Artigos cientificos e sugestões de temas para TCC - ENGENHARIA CIVIL

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PROJETO DE BARREIRAS REATIVAS
A. D. Gusmão
Universidade de Pernambuco e CEFET/PE
RESUMO: A contaminação da água subterrânea é um problema ambiental prioritário em vários
países. No Brasil, os poucos dados confiáveis disponíveis mostram que tem havido um aumento do
uso da água subterrânea e, como consequência, um aumento dos problemas de contaminação.
Sistemas de controle da contaminação de aquíferos, incluindo o pump-and-treat são eficazes na
prevenção da migração de plumas de contaminação, mas possuem diversas limitações, se utilizados
de forma isolada, quanto à remediação a longo prazo, especialmente no caso de aquíferos
contaminados com líquidos não miscíveis com a água, também conhecidos como NAPLs (Non-
Aqueous Phase Liquids). A moderna concepção de tratamento de aquíferos indica que técnicas
adicionais de remediação, especialmente tratamentos in situ, devem ser consorciadas aos sistemas
de controle, visando acelerar o processo de remoção de massa dos contaminantes na água
subterrânea. Dentre estas técnicas, uma das mais promissoras é o uso de barreiras reativas, que têm
sido muito utilizadas em aquíferos contaminados com organoclorados alifáticos. Este trabalho tem
como objetivo apresentar as principais etapas do projeto de engenharia das barreiras reativas.
1. INTRODUÇÃO
A água subterrânea é a fonte de água
potável para muitas pessoas em todo o mundo,
especialmente nas áreas rurais. No Brasil, não
existem estatísticas confiáveis sobre o uso da
água subterrânea, mas se estima que entre 15 e
20% da água consumida provenha do subsolo.
É consenso, no entanto, que o uso da água
subterrânea tem aumentado cada vez mais. A
cidade de Natal/RN, por exemplo, tem 100%
da água consumida proveniente de aquíferos
(Leite, 1996). O desordenado uso e ocupação
do solo têm favorecido a contaminação dos
aquíferos, trazendo não apenas danos ao meio
ambiente, mas também sérias repercussões
sócio-econômicas (Campos, 1986), sendo
atualmente um problema ambiental prioritário
em vários países do mundo.
Quando se lida com um problema de
contaminação de um aquífero, as primeiras
medidas de engenharia normalmente incluem a
implementação de sistemas de controle, que
têm como objetivo a imobilização da fonte de
contaminação e da pluma de contaminante
dissolvido. Sistemas de controle, incluindo o
pump-and-treat (que consiste no bombeamento
da água contaminada, e posterior tratamento na
superfície), são eficazes na prevenção da
migração de plumas de contaminação, feita
através de poços de bombeamento (barreiras
hidráulicas) ou mistos (com contenções
físicas), mas possuem diversas limitações, se
utilizados de forma isolada, quanto à
remediação a longo prazo, especialmente no
caso de aquíferos contaminados com líquidos
não miscíveis com a água, também conhecidos
como NAPLs (Non-Aqueous Phase Liquids).
506
A moderna concepção de tratamento de
aquíferos indica que técnicas adicionais de
remediação, especialmente tratamentos in situ,
devem ser consorciadas aos sistemas de
controle, visando acelerar o processo de
remoção de massa dos contaminantes na água
subterrânea. Dentre estas técnicas, uma das
mais promissoras é o uso de barreiras reativas,
que têm sido muito utilizadas em aquíferos
contaminados com organoclorados alifáticos,
também conhecidos como solventes clorados.
Este trabalho tem como objetivo apresentar
os principais aspectos do projeto de engenharia
das barreiras reativas.
2. TRATAMENTO PASSIVO IN SITU
A prática da engenharia de remediação, ao
contrário de outras áreas mais tradicionais da
engenharia, só começou a apresentar um maior
desenvolvimento a partir da Década de 70.
Desde então, tem havido um acelerado
crescimento de informações e conhecimentos
sobre a eficiência e limitações das diferentes
técnicas desenvolvidas (Suthersan, 1997).
As limitações observadas em algumas
técnicas, como o pump-and-treat, têm
provocado um aumento das pesquisas e
aplicações de novas tecnologias, especialmente
tratamentos in situ para serem consorciados a
sistemas de controle da migração da pluma
dissolvida. No entanto, esta imensa demanda
por estratégias de remediação mais eficazes fez
com houvesse um acelerado uso de novas
tecnologias emergentes, sem uma rigorosa e
independente avaliação dos seus diferentes
estágios de desenvolvimento, normalmente
requerida nestes casos (Fig. 1).
Na realidade, várias destas técnicas
disponíveis no mercado ou em
desenvolvimento têm sido também sugeridas
isoladamente como “milagrosas” na completa
remediação de sítios contaminados. Entretanto,
basta haver uma mistura de diferentes
contaminantes em um mesmo sítio (que é a
situação mais comumente encontrada), para
que estas técnicas mostrem as suas limitações
para alguns dos contaminantes. Mesmo nos
casos em que se tenha um único contaminante
como fonte, os seus subprodutos podem não
ser mais facilmente eliminados pelo mesmo
processo de remediação. Tudo isto evidencia
que o tratamento de aquíferos deve ser feito de
maneira sequencial, mesclando-se diferentes
processos de remediação, a exemplo do ocorre
com o tratamento de águas superficiais e
residuárias.
No caso particular do tratamento in situ, tem
sido observado um avanço muito significativo
nas pesquisas desde o início da Década de 80.
Muitos dos tratamentos pesquisados foram
adaptados de técnicas de tratamento de águas
superficiais.
A Tabela 1 apresenta os principais tipos de
processos reativos utilizados no tratamento in
situ, bem como algumas das suas
características. Neste trabalho, será dada uma
maior ênfase aos tratamentos envolvendo a
decloração de solventes clorados na presença
de metais de valência nula, e em especial o
ferro granular.
2.1 Uso de Metais na Degradação de
Solventes Clorados
Segundo Gillham et al. (1993), o primeiro
registro da utilização de metais com valência
nula na degradação de contaminantes
orgânicos foi a patente requerida por Sweeny e
Fischer (1972), em que foi utilizado zinco
granular para a degradação de pesticidas.
Ainda que os resultados tivessem sido
promissores, os mesmos não foram publicados
em revistas técnicas conceituadas, o que fez
com que praticamente não houvesse
divulgação na comunidade técnico-científica.
USO
CORRENTE
TENTATIVAS EM
GRANDE ESCALA
TENTATIVAS PILOTO
EM ESCALA DE CAMPO
EXPERIMENTOS DE CAMPO DE
PEQUENA ESCALA / PROTÓTIPOS
IDENTIFICAÇÃO DOS CONCEITOS /
ESTUDOS DE LABORATÓRIO
TECNOLOGIA
TESTADA
TECNOLOGIA
EMERGENTE
TECNOLOGIA
EXPERIMENTAL
AVALIAÇÃO
COMERCIAL
ESCALA DE
ENGENHARIA
ESTUDOS RIGOROSOS 
DE BALANÇO DE MASSA
IDÉIAS
PROMISSORAS
Figura 1. Estágios no desenvolvimento de uma
técnica de remediação (Cherry et al., 1996).
in situ.
PROCESSO
REATIVO
CARACTERÍSTICAS
Injeção de Ar
(air sparging)
Indicado para compostos orgânicos voláteis (VOCs)
Consiste na indução da mudança do contaminante da fase
dissolvida para a fase gasosa
Bioreatores in Situ
Pode ser usado para contaminantes biodegradáveis em
condições aeróbicas ou anaeróbicas
O meio poroso usado no reator deve permitir o crescimento da
biomassa
Decloração Abiótica com Metais
de Valência Nula
Indicado para os solventes clorados (por exemplo, PCE e
TCE)
O reator deve ser composto por um metal granular (por
exemplo o ferro) puro ou misturado com solo (pedregulhos e
areias)
Adsorção e
Troca Iônica
Pode ser utilizado em uma grande variedade de
contaminantes, incluindo orgânicos (por exemplo o
pentaclorofenol), e inorgânicos (por exemplo o cobre
dissolvido)
Pode ser necessária a troca do reator após um certo tempo,
devendo este material ser devidamente tratado e/ou disposto
Precipitação
Indicado para metais pesados dissolvidos
A possibilidade de colmatação do reator deve ser
cuidadosamente avaliada
Oxidação Química
Indicado para alguns solventes clorados (por exemplo o TCE)
O contaminante reage comum agente oxidante (por exemplo
o permanganato de potássio), diminuindo total ou
parcialmente a sua toxicidade
No final da Década de 80, pesquisadores da
Universidade de Waterloo iniciaram estudos
visando o uso de metais de valência nula na
degradação de organoclorados alifáticos, e sua
aplicação na remediação de aquíferos. A
pesquisa incluiu experimentos de laboratório
(ensaios de equilíbrio em lote e ensaios de
coluna) e a execução de um protótipo no
campo experimental do Canadian Forces Base
Borden, em Ontário, Canadá. Desde então,
vários grupos de pesquisas de diferentes países
têm trabalhado neste assunto, produzindo
importantes contribuições ao desenvolvimento
da técnica.
Atualmente a Universidade de Waterloo
detém a patente para o uso de metais de
valência nula em sistemas de remediação da
água subterrânea, que é explorada pela
empresa Envirometal Technologies, Inc. (ETI),
da qual a universidade é um dos acionistas.
Os primeiros experimentos incluíram
ensaios de equilíbrio em lote (ensaios de
batelada) de diferentes contaminantes com
diferentes metais. Este tipo de ensaio consiste
em se monitorar ao longo do tempo a
concentração de uma solução do contaminante
em contato com o metal.
A Figura 2 mostra os resultados da
degradação do 1,1,1-tricloroetano na presença
de diferentes metais (Gillham e O’Hannesin,
1992). Observa-se, para este caso, que
praticamente não houve degradação do
contaminante quando em contato com o aço
inoxidável, e que as maiores taxas de
degradação foram obtidas para o aço maleável
e metal galvanizado.
A forma da curva sugere que a degradação do
contaminante possa ser simulada através de
uma reação de primeira ordem:
teCotC ×-×=)( (1)
Onde:C(t) = concentração ao longo do tempo;
Co = concentração inicial; m = taxa de
degradação; t = tempo.
508
1.0 10.0 100.0 1000.0 10000.0 100000.0
TEMPO (minutos)
0.20
0.60
1.00
0.00
0.40
0.80
1.20
C
O
N
C
E
N
T
R
A
Ç
Ã
O
 R
E
LA
T
IV
A
Aço Inox.
Cobre
Bronze
Alumínio
Metal Galv.
Aço Male.
Figura 2. Variação da concentração do 1,1,1-
tricloroetano ao longo do tempo (Gillham e
O’Hannesin, 1992).
Através da Equação (1), tem-se:
( ) tCoC ×=- mln (2)
Logo, a taxa de degradação pode ser obtida
através de um gráfico de ln(C/Co) versus
tempo. O seu valor corresponde ao coeficiente
angular da reta de interpolação.
O tempo de meia vida (T50) é definido como o
tempo necessário para que a concentração do
contaminante se reduza à metade do seu valor
inicial. Logo, tem-se:
÷÷
ø
ö
çç
è
æ
=
m
2ln
50T (3)
Os resultados obtidos para alguns metais
mostraram taxas de degradação de 3 a 6 ordens
de magnitude superiores àquelas observadas
sob condições abióticas naturais, evidenciando
que o processo pode acelerar
significativamente o processo de degradação
de solventes clorados na água subterrânea
(Gillham e O’Hannesin, 1992).
Apesar das várias pesquisas envolvendo o
uso de diferentes metais em barreiras reativas,
a grande maioria das aplicações tem sido feita
com o ferro de valência nula. As principais
vantagens da utilização do ferro são a sua
disponibilidade em escala industrial, preços
competitivos e menores impactos ambientais.
Uma outra linha de pesquisa que tem
avançado bastante é a que avalia a utilização
de outros metais junto com o ferro na
degradação dos solventes clorados, tais como a
mistura de ferro-níquel e ferro-paládio. Alguns
trabalhos têm mostrado que esta associação do
ferro com outros metais pode aumentar as
taxas de degradação e diminuir as
concentrações dos subprodutos clorados
(Appleton, 1996; Liang et al., 1997)
2.2 Mecanismos de Degradação
Talvez pela fato de ser uma tecnologia
muito recente, o exato mecanismo de
degradação dos organoclorados pelo ferro ou
outros metais não é completamente conhecido.
A hipótese mais aceita é que haja a decloração
redutiva do organoclorado acoplada com a
corrosão do ferro (Equação 4), ou seja, o ferro
é oxidado (perde elétrons) enquanto o
organoclorado (RCl) é reduzido (ganha
elétrons). A reação ocorre pela transferência de
elétron da superfície do ferro metálico para o
organoclorado adsorvido (Matheson e
Tratnyek, 1994).
-+ +® eFeFe 220
--+ +®++ ClRHeHRCl 2
______________________________________
-++ ++®++ ClRHFeHRClFe 20 (4)
É importante ressaltar que a reação
pressupõe a formação de uma pluma de ferro
dissolvido (Fe+2) a jusante da barreira, além do
aumento do teor de cloretos (Cl-). Estes
impactos ambientais devem ser devidamente
avaliados no projeto das barreira reativas.
3. PROJETO DE ENGENHARIA DE
BARREIRAS REATIVAS
O tratamento passivo dos contaminantes
envolve a execução de uma barreira permeável
in situ (reator) ao longo do caminho da pluma
de contaminação. À medida que água percola
passivamente através do reator, os
contaminantes vão sendo degradados,
509
prevenindo-se a contaminação do aquífero a
jusante da barreira. Esta degradação pode
envolver processos físicos, químicos ou
biológicos (Fig. 3).
Nas zonas reativas podem ainda ser
inoculados microorganismos naturais ou
engenheirados, ou estimulado o seu
crescimento através da adição de nutrientes e
aceptores de elétrons. Neste caso, as zonas
devem ser projetadas como reatores biológicos.
Se a pluma for muito larga, podem ser
utilizadas paredes verticais de baixa
permeabilidade para direcionar o fluxo d’água
subterrânea, em uma espécie de funil,
permitindo que o reator tenha menores
dimensões (funnel-and-gate).
Em teoria, a utilização dos reatores in situ
apresenta uma série de vantagens em relação à
do pump-and-treat. A Tabela 2 apresenta
algumas características das duas técnicas.
Planta
Reator Químico
ou Biológico
Camada
Impermeável
Corte
Pluma Contaminada
Reator Químico
ou Biológico
Pluma Contaminada Pluma Descontaminada
Pluma Descontaminada
Fonte
Fluxo
Fluxo
Figura 3. Tratamento passivo in situ da água
subterrânea.
Segundo estimativa de McCutcheon (1996),
o custo médio total do tratamento passivo in
situ equivale a cerca de 50% do custo para a
remediação convencional através do pump-
and-treat. Esta redução de custos tem
motivado o projeto de diversas barreiras
reativas nos Estados Unidos e Canadá nos
últimos dois anos.
A metodologia de projeto para uma
barreira reativa é semelhante à utilizada em
projetos geotécnicos convencionais, havendo
algumas peculiaridades. A seguir são
apresentadas as principais etapas do projeto.
3.1 Dados Necessários
O projeto de uma barreira reativa deve ser
baseado em uma boa caracterização
hidrogeológica do sítio, ensaios de laboratório
para avaliação da degradação dos
contaminantes e modelagem numérica.
O primeiro passo no projeto é o estudo de
viabilidade do sítio para a instalação de uma
barreira reativa. Para este estudo, são
necessários vários dados, como mostra a
Tabela 3. Ressalta-se que uma avaliação
negativa de um ou mais destes dados não
necessariamente inviabiliza a utilização da
barreira.
Outro aspecto importante é que se o estudo
preliminar mostrar que o sítio é viável à
utilização da barreira, o próximo passo é
avaliar se os dados disponíveis são suficientes
para a locação e projeto da barreira. Em caso
negativo, pode ser necessária uma coleta
adicional de dados.
3.2 Escolha do Material Reativo
O passo seguinte à caracterização do sítio é
a identificação e escolha do material a ser
utilizado no reator. Os componentes da
barreira reativa devem ser escolhidos de tal
maneira que se garanta a sua reatividade por
prolongado período de tempo.
Estes sistemas de tratamento devem ser
projetados para permanecerem efetivos
enquanto houver dissolução de contaminantes
nas fontes residuais. Desta maneira, a vida útil
do sistema de tratamento deve ser compatível
com a duração da dissolução dos
contaminantes nasfontes secundárias.
São os seguintes os requerimentos básicos
para o material que devem ser satisfeitos em
um projeto de uma barreira reativa (Blowes et
al., 1995; Gavaskar et al., 1998):
(a) O material deve ser suficientemente reativo
para promover as reações químicas necessárias
durante o tempo de residência do contaminante
510
Tabela 2. Características das técnicas de pump-and-treat e tratamento in situ.
CARACTERÍSTICAS PUMP-AND-TREAT TRATAMENTO
IN SITU
Vantagens
Menor custo de instalação
Maior controle do tratamento
Baixo custo de operação e
manutenção
Não necessita de forneci-
mento contínuo de energia
(tratamento passivo)
Não necessita de área na
superfície
Desvantagens
Elevado custo de operação e
manutenção
O tempo de operação pode ser
excessivamente longo
É praticamente impossível a
completa remoção dos
contaminantes
Necessita de contínuo forne-
cimento de energia para a
operação do sistema
Necessita de uma área para o
tratamento na superfície
Pode haver problemas técnicos
e legais na descarga da água
Elevado custo de instalação
O tempo de operação pode ser
excessivamente longo
Pode ser necessária a troca do
material reativo após um certo
período de operação
Pode haver obstrução da
barreira devido à precipitação
de substâncias inorgânicas ou
micro-organismos
na barreira. Do contrário, apenas uma remoção
parcial do contaminante será conseguida,
podendo inclusive haver a formação de
subprodutos mais nocivos que o próprio
contaminante.
(b) O material reativo na zona de tratamento
deve ser suficientemente abundante e ter uma
reatividade e permeabilidade garantida ao
longo de todo o período de dissolução do
contaminante através das fontes secundárias.
No caso da vida útil do material ser menor que
este tempo, a barreira deve ser projetada de tal
maneira que seja possível a troca do material
reativo. Este aspecto está intimamente
relacionado ao potencial de precipitação de
algumas substâncias, e depende das mudanças
nos parâmetros inorgânicos da água
subterrânea provocadas pelo próprio material
reativo.
(c) A seleção do tamanho das partículas do
meio reativo deve ser feita levando-se em
consideração não apenas a sua reatividade, mas
também a sua permeabilidade. Em geral, a
reatividade é inversamente proporcional ao
tamanho das partículas, enquanto que o oposto
ocorre com a permeabilidade.
(d) O próprio material reativo não pode lançar
contaminantes adicionais no aquífero que
possam ser inaceitáveis à qualidade da água.
(e) O material reativo deve ser disponível em
larga escala por um preço viável. Gavaskar et
al. (1998) mostraram que o ferro granular é o
material que mais tem sido utilizado em
projetos reais de barreiras reativas, com custo
da ordem de US$ 400 por tonelada
Nesta etapa podem ser muito úteis tabelas
com uma compilação dos tempos de meia vida
da degradação de vários contaminantes na
presença de ferro (Gavaskar et al., 1998).
Nos reatores pode ainda ser estimulado o
crescimento de microorganismos naturais ou
engenheirados que degradem os
contaminantes, através de processos de
bioremediação (Hinchee et al., 1995).
3.3 Ensaios de Viabilidade
Após a identificação dos potenciais
materiais reativos, o projeto de barreiras
reativas deve contemplar a realização de
ensaios de viabilidade, cujos principais
objetivos são:
511
Tabela 3. Dados necessários ao estudo de viabilidade de barreiras reativas.
DADOS
NECESSÁRIOS
CARACTERÍSTICAS
Tipo do Contaminante
Tipos e concentrações
Características de degradação na presença de metais de
valência nula
Taxas de degradação
Tamanho e Forma da Pluma de
Contaminação
Largura
Profundidade
Características do Aquitardo
Profundidade
Espessura
Descontinuidades
Considerações Geotécnicas
Estratigrafia
Heterogeneidades
Permeabilidade e porosidade das camadas
Presença de sedimentos consolidados, pedregulhos,
blocos de rochas
Características do Aquífero
Profundidade do freático
Velocidade da água subterrânea
Gradientes hidráulicos e suas variações sazonais
Padrão de fluxo
Composição da Água Subterrânea
Tipos de organoclorados e concentrações
pH, potencial redox e oxigênio dissolvido
Cálcio, magnésio, ferro, bicarbonato, cloreto, nitrato e
sulfato
(a) Seleção de um material reativo viável para
o reator (por exemplo, o ferro).
(b) Estimativa da taxa de degradação dos
contaminantes.
(c) Avaliação da vida útil do reator.
Os ensaios de viabilidade podem ser realizados
na condição estática (ensaios de equilíbrio em
lote ou batelada) ou na condição dinâmica
(ensaios de coluna).
Também podem ser executadas barreiras
reativas em escala piloto no sítio,
especialmente quando se trata de casos de
sítios complexos, novas técnicas construtivas,
projetos muito dispendiosos, etc.
3.4 Ensaios de Batelada
Os ensaios de batelada são muito úteis na
seleção preliminar dos possíveis meios
reativos. Este tipo de ensaio consiste em se
colocar uma determinada massa do metal em
recipientes de vidro, preenchê-los
completamente com a solução do
contaminante, e depois vedá-los (frascos
reativos). Também são utilizados recipientes
preenchidos apenas com a solução do
contaminante (frascos brancos), e outros
apenas com água e ferro (frascos de controle).
Em determinados tempos, é feita a coleta de
amostras das soluções, que são submetidas a
análises químicas orgânicas (concentrações) e
inorgânicas (pH, potencial redox,
condutividade elétrica, etc).
As Figuras 4, 5 e 6 mostram os resultados
de ensaios de batelada do 1,2-dicloroetano
(1,2-DCA), tricloroetileno (TCE) e 1,1,2-
tricloroetano (1,1,2-TCA), respectivamente, na
presença de ferro metálico (Gusmão, 1999). O
material, denominado de TRIFER EL200 e
fabricado pela Belgo Brasileira, é um pó de
ferro puro e atomizado, utilizado
principalmente na fabricação de produtos
químicos. A sua curva granulométrica
corresponde a uma areia fina siltosa
(D50% = 60 mm).
Observa-se que o 1,2-DCA não degrada
durante o tempo do ensaio (os frascos brancos
e reativos apresentam resultados semelhantes),
enquanto acontece o oposto com o TCE. Já o
1,1,2-TCA apresenta sinais de degradação, só
512
que com uma taxa de degradação menor que a
do TCE. Estes resultados permitem concluir
que a técnica da decloração redutiva com uso
do ferro metálico pode apresentar resultados
bem distintos, dependendo do contaminante
em questão. Alguns contaminantes podem
inclusive não apresentar degradação ou mesmo
tempos de meia vida tão altos, que
inviabilizam o uso da técnica em projetos de
barreiras reativas.
0.00 40.00 80.00 120.00 160.00 200.00
TEMPO (horas)
0.80
1.20
1.60
2.00
2.40
2.80
C
O
N
C
E
N
T
R
A
Ç
Ã
O
 D
E
 1
,2
-D
C
A
 (
pp
m
)
ENSAIO
SOLUÇÃO
SOLUÇÃO + FERRO
ENSAIO "A"
Figura 4. Variação da concentração do
1,2-DCA ao longo do ensaio.
0.00 20.00 40.00 60.00 80.00
TEMPO (horas)
0.00
1.00
2.00
3.00
4.00
C
O
N
C
E
N
T
R
A
Ç
Ã
O
 D
E
 T
C
E
 (
pp
m
)
ENSAIO
SOLUÇÃO
ÁGUA + FERRO
SOLUÇÃO + FERRO
ENSAIO "G" 
Figura 5. Variação da concentração do TCE ao
longo do ensaio.
0.00 20.00 40.00 60.00
TEMPO (horas)
0.00
4.00
8.00
12.00
C
O
N
C
E
N
T
R
A
Ç
Ã
O
 D
E
 1
,1
,2
-T
C
A
 (
pp
m
)
ENSAIO
SOLUÇÃO
ÁGUA + FERRO
SOLUÇÃO + FERRO
1,1,2-TCA
Figura 6. Variação da concentração do 1,1,2-
TCA ao longo do ensaio.
Esta informação sobre a não degradação do
1,2-DCA é muito relevante, pois além de
desmistificar a técnica, mostra também que a
sua utilização para outros contaminantes que
tenham o 1,2-DCA como subproduto (tais
como o 1,1,2-TCA), exigirá um outro tipo de
tratamento adicional para evitar o seu acúmulo.
Um dos grandes problemas da utilização de
metais de valêncianula na degradação de
organoclorados é a produção e acúmulo de
subprodutos clorados, que podem ser até mais
tóxicos que o próprio contaminante original
(Gusmão et al., 1998b).
Por exemplo, ao final do ensaio com o
1,1,2-TCA, houve um acúmulo de MVC, que é
um organoclorado mais tóxico que o próprio
1,1,2-TCA, mostrando a necessidade de
tratamentos sequenciais na remediação de
aquíferos.
3.5 Ensaios de Coluna
O segundo tipo de ensaio de viabilidade
utilizado em projetos de barreiras reativas é o
ensaio de coluna. Estes ensaios geralmente
complementam a avaliação preliminar da
degradação dos contaminantes feita através dos
ensaios de batelada, já que simulam as
condições de fluxo no meio poroso.
O ensaio consiste em se percolar a solução
do contaminante através de uma coluna
cilíndrica preenchida com o material reativo. É
feito, então, o monitoramento das
513
concentrações e parâmetros inorgânicos do
efluente e em diversos pontos ao longo da
coluna, para diferentes tempos.
Com isto, obtém-se o perfil de concentração
do contaminante e seus subprodutos ao longo
da coluna. Conhecendo-se o valor da vazão de
fluxo, pode-se determinar as respectivas taxas
de degradação (Gusmão et al., 1998b).
Segundo Gavaskar et al. (1998), os ensaios
de coluna são os mais indicados para o
dimensionamento final do reator pelas
seguintes razões:
(a) Os parâmetros de projeto são obtidos sob
condições dinâmicas de fluxo no meio poroso.
Como as concentrações dos contaminantes e os
parâmetros inorgânicos variam ao longo da
distância de fluxo percolado dentro do reator,
estes valores podem ser medidos através da
instalação de pontos de coleta ao longo do
comprimento da coluna.
(b) As taxas de degradação obtidas através de
ensaios de coluna são em geral mais confiáveis
que as obtidas nos ensaios de batelada.
(c) Sorções são melhor simuladas em ensaios
de coluna.
(d) Os subprodutos da degradação podem se
acumular nos frascos da batelada, enquanto
que nos ensaios de coluna podem ser
arrastados da coluna.
Gusmão (1999) apresentou os resultados de
um ensaio com uma coluna cilíndrica de
acrílico com 5,99 cm de diâmetro interno e
51,5 cm de comprimento. Este comprimento
tem a mesma ordem de grandeza da espessura
do reator de uma barreira reativa.
A coluna possui ainda 07 (sete) conexões ao
longo do seu comprimento, possibilitando a
coleta de amostras do fluido dentro da mesma.
A distância das conexões foi definida em
função do perfil exponencial de concentração
previsto para o ensaio. Somando-se os pontos
de coleta da solução influente e efluente, tem-
se, portanto, 09 (nove) pontos para a
determinação dos perfis de concentração.
A Figura 7 apresenta um desenho
esquemático do aparato utilizado no ensaio.
Ressalta-se que todos os materiais utilizados
no mesmo (conexões, válvulas, tubos, etc)
foram escolhidos de tal maneira que fossem
quimicamente compatíveis com os
contaminantes estudados.
A solução influente foi armazenada em um
saco plástico de teflon, para evitar a formação
de uma fase gasosa no influente à medida que
fosse se esvaziando durante o ensaio.
A injeção da solução influente foi feita da
base para o topo da coluna, através de uma
bomba peristáltica com multinacanais, que
possibilitou a obtenção de uma vazão
aproximadamente constante ao longo do
ensaio.
A vazão percolada era medida através da
pesagem contínua do recipiente de vidro de
coleta do efluente, com o auxílio de uma
balança eletrônica.
As conexões intermediárias permitiam a
introdução de uma agulha de aço inoxidável
com a ponta no meio da coluna. Para evitar o
entupimento da agulha pelo pó de ferro, a sua
ponta foi envolvida por um Bidim. Na outra
ponta, foi colocada uma válvula de teflon.
O ensaio foi realizado utilizando-se uma
solução especificada de 5 ppm de TCE, com a
coluna sendo preenchida apenas com o pó de
ferro EL200.
Após a moldagem da coluna, foi percolado
um volume de água deionizada equivalente a
2,7 vezes o volume de poros da amostra na
coluna. Durante este intervalo, foram coletadas
amostras do influente e efluente para análises
orgânicas e inorgânicas.
Após a percolação com água, foi iniciada,
então, a percolação da solução do contaminante.
A vazão média durante o ensaio foi igual a
55,14 ml/hora, que corresponde a uma
velocidade do contaminante igual 3,785
cm/hora. O ensaio com a percolação do
contaminante durou cerca de 66 horas.
Durante este período, foram coletadas várias
amostras da solução influente e efluente, e
realizadas análises orgânicas (cromatografia) e
inorgânicas (pH, potencial redox e
condutividade elétrica). Só foram coletadas
amostras do fluido de dentro da coluna ao final
do ensaio, já que seriam necessários 15 ml da
solução para cada amostra apenas para as
análises cromatográficas. Tendo em vista a
baixa vazão no ensaio, estas coletas poderiam
dessaturar a amostra, perturbando o ensaio.
A Figura 8 apresenta o perfil de
concentração de TCE ao longo da coluna no
final do ensaio. Observa-se que todo o TCE é
degradado dentro dos primeiros 30 cm da
514
SACO DE TEFLON
(INFLUENTE)
BOMBA
PERISTÁLTICA
COLETA DE
INFLUENTE
COLETA DE
EFLUENTE
CONEXÕES COM
SERINGA
EFLUENTE
COLUNA COM
MATERIAL
REATIVO
BALANÇA
Figura 7. Desenho esquemático do aparato do ensaio de coluna.
coluna, confirmando as análises do efluente,
que não mostraram a presença de TCE.
Admitindo-se que a dispersão na coluna
possa ser desprezada (Gusmão et al., 1998b),
pode-se relacionar através da velocidade de
fluxo do contaminante, a distância dentro da
coluna com o tempo de reação. Desta maneira,
tem-se uma curva de concentração de TCE
versus tempo, possibilitando o cálculo da sua
taxa de degradação.
Admitindo-se que a degradação possa ser
simulada como uma reação de primeira ordem,
tem-se que a taxa de degradação obtida foi de
0,429 h-1, que corresponde a um tempo de meia
vida (T50) igual a 1,62 horas (Fig. 9).
A Figura 8 mostra ainda o perfil de
concentração simulado com a equação do
transporte unidimensional de massa e o perfil
medido. Observa-se uma boa concordância
entre o modelo proposto e o perfil medido.
O ensaio de coluna conduziu a um tempo de
meia vida menor que o obtido através do
ensaio de batelada. Esta diferença também foi
observada em outros trabalhos (Orth, 1992;
Gillham e O’Hannesin, 1994). A hipótese mais
aceita para esta diferença é que nos ensaios de
batelada os subprodutos da reação se
acumulam no recipiente, incluindo substâncias
inorgânicas que se precipitam sobre a
superfície do ferro, diminuindo a sua
reatividade.
0.00 20.00 40.00 60.00
X (cm)
0.00
1.00
2.00
3.00
4.00
5.00
C
O
N
C
E
N
T
R
A
Ç
Ã
O
 D
E
 T
C
E
 (
pp
m
)
ENSAIO
SOL. ANALÍTICA
ENSAIO DE COLUNA
PÓ DE FERRO
n = 0,517
v = 3,785 cm/hora
Co = 4,296 ppm
T50 = 1,617 horas
Figura 8. Perfil de concentração de TCE ao
longo da coluna.
515
0.00 2.00 4.00 6.00 8.00
TEMPO (horas)
-3.00
-2.00
-1.00
0.00
1.00
Ln
 (
C
/C
o)
ENSAIO DE COLUNA
PÓ DE FERRO (100%)
n = 0,517
v = 3,785 cm/hora
Co = 4,296 ppm
Taxa = 0,428748 h-1
T50 = 1,617 horas
r2 = 0,981
TCE
Figura 9. Determinação da taxa de degradação
do TCE.
3.6 Modelagem Hidrogeológica
O próximo passo no projeto é a modelagem
hidrogeológica do sítio, que pode ser utilizada
na definição de vários aspectos da barreira
reativa. O modelo de fluxo mais utilizado
atualmente é o MODFLOW, sendo disponíveis
no mercado vários pacotes computacionais
(pré e pós-processadores) baseados neste
modelo. A modelagem tem sido utilizada com
os seguintes objetivos:
(a) Determinação da locação, configuração e
dimensões da barreira reativa.
(b) Estimativa da zona de captura hidráulica da
barreira, para determinação da vazão e
velocidade através do reator.
(c)Seleção do meio reativo, através de análises
de reatividade versus permeabilidade.
(d) Avaliação dos aspectos geoquímicos.
(e) Avaliação de cenários de desempenho,
tendo em vista aspectos como a precipitação de
substâncias e diminuição da permeabilidade do
reator.
(f) Planejamento do sistema de monitoramento
do sítio, com locação de poços e frequência de
leituras.
A barreira reativa deve ser instalada a
jusante da fonte de contaminação, a uma
distância que depende das condições do local e
da composição do material reativo.
3.7 Configuração da Barreira Reativa
Na definição da configuração da barreira,
dois aspectos são fundamentais: a vazão e a
velocidade de fluxo do contaminante através
dos reatores.
O projeto deve tentar maximizar a vazão
percolada através dos reatores, no sentido de
impedir que haja fuga de contaminante da zona
de tratamento.
A velocidade de fluxo através dos reatores,
no entanto, deve ser minimizada, para que se
tenha um maior tempo de residência dos
contaminantes e seus subprodutos dentro da
zona de tratamento e, consequentemente, uma
maior degradação.
Gusmão et al. (1997 e 1998a) mostraram os
resultados de um estudo paramétrico, onde
foram avaliados diversos aspectos das barreiras
reativas que influenciam estes dois parâmetros
(número, dimensão e permeabilidade dos
reatores, direção do gradiente hidráulico e
configuração do sistema de funnel-and-gate).
A profundidade da barreira depende da
pluma de contaminação. Para o caso de plumas
que se estendem do topo à base do aquífero,
como é o caso da contaminação com DNAPLs,
a barreira deve ser executada em toda a
espessura do aquífero. Se, no entanto, a pluma
ocupar apenas a parte mais superficial do
aquífero, como é o caso de contaminação com
LNAPLs, a barreira não necessita ser executada
até a base do aquífero.
3.8 Dimensionamento do Reator
Diversos processos de transferência de
massa podem ser utilizados no reator de um
sistema de tratamento in situ. É importante
ressaltar que alguns destes processos não
promovem a degradação do contaminante, mas
apenas a sua transferência de meio (por
exemplo, a absorção com carbono ativado).
O dimensionamento do reator de uma
barreira reativa deve levar em consideração
não apenas o contaminante original, mas
também os seus subprodutos, já que estes
subprodutos podem ser até mais tóxicos que o
próprio contaminante original.
Gusmão et al. (1998b) apresentaram um
modelo químico de degradação sequencial dos
organoclorados que mostrou, apesar das suas
516
limitações, uma boa concordância entre as
concentrações estimadas e medidas para alguns
ensaios publicados na literatura técnica,
justificando a sua utilização em projetos de
barreiras reativas.
A Figura 10 mostra o perfil de concentração
obtido para um reator com 1 m de espessura,
em que há uma reação genérica de degradação
sequencial de um contaminante (A) em três
subprodutos (B, C e D). Observa-se que se
considerarmos apenas o contaminante original,
a sua total degradação seria conseguida com
um reator de 50 cm de espessura. Ao serem
considerados os seus subprodutos, esta
espessura deve ser bem maior, influenciando
de maneira significativa os custos da barreira.
0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00
X (m)
0.00
0.20
0.40
0.60
0.80
1.00
C
/C
oa
A B 
C 
D 
V = 100 m/ano
Ere = 1 m
R = 1
T50a = 5 h
T50b = 10 h
T50c = 20 h
T50d = 40 h
Figura 10. Perfil de concentração no reator
(Gusmão et al., 1998b).
3.9 Reatores em Série
No caso de se ter uma pluma de
contaminação com vários tipos de
contaminantes, podem ser necessários um ou
mais reatores com diferentes processos de
remoção de massa, no tratamento in situ com
barreiras reativas (Fig. 11). Por exemplo, para
uma pluma contendo TCE e acetona, podem
ser projetados um reator com ferro granular
(para a degradação do TCE), seguido de um
bioreator (para a degradação da acetona). Se a
pluma contiver ainda pentaclorofenol (PCP),
um terceiro reator com carvão ativado pode ser
projetado.
Gusmão (1999) apresentou um modelo para
o cálculo de reatores em série. A Figura 13
mostra um exemplo de aplicação, onde foi
considerada a degradação de uma hipotética
pluma de PCE e TCE.
O primeiro reator tem 1 m de espessura e é
constituído por ferro granular, com os tempos
de meia vida dentro da faixa de valores
propostos por Gavaskar et al. (1998).
O segundo reator com 2 m de espessura, é
constituído por um meio poroso e o consórcio
de microorganismos pesquisado por Wu et al.
(1995).
Observa-se que a jusante do segundo reator,
as concentrações dos solventes clorados estão
abaixo dos limites de potabilidade. Nota-se,
também, que esta situação só foi possível em
função da presença do segundo reator. Este
exemplo ilustra bem a potencialidade do uso
de barreiras reativas associadas em conjunto
com os processos de atenuação natural
(biodegradação, dispersão, etc).
PLUMA COM VÁRIOS
CONTAMINANTES
REATORES
EM SÉRIE
PAREDE
IMPERMEÁVEL
FLUXO
Figura 11. Reatores em série.
0.00 1.00 2.00 3.00
X (m)
0.00
1000.00
2000.00
3000.00
C
O
N
C
E
N
T
R
A
Ç
Ã
O
 (
uM
)
CONTAMINANTE
PCE
TCE
DCE
MVC
ETENO
1o. REATOR 2o. REATOR
Figura 12. Perfil de concentração dos
contaminantes ao longo dos reatores.
517
3.10 Técnicas de Construção
Uma vez definida a locação, configuração e
dimensões da barreira reativa, deve ser
escolhida uma técnica construtiva, que
contemple os aspectos executivos, técnicos e
de custos da obra. Os principais fatores
influentes nesta escolha são:
Profundidade da escavação
Permeabilidade requerida para o material
reativo
Topografia do sítio
Acesso ao local e restrições de espaço (por
exemplo, plantas industriais)
Aspectos geotécnicos do sítio
Características do material reativo
Normas quanto à disposição do material
escavado contaminado
Custos
As barreiras reativas são executadas
escavando-se o terreno até a profundidade
desejada. O reaterro deve ser feito com o
material reativo até uma profundidade de
0,60 m acima do nível d’água freático (ou
mais, dependendo do sítio), para permitir a
flutuação do nível do freático e a deformação
do próprio material reaterrado. Desta
profundidade até a superfície do terreno, a
barreira pode ser reaterrada com o próprio
material escavado.
As técnicas mais utilizadas na escavação da
barreira reativa são as mesmas de obras
geotécnicas convencionais (parede diafragma,
tubulões, etc), com o uso de retroescavadeiras,
clamshells, trados mecânicos e perfuratrizes.
Em função da profundidade a ser atingida,
pode ser necessário o uso de lamas
bentoníticas ou polímeros biodegradáveis, a
fim de se garantir a estabilidade da escavação.
Em qualquer um destes métodos, o solo
escavado e/ou lama contaminados devem ser
apropriadamente tratados e/ou dispostos.
A escavação com retroescavadeiras é o
método mais rápido e barato, e este
equipamento é geralmente utilizado para
profundidades de até 10 m (Fig. 13).
A escavação com clamshell pode atingir
profundidades de até 50 m, utilizando-se uma
técnica similar à da execução de paredes
diafragma. Recentemente, Nobre e Nobre
(1997) relataram a utilização desta técnica na
construção de uma parede de cimento e
bentonita com 11 m de profundidade, com o
objetivo de se conter uma pluma de
organoclorados e já afirmavam que, em uma
etapa seguinte, poder-se-ia utilizar uma
barreira reativa, caso fosse favorável à
remediação do problema.
O reator também pode ser construído
utilizando-se trados mecânicos semelhantes
aos utilizados na execução de estacas tipo
hélice contínua.
No caso do funnel-and-gate, a parede
impermeável pode ser executada com as
técnicas citadas anteriormente, além de outras,
tais como estacas prancha metálicas, uso de
geomembranas, jetting-ground, etc.
NÍVELFREÁTICO
MATERIAL
ESCAVADO
CONTAMINADO
NÍVEL DA LAMA
BENTONÍTICA
MATERIAL
REATIVO
(REATERRO)
AQUITARDO
RETROESCAVADEIRA
Figura 13. Execução da barreira reativa com o
uso de retroescavadeira.
3.11 Monitoramento
O desempenho da barreira reativa deve ser
monitorado, tendo em vista os seguintes
objetivos:
Avaliação da captura e tratamento da pluma
de contaminação, para assegurar a qualidade
da água a jusante da barreira, evitando
impactos ambientais inaceitáveis.
Avaliação de algumas hipóteses de projeto,
tais como o tempo de residência no reator, e
realização de retroanálises para calibração de
parâmetros.
Avaliação da vida útil da barreira, inclusive
subsidiando a sua operação e manutenção.
O monitoramento é geralmente feito através
de poços com amostradores multiníveis, que
devem ser locados e ter uma frequência de
coleta de tal modo que se maximize o número
de informações sobre o desempenho da
barreira. A modelagem numérica do sítio pode
ser bastante útil na definição do
monitoramento.
518
Os ensaios realizados na água coletada
devem incluir a determinação de parâmetros
orgânicos (concentrações do contaminante e
seus subprodutos) e inorgânicos (pH, potencial
redox, teor de ferro, cloretos, etc).
3.12 Avaliação Econômica
Uma análise de custo-benefício deve ser
realizada na avaliação da viabilidade da
utilização de barreiras reativas em um
determinado sítio, incluindo os custos de
implantação e de operação / manutenção.
Os custo de implantação incluem:
Custos do material reativo, incluindo preço
unitário e quantitativos.
Custos da construção, incluindo mão de obra e
equipamentos (retroescavadeiras,
clamshells, etc).
Custos de licenças e patentes, já que alguns
materiais e técnicas possuem patente de
uso.
Custos de disposição e tratamento de rejeitos
gerados durante a construção da barreira
(material escavado e água contaminada).
Os custos de operação/manutenção incluem:
Custos do monitoramento (implantação e
operação)
Custos de troca do reator (perda de reatividade
e/ou diminuição de permeabilidade).
4. CONCLUSÕES
Quando as características do sítio e dos
contaminantes são propícias, o uso de barreiras
reativas deve ser incluído na avaliação como
uma das possíveis técnicas, tendo em vista
possibilitar uma condição de tratamento
passivo e, portanto, com menores custos de
operação/manutenção no processo de
remediação.
No entanto, a exemplo de outras tecnologias
de remediação de aquíferos (ou princípios
reativos), o uso isolado da técnica de
decloração redutiva através de metais não
resolve o problema ambiental. De fato, na
maioria dos casos reais de contaminação, há
necessidade de mais de uma tecnologia ser
consorciada, de forma sequencial, onde as
distintas características dos contaminantes e
suas misturas sejam apropriadamente
consideradas. Ressalta-se ainda que, mesmo
quando só há um único tipo de contaminante
como fonte primária, seus subprodutos de
degradação e/ou transformação podem não ser
degradados pelo mesmo princípio reativo
utilizado, evidenciando, mais uma vez, a
necessidade da utilização de mais de um tipo
de tratamento.
5. AGRADECIMENTOS
Os resultados apresentados neste trabalho
fazem parte da pesquisa de doutoramento
desenvolvida pelo primeiro autor, no
Departamento de Engenharia Civil da PUC-
Rio, sob a orientação dos Professores Tácio
Campos, Vargas Jr. e Manoel Maia Nobre.
O primeiro autor agradece o apoio
financeiro recebido da Universidade de
Pernambuco, CEFET/PE e PIDCT/CAPES.
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