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influência do antigo lixão do roger, joão pessoa, nas águas

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influência do antigo lixão do roger, joão pessoa, nas águas
Universidade Federal da Paraíba
Centro de Tecnologia
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM ENGENHARIA URBANA E AMBIENTAL
- MESTRADO -
INFLUÊNCIA DO ANTIGO LIXÃO DO ROGER, JOÃO PESSOA,
NAS ÁGUAS SUBTERRÂNEAS LOCAIS
Por
Giulliano de Souza Fagundes
Dissertação de Mestrado apresentada à Universidade Federal da Paraíba
para obtenção do grau de Mestre
JOÃO PESSOA – PARAÍBA
MARÇO – 2010
Universidade Federal da Paraíba
Centro de Tecnologia
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM ENGENHARIA URBANA E AMBIENTAL
- MESTRADO -
INFLUÊNCIA DO ANTIGO LIXÃO DO ROGER, JOÃO PESSOA,
NAS ÁGUAS SUBTERRÂNEAS LOCAIS
Dissertação
submetida
ao
Programa de Pós-Graduação em
Engenharia Urbana e Ambiental
da Universidade Federal da
Paraíba como parte dos requisitos
necessários para a obtenção do
título de Mestre.
Giulliano de Souza Fagundes
Orientador: Prof. Dr. Gilson Barbosa Athayde Junior
JOÃO PESSOA – PARAÍBA
MARÇO – 2010
F156i
Fagundes, Giulliano de Souza.
Influência do antigo lixão do Roger, João Pessoa, nas águas
subterrâneas locais / Giulliano de Souza Fagundes.- - João Pessoa : [s.n.],
2010.
115f. : il.
Orientador: Gilson Barbosa Athayde Junior.
Dissertação(Mestrado) – UFPB/CT.
1.Engenharia ambiental. 2.Águas subterrâneas-Lixão do Roger.
3.Qualidade da água. 4.Lixão.
UFPB/BC
CDU: 628(043)
Dedicatória
A meus pais, exemplo de determinação e força
AGRADECIMENTOS
A Deus, por ter me dado perseverança e sabedoria.
Aos meus pais, por me apoiarem sempre.
Ao Prof. Dr. Gilson Barbosa Athayde Júnior, pela orientação, dedicação e incentivo ao longo da
minha vida acadêmica.
A Profª Dra. Claudia Coutinho Nóbrega pelo apoio institucional na forma do convênio
EMLUR/ SCIENTEC, sem o qual essa pesquisa não poderia ser realizada.
Ao Laboratório de Saneamento da UFPB pela disponibilização de suas instalações e
equipamentos, em especial à Profª Dra. Carmem Lúcia Moreira Gadelha.
À CAPES, pela bolsa de estudos concedida.
Aos proprietários dos poços, por disponibilizá-los para a pesquisa.
Aos funcionários do Departamento de Engenharia Civil e Ambiental da UFPB André Queiroga
e Claudionor pela prontidão e disponibilidade na coleta e análises dos dados de campo.
Aos funcionários e colegas do programa de pós-graduação.
A todos os meus amigos pela compreensão, em especial a Jandewilma Fernandes, minha
“irmã”.
A todos que de alguma forma contribuíram para a construção deste trabalho.
RESUMO
Este trabalho objetivou avaliar a qualidade das águas subterrâneas na área da influência do
antigo lixão do Roger em João Pessoa. Desativado em 2003, o antigo lixão ocupa uma área de
manguezal, com 17 hectares, adjacente ao estuário do Rio Sanhauá, próximo ao centro de João
Pessoa, potencializando os problemas ambientais e de saúde pública decorrentes da disposição
inadequada de resíduos. Nos últimos anos de funcionamento, o referido lixão também recebeu
os resíduos sólidos de cidades vizinhas (Cabedelo e Bayeux). O monitoramento das águas
subterrâneas foi realizado através de seis poços denominados P1, P2, P3, P4, P5 e P6,
distribuídos entre a área interna do referido lixão (P5 e P6), a área de influência direta (P1 e P4)
e a indireta (P2 e P3). Os poços P5 e P6 foram construídos para a pesquisa, enquanto que os
outros são de particulares que permitiram o acesso. O P5 é considerado o poço de montante e o
P6 de jusante em relação à massa de resíduos sólidos e o fluxo predominante das águas
subterrâneas. As águas coletadas foram caracterizadas durante 3 anos com freqüência trimestral
ou quadrimestral, através dos seguintes parâmetros: pH, condutividade, dureza, cor, turbidez,
sólidos totais dissolvidos, DBO, DQO, óleos e graxas, cloretos, amônia, nitrito, nitrato,
alumínio, chumbo, e coliformes termotolerantes. Para tratamento dos dados foi aplicada análise
de variância, através do método gráfico GT-2 que permitiu a comparação gráfica dos parâmetros
entre os poços, além da análise gráfica do comportamento temporal de cada parâmetro e
também com Valores Máximos Permitidos (VMP) estabelecidos pela Portaria nº 518 do
Ministério da Saúde e a Resolução do Conselho Nacional de Meio Ambiente (CONAMA) nº
396 de 2008. O monitoramento das águas subterrâneas demonstrou que os poços P5 e P6
apresentaram os piores indicadores de qualidade tanto em comparação a legislação quanto aos
demais poços. No entanto, em todos os poços foi constatada a presença de óleos e graxas,
coliformes termotolerantes e cloretos, indicando haver outras fontes de contaminação . As águas
subterrâneas nas proximidades do antigo lixão do Roger não atendem ao padrão de potabilidade
da legislação. Mesmo após a desativação o lixão ainda é uma fonte de contaminação e oferece
riscos a saúde da população circunvizinha, além de comprometer os usos futuros que se
poderiam fazer das águas subterrâneas.
Palavras-chave: águas subterrâneas; lixão; qualidade da água.
ABSTRACT
This study had the aim of evaluating the groundwater quality nearby the decommissioned Roger
open dump in João Pessoa, Brazil, which was decommissioned in 2003 and occupies an area of
17 hectares, adjacent to the mangrove besides Sanhauá river, which increases the impact
produced from the inadequate disposal of solid wastes. During the last three years of operation
the open dump also received the solid wastes from the cities of Bayeux and Cabedelo. The
monitoring of groundwater quality was done through six wells called P1, P2, P3, P4, P5 and P6,
spread over the internal, direct influence and indirect influence areas of the decommissioned
open dump. P1, P2, P3 and P4 were particular wells that the owner allowed to be included in the
monitoring, while P5 and P6 were constructed in the internal area of the former open dump.
Sampling occurred every three or four months during almost three years. The following
parameters were monitored: pH, conductivity, hardness, color, turbidity, dissolved total solids,
BOD, COD, oil and grease, chloride, ammonia, nitrite, nitrate, aluminum, plumb and
thermotolerant coliform. For statistical treatment of collected data, analysis of variance through
the GT-2 grafic method was employed. Results have shown that P5 and P6 presented the worst
water quality indicators suggesting that the former open dump poses some influence on the local
groundwater quality. However, oil and grease, thermotolerant coliform and chloride were found
in all the wells, indicating that other sources of contamination are present in the site. The
groundwater in the region of the decommissioned Roger open dump does not satisfy the
standards for drinking water according to Brazilian legislation.
Key-words: groundwater, open dump, water quality.
LISTA DE FIGURAS
Figura 3.1 - Ciclo Hidrológico
17
Figura 3.2 - Divisão da água abaixo da superfície
21
Figura 3.3 - Aquíferos confinados e livres
22
Figura 4.1 - Vista aérea do antigo Lixão do Roger
48
Figura 4.2 - Atividades no Lixão do Roger antes do seu fechamento
49
Figura 4.3 - galpão da ASTRAMARE
50
Figura 4.4 – Colocação dos drenos de chorume na célula 1
51
Figura 4.5 – Taludes da Célula 02 nas proximidades do P6
51
Figura 4.6 - Precipitação média mensal em João Pessoa
52
Figura 4.7 – Imagem dos poços e localização do antigo Lixão do Roger
57
Figura 4.8 – Imagem do antigo lixão e fluxo predominante
58
Figura 4.9 – Desenho esquemático dos níveis dos poços
59
Figura 4.10 – amostras
60
Figura 4.11 – Coletor para os poços P5 e P6
61
Figura 4.12 - Coleta no poço P1
62
Figura 4.13 - Coleta no poço P2
62
Figura 4.14 - Coleta no poço P3
63
Figura 4.15 - Coleta no poço P5
63
Figura 4.16 - Coleta no poço P6
64
Figura 5.1: Comportamento temporal do pH
68
Figura 5.2: Análise estatística do pH
68
Figura 5.3: Comportamento temporal da Condutividade Elétrica
69
Figura 5.4: Análise estatística da Condutividade Elétrica
69
Figura 5.5: Comportamento temporal dos STD
70
Figura 5.6: Análise estatística dos STD
71
Figura 5.7: Comportamento temporal da dureza para P1, P2 e P3
72
Figura 5.8: Comportamento temporal da dureza para P5 e P6
72
Figura 5.9: Análise estatística da dureza
73
Figura 5.10: Comportamento temporal da cor para P1, P2 e P3
73
Figura 5.11: Comportamento temporal da cor para P5 e P6
74
Figura 5.12: Análise estatística da cor
74
Figura 5.13: Comportamento temporal da turbidez para P1, P2 e P3.
75
Figura 5.14: Comportamento temporal da turbidez para P5 e P6
76
Figura 5.15: Análise estatística da turbidez
76
Figura 5.16: Comportamento temporal da DBO5 para P1,P2 e P3
77
Figura 5.17: Comportamento temporal da DBO5 para P5 e P6
77
Figura 5.18: Análise estatística da DBO
78
Figura 5.19: Comportamento temporal da DQO para P1, P2 e P3
79
Figura 5.20: Comportamento temporal da DQO para P5 e P6
79
Figura 5.21: Análise estatística da DQO
80
Figura 5.22: Comportamento temporal de óleos e graxas P1,P2, P3, P5 e P6
80
Figura 5.23: Análise estatística de óleos e graxas
81
Figura 5.24: Comportamento temporal de cloretos para P1, P2 e P3
82
Figura 5.25: Comportamento temporal de cloretos para P5 e P6
82
Figura 5.26: Análise estatística dos cloretos
83
Figura 5.27: Comportamento temporal da amônia para P1,P2 e P3
84
Figura 5.28: Comportamento temporal da amônia para P5 e P6
84
Figura 5.29: Análise estatística da amônia.
85
Figura 5.30: Comportamento temporal do nitrito para P1, P2, P3, P5 e P6
85
Figura 5.31: Análise estatística do nitrito
86
Figura 5.32: Comportamento temporal do nitrato para P1, P2, P3, P5 e P6
86
Figura 5.33: Análise estatística do nitrato
87
Figura 5.34: Comportamento temporal do alumínio para P1, P2 e P3
88
Figura 5.35: Comportamento temporal do alumínio para P5 e P6
88
Figura 5.36: Análise estatística do alumínio
89
Figura 5.37: Comportamento temporal do chumbo para P1, P2 e P3
89
Figura 5.38: Comportamento temporal do chumbo para P5 e P6
90
Figura 5.39: Análise estatística do chumbo
90
Figura 5.40: Comportamento temporal dos coliformes pra todos os poços
91
Figura 5.41: Análise estatística dos coliformes termotolerantes
91
LISTA DE TABELA
Tabela 3.1 - Estimativa de disponibilidade da água no mundo
18
Tabela 3.2: Distribuição da população, recursos hídricos e disponibilidade
hídrica no Brasil
19
Tabela 3.3: Distribuição da população e disponibilidade hídrica no nordeste
20
Tabela 3.4: Principais parâmetros estudados referentes à Portaria n º 518
43
Tabela 3.5: Principais parâmetros estudados referentes à Resolução nº 396
45
Tabela 4.1 - Resumo da localização e descrição dos pontos de amostragem
55
Tabela 4.2 – Parâmetros e metodologia de ensaio
65
SUMÁRIO
AGRADECIMENTOS
RESUMO
ABSTRACT
LISTA DE FIGURAS
LISTA DE TABELAS
LISTA DE ANEXOS
1 INTRODUÇÃO
14
2.0 OBJETIVO
15
2.1 Objetivo geral
15
2.2 Objetivos específicos
15
3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
16
3.1 Importância da água
16
3.2 Ocorrência da água na natureza
17
3.3 Águas subterrâneas
20
3.3.1 Classificação dos aqüíferos
21
3.4 Poluição das águas subterrâneas
23
3.4.1 Contaminação por lixões
23
3.5 Qualidade das águas subterrâneas
24
3.5.1 Características das águas
26
3.5.1.1 Cor
26
3.5.1.2 Dureza
26
3.5.1.3 Turbidez
27
3.5.1.4 pH – potencial hidrogeniônico
28
3.5.1.5 Cloretos
28
3.5.1.6 Condutividade elétrica.
29
3.5.1.7 Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO)
29
3.5.1.8 Coliformes termotolerantes
30
3.5.1.9 Amônia
31
3.5.1.10 Alumínio
32
3.5.1.11 Chumbo
32
3.5.1.12 Sólidos Totais Dissolvidos (STD)
33
3.6 Contaminação das águas subterrâneas por lixões ou aterros sanitários
33
3.7 Legislação relativa à água subterrânea
43
4 METODOLOGIA
46
4.1 Localização e características regionais
46
4.2 Clima
51
4.3 Aquíferos existentes
51
4.4 Sondagens de reconhecimento
52
4.5 Localização dos poços para coleta de água subterrânea
53
4.6 Coleta e ensaios
58
4.7 Tratamento dos Dados
63
5 RESULTADOS E DISCUSSÕES
5.1 Análise temporal e estatística dos gráficos.
65
67
5.1.1 pH – potencial hidrogeniônico
67
5.1.2 Condutividade Elétrica (CE)
68
5.1.3 Sólidos Totais Dissolvidos (STD)
69
5.1.4 Dureza
71
5.1.5 Cor
72
5.1.6 Turbidez
74
5.1.7 Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO5)
76
5.1.8 Demanda Química de Oxigênio (DQO)
78
5.1.9 Óleos e graxas
80
.5.1.10 Cloretos
81
5.1.11 Amônia
83
5.1.12 Nitrito
85
5.1.13 Nitrato
86
5.1.14 Alumínio
87
5.1.15 Chumbo
89
5.1.15 Chumbo
89
5.1.16 Coliformes Termotolerantes
91
5.2 Análise de correlação
92
6 DISCUSSÕES
93
7 CONCLUSÃO.
95
REFERÊNCIAS
97
ANEXO A
103
ANEXO B
105
ANEXO C
111
14
1 INTRODUÇÃO
As águas subterrâneas são fontes de água potável muito importante, capazes de suprir as
necessidades humanas nas mais variadas formas de utilização. Fazendo um comparativo
entre as águas superficiais e as subterrâneas, observa-se que estas apresentam inúmeras
vantagens no tocante à qualidade da água, principalmente porque se encontram
protegidas de agentes poluidores.
Por outro lado, o acelerado desenvolvimento tecnológico e industrial, associado ao
crescimento populacional, faz com que a produção de resíduos sólidos aumente,
exigindo medidas de controle e disposição final cada vez mais eficaz. Infelizmente, as
soluções ainda não atingem a maioria dos municípios brasileiros, que depositam os
resíduos em locais inadequadas sem nenhum tipo tratamento, como os “lixões” ou
“vazadouros”, comprometendo a qualidade ambiental do ar, do solo e das águas
superficiais e subterrâneas. No tocante às águas, tal degradação se da pela percolação do
chorume originado da decomposição dos resíduos.
Atualmente é recorrente a contaminação das águas subterrâneas por chorume, de forma
que é necessário conhecer as alterações qualitativas e as possíveis conseqüências e
limitações no uso dessa água tão usada pela população. Esta dissertação tem o objetivo
de analisar qualitativamente as águas subterrâneas nas proximidades do antigo lixão do
Roger em João Pessoa, numa área de 17 hectares circunvizinha a manguezal, utilizando
como parâmetro os padrões da Portaria nº 518/2004 do Ministério da Saúde que
estabelece os padrões de potabilidade da água para consumo humano e a Resolução
CONAMA nº 396/2008 que determina e dá diretrizes para a classificação das águas
subterrâneas.
15
2 OBJETIVO
2.1 Objetivo geral
A presente dissertação tem como objetivo investigar a influência do antigo lixão do
Roger – João Pessoa - sobre a qualidade das águas subterrâneas locais.
2.2 Objetivos específicos:
• Monitorar a qualidade da água nos poços existentes nas proximidades do antigo
lixão do Roger;
• Comparar a qualidade das águas subterrâneas com os padrões da Portarias nº 518
de 2004 do Ministério da Saúde e da Resolução do Conselho Nacional do Meio
Ambiente (CONAMA) nº 396 de 2008 para águas subterrâneas;
• Comparar a qualidade da água subterrânea entre os poços estudados;
16
3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
3.1 Importância da água
A água é a substância mais abundante na superfície do planeta, é essencial para todas as
formas de vida, pois contém nutrientes para o desenvolvimento e manutenção dos seres
vivos e das cadeias alimentares. Também regula a temperatura do planeta e do corpo
humano, além de ser conhecida como solvente universal. Na história da humanidade, o
homem, após abandonar a vida nômade, procurou fixar-se em locais com
disponibilidade de água. Posteriormente, dominou a agricultura e a partir daí, surgiram
os primeiros povoados, cidades e impérios nas proximidades de rios e lagos.
Atualmente, o homem faz diversos usos da água, como geração de energia, navegação,
irrigação, pesca e abastecimento doméstico e industrial, dentre outros, sendo um recurso
imprescindível para o desenvolvimento econômico e social, além do aspecto sanitário
(VASCONCELOS et al, 2008).
No que diz respeito ao homem, estima-se que para atender as necessidades fisiológicas
de uma pessoa, precisa-se de 2 a 3 litros de água por dia, enquanto que o consumo
mínimo para manter a higiene, limpeza e manutenção da boa saúde é de
aproximadamente 100 L /dia, incluindo as necessidades fisiológicas (VASCONCELOS
et al, 2008).
A saúde pública de uma população está associada, também, à qualidade da água
distribuída e ao tratamento das águas residuárias. A transmissão de doenças
relacionadas à água se dar por ingestão de água contaminada por agentes patogênicos
e/ou pela insuficiente quantidade de água, causando uma higiene deficitária.
Ressaltando-se ainda, que a água pode hospedar doenças transmitidas por mosquitos,
como malária e dengue.
As doenças de veiculação hídrica são responsáveis pela morte de milhares de pessoas,
inclusive crianças, quase sempre associadas à desnutrição e a pobreza. Estima-se que
mais de 1 bilhão de pessoas por ano são atingidas por doenças de veiculação hídrica,
destas, aproximadamente, 3 milhões morrem. Estes números poderiam ser reduzidos,
com acesso à água de qualidade e em quantidade (VASCONCELOS et al, 2008).
17
O homem é dependente da água, assim como a natureza, onde ela se apresenta em
várias formas e fases dentro do ciclo hidrológico.
3.2 Ocorrência da água na natureza
A água pode ser encontrada no nosso planeta sob várias formas e constitui um recurso
natural renovável por meio do ciclo hidrológico. Evapora dos oceanos, lagos e também,
das plantas, forma nuvens que depois precipitam na forma de chuva, neve ou granizo. A
chuva precipitada sobre a superfície terrestre, pode escoar superficialmente, infiltrar ou
evapotranspirar. Parcela da água que se infiltra no solo abastece os mananciais
subterrâneos, que por sua vez podem alimentar os rios e dar origem às fontes. Outra
parte fica retida na vegetação, fazendo parte da sua transpiração, ou evaporam do
próprio solo. A terceira parcela escoa superficialmente e alimenta os córregos e rios,
aliada à topografia, atingem os oceanos e mares e novamente evaporam, fechando o
ciclo (Figura 3.1).
Energia solar
Precipitação
Transpiração
infiltração
Evaporação
Escoamento
superficial
Oceano
Rios/Lagos
Escoamento
subterrâneo
Figura 3.1 - Ciclo Hidrológico.
Fonte: Vasconcelos et al (2008)
18
Importantes alterações têm ocorrido no ciclo hidrológico, devido à ação do homem na
natureza. Essas alterações provocam a mudança no regime pluviométrico, causando
fenômenos tais como enchentes, enxurradas ou simplesmente a falta precipitação.
Os recursos hídricos são estudados quantitativamente e qualitativamente, sabendo que
esses aspectos estão intimamente relacionados. No que diz respeito à quantidade,
estima-se uma massa de água total de 265.400 trilhões de toneladas distribuídas
heterogeneamente no planeta, das quais 96,5 % estão nos oceanos e mares, não podendo
ser consumida diretamente pelo homem e apenas 0,5 % representa água doce explorável
que pode ser extraída dos rios, lagos e aquíferos (BRAGA et al, 2005). A Tabela 3.1
apresenta a disponibilidade da água no mundo.
Tabela 3.1: Estimativa de disponibilidade da água no mundo.
Região
População (mil
habitantes)
Oferta per
capita
Oferta
3
3
(km /ano) (m /hab.ano)
África
778.485
3.996
5.133
América Central
130.710
1.057
8.084
América do Norte
304.078
5.309
17.458
(exceto Brasil)
331.889
10.081
30.374
Brasil
165.158
5.745
34.784
3.588.876
13.207
3.680
Europa
729.405
6.235
8.547
Oceania
29.460
1.614
54.795
5.929.840
41.498
6.998
América do Sul
Ásia
Mundo
Fonte: Moreira (2001).
O Brasil é um país privilegiado, pois possui água em abundância, muito embora não use
de forma adequada e responsável esse recurso. Detém aproximadamente 13,8 % das
águas doces superficiais do planeta, o que é muito mais do que outros continentes
dispõem, como por exemplo, a África e a Oceania.
19
A distribuição dos recursos hídricos no Brasil é muito heterogênea, pois 68,5% estão
localizados na região norte, o remanescente é distribuído desigualmente pelo restante do
país. A Tabela 3.2 apresenta os valores de distribuição da população, dos recursos
hídricos e a disponibilidade hídrica regionais. Conforme a tabela supracitada, percebe-se
que a população da região norte é de aproximadamente 7,6% da brasileira e a
disponibilidade hídrica é de 68,5%, no entanto, a região nordeste dispõe 3,3% dos
recursos hídricos e tem uma população de 28,1% da brasileira. A disponibilidade
hídrica nordestina, índice que considera a população e os recursos hídricos, é a mais
baixa do Brasil.
Segundo Maia Neto (1997) a disponibilidade hídrica para abastecimento (consumo
humano, industrial e agrícola) é de 1.700 m³/hab.ano, sendo que os estados de Alagoas,
Paraíba, Pernambuco, Rio Grande do Norte e Sergipe apresentam disponibilidade
hídrica abaixo da mínima, como se pode observar na Tabela 3.3.
Tabela 3.2: Distribuição da população, recursos hídricos e disponibilidade hídrica no
Brasil.
Região
População
(hab.)
População
(hab.)
%
Recursos
Hídricos (%)
Disponibilidade
hídrica
(m³/hab.ano)
Norte
12.919.949
7,6
68,5
494.445
Nordeste
47.676.381
28,1
3,3
3.853
Sudeste
72.262.411
42,6
6,0
4.545
Sul
25.071.211
14,8
6,5
14.824
Centro-oeste
11.611.491
6,8
15,7
64.273
Fonte: Adaptado de Maia Neto (1997).
Então, mesmo que abundante, a água tem distribuição irregular tanto no planeta como
no Brasil, de forma que, o seu uso responsável e racional é fundamental para a
conservação desse recurso, cada vez mais escasso.
20
Tabela 3.3: Distribuição da população e disponibilidade hídrica no nordeste.
Estado
População
Alagoas
Disponibilidade
hídrica (m3/hab.ano)
2.816.172
1.546
Bahia
13.066.910
2.720
Ceará
7.418.476
2.058
Maranhão
5.642.960
14.794
Paraíba
3.439.344
1.320
Pernambuco
7.911.937
1.171
Piauí
2.841.202
8.604
Rio Grande do Norte
2.771.538
1.526
Sergipe
1.781.714
1.431
Fonte: Adaptado de Maia Neto (1997).
3.3 Águas subterrâneas
Parte da água da precipitação atmosférica atinge o solo e infiltra-se. Essa água percola a
camada superficial do solo e desce a maiores profundidades, acumulando-se entre os
vazios das rochas, formando os aquíferos ou lençóis freáticos.
No caminho percorrido pela água, acontece o processo de filtração através da interação
solo/rocha com a água, pois a água subterrânea tem baixa velocidade de escoamento que
ocasiona alto tempo de residência. Esse processo confere excelente qualidade à água,
possibilitando em geral o uso para consumo humano.
A medida que a água percola, também preenche os vazios do solo, dividindo as camadas
de solo em zonas de umidade, de acordo com a proporção relativa do espaço ocupado
pela água, em zona de aeração e de saturação (CAICEDO, 1993), ver Figura 3.2.
21
Figura 3.2 Divisão da água abaixo da superfície do terreno
Fonte: Caicedo (1993)
Zona de saturação é onde todos os espaços vazios do solo encontram-se totalmente
ocupados pela água. Está limitada superiormente pela linha de saturação (superfície
piezométrica) e inferiormente por uma barreira impermeável.
Zona de aeração é onde água e ar preenchem os espaços vazios do solo. Limitada
superiormente pela superfície do terreno e inferiormente pela linha de saturação.
Divide-se em três sub-zonas: (i) zona de água do solo (onde as plantas se desenvolvem);
(ii) zona intermediária (serve de freio das chuvas intensas); (iii) zona capilar (formada
pelo Ascenso capilar).
3.3.1 Classificação dos aqüíferos
A facilidade de percolação da água varia diretamente com o tipo de solo do extrato.
Quando essa água encontra um solo ou rocha impermeável no seu caminho, a região
sobrejacente terá todos os seus interstícios ocupados, formando os lençóis subterrâneos.
Por consequência, os lençóis, formam os aqüíferos que estão estabelecidos em
formações porosas e admitem uma quantidade suficiente de água e sua movimentação.
22
Segundo CAICEDO (1993) os aquíferos podem ser classificados em livres (nãoconfinados) e confinados, de acordo com o posicionamento da linha da água (superfície
piezométrica). O aquífero confinado está entre rochas impermeáveis e a uma pressão
maior que a atmosférica. O aquífero livre está entre solos e rochas permeáveis, em
contato direto com a pressão atmosférica e a superfície piezométrica é o limite superior
(Figura 3.3).
Figura 3.3 Aquíferos confinados e livres.
Fonte: Caicedo (1993)
Segundo CAICEDO (1993), os sistemas hidrogeológicos são classificados em: (i)
Aquífero; (ii) Aquiclude e (iii) Aquitardo. O aqüífero é uma formação geológica ou
grupo de formação que contém água e permite que a mesma se movimente em
condições naturais e em quantidades significativas. Aquiclude é uma formação
geológica que pode conter água, mas sem condições de movimentá-la de um lugar para
outro, em condições naturais e em quantidades significativas. Aquitardo é uma
formação geológica de natureza semipermeável e transmite água a uma taxa muito
baixa.
A demanda crescente por água de qualidade e em quantidade suficientes, para suprir as
necessidades do homem cotidiano, faz com que a exploração das águas subterrâneas
torne-se uma atividade corriqueira. No entanto a exploração desordenada, a poluição do
solo e das águas superficiais colocam em risco o manancial subterrâneo.
23
3.4 Poluição das águas subterrâneas
O aquífero subterrâneo é alimentado pelas águas pluviais e superficiais, nas zonas de
recarga, e ocasionalmente deságuam originando as fontes ou alimentado rios e lagos. A
estreita relação entre água subterrânea e superficial, ocasiona que a contaminação de um
reflete no outro. O solo contaminado por agrotóxico, as águas superficiais
contaminadas, vazamentos das tubulações de esgoto e de tanques dos postos de
combustíveis, locais de disposição de resíduos, dentre outros, são algumas das fontes de
poluição para a água subterrânea. Uma vez contaminado o aquífero, este é de difícil
remediação e tratamento, podendo impossibilitar o uso da água para consumo humano.
3.4.1 Contaminação por lixões
Todas as atividades humanas geram algum tipo de resíduo, seja doméstico, industrial ou
hospitalar, dentre outros. Apresentam variação quantitativa e qualitativa, em função das
sazonalidades, poder aquisitivo e hábitos da população, apontando variáveis regionais e
as peculiaridades de cada cidade. Nas grandes cidades o volume de resíduo gerado é tão
grande que constitui um problema, no que diz respeito, a locais para disposição, e
transporte para estes locais.
Grande parte das cidades não destina adequadamente os resíduos sólidos, geralmente
utilizam locais sem nenhum estudo prévio ou planejamento técnico. Na maioria das
vezes, os resíduos sólidos são lançados a céu aberto em locais inadequados, tais como
valas, grotas, leitos de rios e estuários, formando os lixões.
Os lixões causam diversos problemas de ordem social, econômica e ambiental, além de
serem locais de proliferação de vetores responsáveis pela transmissão de doenças,
passando a ser um problema de saúde pública. Também constituem um sério problema
ambiental, contaminando o solo, o ar, as águas superficiais e subterrâneas provocadas
pela poluição causada pelo lixiviado ou chorume.
O chorume é o líquido escuro resultante da decomposição anaeróbia da matéria
orgânica, de difícil biodegradabilidade e de alta carga orgânica. Contém metais pesados
como chumbo, níquel e alumínio, que variam em função da composição e quantidade
dos resíduos gerados, teor de matéria orgânica, temperatura e índice pluviométrico
(BRAGA et al, 2005).
24
Devido à falta de impermeabilização, o chorume infiltra no solo e percola por entre os
espaços vazios, contaminando as águas subterrâneas. O solo tem ação importante, pois,
quanto mais permeável, maior a facilidade e a velocidade com que o chorume atinge o
lençol subterrâneo.
A água subterrânea contaminada forma a pluma de contaminação, que pode atingir
grandes extensões, alcançando pontos distantes da fonte de contaminação e que são
usados pela população, colocando em risco a saúde.
Considerando o anteriormente exposto, o presente trabalho se propõe a verificar a
contaminação das águas subterrâneas pelo antigo lixão do Roger e outras possíveis
fontes.
3.5 Qualidade das águas subterrâneas
A água não é encontrada pura na natureza. Nas várias fases do ciclo hidrológico, ela
dissolve ou transporta as impurezas presentes no meio. Na forma de vapor, os gases
atmosféricos são misturados e dissolvidos com o vapor d’água e quando precipita tem
contato com a superfície dissolvendo substancias do solo. Uma parte dessa água forma
o escoamento superficial; outra parte infiltra no solo e alimenta os aqüíferos. Cada uma
adquire características do meio através do qual flui.
O homem utiliza a água como recurso para as mais diversas finalidades como geração
de energia, produção de alimentos, desenvolvimento industrial e social, entretanto, não
conserva os recursos hídricos de forma a manter a qualidade e a quantidade. A
degradação desses recursos se dá através de vários fatores como o lançamento irregular
de esgotos, uso e ocupação do solo de forma inadequada, uso excessivo de agrotóxicos,
cemitérios e a disposição inadequada dos resíduos sólidos.
No tocante às águas subterrâneas, sua qualidade está intimamente ligada ao caminho
percorrido, por entre o solo e as rochas até o aquífero, as rochas de composição dos
aquíferos e a processos biológicos, físicos e químicos resultantes da interação água
rocha, durante a percolação e o tempo de contato. São variáveis espaciais e temporais.
A composição química da água subterrânea é dependente da litologia do local do
aqüífero, uma vez que o tempo de exposição da água à rocha é maior do que para águas
superficiais.
25
Segundo a Agência Nacional de Águas (ANA, 2002), devido ao maior contato com os
materiais geológicos, baixa velocidade de fluxo e maiores pressões e temperaturas, as
águas subterrâneas são geralmente mais mineralizadas do que as superficiais. Pelas
mesmas razões, possui menores teores de sólidos em suspensão e matéria orgânica, esta
última devido à ação dos microrganismos presentes no solo. Também, devido as suas
condições de circulação, as águas subterrâneas tendem a possuir menor teor de oxigênio
dissolvido do que as superficiais.
Nas várias províncias hidrogeológicas estão contidos os diferentes tipos de reservatórios
de águas subterrâneas brasileiros. Os sistemas aqüíferos resultantes são classificados
em: (a) Sistemas Porosos, constituídos das rochas sedimentares; (b) Sistemas
Fissurados, constituídos das rochas cristalinas e (c) Sistemas Cársticos, constituídos das
rochas carbonáticas fraturadas ou descontínuas devido a processos de dissolução
cárstica (LEAL, 2005).
Em geral, os constituintes principais como bicarbonato, cálcio, cloreto e magnésio
apresentam-se em concentrações maiores que 5 mg/L, os constituintes menores ou
secundários como carbonato, fluoreto e ferro, apresentam-se em concentrações entre 5 e
0,01 mg/L e os elementos traços (metais) apresentam concentrações menores que 0,01
mg/L. Outros fatores, tais como clima, composição da água de recarga e a contaminação
antrópica, também interferem na qualidade da água (CETESB, 2007).
A água é considerada o solvente universal, devido à facilidade de reagir com
substâncias diversas. A água subterrânea está submetida a maiores pressões e
temperaturas, possui contato com minerais dos solos ou rochas e baixa velocidade de
escoamento. Essas condições conferem a água suas características físicas, químicas e
organolépticas (CETESB, 2007).
No que diz respeito à pureza, o conceito químico difere do potável. A pureza química é
dispensável e indesejável, pois a água deve conter gases e substâncias essenciais ao
equilíbrio osmótico das células, mesmo sem valor energético (PÁDUA et al, 2006).
No processo de contaminação do solo e da água subterrânea, primeiramente o poluente
despejado na superfície do solo permeia por uma região insaturada do solo. Com o
passar do tempo o poluente forma uma frente de avanço que pode chegar a se acumular
na região saturada do solo ou atingir os rios (FAVERO et al, 2007)
26
Os mecanismos que atuam no transporte de um poluente em meio poroso são:
• Os fluxos advectivo, dispersivo e difusivo;
• Interações sólido-soluto;
• Reações químicas;
• Fenômenos de decaimento.
Todos podem ser encarados com fenômenos tipo fonte-sumidouro para o soluto
(FEITOSA et al, 2008).
Advecção é o movimento de contaminantes causado pelo escoamento de um fluido
através do meio poroso, já a difusão é um processo de transporte molecular de massa no
qual o soluto move-se de regiões de maior concentração para regiões de menor
concentração (FAVERO et al, 2007).
3.5.1 Características das águas
3.5.1.1 Cor
A cor é influenciada pela presença de ferro e outros metais, como constituintes naturais
nos mananciais ou como produtos da corrosão. A cor varia com o pH da água, sendo
mais facilmente removida a valores de pH mais baixos. Define-se cor verdadeira aquela
que não sofre interferência de partículas suspensas na água, sendo obtida após a
centrifugação ou filtração da amostra. A cor aparente é aquela medida sem a remoção
de partículas suspensas da água (PÁDUA et al, 2006).
Os sólidos dissolvidos são os principais responsáveis pela coloração das águas. Os
mesmos podem ser de origem natural, como matéria orgânica em decomposição e os
minerais das rochas, também podem ter origem antropogênica, como os esgotos
domésticos e industriais. A cloração da água contendo matéria orgânica dissolvida pode
gerar produtos potencialmente cancerígenos (VON SPERLING, 1996).
3.5.1.2 Dureza
A dureza é definida como a soma de cátions polivalentes presentes na água e expressa
em termos de uma quantidade equivalente de CaCO3. Os principais íons metálicos que
conferem dureza a água são o cálcio (Ca2+), magnésio (Mg 2+), quase sempre associados
ao íon sulfato e, em menor grau, ao íon do ferro (Fe2+ - associado ao nitrato), do
manganês (Mn2+ - associado ao nitrato) e do estrôncio (Sr2+ - associado ao cloreto). Na
27
maioria dos casos, a dureza é decorrente do cálcio associado ao bicarbonato, o qual se
transforma em carbonato (pouco solúvel), por aquecimento ou elevação do pH (PÁDUA
et al, 2006). A dureza é caracterizada pela extinção da espuma formada pelo sabão,
índice visível de uma reação mais complexa, que dificulta o banho e lavagem de
utensílios domésticos e roupas, criando problemas higiênicos. Também incrustam nas
tubulações de água quente, caldeiras, hidrômetros e radiadores. (BRAGA et al, 2005).
Estudos epidemiológicos relatam uma relação inversa estatisticamente significativa
entre a dureza na água e doenças cardiovasculares, entretanto os dados disponíveis são
inadequados para permitir uma conclusão de que a associação é causal (PÁDUA et al,
2006).
A água é classificada como dura se contém concentrações de íon calcário e magnésio. A
dureza é uma característica importante das águas naturais, pois formam saís insolúveis
com os ânions dos sabões. A maior parte do cálcio e magnésio da água provém do
calcário dolomítico (BAIRD, 2002).
3.5.1.3 Turbidez
Segundo Piveli e Kato (2006) turbidez de uma água é o grau de atenuação de
intensidade que um feixe de luz sofre ao atravessá-la, devido à presença de sólidos em
suspensão, tais como partículas inorgânicas e de detritos orgânicos. Um dos fatores que
aumenta a turbidez em águas de rios são as enxurradas, conseqüência de chuvas
intensas.
Os sólidos em suspensão são os constituintes responsáveis pela turbidez, podem ter
origem natural (rocha, argila e silte) ou antropogênica (despejos industriais e
domésticos, microorganismos e erosão), também ocorre que microorganismos
patogênicos se refugiam nos sólidos em suspensão (VON SPERLING, 2005; LOPES e
SCHALCH, 2006).
A turbidez na água é causada pelos sólidos em suspensão, que impedem a passagem de
luz. Pode ser causada por partículas de rocha, argila e silte, bem como por despejos
industriais e domésticos ou erosão (LOPES E SCHALCH, 2006).
28
3.5.1.4 pH – potencial hidrogeniônico
O pH é um dos parâmetros ambientais mais importantes e difíceis de interpretar, devido
ao grande número de fatores que podem influenciá-lo. Na maioria das águas naturais o
pH é influenciado pela dissociação do ácido carbônico, gerando valores baixos de pH
(ácido) e das reações de íons carbonato e bicarbonato que elevam os valores de pH para
alcalinos (ESTEVES, 1998).
O pH é essencialmente uma função do gás carbônico dissolvido e da alcalinidade da
água. Os valores de pH determinados em laboratórios estão sempre alterados, em geral
mais altos que a realidade, em função de fugas de gases, oxidações e/ou reduções e
variações de temperatura, a que estão sujeitas às amostras de água durante a sua coleta,
armazenamento e transporte (FEITOSA et al, 2008).
Os principais constituintes responsáveis pelo pH apresentam se como gases e sólidos
dissolvidos de origem natural, como rochas, absorção dos gases atmosféricos, oxidação
da matéria orgânica e fotossíntese, ou de origem antropogênica como os despejos
industriais e domésticos.
Valores de pH afastados da neutralidade afetam a vida
aquática, o equilíbrio de compostos químicos e quando elevados possibilitam a
proliferação de algas e a precipitação de metais (VON SPERLING, 2005).
O pH da água pode ser alterado devido aos lançamentos de efluentes industriais e
domésticos (LOPES E SCHALCH, 2006).
3.5.1.5 Cloretos
O cloreto é o ânion Cl- que se apresenta nas águas subterrâneas provenientes de solos e
rochas. Nas águas superficiais são fontes as descargas de esgotos sanitários, sabendo
que cada pessoa expele através da urina cerca de 6 g de cloreto por dia, o que faz com
que os esgotos apresentem concentrações acima de 15 mg/L. Diversas indústrias
apresentam efluentes com altas concentrações de cloretos, as principais fontes
industriais são as indústrias petroquímicas, farmacêuticas e curtumes, outra fonte é a
intrusão salina nas regiões costeiras (PIVELI E KATO, 2006).
O cloreto, em geral, é muito solúvel, altamente deliquescente (isto é, possui uma forte
tendência a adsorver água e a se liquefazer) e muito estável em solução, logo,
dificilmente precipita. A alta solubilidade e o lento movimento das águas no aquífero
29
vão provocando aumentos gradativos e constantes dos teores de cloretos nas águas
subterrâneas na direção do fluxo. As águas subterrâneas apresentam, geralmente, teores
de cloretos inferiores a 100 mg/L (FEITOSA et al, 2008).
3.5.1.6 Condutividade elétrica (CE)
Condutividade elétrica é a medida da facilidade de uma água conduzir a corrente
elétrica e está diretamente ligada com o teor de sais dissolvidos sob a forma de íons. A
condutividade aumenta com a elevação da temperatura, por isso é necessário anotar a
temperatura de referência da água amostrada (FEITOSA et al, 2008).
A condutividade elétrica da água depende da quantidade de sais dissolvidos, sendo
aproximadamente proporcional à sua quantidade. A determinação da condutividade
elétrica permite estimar de modo rápido à quantidade de sólidos totais dissolvidos
(STD) presentes na água. Para valores altos de STD, aumenta a solubilidade dos
precipitados de alumínio e ferro e também a formação e precipitação do carbonato de
cálcio, causando corrosão (PÁDUA et al, 2006).
Considerando que a capacidade de uma solução em conduzir a corrente elétrica é função
da concentração dos íons presentes, é de se esperar que em soluções de maior
concentração iônica, maior será a condutividade elétrica. Por outro lado, em águas
muito puras ocorre fenômeno inverso, maior será a resistência e menor a condutividade
(ESTEVES, 1998).
O pH da amostra pode ter grande influência sobre os valores de condutividade elétrica.
Especialmente em águas pobres em sais solúveis e de baixos valores de pH (<5), o íon
H+ torna-se o principal responsável pelos valores de condutividade elétrica. Caso
semelhante ocorre também com o íon OH- em águas muito alcalinas (pH >9). Assim em
amostras cujos valores de pH se localizam em faixas extremas, os valores de
condutividade elétrica são devidos, em grande parte, a elevadas concentrações de
poucos íons em solução, como o H+ e o OH- (ESTEVES, 1998).
3.5.1.7 Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO)
O principal efeito ecológico da poluição orgânica em um curso d’água é o decréscimo
dos teores de oxigênio dissolvido causado pela respiração dos microrganismos que se
alimentam da matéria orgânica. Então, surgiu a idéia de medir o potencial de poluição
30
de um determinado despejo pelo consumo de oxigênio que ele traria, através do teste de
DBO. A DBO retrata a quantidade de oxigênio requerida para estabilizar, através de
processos bioquímicos, a matéria orgânica carbonácea. É uma quantificação indireta do
carbono orgânico biodegradável (VON SPERLING, 2005).
A DBO é a forma mais utilizada para medir a quantidade de oxigênio necessária para
estabilizar a matéria orgânica presente com a presença de bactérias aeróbias. Quanto
maior o grau de poluição orgânica maior será a DBO.
Nas águas naturais a DBO representa a demanda potencial de oxigênio dissolvido que
poderá ocorrer devido à estabilização dos compostos orgânicos biodegradáveis, o que
pode trazer a níveis de oxigênio nas águas abaixo dos exigidos para peixes, levando-os a
morte (PIVELI E KATO, 2006).
É uma medida muito importante de contaminação da água e deve se referir a certo
tempo e que procura retratar em laboratório o fenômeno que acontece no corpo d’água.
Nas águas subterrâneas, em geral, a DBO é inferior a 5 mg/L e valores mais elevados
indicam contaminação (FEITOSA et al, 2008).
3.5.1.8 Coliformes termotolerantes
O grupo de coliformes totais (CT) constitui-se em um grande grupo de bactérias que
têm sido isoladas de amostras de águas e solos poluídos ou não poluídos, bem como de
fezes de seres humanos e outros animais de sangue quente. Os coliformes fecais (CF)
são um grupo de bactérias indicadoras de organismos originários predominantemente do
trato intestinal humano e outros animais, este grupo compreende o grupo Escherichia. O
teste para coliformes fecais não dá garantia de que a contaminação seja realmente fecal.
Por essa razão, se prefere denominar os coliformes fecais por coliformes
termotolerantes, pelo fato de serem bactérias que resistem ao teste, mas não são
necessariamente fecais. A Escherichia coli é a principal bactéria do grupo
termotolerantes, sendo abundante nas fezes humanas e de animais. É encontrada nos
esgotos, efluentes tratados e águas naturais sujeitas a contaminação recente por seres
humanos, atividades agropecuárias, animais selvagens e pássaros. É a única que dá
garantia de que a contaminação é fecal, porém não dá garantia de que a contaminação
seja humana (VON SPERLING, 2005).
31
Os microorganismos eliminados nas fezes humanas são de diversos tipos, sendo que os
coliformes (Escherichia coli, Aerobacter aerogenes e o Aerobacter cloacae) estão
presentes em grande quantidade, podendo atingir um bilhão por grama de fezes. A água
subterrânea com um fluxo de 1 m a 3 m por dia pode resultar no arrastamento de
bactérias a uma distância de 11 m no sentido do fluxo. No entanto, a natureza é
responsável pelo processo de autodepuração, como forma de eliminação de germes
patogênicos, contudo o aumento da densidade humana dificulta a autodepuração e
obriga o homem a sanear o ambiente (BRASIL, 2006).
3.5.1.9 Amônia
A amônia é resultante tanto da decomposição aeróbia como anaeróbia da parte
nitrogenada da matéria orgânica por microorganismos heterotróficos. Quando se
encontra referências sob a concentração de “amônia”, na maioria dos casos, estão
englobadas as concentrações das duas formas de nitrogênio amoniacal (NH3 e NH4+). O
amônio também pode ser encontrado na forma não dissolvida, como hidróxido de
amônio (NH4OH). A relação entre amônio e hidróxido de amônio, no meio, é função
principalmente do pH. Em casos de pH 6 a relação amônio/hidróxido de amônio é de
3000:1; em pH 7, 300:1; em pH 8, 30:1 e em pH 9.5, 1:1(ESTEVES, 1998).
Altas concentrações do íon amônio podem ter grandes implicações ecológicas, por
exemplo, influenciam a dinâmica do oxigênio dissolvido no meio, uma vez que para
oxidar 1,0 miligrama do íon amônio é necessário cerca de 4,30 miligramas de oxigênio.
Influencia a comunidades de peixes, pois em pH básico o íon amônio se transforma em
amônia, que dependendo da concentração pode ser tóxica para estes organismos. Em
condições naturais a concentração de amônia atinge muito raramente, níveis letais. Para
ocorrer estes níveis devem ocorrer simultaneamente elevados valores de pH e
temperatura e baixos valores de oxirredução (ESTEVES, 1998).
Em cursos d’água, a determinação da forma predominante do nitrogênio pode fornecer
indicações sobre o estágio da poluição eventualmente ocasionada por algum lançamento
de esgoto a montante. Se esta poluição é recente, o nitrogênio estará basicamente na
forma de nitrogênio orgânico ou amônia e, se antiga, basicamente na forma de nitrato,
sendo que as concentrações de nitrito são normalmente mais reduzidas (VON
SPERLING, 2005).
32
O nitrogênio, por seguir um ciclo que o conduz à mineralização total. Na forma de
nitrito permite avaliar o grau e a distância de uma poluição pela quantidade e forma de
apresentação dos derivados nitrogenados. Independentemente, de sua origem, que
também pode ser mineral, os nitratos presentes na água em quantidade maiores
provocam em crianças o estado mórbido denominado cianose ou metemoglobinemia
(BRAGA et al, 2005).
3.5.1.10 Alumínio
O alumínio é um elemento abundante na natureza e a exposição humana pelo consumo
de água é relativamente reduzida. As evidências disponíveis sugerem a manutenção de
valores máximos permissíveis de alumínio referentes apenas à aceitação para consumo
(esteticamente): concentrações acima de 0,2 mg/L podem provocar depósitos de flocos
de hidróxido de alumínio em sistemas de distribuição e acentuar a coloração da água
(PÁDUA et al, 2006).
Na forma solúvel, o alumínio é extremamente tóxico à vegetação e pode ser escoado
para os corpos d’água. A principal via de ingestão humana não ocupacional é a ingestão
de alimentos e água. Há considerável evidência que o alumínio é neurotóxico. Embora
não seja comum, este elemento pode precipitar-se no interior dos poços sob a forma de
hidróxido de alumínio, originando um resíduo esbranquiçado, que pode ser facilmente
confundido com incrustações de carbonato de cálcio e magnésio (CETESB, 2007).
A concentração de íons alumínio nas águas é pequena, pois essas águas, em sua maioria,
apresentam-se na faixa de pH entre 6 e 9 em que a solubilidade do alumínio, contido nas
rochas e solos, é muito pequena. O consumo de água, com presença superior de 100 ppb
de alumínio, pode causar danos neurológicos tais como, perda de memória e talvez,
aumento na incidência da doença de Alzheimer (BAIRD, 2002).
3.5.1.11 Chumbo
O chumbo está presente no ar, no tabaco, nas bebidas e nos alimentos. Nestes últimos,
naturalmente, por contaminação e proveniente de embalagem. As plantas podem
absorver chumbo através das raízes e acumulá-lo nas folhas, devolvendo a natureza
quando estas se desprenderem. Está presente na água devido às descargas de efluentes
industriais como, por exemplo, os efluentes das indústrias de baterias, bem como ao uso
indevido de tintas, tubulações e acessórios à base de chumbo. Constitui veneno
33
cumulativo, provocando envenenamento crônico denominado saturnismo (PIVELI e
KATO, 2006).
Alguns elementos-traço, como Hg, Pb, Cd, Ag, Cr, Ni e Sn, não tem função biológica
conhecida e são geralmente tóxicos a uma grande variedade de organismos. Mesmo
aqueles elementos com função biológica definida, podem, quando em grandes
concentrações, apresentar alta toxidade aos organismos vegetais e animais (ESTEVES,
1998).
Compostos químicos, quando presentes na água, fazem com que ela fique tóxica. Como
exemplo, podemos citar o cobre, o zinco, o chumbo, os cianetos, o cromo hexavalente,
o cádmio, o arsênio, o selênio, a prata, o mercúrio, o bário. Essas impurezas podem
alcançar a água a partir de efluentes industriais, drenagem de áreas agrícolas ou
atividades de mineração (BRAGA et al, 2005).
3.5.1.12 Sólidos Totais Dissolvidos (STD)
Todos os contaminantes da água, com exceção dos gases dissolvidos, contribuem para a
carga de sólidos. Por convenção diz-se que as partículas de menores dimensões, capazes
de passar por um papel de filtro de tamanho especificado correspondem aos sólidos
dissolvidos, enquanto que as de maiores dimensões, retidas pelo filtro são considerados
sólidos em suspensão. De maneira geral, são considerados como sólidos dissolvidos
aqueles com dimensão inferior a 10-3 µm, geralmente correspondem a sais e a matéria
orgânica (VON SPERLING, 2005).
Nos estudos de controle de poluição das águas naturais e principalmente nos estudos de
caracterização de esgotos sanitários e de efluentes industriais, as determinações dos
níveis de concentração das diversas frações de sólidos resultam em um quadro geral de
distribuição das partículas com relação ao tamanho (sólidos em suspensão e dissolvidos)
e com relação a natureza (fixos ou voláteis e minerais ou orgânicos). Este quadro não é
definitivo para se entender o comportamento da água em questão, mas constitui-se uma
informação preliminar importante (PIVELI e KATO, 2006).
3.6 Contaminação das águas subterrâneas por lixões e/ou aterros sanitários
Nos aqüíferos, devido à lenta circulação das águas subterrâneas, capacidade de adsorção
dos terrenos e pequeno tamanho dos canalículos, uma contaminação pode levar muito
34
tempo até manifestar-se claramente. O notável poder de depuração dos aqüíferos, em
relação a muitos contaminantes e, o grande volume de água que armazenam, fazem com
que as contaminações extensas se manifestem muito lentamente e as contaminações
localizadas somente apareçam depois de algum tempo e, mesmo assim, quando
deslocadas para captações em explotação. Em aterros sanitários ou em lixões situados
sobre materiais permeáveis, como por exemplo, areias, cascalhos ou rochas fissuradas, a
migração do chorume pode produzir, após algumas décadas, contaminação das águas
subterrâneas ao longo de áreas muito maiores do que a ocupada pelos resíduos
(FEITOSA et al, 2008).
Segundo Freeze e Cherry (apud Feitosa et al, 2008) está comprovado que em regiões
úmidas, as infiltrações de água de chuva nos aterros sanitários produzem chorume pelo
menos durante os primeiros trinta ou quarenta anos de sua existência. Sabe-se muito
pouco sobre a capacidade de produção de chorume em períodos muitos longos.
Além de chorume, a infiltração de água de chuva em depósitos de resíduos produz
vários tipos de gases por decomposição bioquímica de matéria orgânica. Os mais
comuns são: dióxido de carbono, metano, gás sulfídrico, hidrogênio gasoso e nitrogênio
gasoso (FEITOSA et al, 2008).
Hypolito e Ezaki (2006) em estudo sobre sistema solo-lixo-chorume-água de aterros
sanitários da região metropolitana de São Paulo, detectaram, em análise química de
poços situados à jusante do aterro, a influência dos produtos da decomposição dos
resíduos quando comparados aos valores naturais de poços a montante e aos limites
exigidos pela portaria nº 518 do Ministério da Saúde. Os mesmos autores detectaram
que as elevadas concentrações de íons ferro e manganês nas águas subterrâneas se
devem às condições redutoras características do ambiente com presença de materiais em
decomposição anaeróbia. Estes metais tornam-se móveis em tais condições e é um
indicativo de escape e infiltração de chorume em algum local. Na fase aeróbia de
decomposição, a queda de pH e os baixos valores na fase de transição propiciaram
solubilidade dos materiais com elevação na concentração de materiais em solução e,
consequentemente, aumento da condutividade elétrica (CE). Na fase aeróbia/anaeróbia
o pH manteve-se ácido com queda da condutividade elétrica indicando variações na
disponibilidade iônica e a fase anaeróbica é caracterizada pela queda da CE,ou seja,
diminuição da concentração de metais e pela elevação do pH. Por fim, concluíram que a
35
retenção de íons metais pesados nos solos de aterros depende de uma conjunção de
fatores como composição textural, capacidade de troca iônica, mineralogia, conteúdo de
matéria orgânica etc., podendo um fator prevalecer sobre outro. Deve-se considerar
também a variabilidade composicional dos resíduos que podem interferir no controle do
conteúdo e distribuição de metais. Na água não foram detectados íons de metais pesados
tóxicos, como por exemplo, chumbo, cádmio, zinco cobalto, indicando que esses metais
foram contidos no lixo ou adsorvidos ao solo.
Em outro estudo realizado por Hypolito et al (2005), foi analisado o comportamento de
espécies de mercúrio no sistema sedimento-água do mangue no município de CubatãoSão Paulo, situado em área industrial, nas proximidades do aterro sanitário e que recebe
efluentes sanitários. Estes autores, averiguaram que o mercúrio junto aos materiais
sólidos, a riqueza de matéria orgânica, associada à presença de altos teores de argila,
assim como condições de alta salinidade, como é o caso dos manguezais, levam a um
comportamento bastante complexo das espécies de mercúrio. A forma segundo a qual o
mercúrio vai se apresentar ou as transformações que poderá sofrer na busca da
estabilidade, dependerá essencialmente das condições de pH, do potencial e oxiredução, concentração de ânions, tipo de solubilidade, tipos de solo/sedimento aos quais
está associado e da matéria orgânica disponível para formar complexos estáveis.
Outro aspecto importante refere-se à presença de mercúrio em meio aquático e a
possibilidade de transformação do metal em compostos metilados, muito mais tóxicos.
A maior adsorção do mercúrio está associada ao aumento dos teores de compostos
(óxidos e hidróxidos) de ferro, alumínio, manganês e matéria orgânica nos sedimentos.
Eles agem de forma a promover a mobilização do mercúrio, pois contribuem para a
elevação da força iônica. O manganês apresenta-se em baixas concentrações e tem o
mesmo comportamento que o ferro e alumínio. Os resultados analíticos desse estudo
confirmam a presença estável do mercúrio metálico associado ao material sólido e sua
inexistência ou presença em baixas concentrações nas águas. Também mostra que o
cloreto no ambiente de estudo é uma contaminação natural nas águas (HYPOLITO et al,
2005).
Abu-rukah e Al-kofari (2001) avaliaram os efeitos do lixiviado na qualidade da água
subterrânea nas proximidades do aterro de El-Akader no norte da Jordânia. Para avaliar
a qualidade da água subterrânea foram escolhidos 11 poços na vizinhança do aterro com
36
profundidade e proximidade do referido aterro variável. Quanto aos parâmetros, foram
escolhidos os físicos, químicos e metais pesados mais representativos, também foi
avaliado as características do lixiviado. O pH de todas as amostras foi aproximadamente
neutro e para o lixiviado foi constatado que o pH aumenta com a idade do aterro. A
condutividade elétrica calculada foi alta, especialmente para as amostras dos poços mais
próximos do aterro. O que segundo estes autores, é um indicativo de contaminação pelo
aterro.
Por fim, os referidos autores concluíram que o aterro de Al-Akader constitui um sério
risco para o aquífero local e afetou os vários usos que se poderiam fazer da água
subterrânea, pois alguns poços não devem ser utilizados até mesmo para a agricultura.
Outra conclusão foi a de que os poços mais próximos do aterro apresentaram os piores
indicativos de qualidade da água. A maioria dos parâmetros físicos e químicos excedem
os valores permitidos na legislação daquele país, sendo a água subterrânea considerada
não potável.
Santos et al (2009) estudaram a correlação de matéria orgânica e variáveis
intervenientes na qualidade da água subterrânea em aterro sanitário de Cuiabá, através
de análises físico-químicas e exames bacteriológicos, em poços a montante e a jusante
durante o período de um ano. Os resultados obtidos foram comparados com os valores
limites da Portaria 518 do Ministério da Saúde. Os resultados analíticos apontaram
valores altos para DBO e DQO em todos os poços monitorados, indicando possível
contaminação.
Segundo Perpétuo e Gonçalves (2009), que realizaram estudo preliminar da qualidade
das águas dos poços e cisternas da cidade de Virginópolis – MG, encontraram que 56%
das residências utilizam somente água subterrânea nas suas atividades, pois a
consideram de boa qualidade e de fácil captação. Na maioria das residências, a simples
filtração era o único tratamento utilizado. Os resultados obtidos mostraram que a
maioria das amostras obtidas não estavam contaminadas para os parâmetros físicoquímicos, no entanto, as análises bacteriológicas mostraram a presença de coliformes
termotolerantes acima do permitido na maioria dos pontos de coleta.
Lopes e Schalch (2006) avaliaram a qualidade de água subterrânea sob o aterro sanitário
de Bauru – SP e encontraram que a coloração depende da qualidade de sólidos
dissolvidos e pode estar associada à decomposição da matéria orgânica, aos metais
37
solúveis presentes no solo, como ferro e manganês ou a lançamento de efluentes
industriais e domésticos. O ferro pode conferir sabor e cor à água e naturalmente ocorre
nas águas subterrâneas. Estes mesmos autores consideraram os cloretos um bom
indicador de poluição, sugerindo que os mesmos devem estar incluídos em programas
de monitoramento de águas subterrâneas sob a influência de aterros sanitários ou lixões.
O pH esteve associado aos sólidos e aos gases dissolvidos, depende da dissolução de
rochas, da absorção de gases da atmosfera e da oxidação da matéria orgânica.
Lopes et al (2007) estudaram a influência do aterro sanitário de São Carlos-SP na
qualidade da água subterrânea e superficial. Foram coletadas amostras, em pontos a
montante e a jusante do aterro, durante o período de aproximadamente um ano e
analisados parâmetros físicos-químicos, metais pesados e a toxicidade. Os valores
obtidos foram analisados observando os estabelecidos pela Portaria nº 518 do Ministério
da Saúde e a Resolução 357 do CONAMA.
As amostras de água subterrânea apresentaram baixos teores de OD, menor que 5 mg/L.
O pH ácido e a temperatura detectados foram de acordo com as águas naturais daquele
aquífero. Os poços a jusante apresentaram salinidade elevada, diferentemente das águas
naturais do aquífero que apresentam salinidade baixa. Com exceção do poço a
montante, a DBO e a DQO foram elevadas em todos os poços, ambas acima de 5 mg/L.
Para o nitrogênio amoniacal os poços a jusante apresentaram valores de 10 a 15 vezes
maiores que o estabelecido pela legislação, todavia os poços a montante apresentaram
valores um pouco acima, indicando possivelmente uma contaminação da água
subterrânea de outras fontes além do aterro sanitário (LOPES et al, 2007).
O poço a jusante mais próximo do aterro apresentou os maiores valores de
condutividade elétrica, valores estes muito superiores a média dos outros poços. O
mesmo poço apresentou concentrações de cloreto quase três vezes superiores ao
estabelecido pela legislação. As análises de metais pesados nas águas subterrâneas de
todos os poços apresentaram concentrações de ferro, manganês, cromo e alumínio muito
acima do estabelecido pela legislação. O ferro é o único metal pesado que naturalmente
está presente no solo da região (LOPES et al, 2007).
LOPES et al (2007) concluíram que o aterro contaminou o lençol freático, pois os
resultados demonstraram que as amostras a jusante apresentaram as maiores
38
concentrações e toxicidade, comprovando que o aterro contribui significativamente para
a contaminação do lençol freático.
Para a CETESB (2007), concentrações de nitrato acima de 5 mg/L indicam uma
alteração do equilíbrio natural, principalmente por influência antrópica sobre a
qualidade das águas subterrâneas. Assim, essa concentração foi adotada como um valor
de prevenção. Aquelas que ultrapassam 10 mg/L, valor estabelecido como padrão de
potabilidade pela portaria n°
518 do Ministério da Saúde, são consideradas
contaminadas.
Coelho (2007) pesquisou o decaimento natural de microorganismos indicadores de
poluição por esgotos domésticos em aquífero freático saturado, em função do tempo de
trânsito desse efluente nas águas subterrâneas, infiltrando efluente bruto da rede coletora
no solo. A movimentação de microorganismos nas zonas saturadas do solo depende
diretamente de diversos fatores, como da carga hidráulica, da velocidade de percolação
e da concentração de microorganismos no efluente, dentre outros. A contaminação dos
aqüíferos freáticos também depende, inversamente, de outros fatores, como do tempo de
detenção dos esgotos na zona não saturada, da profundidade dos aqüíferos em relação à
superfície de aplicação e da temperatura do meio. Esta mesma pesquisadora, concluiu
que é difícil fazer generalizações a respeito da distância percorrida por microorganismos
no solo, porém, o movimento está diretamente relacionado com valores de carga
hidráulica e inversamente com tamanho das partículas de solo e da concentração e
composição catiônica do soluto. A retenção e a sobrevivência também dependem dos
valores de fluxo das águas subterrâneas, da pressão de oxigênio, da temperatura, da
disponibilidade de alimento, do grau de saturação do solo, do pH, do conteúdo de
matéria orgânica e a concentração inicial de bactérias. Em geral, as enterobactérias
persistem no solo durante dois ou três meses.
Os resultados obtidos pela concentração de microorganismos infiltrados e suas
concentrações obtidas nos poços de monitoramento, comprovaram o decaimento
bacteriológico e a eliminação de 98,47% de coliformes termotolerantes, no período de
21 dias (COELHO, 2007).
No local de disposição de resíduos sólidos de Uberlândia – MG, Coelho e Santos (2004)
avaliaram as condições físico-químicas das águas subterrâneas com a finalidade de
constatar a contaminação por chorume. Os resultados obtidos para a maioria dos
39
parâmetros físico-químicos analisados demonstram contaminação e estão fora dos
padrões da legislação, vigente na época (Resolução CONAMA 20/1986 e Diretriz
Normativa COPAM-MG Nº 10/1986). Medidas de alcalinidade e acidez apontam para a
contaminação dos poços pelo aterro, pois a acidez não é causada somente pelo CO2
dissolvido, que tem baixa solubilidade em água (da ordem de 10-3 mol/L), o que
forneceria um valor de acidez desprezível. Considerando que o nitrogênio amoniacal
estava presente em todas as amostras, há a possibilidade de que seja uma das
substâncias responsáveis pela acidez. A alcalinidade indica a presença de contaminantes
básicos, como o nitrato, resultado da ação biológica.
Ainda segundo Coelho e Santos (2004), a infiltração e percolação do chorume através
do solo explicaram os elevados índices de DQO, DBO5, cloreto e N amoniacal, nas
águas subterrâneas à jusante do aterro. Os resultados obtidos para o nitrogênio
amoniacal (sob as formas de amônia e saís de amônio) indicam a ocorrência de
contaminação direta por dejetos de origem animal e vegetal. Como o nitrogênio
orgânico converte-se progressivamente em nitrogênio amoniacal por atividade biológica
e o nitrogênio amoniacal pode se converter em nitrito e nitrato é importante que todas as
formas de nitrogênio sejam determinadas nesse tipo de investigação.
A partir desses resultados, Coelho e Santos (2004) concluíram que a matéria orgânica e
muitos outros compostos presentes ou produzidos da degradação do lixo aterrado, estão
sendo solubilizados e transportados pela água da chuva através do solo e sub-solo,
enriquecendo-se na zonas de recarga das águas subterrâneas. Os solos do aterro
favorecem esse processo de contaminação, pois são de elevada permeabilidade o que
facilita o fluxo de líquidos percolados. A contaminação ocorre de forma difusa, de
difícil atenuação e de caráter irreversível.
Em estudo realizado em Ribeirão Preto com água subterrânea captada em poços a
montante e a jusante do aterro sanitário, com o objetivo de detectar e avaliar os níveis
de metais pesados, Piaí et al (2006) destacam dentre os resultados a presença de chumbo
acima do estabelecido pela portaria nº 518 do Ministério da Saúde e os danos à saúde
que esse metal pode provocar, tais como anemia, dores de cabeça, coordenação motora
reduzida e alto poder carcinogênico. Com relação ao alumínio, todos os valores
encontrados estiveram abaixo do estipulado pela referida portaria. Mesmo assim, as
concentrações são relevantes, considerando que atualmente que o aumento da
40
concentração no organismo humano está relacionado com alterações neurológicas,
evidenciando-se um índice elevado desse metal em pacientes portadores do Mal de
Alzheimer. Piaí et al (2006) comentam ainda que em sistemas subterrâneos a
solubilidade do alumínio é altamente dependente do pH, sendo que limites entre 4 a 6
geram hidrólise dos complexos contendo alumínio, deixando o metal livre (PIAÍ et al,
2006).
Outros metais como manganês, sódio, bário, potássio e zinco apresentaram valores
abaixo do limite de detecção do método para os poços de montante e os poços de
jusante apresentaram valores abaixo do recomendado pela portaria 518 do Ministério da
Saúde. Ao avaliar as concentrações de Selênio os valores de montante estão sempre
abaixo do limite de detecção, entretanto, uma amostra de jusante os valores estão acima
do indicado pela portaria 518 do Ministério da Saúde. Esse metal pode ser encontrado
em vidros e aços inoxidáveis, no organismo possui potencial carcinogênico (PIAÍ et al,
2006).
Em outro estudo no mesmo local, no ano de 2000, nenhum valor para metais pesados
apresentaram-se acima do estabelecido para a legislação em vigor na época, considerase que nos dias atuais há uma contaminação por chumbo na água subterrânea (PIAÍ et
al, 2006).
Migliorini et al (2006) monitoraram a qualidade da água subterrânea em áreas de
cemitérios. Estes autores concluíram que a condutividade elétrica aumentou devido ao
necrochorume, que aumentou o teor de sais dissolvidos. Constataram que todos os
poços apresentam valores abaixo do valor máximo permitido (VMP) de STD para
consumo humano, no entanto, os poços de montante apresentaram valores inferiores aos
demais, o que sugere que os cemitérios aumentam a concentração de minerais nas águas
subterrâneas. De maneira geral, não foi comprovada a contaminação das águas
subterrâneas por produtos nitrogenados e por metais pesados. Todos os valores tomados
como referência são os referidos na Portaria nº 518 do Ministério da Saúde.
Pujari et al (2007) avaliaram a contaminação da água subterrânea nas proximidades do
aterro de Nagpur – Índia e detectaram valores significativos de condutividade nos poços
a jusante do aterro quando comparados com os poços de montante. Outros resultados
similares são observados para cloretos, sulfatos, cálcio, magnésio e nitrato. A
concentração de cátios e ânios também é significativamente maior nos poços a jusante
41
do que nos poços a montante do referido aterro. Segundo os mesmo autores os
resultados das análises de água mostraram-se acima do limite para o padrão de
potabilidade daquele país. Os dados qualitativos dos poços a jusante mais próximos do
aterro indicam significativa contaminação. Os mesmos poços apresentam valores altos
de STD, possivelmente advindos da contaminação pelo lixiviado.
Souza e Naval (2000) caracterizaram as águas sob influência do aterro sanitário de
Palmas – Tocantins com o objetivo de monitorar e verificar a eficiência do sistema de
tratamento de resíduos sólidos. Os resultados obtidos foram analisados segundo a
Resolução nº 20 do CONAMA (vigente na época). Os teores de oxigênio dissolvido em
todos os pontos estudados foram baixos, principalmente nos pontos à jusante do aterro.
A DBO apresenta valores elevados à jusante do aterro, com material orgânico
proveniente do aterro, pois é a única fonte de contaminação. Com relação à
concentração de STD, os valores de todos os pontos não superaram os preconizados
pela referida resolução, mas os pontos a jusante apresentaram valores mais altos,
principalmente na estação seca, caracterizando a possibilidade de contribuição de
sólidos. Quanto aos nutrientes, apenas o nitrito supera os teores indicados como
máximo apontando que a fonte poluidora ainda é recente, estando o material residuário
na fase ácida de degradação. Quanto aos metais pesados, o único que apresentou valores
acima da legislação foi o cádmio, provavelmente, devido às pilhas e baterias presentes
no aterro. De acordo com os parâmetros analisados, foi concluído que a maioria deles
está fora dos índices máximos preconizados pela resolução citada anteriormente.
Determinando a influência do aterro sanitário nas águas, principalmente subterrâneas.
Mohammed et al (2008) estudaram o transporte de contaminantes em um lixão
industrial de Bangarole – Índia, utilizando amostras de solo e águas subterrânea de
locais próximos do referido lixão. Com esses dados foi aplicado a modelagem de
transportes dos contaminantes com técnicas numéricas. A difusão dos contaminantes
deve considerar não somente as camadas do solo, mas também vários processos de
atenuação que ocorrem na migração dos íons através do solo. Durante a migração dos
contaminantes, esse transporte é controlado por processos físicos, químicos e
biológicos. O estudo detalhado e caracterizado desses contaminantes deve contemplar a
contaminação natural e as mudanças a que o solo está submetido. O resultado das
analises da água subterrânea para os parâmetros dureza, cloretos, fluoretos, alcalinidade,
DBO, DQO e pH mostraram-se acima do limite permitido. A dureza em quase todas as
42
amostras foi atribuída a presença de minerais dissolvidos tais como carbonatos e
bicarbonatos de cálcio, magnésio e cloretos, como também sulfato de cálcio e sódio. O
comportamento migratório do sódio, sulfato, cálcio e cloretos mostram que íons de
sódio têm a migração atrasada quando comparados com outros parâmetros como, por
exemplo, cloretos e sulfatos.
Suzuki et al (2005) estudaram o comportamento geoquímico do solo, na região do lixão
de Ilhabela – SP. Os resultados evidenciam a ocorrência de interação entre o solo e o
chorume, e a adsorção dos metais pesados mostrou ser um mecanismo complexo e
dinâmico, uma vez que há uma variação não linear das concentrações destes metais no
chorume e no solo. Além da simples adsorção, pode ter ocorrido complexação dos
metais pesados o que mascara sua detecção por análises químicas.
Ideriah et al (2006) notaram a variabilidade de matéria orgânica no solo de acordo com
as estações do ano, nas águas subterrâneas próximas ao lixão de Port Harcourt, Nigéria.
No entanto, observaram também que o nível de matéria orgânica diminui com o
aumento da distância do lixão. O estudo mostrou que o lixão contribui para a
concentração no solo de nutrientes, metais pesados e outros indicadores. A textura do
solo, alta concentração de matéria orgânica, disponibilidade de fósforo, o nitrogênio e o
pH provavelmente influenciam a acessibilidade e mobilização de metais no solo.
A presença de metais na água subterrânea apresenta especial interesse, sobretudo para
aqueles elementos cujos limites são fixados pelos padrões de água potável. A química
ambiental dos traços de metais é complexa, sendo muito difícil prever o comportamento
e transporte desses elementos nos sistemas de água subterrânea. Fenômenos de adsorção
e reações químicas de precipitação são responsáveis por uma movimentação muito lenta
dos metais em relação à velocidade da água subterrânea (FEITOSA E MANOEL Fº,
2008)
De acordo com os relatos acima, depreende-se que os locais de disposição de resíduos
sólidos, sejam lixões ou aterros sanitários, são potenciais fontes de contaminação do
solo e das águas superficiais e subterrâneas nas suas proximidades. Nos centros urbanos
a população necessita de água de boa qualidade, utilizando a água subterrânea, muitas
vezes sem nenhum tratamento. Por isso torna-se necessário o monitoramento dessas
águas para segurança da população que eventualmente a consome e também para
mitigação dos impactos na natureza.
43
3.7 Legislação relativa à água subterrânea
Água potável é definida, na portaria nº 518 do Ministério da Saúde, como aquela para
consumo humano cujos parâmetros microbiológicos, físicos, químicos e radioativos
atendam ao padrão de potabilidade e que não ofereça riscos à saúde. Em toda e qualquer
situação, incluindo fontes individuais como poços, minas, nascentes, dentre outras.
A tabela 3.4 mostra alguns parâmetros citados na Portaria nº 518/2004 do Ministério da
Saúde com seu correspondente Valor Máximo Permitido (VMP).
Tabela 3.4: Principais parâmetros estudados referentes à Portaria n º 518.
PARÂMETRO
Escherichia coli ou coliformes termotolerantes
VMP (1)
UNIDADE
Ausência em 100 ml
Turbidez
1 (2)
UT
Amônia (como NH3)
1,5
mg/L
Nitrito
1
mg/L
Nitrato
10
mg/L
Chumbo
0,01
mg/L
Alumínio
0,2
mg/L
Cor Aparente
15
uH
Dureza
500
mg/L
Sólidos Dissolvidos Totais
1000
mg/L
Cloreto
250
mg/L
(1) Valor Máximo Permitido.
(2) Unidade de Turbidez – 1,0 UT é a valor limite aceito em 95% das amostras. Entre os 5% dos
valores permitidos da turbidez superiores ao estabelecido, o limite máximo para qualquer amostra
pontual deve ser de 5,0 UT.
(*) Recomenda-se que o pH da água seja mantido na faixa de 6,0 a 9,5.
Fonte: Adaptado da Portaria nº 518 (BRASIL, 2004).
44
A resolução CONAMA n° 396/08 classifica e dá diretrizes ambientais para o
enquadramento das águas subterrâneas, segundo os seus usos preponderantes mais
restritivos atuais ou pretendidos, exceto para a classe 4 que deverá prevalecer o uso
menos restritivo. Segue abaixo a referida classificação:
Classe especial: Água subterrânea destinada à preservação de ecossistemas em unidades
de conservação de proteção integral e as que contribuam diretamente para os trechos de
corpos de água enquadrados como superficial;
Classe I: Água subterrânea sem alteração de sua qualidade por atividades antrópicas e
que não exigem tratamento para qualquer uso preponderante;
Classe II: Água subterrânea sem alteração de sua qualidade por atividades antrópicas e
que podem exigir tratamento adequado devido às suas características hidrogeoquímicas
naturais;
Classe III: Água subterrânea com alteração de sua qualidade por atividades antrópicas,
mas não é necessário o tratamento devido em função dessas alterações, podendo exigir o
tratamento devido às suas características hidrogeoquímicas naturais;
Classe IV: Água subterrânea com alteração de sua qualidade por atividades antrópicas e
que só podem ser utilizadas sem tratamento para o uso menos restritivo;
Classe V: Água subterrânea que pode estar com alteração da sua qualidade por
atividades antrópicas, destinadas a atividades que não têm requisitos de qualidade para
uso.
A referida resolução estabelece os Valores Máximos Permitidos (VMP), que são valores
de referência para as condições e padrões de qualidade das águas, observada a sua
utilização, com ou sem tratamento, independente da classe de enquadramento. O VMP
deverá ser observado para qualquer água subterrânea conforme o uso que se faz desta.
Os parâmetros selecionados para o enquadramento das águas subterrâneas serão
escolhidos em função do uso e por critérios técnicos tais como fontes de poluição,
características do aquífero e outros critérios que o órgão competente julgar necessário.
Dentre os parâmetros selecionados, no mínimo, devem ser considerados Sólidos Totais
Dissolvidos (STD), nitrato e coliformes termotolerantes.
45
Para o monitoramento da qualidade da água, a mesma resolução determina a análise dos
mesmos parâmetros utilizados para a proposta de enquadramento, acrescidos de outros
tais como: pH, turbidez, condutividade elétrica e medição de nível d’água. Bem como a
coleta,
no
mínimo
semestral,
definida
de
acordo
com
as
características
hidrogeoquímicas e hidrogeológicas do aquífero, características das fontes de poluição e
dos usos pretendidos. A tabela 3.5 mostra os parâmetros estudados nesta dissertação
referentes a resolução Conama nº 396/08.
Tabela 3.5: Principais parâmetros estudados referentes à Resolução 396 (CONAMA,
2008)
Usos Preponderantes da Água
Parâmetros
Consumo
Humano
dessendetação de
animais
Inorgânicos
Irrigação
Recreação
Limite de
Quantificação
Praticável LQP
µg/L
Alumínio
200
5.000
5.000
200
50
Chumbo
10
100
5.000
50
10
Níquel
20
1.000
200
100
10
Cloreto
250.000
100.000 - 700.000
400.000
200
Sólidos Totais
Dissolvidos
1.000.000
2.000
Microorganismos
E. Coli
Ausentes em
100 mL
200/100 mL
800/100 mL
Coliformes
Termotolerantes
Ausentes em
100 mL
200/100 mL
1000/100 mL
Fonte: Adaptado da Resolução CONAMA nº 396/2008 (BRASIL, 2008).
46
4 METODOLOGIA
Feitosa et al (2008), descrevem que a pesquisa de água subterrânea é mais lenta,
dificilmente completa e mais onerosa. Os mananciais subterrâneos, pela sua própria
natureza, não têm seu comportamento tão prontamente elucidado, como no caso dos
mananciais de superfície. O conhecimento do comportamento dos mananciais
subterrâneos, com efeito, evolui lentamente no tempo, a cada novo poço perfurado e
testado, a cada novo nível ou descarga medida, a cada nova análise de dados efetuada, a
cada novo relatório redigido. Nessas condições, é fundamental, para se atingir uma boa
compreensão do comportamento dos aqüíferos, o monitoramento permanente do seu
desempenho (descargas, níveis e qualidade química) e análise permanente dos dados
obtidos.
Este capítulo expõe a técnica aplicada na coleta, análise e tratamento dos dados para
atingir os objetivos e que possibilitou a realização desta dissertação.
4.1 Localização e características regionais
João Pessoa, capital do estado da Paraíba é a maior cidade do estado com uma
população de 702.235 habitantes, sendo a principal cidade da Região Metropolitana de
João Pessoa (RMJP) formada por Cabedelo, Santa Rita, Bayeux com uma população
total de 977.073 habitantes (IBGE, 2000). O município de João Pessoa tem a
particularidade de abrigar o ponto mais oriental do continente americano.
O estuário do Rio Paraíba situa-se na zona da mata paraibana, entre as latitudes
6º57’24” e 7º08’30” S e as longitudes 34º57'30" e 34º48’45" W. Banha os municípios
de João Pessoa, Santa Rita, Bayeux e Lucena, estendendo-se longitudinalmente por
cerca de 22 quilômetros, desde a sua foz, no Porto de Cabedelo, até as proximidades da
ponte sobre o rio Sanhauá, que liga os municípios de João Pessoa e Bayeux. Sua
desembocadura separa os municípios de Cabedelo e Lucena.
O antigo lixão do Roger situa-se em manguezal adjacente ao rio Sanhauá, afluente do
estuário do rio Paraíba. Assentado numa planície flúvio-marinha, cujos terrenos
sedimentares apresentam uma altitude média inferior a 5 metros e localizado na região
metropolitana de João Pessoa. Nesta planície de mangue, os solos salinos, alagados,
muito mal drenados e ricos em enxofre favorecem a existência de crustáceos e
47
moluscos, como ostras, siris e caranguejos. A vegetação típica deste ambiente ocupava
toda área, até o ano de 1970. A leste da planície ocorre um afloramento de calcário
(NÓBREGA, 2003).
O primeiro depósito de lixo da cidade de João Pessoa, capital do Estado da Paraíba, foi
o lixão de São Miguel. Com sua extinção, um terreno foi cedido à Prefeitura para
depositar, provisoriamente, o lixo coletado da cidade. Este novo local passou a ser
então usado como o lixão da cidade a partir de 1958. Foi inicialmente chamado de
“Batatão” e posteriormente de Lixão do Roger (NÓBREGA, 2003).
O então novo lixão, que deveria ter uma vida útil de apenas 3 anos para receber, os
resíduos sólidos coletados somente em João Pessoa, funcionou por mais de 40 anos.
Nos últimos três anos de funcionamento, o antigo Lixão do Roger passou a receber
também os resíduos sólidos oriundos dos municípios de Bayeux e Cabedelo, pois o
Ministério Público fechou os lixões das referidas cidades. Em média, no último ano,
recebia 900 toneladas/dia de lixo urbano. Assim, a partir do início do seu
funcionamento, o Lixão do Roger foi crescendo. Sua área que era de 4,6 ha no ano de
1976 passou a ser de 17 ha em 2003. Este fato atraiu pessoas, que tinham nos resíduos
sólidos uma fonte de sobrevivência, passando a ocupar uma região próxima. Surgiu
então o aglomerado conhecido como “Favela do S”, apresentando precárias condições
de vida e de trabalho para seus habitantes (NÓBREGA, 2003). A figura 4.1 mostra uma
vista aérea do referido lixão em 2003.
Figura 4.1 – Vista aérea do antigo Lixão do Roger.
Fonte: Nóbrega (2003)
48
De acordo com Nóbrega (2003) em maio de 2003, o Lixão do Roger tinha 508
trabalhadores (catadores de lixo) e sérios problemas de ordem social, ambiental,
sanitária e econômica, conforme figura 4.2. Apesar disto, quase não ocorria ação
pública no sentido de resolver os problemas supracitados.
Figura 4.2 – Atividades no Lixão do Roger antes do seu fechamento
Fonte: Scientec (2009).
Durante todo o tempo de funcionamento do antigo Lixão do Roger, as reclamações da
população pessoense foram sempre crescentes, principalmente aquela residente na área
diretamente atingida. Os principais motivos eram: o provável transporte de organismos
patogênicos e materiais perigosos pela ação do vento no local; o odor desagradável; a
toxidez e a potencialidade cancerígena dos gases gerados no processo de biodegradação
da massa de lixo; os problemas respiratórios causados pela fuligem proveniente da
queima dos resíduos a céu aberto (NÓBREGA, 2003).
No dia 05 de agosto de 2003, o referido Lixão foi desativado e a disposição final dos
resíduos sólidos coletados na cidade de João Pessoa passou a ser feita no Aterro
Sanitário Metropolitano. Os 17 hectares do Lixão foram divididos em cinco (05)
células, para o desenvolvimento de atividades visando à recuperação ambiental da área
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degradada e implantação de um parque. Também foi construída a Central de Triagem de
Resíduos Domiciliares (figura 4.3), onde cerca de 130 membros da Associação dos
Trabalhadores de Material Reciclável - ASTRAMARE - trabalhavam na triagem dos
materiais recicláveis (NÓBREGA, 2003).
Figura 4.3 – Galpão da ASTRAMARE.
Fonte: Nóbrega (2003)
No dia 01 de setembro do ano de 2006, por decisão da EMLUR, a referida Central foi
desativada e os associados da ASTRAMARE foram transferidos para outra Central de
Triagem, localizada nas proximidades do Aterro Sanitário Metropolitano de João Pessoa
(SCIENTEC, 2009).
Atualmente, já estão concluídos os trabalhos, de colocação de drenos para chorume e
para os gases, nas células 01 e 02 do antigo Lixão do Roger para sua recuperação
ambiental. A figura 4.4 apresenta as obras que foram realizadas na célula 01 do referido
Lixão e a figura 4.5 mostra a célula 02 (SCIENTEC, 2009).
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