção direta, onde foram realizados
13 furos e coletadas 12 amostras de solo e 7
de água. Os teores encontrados nas amostras
possibilitaram a inferência de uma envoltória
de contaminação que pode ser apreciada na
figura 11.
Os teores médios de hidrocarboneto em
solo foram da ordem de 2.100mg/kg e nos
poços de monitoramento foram observados
valores médios de 855.000mg/litro.
As características do meio físico
condicionaram a pluma aos primeiros metros
de profundidade, ficando os contaminantes
retidos nos horizontes superficiais do solo,
uma vez que as diaclases existentes na rocha
encontram-se preenchidas por argilas.
b) Remediação
As avaliações obtidas pelo diagnóstico
serviram de suporte para decisão do sistema
de remediação a ser implantado. Para tal, o
sistema escolhido envolveu o tratamento in
situ, onde as águas subterrâneas locais são
submetidas à circulação em um circuito
fechado, limitado em seus extremos por poços
de injeção à montante e trincheira drenante à
jusante do passivo.
O circuito envolve a percolação das águas
subterrâneas por um biofiltro, constituído por
um material turfáceo que funciona como
absorvedor, retendo assim boa parte dos
hidrocarbonetos de petróleo em sua trama
(figura 12).
A recirculação da água pelo sistema
possibilita uma repetida filtragem das águas
subterrâneas, capturando as partículas de
hidrocarbonetos arrastadas pelo fluxo imposto
pelo bombeamento.
59
60
59
60
POSTO
LEGENDA:
Curva de nível
Edificações
Envoltória da Pluma
de contaminação
Figura 11: Envoltória da pluma de contaminação.
Entretanto, o sistema não se restringe à
captura de hidrocarbonetos pelo biofiltro. Ao
contrário, o sistema procura, através da
aeração do fluído e da adição de dispersantes,
aumentar a atividade biológica (atenuação) e
a mobilidade dos contaminantes (dispersão)
dentro do circuito de tratamento.
Embora o sistema possa ser caracterizado
como um pump-and-treat com lavagem do
solo, na verdade o seu conceito está mais
vinculado à bioestimulação, em virtude da
participação dos reatores (biofiltros) e da
implementação de oxigênio no sistema.
A manutenção de nutrientes no local é
garantida pela presença de sumidouros de
fossas sépticas que foram mantidas em
operação na área.
c) Avaliação dos resultados
O sistema operou de forma contínua
durante 4 meses, com baixíssimo consumo de
energia e um virtualmente nulo consumo de
mão-de-obra. A manutenção do sistema
consistiu exclusivamente na calibragem dos
sensores de acionamento e troca do filtro
biológico, os quais foram substituídos
mensalmente.
A redução de contaminantes, a despeito de
terem ocorrido novas contribuições de
contaminantes durante o processo de
remediação foi satisfatória. Entretanto,
presume-se que o incremento de oxigênio do
sistema foi superior à disponibilidade de
nutrientes no solo, o que pode ter inibido a
bioconversão.
De qualquer forma as análises de amostras
em água (poços de monitoramento) indicaram
que os teores de hidrocarbonetos foram
reduzidos a teores inferiores a 350mg/litro,
permitindo que a atenuação natural
desempenhe a depuração final do sistema.
Amostras do absorvedor de celulose foram
coletadas após um mês de funcionamento do
sistema e revelaram a presença de
quantidades da ordem de 150.000mg/kg de
base seca de TPH. A quantidade retida no
biofiltro não seria capaz de justificar a
redução dos teores observados no local,
sugerindo que a atenuação por bioconversão
deva ter sido o principal agente de
remediação.
Quanto ao material extraído do biofiltro,
ainda estão sendo conduzidos estudos sobre a
necessidade ou não de tratá-los como resíduos
contaminados.
Experiências pregressas com esse material
em aplicações de absorção de derramamentos
de diesel e óleo cru indicam que os
absorvedores turfáceos são seletivos e só
liberam o hidrocarboneto após a sua
degradação. Como esse fenômeno ainda
requer comprovação experimental, atualmente
estão sendo conduzidos experimentos de
longo prazo para verificar a seletividade dos
absorvedores turfáceos.
geotêxtil
filtro flexível
selo
brita "0"
filtro biológico
aspersor
válvula
bomba de recalque
sentido de fluxo das águas subterrâneas
tanque
de aeração
distribuidor de
recarga
poço de injeção
BIOFILTRO
TRINCHEIRA
DRENANTE
compressor de ar
tanque de acumulação
NA NA
bomba submersa
NA
tanque de
dosagem
do
dispersante
Nível Freático Livre
Figura 12: Arranjo do sistema de bioestimulação.
8. Conclusões
A experiência adquirida com a
investigação e intervenção em áreas
contaminadas por hidrocarbonetos em postos
de abastecimento, permite traçar algumas
considerações relevantes a respeito das
técnicas de amostragem e sobre a eficiência
dos sistemas de remediação.
8.1. Quanto aos métodos diretos
As amostragens diretas, mesmo que
executadas em menor número, são de vital
importância para quantificação das
contaminações em subsuperfície.
Atualmente as atenções estão voltadas
para o grau de contaminação que apresentam
as águas subterrâneas, principalmente na fase
dissolvida. Técnicas de amostragem cada vez
mais sofisticadas, são apresentadas para
solucionar problemas com a confiabilidade
das amostragens, o que reflete diretamente no
resultado final, seja ele referente ao
diagnóstico ou a remediação.
Métodos analíticos laboratoriais estão
sendo aprimorados, buscando a exatidão dos
resultados,face ao rigorismo exigido pelos
modelos de análise de risco.
As sondagens mecânicas devem evoluir
consideravelmente para acompanhar as
exigências que os diagnósticos para
contaminação com hidrocarbonetos impõem.
Os métodos de prospecção com hélices
vazadas do tipo hollow steam auger ou a
cravação de amostradores dedicados pelo
processo direct push são, por ora, as técnicas
mais confiáveis.
Quanto à amostragem de água, a
amostragem através de poços de
monitoramentos ainda é uma técnica
confiável, desde que o dispositivo de coleção
seja eficiente para evitar a contaminação com
a fase livre. Bombas tipo bladder ou sistemas
que garantam a exclusão da fase livre são
imprescindíveis.
O uso de bombas bexiga acopladas a
sondas CPT podem proporcionar avanços na
agilidade do diagnóstico, mas ainda carecem
de comprovação experimental.
8.2. Quanto aos métodos indiretos
O método de prospecção geofísica por
eletrorresistividade apresentou-se como uma
ferramenta útil no diagnóstico de plumas de
contaminação por hidrocarbonetos e
combustíveis correlatos. Entretanto, a técnica
mostra-se mais acurada quando associada a
determinados perfis de subsolo, especialmente
aqueles que favorecem o contraste de
resistividade a partir da presença do próprio
hidrocarboneto.
Em ambientes de depósitos recentes,
especialmente nas várzeas com freático
próximo à superfície, a geofísica pode
determinar com relativa acurácia a fase livre
de contaminantes, ou seja, aquelas
ocorrências com maior participação de
hidrocarbonetos nas imediações da superfície
freática livre. Para freáticos com
profundidades superiores a 4 metros, a
determinação indireta da fase livre é
virtualmente impossível com arranjos de
eletrodos em superfície. Entretanto, as
técnicas de diagnóstico com sondas verticais
permanentes ou acopladas em equipamentos
CPT (cone penetration test) podem
proporcionar resoluções mais promissoras.
Em ambientes com menor saturação, a
geofísica pode determinar a fase adsorvida dos
contaminantes, ou seja, aquela que
corresponde ao halo de dispersão de
hidrocarbonetos, especialmente se esses
produtos forem mais viscosos como o diesel.
Essa determinação, todavia, só possui boa
correlação com a pluma de contaminação
quando essa fase desenvolve-se em solos mais
argilosos, onde o contraste de condutividade
elétrica é maior.
De modo geral, pode-se dizer que, quanto
maior a disponibilidade de eletrólitos no
background, maior a participação dos
hidrocarbonetos no contraste geoelétrico.
Por outro lado, sabe-se que os processos de
bioconversão podem ser rápidos, sendo
responsáveis pela redução do pH, pelo arraste
de sólidos (em especial cátions livres) e,
portanto, pelo aumento da condutividade das
fases adsorvida e dissolvida. Este fenômeno
pode implicar em um contraste
paradoxalmente condutivo em solos que são
fortemente resistivos em seu nível de
background. Assim, existe um componente
tempo-dependente na acurácia da técnica de
eletrorresistividade, pois quanto mais antiga é
a contaminação, menos resistiva ela deve se
apresentar no solo.
O comportamento geoelétrico das
contaminações com hidrocarbonetos no solo
depende do estágio de degradação do
hidrocarboneto. Isto significa que
contaminações recentes, ou aquelas de purga
contínua ou semi-permanente, devem
salientar melhor esse contraste resistivo no
solo. Contrário senso, os derrames
instantâneos ou muito antigos, podem
apresentar-se tão condutivos que os métodos
geofísicos por eletrorresistividade podem ser
inócuos como ferramenta de diagnóstico.
Os estudos de caso abordados sugerem que
a ferramenta da eletrorresistividade pode ser
muito útil no diagnóstico das plumas de
contaminação, mas cabe ao seu usuário
reconhecer suas limitações, o que pode ser
contemplado conhecendo-se a natureza
geoelétrica do local, o seu comportamento
hidrogeológico e, sobretudo, do histórico dos
incidentes de contaminação.
8.3. Quanto aos processos de
remediação
Sistemas baseados exclusivamente no
bombeamento e tratamento ex-situ são pouco
eficientes e onerosos.
Nos casos em que as contaminações são
modestas, com fase livre incipiente, sistemas
baseados na estimulação da bioconversão
parecem ser uma tendência em virtude do
baixo custo e do bom resultado proporcionado
a médio prazo.
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