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DISPOSIÇÃO SUBAQUÁTICA DE REJEITOS DE DRAGAGEM: O CASO DO
COMPLEXO LAGUNAR DE JACAREPAGUÁ
Maria Clara Cerqueira Paranhos Castiglia
DISSERTAÇÃO SUBMETIDA AO CORPO DOCENTE DA COORDENAÇÃO DOS
PROGRAMAS DE PÓS-GRADUAÇÃO DE ENGENHARIA DA UNIVERSIDADE
FEDERAL DO RIO DE JANEIRO COMO PARTE DOS REQUISITOS NECESSÁRIOS
PARA A OBTENÇÃO DO GRAU DE MESTRE EM CIÊNCIAS EM ENGENHARIA
CIVIL
Aprovada por:
Profª Maria Claudia Barbosa, D. Sc.
Profº Márcio Soares de Souza Almeida, Ph. D.
Profª Maria Cristina Moreira Alves, D. Sc.
Drª Marilene de Oliveira Ramos Múrias dos Santos, D. Sc.
RIO DE JANEIRO, RJ – BRASIL
JUNHO DE 2006
CASTIGLIA, MARIA CLARA CERQUEIRA
PARANHOS
Disposição Subaquática de Rejeitos
Dragagem [Rio de Janeiro] 2006
X,152 p. 29,7 cm (COPPE/UFRJ, M.Sc.,
Engenharia Civil, 2006)
Dissertação – Universidade Federal do
Rio de Janeiro, COPPE
1. Parâmetros relevantes para a disposição
subaquática de rejeitos de dragagem
2. Impactos ambientais associados à
alternativa
3. Comportamento mecânico e hidrodinâmico
do material
4. Complexo Lagunar de Jacarepaguá
I. COPPE/UFRJ II. Título (série)
ii
Dedico esta tese aos meus pais, Carlos Alberto e Ana Maria,
à minha irmã, Maria Luiza,
à minha avó, Maria Dulce e
ao meu companheiro de todas as horas, José Augusto
iii
AGRADECIMENTOS
Passou muito rápido! Parece que foi ontem que tudo começou. Mas, apesar de
rápido existiram muitas pessoas importantes e decisivas para realização deste
trabalho.
Começo agradecendo a Deus, afinal sem sua bênção nada disso seria possível.
Agradeço a minha orientadora, Maria Claudia, por ter acreditado no meu trabalho
e pelo empenho e dedicação a minha pesquisa.
Agradeço a todos os meus professores pela formação necessária. Em especial
agradeço ao Márcio e a pesquisadora Esther pela oportunidade de trabalhar na área
do meu estudo, foi bastante importante, assim como todas as dicas, explicações e
conselhos passados durante o projeto.
Agradeço ao pessoal de Engenharia Oceânica – ao Profº Rosman, pelo incentivo
no momento em que tudo parecia não ir adiante; a Profª Susana Vinzon, pela
oportunidade de participar do curso de Sedimentos Finos em Estuários e Águas
Costeiras; a Valéria, por todas as explicações, correções e por toda a paciência; ao
meu primo Renato, pela ajuda e correção do texto; a Marize, por toda simpatia,
sempre e principalmente a minha mega amiga Pat, pelas aulas particulares, pelos
materiais emprestados, pela correção do texto, pelas dicas e pela verdadeira amizade
destes anos.
Agradeço ao Prof° Hildebrando pelo material emprestado e principalmente pela
simpatia e alegria em me receber e me ajudar. Obrigada por todo o incentivo também.
Agradeço ao Engenheiro Ragoni, da Plarcon Engenharia, pelos relatórios
disponibilizados.
Agradeço a Profª Denise, da Escola de Química, pelas análises realizadas.
Agradeço a Comlurb, principalmente as pessoas da Base de Operações
Náuticas, pela visita e atenção.
E a galera do Laboratório de Geotecnia? Puxa vida, como tem pessoas que
contribuíram para a realização deste trabalho. Vamos começar pelas minhas
companheiras, parceiras, amigas – Raquel e Silvia – obrigada pela força, pelas dicas,
pela paciência de todos esses anos. Fiz ainda novos amigos que também foram muito
iv
importantes: Marcela, Patricia, Renilson (não tão novo assim), Ana Paula, Ana Júlia,
Janaina e Marcelo. Além de amigos, foram também meus consultores laboratoriais,
afetivos, profissionais. Não mediram esforços para me escutar, me ajudar, me
aconselhar e até me ver chorar. Obrigada a todos, mesmo.
Tem ainda os consultores a distancia como a Ana Cecília, que por telefone ou e-
mail tinha soluções essenciais para o funcionamento do ensaio.
Agradeço a toda equipe da Geotecnia. Mauro e Hélcio, pela montagem do que
parecia impossível; Gil pelas adaptações necessárias; Maria da Gloria e Maiara, pelas
análises químicas e também pelo capricho no trabalho; Toninho e Fernando (filho do
Carlinho), pela retirada das amostras. Enfim, a todos, Marli, Edu, Bororó, Álvaro,
Rodrigo, Adriana, Ana, Luizão, França, Neide, Eliomar, que, cada um da sua maneira,
contribuíram para a harmonia do ambiente.
Gostaria ainda de fazer alguns agradecimentos especiais. Ao meu anjo da
guarda – Serginho, pela adoção aos 40 minutos do 2º tempo. Obrigada pela
dedicação. Ao Carlinhos pelas aulas e por toda a atenção. Renilson, obrigada pela 1ª
calibração dos transdutores (foram muitas), por me ensinar o caminho da Incomplst,
pelos conselhos e conversas, principalmente agora no final.
Não tenho como agradecer aos meus “técnicos” Marcelo e Janaina. Se vocês
não levantassem a minha poeira (ou melhor, a minha lama) eu não daria a volta por
cima. Valeu gente! Obrigada pelos lanchinhos também!
Agradeço as minhas procuradoras, Marcela e Raquel, que me ajudaram muito
numa das fases mais complicadas da tese, o fim, muito obrigada.
Agradeço ao meu companheiro de todas as horas, Zé, pela edição da tese e
também por estar comigo nos momentos difíceis dessa etapa, me compreendendo e
me incentivando mesmo que parecesse absurdo tudo o que tentava explicar.
E, por fim, agradeço a CAPES e a FAPERJ pelo apoio financeiro a pesquisa.
v
Resumo da Dissertação apresentada à COPPE/UFRJ como parte dos requisitos
necessários para a obtenção do grau de Mestre em Ciências (M.Sc.)
DISPOSIÇÃO SUBAQUÁTICA DE REJEITOS DE DRAGAGEM: O CASO DO
COMPLEXO LAGUNAR DE JACAREPAGUÁ
Maria Clara Cerqueira Paranhos Castiglia
Junho/2006
Orientadora: Maria Claudia Barbosa
Programa de Engenharia Civil
Este trabalho analisa a alternativa de disposição subaquática para rejeitos de
dragagem, abordando os principais parâmetros relevantes associados ao
comportamento do material no corpo hídrico sob os aspectos geotécnico e
hidrodinâmico, com base no caso do Complexo Lagunar da Baixada de Jacarepaguá.
A pesquisa utilizou dados disponíveis de levantamentos, monitoramentos, estudos e
projetos relacionados à área de estudo, e investigações químicas e geotécnicas em
laboratório de amostras da coluna d’água e de sedimentos da Lagoa da Tijuca.
Através de ensaios de sedimentação e de adensamento (CRS), foi verificado o
comportamento geotécnico típico desse material após disposição, e os resultados
foram interpretados por um modelo numérico para a etapa de adensamento sob peso
próprio. O estudo mostra que a alternativa de disposição dos rejeitos nas cavas de
sobredragagem do Complexo Lagunar é tecnicamente viável. O material depositado
sedimenta em cerca de 14 horas e sua consolidação dentro da cava se completa em
menos de 5 anos. O padrão de circulação hidrodinâmica local favorece a estabilidade
do material dentro das cavas, sem dispersão do sedimento na coluna d’água ou a sua
ressuspensão.
vi
Abstract of Dissertation presented to COPPE/UFRJ as a partial fulfillment of de
requirements for the degree of Master of Science (M. Sc.)
UNDERWATER DISPOSAL OF DREDGED MATERIAL: THE JACAREPAGUA
LAGOON SYSTEM CASE, RIO DE JANEIRO, BRAZIL
Maria Clara Cerqueira Paranhos Castiglia
June/2006
Advisor: Maria Claudia Barbosa
Department: Civil Engineering
The work analyses the alternative of underwater disposal of dredged material,
discussing the major factors and parameters related to the sediment behavior after
disposal in the water body, from geotechnical and hydrodynamic points of view, based
on Jacarepaguá Lagoon System characteristics, in Rio de Janeiro, Brazil.
Data from previous site investigations and monitoring, and reports from technical
studies and projects related to this lagoon system were consulted and used. Besides,
water and sediment samples were collected and taken to the laboratory for
characterization, chemical analyses and geotechnical testing.
The typical geotechnical behavior of the sediment at disposal conditions was
investigated through sedimentation tests and CRS (Constant Rate of Strain)
consolidation laboratory tests. The results were interpreted by a numerical model for
the stage of self-weight consolidation after disposal inside existing over-dredging
caves. The research shows the technical feasibility of the alternative of underwater
disposal of dredged material in this particular case. Sedimentation takes place within
14 hours, and consolidation inside the caves is accomplished in less than 5 years. The
hydrodynamic pattern favors sediment stabilization inside the caves, and neither
dispersion into the water column nor ressuspension after disposal are significant.
vii
Índice
CAPÍTULO 1: INTRODUÇÃO.........................................................................................1
1.1 - Relevância do assunto...........................................................................................1
1.2 - Objetivos da pesquisa............................................................................................2
1.3 - Organização da pesquisa.......................................................................................2
CAPÍTULO 2: DISPOSIÇÃO SUBAQUÁTICA DE REJEITOS DE DRAGAGEM..........4
2.1 - Disposição Irrestrita.................................................................................................5
2.1.1 – Área de Disposição de Eaton Neck, Nova Iorque...............................................6
2.1.2 - Área de Disposição do Rio Columbia, Oregon.....................................................7
2.1.3 - Área de Disposição do Lago Erie, Ohio...............................................................9
2.1.4 - Área de Disposição do Golfo do México, Texas….......……...…………………..10
2.1.5 - Área de Disposição do Rio Duwamish, Washington......…………………………11
2.2 – Disposição Contida ou em Locais Confinados.....................................................12
2.2.1 - ADC em células do Porto de Boston - Massachusetts, EUA.....………………...13
2.2.2 - ADC do Porto de Rodewishhafen - Hamburgo, Alemanha................................14
2.2.3 - ADC do Porto de Helsingborg – Helsingborg, Suécia........................................16
2.2.4 - Depósito da Pedreira de Lüsse – Weser, Alemanha.........................................16
2.2.5 - ADC do Porto de Minamata – Kyushu, Japão....................................................18
2.2.6 - ADC da Baía de Mission – Ontário, Canadá......................................................20
2.2.7 - Depósito Subaquático de Rouillard – Rio Sena, França .....…....……………….21
2.3 – Capeamento In Situ..............................................................................................22
2.3.1 - Hidrovia de São Lourenço, Nova Iorque............................................................22
2.3.2 - Rio Ruston ISC, Nova Iorque.............................................................................23
2.3.3 - Little Elk ISC, Maryland......................................................................................24
2.4 – Casos Brasileiros..................................................................................................25
2.4.1 - Porto de Santos, Estuário de Santos.................................................................25
2.4.2 - Porto de Sepetiba, Baía de Sepetiba.................................................................29
2.4.3 - Projeto do Porto da Companhia Siderúrgica do Atlântico (CSA), Baía de
Sepetiba........................................................................................................................33
viii
2.5 – Considerações Finais...........................................................................................34
CAPÍTULO 3: COMPORTAMENTO, PARÂMETROS RELEVANTES E IMPACTOS ASSOCIADOS À DISPOSIÇÃO EM CORPO HÍDRICO..............................................35
3.1 – Comportamento do Sedimento durante e após o Lançamento............................35
3.2 – Parâmetros Associados às Características Físicas e Químicas..........................37
3.2.1 - Constituintes do Material Dragado.....................................................................37
a) Fração Argílica..........................................................................................................38
b) Fração Orgânica .......................................................................................................39
3.2.2 – Contaminantes Presentes no Material Dragado................................................40
a) Nutrientes..................................................................................................................40
b) Metais Pesados.........................................................................................................42
c) Compostos Orgânicos...............................................................................................46
d) Consideração sobre a avaliação da contaminação...................................................48
3.2.3 - Condições do Meio Relevantes para as Reações.............................................52
a) Salinidade..................................................................................................................52
b) Potencial Redox (Eh) e Potencial Hidrogeniônico (pH).............................................52
c) Temperatura..............................................................................................................53
3.3 – Parâmetros Hidrodinâmicos.................................................................................53
3.4 – Outros Parâmetros...............................................................................................55
3.4.1 - Operação de Dragagem e Disposição...............................................................55
3.4.2 – Utilização do Corpo Hídrico...............................................................................56
3.5 – Impactos Associados à Atividade de Disposição Subaquática............................57
3.5.1 - Impactos Físicos................................................................................................57
3.5.2 – Impactos Químicos............................................................................................58
3.5.3 – Impactos Biológicos...........................................................................................59
3.5.4 – Minimizando Impactos.......................................................................................60
CAPÍTULO 4: MODELAGEM HIDRODINÂMICA E GEOTÉCNICA DA DISPOSIÇÃO SUBAQUÁTICA............................................................................................................64
4.1 – Modelagem Hidrodinâmica...................................................................................64
4.2 – Modelagem Geotécnica........................................................................................70
4.2.1 – Sedimentação....................................................................................................72
ix
4.2.2 – Adensamento....................................................................................................75
4.3 – Resumo................................................................................................................86
CAPÍTULO 5: METODOLOGIA DA PESQUISA..........................................................87
5.1 – Objetivos...............................................................................................................87
5.2 – Estudo de Caso....................................................................................................87
5.2.1 – Coleta de Amostras...........................................................................................89
5.2.2 – Modelagem Hidrodinâmica................................................................................93
5.2.3 – Modelagem Geotécnica.....................................................................................93
CAPÍTULO 6: CARACTERIZAÇÃO DO COMPLEXO LAGUNAR DE JACAREPAGUÁ...........................................................................................................94
6.1 – Descrição do Complexo Lagunar de Jacarepaguá..............................................95
6.2 – Caracterização.....................................................................................................96
6.2.1 – Caracterização do Sedimento...........................................................................96
6.2.2 – Caracterização da Água..................................................................................104
6.3 - Monitoramento realizado na água da Lagoa de Jacarepaguá............................109
6.4 – Comportamento Hidrodinâmico..........................................................................110
6.5 – Considerações Finais.........................................................................................116
CAPÍTULO 7: COMPORTAMENTO MECÂNICO DO SEDIMENTO DA LAGOA DA TIJUCA........................................................................................................................117
7.1 – Introdução...........................................................................................................117
7.2 – Metodologia e Equipamento...............................................................................117
7.3 – Procedimento Experimental...............................................................................119
7.4 – Resultados Experimentais..................................................................................122
7.4.1 - Ensaios Preliminares........................................................................................122
7.4.2 - Ensaios Finais..................................................................................................131
7.5 – Análise Teórica...................................................................................................135
7.5.1 - Modelagem do Sedimentos após o Lançamento no Corpo Hídrico.................135
x
7.5.2 - Sedimentação e Adensamento sob o Peso Próprio.........................................136
CAPÍTULO 8: CONCLUSÕES E SUGESTÕES PARA FUTURAS PESQUISAS................................................................................................................143
8.1 – Conclusões.........................................................................................................143
8.2 – Sugestões para Futuras Pesquisas....................................................................145
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICA.............................................................................147
APÊNDICE 1...............................................................................................................154
APÊNDICE 2...............................................................................................................155
APÊNDICE 3...............................................................................................................158
xi
Capítulo 1 INTRODUÇÃO
1.1 – Relevância do assunto
O carreamento de solo das margens e das encostas vizinhas dos corpos hídricos
através da água, do vento e da gravidade é um processo erosivo natural que modifica
constantemente o limite entre a terra e a água. A sedimentação das partículas
carreadas nos corpos hídricos reduz seu espelho d’água e a profundidade dos
mesmos, ou seja, provoca o seu assoreamento.
O processo de assoreamento é bastante intensificado pela ação antrópica. Com
o crescimento urbano desordenado (típico das cidades brasileiras), práticas de
lançamento de lixo, esgoto, efluentes industriais e agrícolas contribuem para tal
processo com o agravante de promover, em algum nível, a contaminação do
ambiente.
A ação continua de sedimentação e conseqüente assoreamento gera uma
necessidade permanente de dragagem de manutenção dos corpos, seja para fins de
recuperação ambiental, através da melhoria da capacidade de circulação de água nos
sistemas lagunares e costeiros, seja para melhoria da capacidade de drenagem,
através da ampliação da seção hidráulica dos canais ou ainda de incrementar a
navegação, aumentando a profundidade dos canais (Ramos, 1997).
Em todo o mundo uma parcela dos sedimentos a serem dragados está
contaminada por uma grande diversidade de poluentes. Nesses casos, a atividade de
dragagem e destinação dos sedimentos torna-se um problema ambiental e, por isso,
com restrições quanto ao uso e disposição. Em vários países a legislação ambiental já
é bastante exigente no que diz respeito à redução dos impactos ambientais
associados a essas atividades. No Brasil, para disposição em terra, o material dragado
deverá ser classificado de acordo com os valores orientadores estabelecidos para
solos pela norma da Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental – CETESB.
Já para disposição em águas jurisdicionais brasileiras, a atividade será limitada pela
Resolução CONAMA n° 344/2004.
Para os centros urbanos, existe também o problema da escassez de áreas para
disposição do rejeito de dragagem. Dentro do contexto de centros urbanos com
escassez de locais para disposição e transferência de material contaminado para uma
1
área limpa é que a disposição aquática ganha importância. Essa alternativa, apesar de
pouco difundida no Brasil, é bastante utilizada no mundo e será objeto de estudo deste
trabalho.
1.2 - Objetivo da pesquisa
A presente pesquisa tem como objetivo apresentar os parâmetros relevantes
associados à opção de disposição de rejeitos de dragagem nos próprios corpos
hídricos, enfocando o comportamento mecânico – sedimentação e adensamento – dos
sedimentos após o lançamento. Trata-se da condição de um solo em formação dentro
de um corpo hídrico. Dessa forma, eventos hidrodinâmicos como, por exemplo, marés
e ondas, e também eventos diversos como tempestades e embarcações, influenciam
esse processo.
Para este trabalho, escolheu-se o Complexo Lagunar da Baixada de
Jacarepaguá em virtude da sua necessidade de dragagem e revitalização, tendo em
vista os problemas apresentados nos últimos anos como a mortandade de peixes,
crescimento desgovernado de gigogas e redução significativa do espelho d’água.
Dessa maneira, sua hidrodinâmica, seus sedimentos e suas águas serão avaliados de
forma a concluir se a alternativa sugerida é viável para o caso em questão.
1.3 – Organização da pesquisa
No Capítulo 2 é feita uma revisão onde se mostra como diversos locais do
mundo e também o Brasil, estão adotando a alternativa de disposição de seus rejeitos
de dragagem, ainda que com alto grau de contaminação, em corpos hídricos.
No Capítulo 3 é descrito o comportamento geral do sedimento após seu
lançamento, os parâmetros que devem ser avaliados para essa opção de disposição e
ainda os impactos associados à técnica.
O Capítulo 4 descreve o modelo hidrodinâmico do corpo hídrico que será
utilizado no trabalho e também o modelo geotécnico do material após o lançamento.
Enfocou-se o comportamento de longo prazo – sedimentação e adensamento – de
solos em formação.
O Capítulo 5 descreve a metodologia que será utilizada na pesquisa para avaliar
a alternativa de disposição subaquática no Complexo Lagunar de Jacarepaguá. Nesse
2
capítulo está a descrição da coleta de amostras e a forma com que serão utilizados os
dados existentes sobre esse material.
A caracterização da área de estudo – Complexo Lagunar de Jacarepaguá, é feita
no Capítulo 6. Nesse capítulo também estão a caracterização dos sedimentos e da
água da Lagoa da Tijuca e a modelagem hidrodinâmica do corpo hídrico.
No Capítulo 7 descreve-se o ensaio que simula o comportamento do material
após o lançamento, apresentam-se os resultados e a discussão pertinente.
As conclusões e sugestões para futuras pesquisas estão no Capítulo 8. Em
seguida, apresentam-se as Referências Bibliográficas e os Apêndices.
3
Capítulo 2 DISPOSIÇÃO SUBAQUÁTICA DE REJEITOS DE DRAGAGEM
A disposição de rejeitos em corpos hídricos pode ser realizada em oceanos,
estuários, rios, lagos e lagoas. Neste tipo de disposição podem ser utilizadas diversas
técnicas para o controle adequado do sedimento dragado depositado.
A opção mais simples de disposição subaquática consiste no lançamento do
material dragado nos corpos hídricos e a conseqüente formação do monte de
sedimentos sem que o material seja isolado das águas adjacentes. Essa técnica é
geralmente aplicada a materiais limpos ou moderadamente contaminados.
O corpo hídrico também pode receber material com um grau de contaminação
mais elevado desde que se utilizem as medidas de controle apropriadas (Goes Filho,
2004). Este tipo de medida inclui o capeamento do material depositado e a disposição
realizada em fossas ou cavas com contenção lateral natural. À técnica de capeamento
sem contenção natural dá-se o nome de Capeamento do Nível do Fundo ou LBC
(Level Bottom Capping) e à técnica de disposição em depressões dá-se o nome de
Disposição Aquática Contida ou CAD (Contained Aquatic Disposal), que pode ou não
levar capeamento (Goes Filho, 2004).
Existe, ainda, a ADC (Área de Disposição Confinada) ou CDF (Confined Disposal
Facility) que consiste na disposição do material dragado em recintos especialmente
projetados para o confinamento do mesmo, isolando o material das águas ao redor
depois de efetuada a disposição (Goes Filho, 2004).
Figura 2.1 apresenta um esquema com as opções de disposição subaquática. A
Este capítulo apresenta experiências de disposição subaquática de material
dragado em diversos locais do mundo. São relatados os impactos observados e as
conclusões desta forma de disposição para cada local.
4
Sem Capeamento Com Capeamento
(a) (b)
(c) (d)
(e) (f)
Figura 2.1. Opções de disposição em corpos hídricos. (a) Disposição irrestrita; (b) Capeamento pelo nível do fundo; (c) Disposição com contenção lateral; (d) Disposição confinada; (e) Disposição em cavas; (f) Disposição confinada em cavas. (Fonte: Adaptado de IADC/CEDA – Environmental Aspects of Dredging – Guia 5, 1996)
2.1 - Disposição Irrestrita
Trata-se da disposição do material dragado no corpo hídrico sem utilização de
qualquer técnica ou medida de controle e/ou isolamento da águas adjacentes.
Os EUA, entre os anos de 1973 e 1978, desenvolveram um programa de
pesquisa para materiais dragados - DMRP (Dredged Material Research Program –
Programa de Pesquisa de Material Dragado) – administrado pelo USACE (U.S. Army
Corps of Engineer). Dentro deste programa foi realizado um estudo, chamado ADFI
(Aquatic Disposal Field Investigations – Investigações de Campos de Disposição
Aquática), para avaliar os impactos no ambiente natural associados a essa forma de
disposição. As investigações foram conduzidas em cinco locais, que representaram
5
variedades no tipo de material, no ambiente aquático e nas práticas de dragagem e
disposição. Todas as áreas de disposição não contaram com qualquer tipo de
proteção ou isolamento para separar os sedimentos depositados do ambiente ao
redor. A seguir, serão apresentados estes estudos, que estão descritos em Wright
(1978).
Figura 2.2 mostra a localização das ADFIs no mapa dos EUA. A
Figura 2.2. Localização das ADFIs. (Fonte: Wright, 1978)
2.1.1 – Área de Disposição de Eaton Neck, Nova Iorque
Trata-se de um estuário localizado no “Long Island Sound”, cuja circulação é
imposta pelo fluxo de maré. Grande parte do fundo é coberta por uma camada
homogênea de sedimentos siltosos. É uma importante área de pesca comercial e
também recreativa.
Este local foi usado para disposição de materiais finos de dragagem por cerca de
75 anos. Além disso, entulho de construções, navios abandonados e outros materiais
também eram dispostos nesta área, cuja profundidade das águas varia de 12 a 55
metros. Vale ressaltar que durante as investigações esta área havia deixado de
receber materiais dragados a pelo menos 4 anos.
Realizaram-se investigações físicas no período entre 1974 e 1976, que incluíram
levantamentos batimétricos, fotografias do fundo, medições de correntes e ondas e
6
observações meteorológicas. Investigações químicas também ocorreram neste
período através de amostras da água e dos sedimentos e análises de temperatura,
salinidade, oxigênio dissolvido, nutrientes e metais. As investigações biológicas foram
realizadas entre os anos de 1974 e 1975, com a coleta de amostras dos organismos
bentônicos, plâncton, peixes e crustáceos importantes para a atividade de pesca e as
posteriores análises de metais pesados e coliformes fecais. As conclusões foram
tiradas a partir da comparação com amostras e análises de uma área de referência.
Os estudos físicos mostraram que em 2 anos os depósitos de sedimentos se
modificaram muito pouco. Com isso, puderam concluir que não se trata de um
ambiente dispersivo e que, portanto, é um local adequado, pelo menos fisicamente,
para disposição de materiais dragados.
Os estudos químicos mostraram que as taxas de amônio, carbono orgânico e
nitrogênio orgânico são ligeiramente maiores nos sedimentos e na coluna d’água da
área de disposição do que da área de referência.
Não foram observadas diferenças em relação à abundância ou tipo de espécies
dos organismos bentônicos entre o local de disposição e o de referência. Verificou-se
que as lagostas são mais abundantes na área de disposição do que na área de
referência, o que foi justificado pela presença de entulhos que criam substratos
adequados para esses seres. Não se encontraram concentrações elevadas de metais
pesados nos animais verificados (Wright, 1978).
Como conclusão, observou-se que a área de Eaton Neck, após 4 anos que foram
cessadas as atividades de 75 anos de disposição de material dragado, apresentava
poucas diferenças químicas e biológicas em relação à área de referência, apesar dos
montes de sedimentos ainda estarem evidentes. Entretanto, vale ressaltar que
variações naturais e perturbações humanas podem não ter sido adequadamente
contabilizadas nesta conclusão (Wright, 1978).
2.1.2 – Área de Disposição do Rio Columbia, Oregon
Trata-se de uma área de disposição oceânica próxima à foz do Rio Columbia,
que é um rio navegável e de acesso a uma grande área portuária.
Os sedimentos que fazem parte do estudo são areias, geralmente de
granulometria fina, e silte e argilas em menores quantidades. O material é dragado de
áreas próximas à costa e do fundo do Rio Columbia.
7
O local de disposição é um ambiente dinâmico, onde as correntes superficiais
correm a partir do norte e as correntes de fundo se movem em direção ao norte. Além
disso, as descargas do rio e as marés o influenciam bastante. Estes aspectos são
responsáveis pelas flutuações de algumas variáveis como salinidade, oxigênio
dissolvido, nutrientes e turbidez (Wright, 1978). Esta área apresenta também
diversidade e abundância de organismos bentônicos, plâncton e peixes marinhos,
onde os mais proeminentes são o salmão e o esturjão. Adjacente ao rio, existe uma
região bastante ativa para a pesca de caranguejos.
A operação de investigação consistiu de 4 fases: um estudo piloto; o estudo de
base anterior à disposição; o monitoramento da disposição e o estudo posterior à
disposição. As duas primeiras fases foram realizadas em 1974 e 1975. A operação de
disposição foi conduzida em junho e julho de 1975 e o monitoramento após esta fase
continuou até julho de 1976.
Na investigação física foram avaliados os ventos, as correntes, as ondas, os
sedimentos suspensos e a granulometria e mineralogia dos sedimentos. Através da
batimetria, perfil do fundo e fotografias subaquáticas foram determinadas as
características e a orientação do depósito (monte).
A investigação química envolveu a coleta de amostras e análises da coluna
d’água, da água intersticial dos sedimentos e dos próprios sedimentos. As variáveis de
interesse na coluna d’água foram salinidade, oxigênio dissolvido, pH, nutrientes,
partículas de carbono e nitrogênio e metais pesados. As análises dos sedimentos e
sua água intersticial incluíram metais pesados, nutrientes e amônio.
Foram retiradas amostras para análise do número e tipo de organismos
bentônicos, plâncton e espécies dominantes de peixes.
Foram dispostos 459.000 m3 de material, resultando em material com um raio de
460 metros, que se preservou durante todo o tempo de monitoramento. Foi verificado
que o material se movimentou para noroeste, que houve ressuspensão e transporte do
material mais fino e que o material granular (predominante) se preservou inalterado.
Não foram verificadas importantes variações químicas na coluna d’água nem nos
sedimentos como resultado da operação de disposição. Na coluna d’água observou-se
somente uma leve elevação de níquel após a disposição.
A disposição de material dragado causou impactos biológicos como a redução do
número de organismos bentônicos e o aumento da diversidade biológica. A redução
persistiu por pelo menos 8 meses, enquanto o aumento da diversidade biológica foi
evidente por pelo menos 10 meses (até o fim da investigação). Esses impactos
8
atingiram cerca de 50% dos organismos e o grau de impacto foi função da
proximidade do centro de disposição, de forma que fora da área de disposição, pouco
ou nenhum impacto foi observado. Devido ao fato de não haverem alterações
químicas significativas, mostrou-se que o impacto biológico foi resultado de fenômenos
físicos (Wright, 1978).
Os peixes também sofreram impactos devido à disposição. Seus números foram
reduzidos após esta atividade, porém a recuperação foi observada depois de alguns
meses. Os mexilhões não se mostraram impactados.
Como conclusão, observou-se que esta área de disposição apresentou mínimos
impactos na natureza química dos sedimentos e da coluna d’água, porém provocou
impactos significativos sobre organismos bentônicos e peixes. Os impactos sobre os
primeiros se mostraram mais severos. Foi destacado que devem ter ocorrido impactos
e alterações químicas na natureza dos sedimentos que não foram detectados nas
investigações porque foram ocultados por modificações naturais locais.
2.1.3 – Área de Disposição do Lago Erie, Ohio
Trata-se de uma área de disposição localizada no Lago Erie, ao norte da entrada
do porto de Ashtabula e inteiramente em água doce. É uma grande área portuária,
altamente industrializada e com um grande número de fontes de contaminação
potenciais ao seu redor.
Os sedimentos dispostos são dragados da parte mais estreita do rio Ashtabula e
consistem de partes aproximadamente iguais de areia e silte e uma pequena
porcentagem (< 10%) de argila.
As investigações nesta área ocorreram entre 1975 e 1977 e podem ser divididas
em 4 fases: uma pesquisa piloto (1975); amostragens antes da disposição (1975 e
1976); operação de disposição (1975 e 1976) e amostragens após a disposição. Para
verificar a variação natural dos parâmetros, as amostras foram retiradas da área de
disposição e de uma área adjacente para servir como referência.
Os aspectos físicos observados incluíram as correntes, batimetria, ondas, perfis
de fundo, sedimentação e hidrologia da região.
Para a investigação química nas amostras da coluna d’água, foram realizadas
análises de oxigênio dissolvido, nutrientes, alcalinidade, metais, carbono orgânico,
silicatos e sulfatos. Nas amostras dos sedimentos e águas intersticiais, foram
9
realizadas análises de nutrientes, metais e carbono orgânico, sendo que nos
sedimentos observaram também a capacidade de troca catiônica e o potencial redox.
Amostras de plâncton foram analisadas em termos de espécies e abundância.
Estudos sobre a variedade de peixes também foram realizados, assim como análises
que identificam a presença de metais nos peixes e nos invertebrados.
A disposição dos sedimentos não resultou na formação de um único monte de
material, mas sim na formação de alguns depósitos de alturas que variaram entre 30 e
50 centímetros. Esta operação criou um pequeno aumento de temperatura (< 2º) na
coluna d’água, que desapareceu nos meses seguintes. Observou-se erosão dos
montes e transporte de sedimentos, ambos provocados pelas tempestades de outono
e inverno.
Algumas mudanças químicas foram observadas, mas todas de pequena
magnitude ou de natureza transiente.
Houve alterações nas comunidades bentônicas que persistiram durante todo o
estudo. Não foram constatadas mudanças no número de espécies, mas sim no tipo de
espécies. Novas espécies transportadas do porto ficaram no lugar daquelas
eliminadas pela operação de disposição. Pôde observar-se também um aumento do
número de organismos bentônicos nesta área. Como estes servem de alimentos para
peixes, alterações nessa comunidade podem ser preocupantes, porém nenhum
impacto negativo neste sentido foi observado.
Não se verificou a ocorrência de bioacumulação em peixes e invertebrados.
A erosão espalhou o material dragado, de forma que as mudanças observadas
na fauna também se espalharam por uma área maior, mas não o suficiente para
detectar impactos.
2.1.4 – Área de Disposição do Golfo do México, Texas
Trata-se de uma área de disposição localizada no Golfo do México, próxima à
entrada do canal, que permite acesso aos portos de Galveston, às cidades de Texas e
Houston e ainda conecta as Baías de Galveston, Trinity e East. É uma área de grande
importância comercial e recreativa devido à fauna presente.
O material é dragado dos portos e canais da região, na qual existem fontes
potenciais de contaminação. Este material consiste de areia de granulometria variando
de fina a média.
10
A investigação consistiu de um estudo piloto e das fases antes, durante e após a
disposição. No interior da área destinada à disposição dos sedimentos, foram tomados
3 locais para disposição experimental e 2 para servir como referência. Todo o material
disposto nestes locais foi classificado como não contaminado. Mais um local foi
selecionado, porém este para a disposição de um pequeno montante de material
contaminado por nutrientes e metais pesados.
Para investigação física foram verificadas as correntes, as ondas, turbidez,
batimetria, suspensão e transporte dos sedimentos, mineralogia e tamanho dos grãos.
Na investigação química da coluna d’água observou-se nutrientes, metais, óleos
e graxas, pesticidas, PCBs (bifenóis policlorídricos), salinidade e oxigênio dissolvido.
Análises similares foram conduzidas nos sedimentos e poucas análises foram
realizadas na água intersticial destes.
As investigações biológicas levaram em conta os organismos bentônicos,
plânctons e peixes.
A disposição de aproximadamente 800.000 m3 de material resultou em acúmulos
discretos de sedimentos. Observou-se erosão dos montes e transporte de sedimentos,
principalmente para sudoeste, devido à ação de ondas e correntes da região.
Através da investigação química observou-se a elevação de manganês e
nitrogênio-amoniacal na coluna d’água, mas estas variações se mostraram mínimas
(Wright, 1978).
A investigação biológica sugeria impactos sobre os organismos bentônicos,
entretanto, o comportamento destes organismos nas áreas de referência foi
suficientemente similar ao das áreas de disposição, de forma que não se definiu a
ocorrência de impacto.
Como conclusão, admitiu-se que se tratava de um sistema dinâmico altamente
variável, com perturbações naturais nos aspectos químicos e físicos e com uma
enorme biota, e estas características poderiam ocultar os impactos associados às
atividades de disposição dos sedimentos dragados.
2.1.5 – Área de Disposição do Rio Duwamish, Washington
Trata-se de uma área localizada em um estuário no interior da Baía de Elliott. Os
sedimentos são dragados do Rio Duwamish, um canal de navegação e também
principal rota de migração de salmão e truta.
11
Estes sedimentos consistem de um silte orgânico fino que se apresenta
contaminado por PCBs, metais pesados e hidrocarbonetos derivados de petróleo.
As investigações físicas, químicas e biológicas foram similares às realizadas em
todos os outros estudos desta pesquisa. Também utilizaram áreas para servirem de
referência. As investigações tiveram início em 1975 e foram concluídas em 1976. 3A disposição de aproximadamente 114.000 m de material resultou em montes
com 2 a 3 metros de altura e raio máximo de 200 metros. O monitoramento posterior à
disposição (de 6 a 9 meses após) mostrou que os montes se espalharam
gradativamente. Este movimento foi ocasionado pelas correntes, mas verificou-se
também que estas não eram fortes o suficiente para carregar o material para fora da
área de disposição.
Observaram-se mínimas alterações químicas na coluna d’água, que se
mostraram associadas ao movimento transitório de partículas em suspensão. Tão logo
este material sedimentou, os valores dos parâmetros químicos retornaram aos valores
anteriores à disposição.
Foi verificado um aumento significativo de PCBs e metais pesados nos
organismos que habitavam a área. Porém, isto não permaneceu por mais de 3
semanas. Algumas alterações também foram observadas em relação à abundância,
diversidade e composição das espécies bentônicas na área de disposição, entretanto,
mudanças similares nas regiões de referência fizeram com que a atividade de
disposição não parecesse a única responsável por elas.
2.2 – Disposição Contida ou em Locais Confinados
Conforme já dito, para a disposição em corpos hídricos de materiais
contaminados são necessárias algumas técnicas de controle, como por exemplo a
utilização do capeamento e do confinamento dos sedimentos.
A partir de um Relatório de um Grupo de Trabalho do PIANC, divulgado em
fevereiro de 2002 – ENVICOM 5 (Environmental Guidelines for Aquatic, Nearshore and
Upland Confined Disposal Facilities Dredged Material) – pôde-se observar alguns
estudos de casos de disposição aquática confinada em todo o mundo. Para cada caso
estudado, as informações geradas são específicas para a situação e não devem ser
tomadas como padrões. Todas as pesquisas realizadas tiveram como objetivo
principal, encontrar as formas mais adequadas de isolar o material contaminado,
12
minimizando os efeitos negativos da construção dessa estrutura no ambiente aquático.
A seguir, apresentam-se alguns destes estudos.
2.2.1 – ADC em células do Porto de Boston - Massachusetts, EUA
Os sedimentos dragados do porto de Boston são, normalmente, dispostos no
oceano (cerca de 22 km afastado da costa). Entretanto, aproximadamente 800.000 m3
de sedimentos que se encontravam sobre um depósito de argila (“blue clay”) foram
considerados inadequados para a disposição no oceano. Tratava-se de argila fina e
silte que apresentavam metais e contaminantes orgânicos (HPAs – hidrocarbonetos
polocíclicos aromáticos, PCBs, pesticidas).
Para dispor este material foi construída uma Área de Disposição Confinada no
interior do porto, que consiste de 9 células. Para esta construção foi necessário que
escavassem o fundo do porto na área destinada para a ADC.
A permissão para o projeto e para a disposição de material nesta área foi dada
de acordo com o U.S Clean Water Act, onde o estado de Massachusetts se tornava o
responsável pela qualidade da água e também pelo monitoramento exigido para a
construção, preenchimento e capeamento das células.
As células foram construídas no período de 1997 a 2000 e as atividades de
monitoramento continuaram durante 5 anos.
O programa de monitoramento foi projetado para garantir que as células fossem
preenchidas e capeadas conforme o esperado, focando principalmente os aspectos
geotécnicos.
Amostras da coluna d’água e estudos sobre a trajetória da pluma foram
realizados para determinar a extensão da dispersão dos sedimentos e a liberação de
contaminantes durante a disposição. A ressuspensão de sedimentos e a perda de
contaminantes foram menos intensas do que a estimada por modelos numéricos. Não
houve controle de efluentes nem o uso de liners.
O material foi dragado mecanicamente e transportado até as células através de
batelões. A cobertura da 1ª célula também foi feita dessa maneira, resultando em um
capeamento irregular. Portanto, as demais células tiveram o seu capeamento lançado
por dragas autotransportadoras, melhorando este aspecto. Além disso, o primeiro
capeamento foi lançado após 30 dias do fim do preenchimento da célula, resultando
na mistura da areia do capeamento com o material da célula e numa cobertura menos
eficiente (Palermo, 2002). Nas células seguintes, o capeamento foi lançado apenas 24
13
semanas após o fim do preenchimento das células, resultando numa mistura mínima
dos materiais.
Abaixo segue a vista aérea do Porto de Boston com o esquema da ADC (Figura
2.3).
Figura 2.3. Vista do esquema da ADC no Porto de Boston. (Fonte: Palermo, 2002)
2.2.2 – ADC do Porto de Rodewishhafen - Hamburgo, Alemanha
Diante da falta de local para dispor sedimentos da dragagem de manutenção do
Porto de Hamburgo, este material, em 1993, passou a ser disposto na enseada no
interior do porto. A operação de disposição teve 20 semanas de duração. Porém,
alguns anos depois, em 2001, esta área passou a ser necessária para realização de
algumas atividades do porto e, portanto, teve que ser recuperada. 3O material dragado consistia de, aproximadamente, 290.000 m de material
siltoso com quantidade de areia variando de 7 a 45% e médio grau de contaminação.
Para implantação da ADC, foram construídas duas barragens de areia que
separavam esta área de dois canais adjacentes. O fundo consistia de finas camadas
de silte consolidado sobre uma camada de areia.
A solução adotada para o uso da área foi capear o material disposto com areia
até a altura desejada.
14
As atividades de disposição e de capeamento para utilização da área foram
realizadas de acordo com as leis germânicas relacionadas com a qualidade da água.
Estudos da estimativa de impacto ambiental também foram realizados antes do
lançamento das camadas de areia sobre o material dragado. Possíveis efeitos na
qualidade da água, causados por saída da água intersticial durante a consolidação e
produção de gases foram extensamente examinadas. Detectou-se a presença de
amônio na coluna d’água(300 g/l). E não foi detectado fluxo de água através do
depósito de silte (Netzband, 2002).
O material siltoso havia sido bombeado diretamente para a enseada. Portanto,
nos 8 anos decorridos até a necessidade de utilização da área, houve tempo suficiente
para a consolidação deste sedimento disposto. Diante disto, o primeiro passo para a
recuperação da área foi a colocação de camada drenante horizontal na superfície do
depósito. A água liberada foi coletada e bombeada para uma estação de tratamento. A
estabilidade das barragens também teve que ser reforçada. Após o lançamento de
uma camada de areia, drenos verticais foram construídos e, em seguida, mais areia foi
lançada. Esperava-se que, em 4 anos, os efeitos do adensamento primário tivessem
acabado e que o local estivesse com uma altura suficientemente segura contra
enchentes e tempestades.
Após esse processo, o local estaria pronto para funcionar como área de
estocagem, uso pretendido para ele.
Como conclusão deste estudo verificou-se que enseadas no interior de portos
podem ser utilizadas como áreas de disposição subaquática de material dragado. A
Figura 2.4 mostra a ADC no Porto de Hamburgo.
ADC
Figura 2.4. ADC no Porto de Hamburgo. (Fonte: Netzband, 2002)
15
2.2.3 – ADC do Porto de Helsingborg – Helsingborg, Suécia
Anteriormente, o material dragado do Porto de Helsingborg era disposto no
Estreito de Oresung, porém devido às restrições ambientais da área, entre elas a
produção de bacalhau e pesca, uma nova forma de dispor o material teve de ser
adotada. Optou-se pela construção de uma ADC dentro do porto.
A permissão para este projeto foi concedida por Autoridades Ambientais de
acordo com as regulamentações “temporárias” (1985) que prevaleciam na Suécia.
O material disposto era um silte com cerca de 20% de areia e medianamente
contaminado.
A ADC foi construída numa antiga enseada do porto para uma capacidade total
de 30.000 m3 de material. Nesta construção foram usadas pilhas de material arenoso
para contenção dos sedimentos e areia limpa para cobertura dos mesmos. Essa
solução se mostrou a mais economicamente viável (Hammarskjold, 2002).
Os sedimentos foram retirados por uma draga mecânica (retroescavadeiras) e
transportados em cisternas até o local de disposição. O mesmo processo foi feito com
o material de capeamento.
Diante do baixo nível de contaminação do material e da utilização de cobertura,
não se mostrou necessário o controle de efluentes, nem o monitoramento a longo
prazo.
2.2.4 – Depósito da Pedreira de Lüsse – Weser, Alemanha
Este estudo foi apresentado por Koethe (2002). Trata-se da disposição de
material dragado contaminado em uma antiga pedreira. Atravessando o Rio Weser e o
Canal de Mitthelland, estavam, aproximadamente, 290.000 m3 de sedimentos
contaminados que vinham sedimentando por muitos anos. Consistiam de sedimentos
orgânicos e de fina granulometria – material silto-argiloso com porções mínimas de
areia fina. A contaminação era principalmente causada por zinco e cádmio e
levemente por chumbo e HPAs. Em torno de 50.000 m3 destes sedimentos
apresentavam um alto grau de contaminação e o restante estava somente pouco
contaminado.
Segundo as normas ambientais de disposição de material dragado, estipuladas
na legislação alemã, foi decidido que uma pedreira já esgotada junto ao rio seria
usada para disposição subaquática. Estudos científicos, iniciados em 1992, foram
16
realizados para assegurar a adequabilidade do depósito, diante das condições
naturais em que estava exposto e da qualidade das águas.
Esta pedreira estava separada do rio Weser somente por uma barragem,
portanto, para prevenir o retorno do material disposto para o rio, outras barragens
foram construídas.
Em torno de 180.000 m3 de material foi disposto no período entre 1992 e 1995.
Após ser constatado, por programas de monitoramento, a segurança da operação, o
restante do material foi disposto entre 1997 e 1999. O capeamento de areia foi
totalmente completado em 1999, o qual foi construído em 4 camadas.
Parte do material foi dragado, transportado e lançado por dragas
autotransportadoras (equipamentos hidráulicos). Para a outra parte foi usada a
caçamba de mandíbulas (equipamento mecânico) na retirada dos sedimentos, que
foram transportados por batelões até a estação de bombeamento e de onde foram
transportados até a pedreira por tubulações flexíveis. A areia do capeamento foi
espalhada através de um equipamento flutuante.
O plano de monitoramento consistiu de 3 partes: monitoramento extensivo da
água ao redor do depósito, que teve início em 1997 e permanecerá durante 10 anos;
registro dos níveis de contaminantes presentes nos sedimentos e checagem das
profundidades alcançadas por sedimentos durante a operação de disposição.
Não houve necessidade de controle de efluente e não foram verificados impactos
na agricultura das áreas próximas. De forma, que pode-se concluir que pedreiras sob
condições naturais adequadas podem ser uma solução para disposição do material
dragado.
E ainda, se a tubulação tiver diâmetro adequado (evitando entupimentos e
interrupções na operação), esta forma de transporte e disposição dos sedimentos
também se mostrou adequada.
Figura 2.5 mostra a vista aérea do local de disposição no ano de 1994. A
17
Figura 2.5. Vista aérea do depósito de sedimentos no ano de 1994. A barragem ainda
se encontrava aberta. (Fonte: Koethe, 2002)
2.2.5 – ADC do Porto de Minamata – Kyushu, Japão
De acordo com Miayachi (2002), uma doença atingiu muitas pessoas em
Minamata no final da década de 70. Essa doença se deu pela ingestão de peixes e
mariscos contaminados por mercúrio. A contaminação da Baía de Minamata, de onde
os peixes e mariscos eram pescados, ocorreu pelo esgoto de áreas onde fertilizantes
eram utilizados.
Esta situação criou oportunidades para que o Japão fizesse regulamentos sobre
a contaminação do subsolo e das águas. Em 1974 foi desenvolvido e iniciado um
projeto para prevenir a poluição desses meios.
O sedimento contaminado da baía apresentava a concentração de
contaminantes variando de 0,04 ppm a 550 ppm de mercúrio. Definiu-se, então, que
todo material que apresentasse a concentração de mercúrio superior a 25 ppm seria
dragado. A área para disposição destes sedimentos consistia de duas células,
localizadas no interior do estuário da baía (uma de cada lado do canal de Hyakken). O
solo de fundação deste local era uma argila siltosa mole, sendo necessário a melhoria
18
do mesmo, que foi realizada a partir de drenos e sobrecarga de areia antes da
construção da ADC.
As células foram circundadas por pilhas de material argiloso, de forma que
tinham aparência de paredes de “cut off”. Após o preenchimento, recebiam um
capeamento que consistia de uma fibra sintética sobre os sedimentos seguidos por
uma rede de cordas, uma camada de 80 cm de cinzas vulcânicas e por fim uma
camada de 1 m de solo montanhoso. 3O volume de material dragado e disposto foi de 1,51 milhões de m e a
construção da ADC ocorreu de 1977 a 1979.
Para evitar fontes secundárias de poluição, o material era retirado com dragas
hidráulicas sem desagregador e, então, transportado por tubulações até o local de
disposição. Para evitar a dispersão dos sedimentos contaminados, um quebra-mar
temporário de 340 metros foi construído.
A concentração de mercúrio nos peixes, mariscos e no plâncton foi monitorada.
A qualidade da água também foi monitorada e o tratamento de efluentes foi adotado.
Com a recuperação da área, uma das células está sendo usada para atividades
diversas do porto e na outra foi criada uma ilha verde, com parque, campo de beisebol
e também para atividades do porto, conforme pode ser observado na Figura 2.6.
Figura 2.6. Vista aérea da ADC de Minamata. (Fonte: Miayachi, 2002)
19
2.2.6 – ADC da Baía de Mission – Ontário, Canadá
Thunder Bay é o maior porto do Canadá e se localiza na extremidade oeste dos
Grandes Lagos. A área que rodeia o porto apresenta muitas indústrias, responsáveis
pela economia local.
Segundo Osborne (2002), as atividades de dragagem são necessárias para a
manutenção dos canais de navegação do porto e dos rios associados. A cada ano
draga-se de 46.000 m3 a 306.000 m3 de sedimentos para manutenção da
profundidade necessária para navegação.
Historicamente, estes sedimentos eram dispostos em um local especifico do
Lago Superior, porém na década de 70 começou-se a observar que os níveis de
poluição dos Grandes Lagos estavam aumentando. Ao verificar os níveis de
contaminantes nos sedimentos, constatou-se que estavam superiores aos permitidos
para disposição em águas abertas. Os sedimentos de determinados locais
apresentavam elevados níveis de metais pesados (mercúrio, chumbo, zinco, cádmio,
etc) e PCBs.
Diante das opções para dispor este material, optou-se por uma ADC próxima à
costa devido à facilidade de acesso e à proximidade dos locais de dragagem. Este
local consistia de uma berma periférica que apresentava no seu interior um
reservatório temporário para armazenamento do material e mais 4 células para serem
preenchidas definitivamente e tinha capacidade para 2 milhões de m3.
Sua construção teve início em 1978, as duas primeiras células foram
preenchidas e capeadas em 1987. Em 2001, a terceira célula estava sendo
preenchida. A ADC apresenta um filtro revestindo as bermas externas e uma cortina
de silte na sua entrada. O projeto de operação das células permite uma otimização do
processo de sedimentação.
Os sedimentos são dragados mecanicamente e transportados à área de
disposição através de uma barcaça, de onde também são liberados.
Vários programas de monitoramento da qualidade das águas locais e adjacentes
foram implantados. Investigações sobre a vegetação e a fauna local também foram
realizadas. E as bermas são constantemente inspecionadas, de forma que sua
integridade seja assegurada.
20
2.2.7 – Depósito Subaquático de Rouillard – Rio Sena, França
Esta pesquisa foi apresentada por Cevere(2002). O material contaminado do Rio
Sena era dragado e disposto na área de uma antiga pedreira dentro de um local de
lazer, sujeito a inundações. As maiores preocupações associadas a isso são os
impactos diretos ao meio ambiente, já que se trata de uma área pública, e os efeitos
em longo prazo desse método de disposição.
O material dragado vem da bacia do Rio Sena, incluindo sedimentos dos rios
Oise e Marne. Esses sedimentos são de granulometria variável, mas na média
apresentam cerca de 20% de partículas finas e o grau de contaminação não muito
elevado.
Como solução, foi determinado um amplo programa de monitoramento,
avaliando constantemente a qualidade das águas superficiais e subterrâneas e
também dos sedimentos, durante todo o tempo de disposição e após esta operação.
O local onde os sedimentos estavam sendo dispostos tratava-se de uma lagoa
na área de uma antiga pedreira, distante 150 metros do Rio Sena e com 8 metros de
profundidade.
Um dique foi construído para separar o local de recebimento dos sedimentos do
restante da lagoa. O sistema de descarga do material foi finalizado em junho de 1999
e somente em julho de 2000 o local começou a receber sedimentos. A capacidade da
área era para 200.000 m3 e após o preenchimento sua profundidade chegava a 1metro
(contra os 8 metros iniciais).
Neste caso, admitiu-se que a primeira camada de material disposto,
principalmente argila, funcionaria como camada impermeabilizante.
O material dragado era bombeado para a área de disposição após ser misturado,
numa razão de 1:9, com a água do Rio Sena. A água introduzida no açude retornava
ao rio através de tubulações enterradas.
O monitoramento foi feito com piezômetros e medidores de nível. Verificaram-se
todos os parâmetros no efluente e na água do açude, durante e após a disposição.
Foi verificado (entre março de 1999 e março de 2001) que a concentração de
amônio (NH4+) nas águas superficiais do açude se mantinha elevada quando
comparadas à da água do Rio Sena. Isso sugeriu que o aumento da concentração de
NH4+ se devia à combinação de efeitos da sedimentação e também à dessorção de
NH4+ dos sedimentos, e não à suposta água contaminada do rio (Cevere, 2002).
Outras medidas mostraram que, mesmo se durante a disposição do material
dragado significativas concentrações de metais pesados fossem encontradas na fase
21
dissolvida, estes, em seguida, eram adsorvidos pelas partículas e permaneciam
acumulados nos sedimentos da lagoa e não eram liberados para a água.
Com relação aos HPAs, encontrou-se apenas uma pequena quantidade desses
compostos livres na água. As elevadas concentrações encontradas na lagoa se devem
à alta contaminação dos materiais dispostos no momento da amostragem.
Como conclusões deste estudo de caso, observaram que a quantidade de
sólidos em suspensão poderia ser reduzida caso utilizassem um tanque de
decantação antes da descarga e dragas mecânicas; que, apesar do aumento da
concentração de NH4+ (o que aumenta o processo de eutrofização), em curto prazo os
micro-poluentes não são liberados para a sua fase líquida. Foi observado também que
a disposição deste material em áreas públicas gera muita pressão sobre a operação.
2.3 – Capeamento In Situ
Esta operação não se trata, exatamente, de uma forma de disposição de
materiais dragados. Neste caso, o material contaminado já está no local e somente
recebe uma cobertura para não impactar ou ainda, para minimizar os impactos sobre o
meio aquático. Não há a necessidade física da retirada de materiais, mas se trata de
técnicas que podem ser empregadas no capeamento de material dragado já disposto.
Os casos apresentados a seguir foram estudados nos EUA por Hagerty e
Trotman (2001) e a aprovação dos projetos foi concedida pelos órgãos USEPA e
USACE.
2.3.1 – Hidrovia de São Lourenço, Nova Iorque
Trata-se de uma proteção para sedimentos contaminados por PCBs.
Inicialmente, os sedimentos foram removidos através de dragagem, porém o nível de
descontaminação não foi alcançado, de forma que houve a necessidade de se instalar
o capeamento sobre os sedimentos remanescentes.
A proteção foi construída numa área de aproximadamente 7.000 m2, onde a
profundidade da lâmina d’água variava de zero a 5 metros.
O projeto do capeamento protegia química e fisicamente a coluna d’água dos
sedimentos contaminados. Este consistia de 3 camadas: logo acima dos sedimentos
havia uma camada de isolamento com 15 centímetros de areia, em seguida, uma
camada com 15 centímetros de pedregulho de diâmetro de 5 centímetros e por último
22
mais uma camada com 15 centímetros de pedregulho de diâmetro de 10 centímetros.
A camada de isolamento apresentava areia com granulometria de média a fina
misturada com 1% de carbono ativado granular, sendo responsável pela minimização
da difusão de PCBs para a coluna d’água.
O projeto levou em consideração a ação das ondas e a velocidade de
escoamento do rio próximo, de maneira a prever os efeitos erosivos sobre as
camadas.
Figura 2.7 apresenta o esquema de capeamento realizado na área. A
Figura 2.7. Esquema do projeto de capeamento. (Fonte: Hagerty et al., 2001)
2.3.2 – Rio Ruston ISC, Nova Iorque
Trata-se de um capeamento para sedimentos contaminados por níquel e cádmio.
A origem da contaminação foi a descarga de efluentes de uma fábrica de manufatura
de baterias na margem do Rio Ruston.
O material que apresentava uma concentração de cádmio superior a 100 ppm foi
removido. O restante recebeu um capeamento que consistia de GCL (geosynthetic
clay liner) e uma camada de areia com 30 centímetros de espessura retirada de uma
área de empréstimo. Após a construção desta proteção, uma camada de plantas
típicas da região pantanosa da margem do Rio Ruston foi plantada sobre ela. O
esquema dessa descrição está apresentado abaixo (Figura 2.8).
23
Figura 2.8. Esquema de capeamento utilizado no rio Ruston. (Fonte: Hagerty et al.,
2001)
2.3.3 – Little Elk ISC, Maryland
Trata-se de um capeamento para isolar sedimentos contaminados por VOCs
(compostos orgânicos voláteis) e DNAPLs (dense non-aqueous phase liquids -
contaminante orgânico de reduzida solubilidade e mais denso que a água). A
contaminação se deu por descargas de efluentes de uma indústria de solventes. Os
DNAPLs estavam presentes na água, nos sedimentos e também nas fraturas dos
maciços rochosos da região.
O projeto de capeamento consistia de um liner formado por 5 componentes,
conforme pode ser verificado na Figura 2.9. Logo sobre os sedimentos, encontrava-se
um geotêxtil responsável pelo controle da erosão e pela minimização da liberação de
compostos voláteis durante a construção das demais camadas. Em seguida, havia um
GCL, servindo de camada secundária. Mais um geotêxtil foi colocado para proteger os
componentes anteriores da camada de gabião, que foi colocada por último. Esta
apresentava uma espessura de 30 centímetros e a função de proteger a coluna d’água
acima e ainda ajudar o restabelecimento das comunidades ribeirinhas e bentônicas.
24
Figura 2.9. Esquema do projeto de capeamento adotado em Maryland. (Fonte: Hagerty
et al., 2001)
2.4 – Casos Brasileiros
No Brasil a alternativa de disposição subaquática de rejeitos de dragagem é
pouco pesquisada e implementada. Os casos mais importantes e discutidos
atualmente são os dos Portos de Santos e Sepetiba, devido à suas importâncias
econômicas e à proximidade dos maiores centros urbanos do país. Existem outros
episódios de adoção dessa alternativa, mas trata-se de situações com carência de
estudos completos ou, até mesmo, negligência dos órgãos ambientais.
2.4.1 – Porto de Santos, Estuário de Santos
O maior porto da América Latina está localizado em uma região invejável. O
Estuário Santista, onde se localiza o Porto de Santos, caracteriza-se pelas águas
calmas e sem maiores interferências climáticas e meteorológicas. Porém, pelas suas
características geográficas, muito parecidas com as de um rio, o estuário recebe uma
grande contribuição de sólidos em suspensão, tornando-o altamente vulnerável ao
assoreamento, reduzindo, portanto, a profundidade da sua via de navegação
constantemente (Portal do Governo do Estado de São Paulo, 2006). A Figura 2.10
mostra uma vista geral do Porto de Santos.
25
Em seu projeto original, o canal onde atracam os navios deveria ter o calado
variando entre 12 e 14 metros. Atualmente, essa profundidade varia de 10 a 12 metros
(Portal da Folha de São Paulo, 2005). A conseqüência pratica da redução do calado é
que os navios estão saindo do porto com menos carga do que poderiam levar e ainda
navios maiores deixam de atracar.
O Porto de Santos é o principal do país, responsável por cerca de 30% das
exportações, dessa forma o assoreamento encarece o preço dos produtos exportados
e traz prejuízos à economia do país. Por conta disso e também das pretensões de
crescimento do porto, a dragagem é de grande importância.
Figura 2.10. Vista geral do Porto de Santos (Site do Porto de Santos, 12/12/2005)
O material a ser dragado do estuário de Santos é composto fundamentalmente
por vaza marinha (argila-siltosa extremamente fluida), com traços de areia. Esse
material encontra-se contaminado por benzopireno oriundo da queima de carvão em
altos fornos das indústrias de Cubatão (Portal da Folha de São Paulo, 2005).
O descarte do sedimento dragado é realizado em zona oceânica exterior à baía
de Santos, a 4 quilômetros da Ponta de Monduba, Guarujá.
Apesar de necessária, a dragagem do porto está, desde 2001, com uma
seqüência de interrupções comprometedoras. Depois da primeira suspensão
determinada em novembro de 2001 pela CETESB (Companhia de Tecnologia de
Saneamento Ambiental) para esclarecimentos do grau de contaminação dos
sedimentos, houve muitas discussões e explicações sobre condicionantes, padrões e
legislação de resíduos. Inicialmente, não existia legislação brasileira nem dados das
substâncias químicas em sedimentos da região da Baixada Santista. Dessa forma,
26
utilizou-se o critério estabelecido no Canadá para rejeitos de dragagem. Mas essa não
era a solução mais adequada, já que os critérios devem ser próprios para cada região.
Foi então que a CODESP (Companhia Docas do Estado de São Paulo) deu início a
consulta às empresas especializadas para a execução de extração de amostras e
análises físico-químicas e ecotoxicológicas no canal de navegação.
Após a caracterização hidrossedimentalógica no Porto de Santos, a avaliação do
modelo de circulação hidrodinâmica para estudo da descarga do lodo proveniente da
dragagem e praticamente dois anos de interrupção do serviço, a Secretaria Estadual
do Meio Ambiente, em novembro de 2004, emitiu a Licença Ambiental de Operações
para a retomada da dragagem. O principal condicionante da licença é o
monitoramento da área de bota-fora.
De acordo com o estudo desenvolvido pela Universidade Santa Cecília
(Unisanta), em parceria com o Instituto Superior Técnico de Lisboa (IST) e com a
empresa portuguesa Hidromod, o Porto de Santos tem alternativas seguras para
descarte do material retirado do estuário. Além da área já utilizada como bota-fora,
mais três foram apontadas como indicadas. De acordo com o estudo, o despejo não
apresenta qualquer retorno para as praias ou prejuízo ambiental (Portal da
Universidade Santa Cecília, 2002). Nenhum dos locais analisados recebe qualquer
tipo de medida ou técnica de isolamento. O material que não permanece sedimentado
é dispersado para fora da costa.
Em fevereiro de 2005, então, a dragagem do canal e das bacias de evolução do
Porto de Santos foi retomada. O projeto envolve a dragagem de manutenção do canal
de Barra até a Alamoa e em uma segunda fase, a dragagem de aprofundamento
dessa mesma área. A figura a seguir mostra os canais citados (Figura 2.11).
Figura 2.11. Detalhe dos canais que serão dragados (Site do Porto de Santos,
12/12/2005).
27
O monitoramento realizado pela CODESP na área de bota-fora oceânico
consiste em avaliar a qualidade dos sedimentos, as comunidades bentônicas e dos
costões rochosos, a qualidade da água de fundo e da coluna d’água, bioacumulação
no tecido de organismos e da pluma em suspensão, além do monitoramento de um
local isento da influência do despejo, para efeito comparativo. A Figura 2.12 mostra
parte do monitoramento realizado.
Figura 2.12. Detalhe do monitoramento ambiental realizado pela CODESP (Site do
Porto de Santos, 12/12/2005)
Em julho de 2005 a CETESB suspendeu novamente a atividade de dragagem,
alegando inconsistência nos dados contidos no relatório feito pela empresa contratada
pela CODESP, DTA Consultoria S/A, para monitoramento. A CESTESB esclareceu
que através dos resultados apresentados não ficara claro o grau de contaminação
(Portal da Folha de São Paulo, 2005).
Após nova avaliação dos resultados das primeiras campanhas de
monitoramento, a CODESP recebeu em dezembro de 2005 da Secretaria Estadual de
Meio Ambiente, a licença para dragagem do Porto de Santos e descarte de material
dragado em bota-fora oceânico com validade de um ano (Portal do Ministério dos
Transportes, 2005).
De acordo com o Jornal A Tribuna – Baixada Santista de 15 de março de 2006, a
CESTESB limitou a retirada de 300 mil m³ de sedimentos por mês e esse valor poderia
ser ampliado para 400 mil ³ por mês se a CODESP apresentasse uma avaliação
consistente comprovando explicitamente a preservação da área de descarte.
28
2.4.2 – Porto de Sepetiba, Baía de Sepetiba
O Porto de Sepetiba é um porto de águas profundas, resguardado pela Restinga
de Marambaia, no Município de Itaguaí (RJ). Criado para aliviar o Porto do Rio, suas
operações começaram no final de 1982. Atualmente, é responsável por 35% do
faturamento da Cia. Docas do RJ. O Porto de Sepetiba está localizado na Baía de
Sepetiba, a 80 km do Rio de Janeiro e em um raio de 500 km dos outros principais
centros econômicos do Brasil (São Paulo, Belo Horizonte, Vitória). Além disso a Baía
de Sepetiba situa-se fora das principais trajetórias de tempestades, o mar apresenta-
se calmo o ano todo, tendo como abrigo natural a Restinga da Marambaia. A Figura
2.13 mostra a localização estratégica do porto e a Figura 2.14 mostra uma vista geral
do porto.
Figura 2.13. Localização estratégica do Porto de Sepetiba
(www.geocities.com/pentagon/bunker/6676/sepetiba.html, 01/04/2006)
Figura 2.14. Vista geral do Porto de Sepetiba (Portal da Companhia de Docas do Rio
de Janeiro, 14/02/2006)
A circulação hidrodinâmica da Baía de Sepetiba é causada por forças associadas
à ação de marés, ventos e dos rios que deságuam na baía (Ecologus Engenharia
29
Consultiva, 2005). O transporte de sedimentos para a Baía de Sepetiba é um
fenômeno natural que vem sendo agravado nas ultimas décadas em decorrência de
diversas atividades humanas. Essas ações contribuem em menor ou maior grau para
a intensificação da produção e transporte dos sedimentos, cujo resultado é o
assoreamento das calhas dos rios e finalmente da Baía de Sepetiba (Ecologus
Engenharia Consultiva, 2005). A foto abaixo (Figura 2.15) apresenta um detalhe do
assoreamento da Praia da Capela (Pedra de Guaratiba).
Figura 2.15. Detalhe do assoreamento na Praia da Capela. (Fonte: Ecologus
Engenharia Consultiva, 2005)
Um dos fatores que contribuiu para a viabilização do Porto de Sepetiba foi o fato
de haver, dentro da própria baía, uma área adequada para bota-fora de dragagem. O
material disposto nesta área não retornaria para área dragada nem para as praias. O
estudo deste local foi realizado pelo INPH. (Instituto Nacional de Pesquisas
Hidroviárias) em conjunto com o IPT (Instituto de Pesquisa Tecnológica) (INPH, 2005).
A Baía de Sepetiba é um sistema que sofre impactos consideráveis das
atividades antrópicas. Nessa baía, os aportes de rejeitos industriais são mais
significativos que os aportes de resíduos domésticos (que ainda assim, atualmente,
são consideráveis e estão sendo incrementados). Dentre estas indústrias que podem
ter médio ou grande porte, enumeram-se indústrias metalúrgicas, químicas, têxteis, de
bebidas, de beneficiamento de minerais não metálicos e parques gráficos.
30
Não obstante as numerosas fontes difusas e pontuais de metais pesados, a
contaminação por zinco e cádmio aponta para uma grande fonte pontual que é a
Companhia Mercantil Ingá Metais, se constitui no maior passivo ambiental da região. A
falência da empresa levou ao abandono da bacia de rejeitos, que nos últimos 5 anos
vazou grandes quantidades de resíduo para a baía (Ecologus Engenharia Consultiva,
2005). Apesar da contaminação dos sedimentos, esta está restrita às camadas mais
superficiais (em torno de 50 cm).
Para avaliar os possíveis impactos da dragagem de ampliação do Porto de
Sepetiba, a FEEMA (Fundação Estadual de Engenharia do Meio Ambiente)
desenvolveu um programa de investigação da situação ambiental da bacia. Esse
programa foi implementado de 1996 a 1998 e continha, entre outros estudos, análises
granulométricas e de contaminação dos sedimentos, análises de qualidade de água,
medições de correntes e ensaios ecotoxicológicos. Com base nesse programa a
FEEMA concluiu que a contaminação dos sedimentos por cádmio e zinco
apresentava-se elevada nas camadas superficiais e recomendou que essa camada
superficial fosse disposta de forma controlada, enquanto o restante do material poderia
ser disposto no próprio corpo hídrico.
Figura 2.16A mostra uma ilustração da Baía de Sepetiba com os locais de
amostragem de sedimento superficial na área de dragagem do canal principal de
acesso ao Porto de Sepetiba.
31
Figura 2.16. Estações de Amostragem de sedimentos superficiais no canal principal de
acesso ao Porto de Sepetiba (Fonte: FEEMA, 1996)
Dessa forma, as obras de ampliação do Porto de Sepetiba utilizam o bota-fora
subaquático para os materiais isentos de contaminação e não adequados para
utilização em aterros e o material oriundo da camada contaminada tem de ser disposto
em área confinada, seja em terra ou no corpo hídrico.
O início do bota-fora utilizado para material dragado dista aproximadamente
6780 metros do Porto de Sepetiba (INPH, 2005). O Relatório INPH -21/2004 informa
que essa área de bota-fora ainda poderá receber cerca de 40 milhões de metros
cúbicos de material dragado, desde que sejam utilizadas dragas compatíveis com as
profundidades ali encontradas, as quais segundo o mesmo relatório variam de 8 a 10
metros na área definida como adequada para receber sedimentos silto-argilosos, que
são predominantes na Baía de Sepetiba.
32
2.4.3 – Projeto do Porto da Companhia Siderúrgica do Atlântico (CSA), Baía de Sepetiba
A área do projeto está localizada na Baía de Sepetiba. A implementação do
terminal portuário depende da preparação do terreno para receber as instalações
portuárias e ainda da construção do canal de acesso e da bacia de evolução. Ambas
as necessidades serão atendidas com a dragagem da Baía de Sepetiba.
Conforme dito no item anterior, os sedimentos da baía apresentam-se
contaminados por metais pesados, principalmente cádmio e zinco. Isto por causa das
fontes de contaminação existentes na bacia contribuinte, dentre elas o reservatório de
resíduos da antiga Companhia Mercantil Ingá Metais. Entretanto, esta contaminação
está restrita às camadas mais superficiais, até cerca de 50 centímetros dos
sedimentos de fundo (Ecologus Engenharia Consultiva, 2005). Esses sedimentos são
predominantemente finos (argila e silte). Dessa maneira, se a camada contaminada for
retirada adequadamente e os sedimentos dispostos em locais também adequados, as
camadas inferiores (não contaminadas) não apresentarão problemas durante a
operação de dragagem.
As alternativas avaliadas no EIA/RIMA desse terminal portuário consideram
algumas premissas, entre elas maximizar a disposição de material dragado no terreno,
com vista à redução da necessidade de utilização de bota-fora marítimo, dentro ou
fora da baía.
Esse documento apresentou como alternativa mais indicada aquela que sugeria
a disposição de material granular no terreno, a disposição de sedimentos finos isentos
de contaminação em áreas de bota-fora dentro da Baía de Sepetiba e por fim a
disposição de todo material contaminado em cavas submersas de confinamento –
ADC. Para minimizar os custos com bota-fora e maximizar o aproveitamento de
material para os aterros, ampliou-se as campanhas de sondagem a fim de avançar em
profundidades superiores às previstas e explorar depósitos de areia com até 25 metros
de profundidade.
Figura 2.17A apresenta um esquema ilustrativo das formas de disposição dos
sedimentos dragados, assim como a localização do Porto da CSA.
33
Figura 2.17. Esquema das formas de disposição que serão utilizadas para os sedimentos dragados para a construção do Porto da CSA. (Fonte: Ecologus
Engenharia Consultiva, 2005)
2.5 – Considerações Finais
De acordo com os casos apresentados de disposição subaquática, percebe-se
claramente que, com os passar dos anos, essa alternativa ficou cada vez mais
restritiva e regularizada de forma a minimizar ao máximo os impactos sofridos pelo
ambiente causados pelas atividades de dragagem e principalmente de disposição de
sedimentos. Pode-se observar também a tendência dos países terem as suas próprias
restrições para esse tipo de disposição, já que as características locais são bastante
decisivas. As limitações devem ser avaliadas caso a caso, mesmo dentro de um
mesmo país.
Dessa forma, é cada vez mais freqüente o uso de técnicas que isolem ou
minimizem os efeitos da disposição na biota local. Cada vez é mais difícil ser aprovada
a utilização da disposição irrestrita, já que, de maneira geral, os sedimentos dragados,
principalmente da manutenção de portos, canais, rios e lagoas, podem apresentar
algum grau de contaminação.
É interessante ainda observar que algumas vezes a disposição subaquática
acaba se tornando um uso benéfico do material, como no caso da criação de ilhas
artificiais, onde mesmo se tratando de sedimentos contaminados confinados, amplia-
se ou cria-se uma área para diversas atividades.
34
Capítulo 3 COMPORTAMENTO, PARÂMETROS RELEVANTES E IMPACTOS ASSOCIADOS À DISPOSIÇÃO EM CORPOS HÍDRICOS
3.1 – Comportamento do Sedimento durante e após o
Lançamento nos Corpos Hídricos
O comportamento mecânico dos sedimentos nos corpos hídricos durante e após
o seu lançamento pode ser dividido em curto e longo prazo. Em cada um dos casos
existirão características dos sedimentos e do corpo hídrico que comandarão esse
comportamento.
O comportamento de curto prazo pode ser identificado pelo que ocorre durante e
depois de decorridas algumas horas da descarga dos sedimentos. Entre os principais
eventos que ocorrem nesse período, destaca-se a descida convectiva, o colapso do
material, a formação do monte e a dispersão passiva.
Assim que o material é liberado, sua queda é determinada pela gravidade,
comportando-se como uma massa concentrada ou um jato. Esse processo é
denominado descida convectiva. Quando essa massa ou jato atinge o fundo, tem-se o
que se chama colapso dinâmico e a parte do material que chega ao fundo dá origem
ao monte ou depósito.
A parcela de material que atingirá o fundo depende do tipo de sedimento, da
forma que são dragados e lançados e até da quantidade de ar (ou gases) presente
nos sedimentos.
A parte do material que permanece na coluna d’água poderá ser dispersa
lateralmente por ação de ondas e marés, formando uma pluma suspensa. A esse
processo chama-se dispersão passiva. A pluma suspensa pode perdurar por horas e
como os sedimentos finos apresentam baixas velocidades de sedimentação, podem
acabar ultrapassando os limites da área de disposição.
O comportamento de longo prazo é aquele apresentado pelo material depois de
decorridos meses ou mesmo anos da sua descarga. Entre os principais eventos estão
a sedimentação, o adensamento ou consolidação e a possível erosão e ressuspensão
dos sedimentos depositados.
35
No caso de disposição em corpos hídricos a sedimentação pode se prolongar
não só pela granulometria fina dos sedimentos, mas também pela ocorrência de
eventos hidrodinâmicos locais, que mesmo que de baixa intensidade podem retardar
essa etapa.
De acordo com Barbosa et al. (2003), à medida que o processo de sedimentação
avança, ocorre um aumento da concentração de sólidos no fundo, formando uma
camada de sedimento depositada. Cada camada depositada representa uma
sobrecarga para a camada subjacente, gerando um excesso de poropressão na
estrutura, que se dissipará com o tempo, aumentando a tensão efetiva. Este processo
é denominado adensamento sob peso próprio.
A redução do volume ocupado pelo material em virtude da saída de água dos
vazios (adensamento) normalmente é considerada um aspecto positivo, já que assim o
depósito vai ganhando resistência, aumentando sua capacidade para novas
disposições e alcançando o objetivo da opção de disposição aquática. Entretanto, o
adensamento pode trazer problemas aos depósitos quando a saída de água estiver
associada à liberação de contaminantes e ainda no caso em que os depósitos tiverem
recebido capeamento antes do tempo, de forma que essa proteção sofra recalque ou
venha a se misturar ao material depositado, tendo sua eficiência comprometida.
Para materiais finos o processo de adensamento é duradouro, necessitando de
estudos mais específicos, conforme será visto nos capítulos seguintes.
Outros processos que podem ocorrer nos montes de material dragado são a
erosão e a conseqüente ressuspensão dos sedimentos. Esses processos podem ser
produzidos por marés, ondas, ventos, tráfego de embarcações, tempestades. As
partículas erodidas podem voltar a se depositar em algum local de baixa energia ou
permanecer no processo de transporte de sedimentos, que dependerá da
hidrodinâmica local. Cabe ressaltar que depósitos de materiais dragados
hidraulicamente possuem um maior potencial erosivo, porque apresentam maior
conteúdo de água. Com o passar do tempo, os processos erosivos se tornam menos
expressivos já que o processo de adensamento apresentar-se-á mais avançado (Goes
Filho, 2004).
Existem alguns parâmetros que comandam o comportamento do material
dragado e, portanto, têm de ser avaliados para a adoção da disposição em corpo
hídrico. Esses parâmetros podem ser divididos em parâmetros hidrodinâmicos e
parâmetros relacionados às características físicas e químicas dos sedimentos, os
36
quais, juntamente com as condições encontradas no meio, determinarão se tal forma
de disposição é recomendável ou, ainda, possível.
Conclui-se, portanto, que o comportamento do material estará submetido às
condições hidrodinâmicas do corpo hídrico que o receberá, assim como às suas
próprias características. Avaliando-se a interação de todos os parâmetros pode-se,
então, recomendar ou não a disposição em corpo hídrico.
3.2 – Parâmetros Associados às Características Físicas e
Químicas dos Sedimentos
Conforme dito anteriormente, parte do comportamento do material após o seu
lançamento será comandado por suas próprias características tais como: constituintes
mineralógicos, contaminantes presentes e condições encontradas no meio como
salinidade, pH e temperatura. Para esse estudo lança-se mão dos processos de
interação físico-química para compreender como tais características influenciarão na
disposição do material.
3.2.1 – Constituintes do Material Dragado
O material dragado é composto predominantemente de partículas minerais que
variam em areia grossa a fina, silte e argila. Além de conter outros tipos de materiais
como pedras, madeira, pedaços de metais, vidros, além de elevada quantidade de
água e matéria orgânica (Monteiro, 2006). No que diz respeito à constituição dos
materiais dragados, as frações argílica e orgânica são as mais relevantes.
O tamanho do grão e a quantidade de matéria orgânica do sedimento
determinam a capacidade de adsorção e dessorção de íons, óleos e graxas e
pesticidas do material. O predomínio de silte e argila com elevado conteúdo de matéria
orgânica permite a absorção de maiores quantidades de nutrientes e outros
constituintes (Monteiro, 2006).
Os sedimentos mais grosseiros são mais pesados e, portanto, dependem de
ações ou eventos de magnitudes mais significativas para serem mobilizados. Dessa
forma, permanecem menos tempo em suspensão, ficando menos sujeitos aos
processos de interação que ocorrem na coluna d’água.
37
a) Fração Argílica Os argilominerais se caracterizam por uma estrutura cristalina lamelar, resultante
da combinação de unidades cristalinas compostas essencialmente por sílica e
alumina. A particularidade dos argilominerais reside na ocorrência do fenômeno da
substituição isomórfica, que consiste na substituição parcial dos cátions originais das
unidades cristalinas por outros que não aqueles da estrutura ideal. Esse processo gera
um desequilíbrio de cargas elétricas, seja diretamente, nos casos de substituição por
cátions de valência distinta, seja indiretamente, em decorrência de quebras das
ligações favorecidas pela distorção estrutural. Para compensar esta deficiência de
cargas, outros cátions são adsorvidos nos espaços interlamelares ou nas superfícies
das partículas. Esse mecanismo é denominado de troca catiônica e a capacidade de
adsorção de cátions pelo solo de capacidade de troca catiônica (CTC) (Vieira,1988).
A estrutura, as forças interlamelares e as substituições isomórficas mais
freqüentes determinam o tamanho das partículas e a atividade do argilomineral.
Quanto mais fracas as ligações, menores serão as partículas e maior a atividade, tanto
pela maior facilidade de substituição isomórfica quanto pelo aumento da superfície
específica.
A caulinita é o argilomineral predominante das regiões de clima equatorial e
tropical. As ligações interlamelar e entre as estruturas cristalinas são fortes, permitindo
a construção de várias camadas (partículas maiores) e prevenindo a entrada de
moléculas de água e cátions no espaço interlamelar. Suas principais fontes de carga
de superfície são geralmente a quebra de ligação e a ionização das hidroxilas e
grande parte dessa carga é variável com o pH (CTC é baixa em meio ácido e alta em
meio alcalino), ou seja, apresenta uma pequena parcela de carga permanente e uma
capacidade significativa de sorção de ânions. A CTC da caulinita varia normalmente
entre 3 e 5 cmol /Kg de solo seco. c
Esse comportamento dos argilominerais é bastante relevante para a avaliação do
potencial de impacto de contaminantes iônicos como, por exemplo, os metais
pesados. Estes podem ter seu avanço retardado ou até mesmo interrompido por
serem adsorvidos pelas partículas de argila e em troca da liberação de íons menos
impactantes como Na+, K+ 2+, Ca e Mg2+.
Em contrapartida, os sedimentos argilosos são bastante finos e permanecem um
tempo maior na coluna d’água, sendo facilmente transportados por marés e/ou ondas,
mesmo que de baixas intensidades. Dessa forma, se espalham para fora da área
prevista de disposição, aumentando também a região impactada.
38
b) Fração Orgânica A fração orgânica é formada por um conjunto de substâncias originadas de
resíduos de animais e vegetais associados ao solo e de substâncias resultantes de
processos biológicos, químicos e físicos nesses resíduos. A matéria orgânica é
potencialmente reativa por ser altamente hidrofílica (capacidade de absorção de água)
e apresentar alta capacidade de complexação de íons e de troca catiônica,
características que aumentam a capacidade de retenção de espécies químicas pelos
sedimentos. E ainda, por ser solúvel em água, sua mobilidade potencializa mais
reações (Mitchell, 1993).
Além das características comentadas acima, a matéria orgânica ainda apresenta
algumas outras propriedades de grande interesse para a Engenharia, como sua baixa
densidade (da ordem de 0,5 g/cm³) e o efeito da histerese sob desidratação (ou seja,
se o material for secado além de um determinado ponto no qual se forma um gel
escuro, não-elástico, ele não será mais capaz de recuperar o estado original através
de adição de água). Barbosa (1992) e Michell (1993) descrevem em seus trabalhos os
principais efeitos dessas propriedades da matéria orgânica sobre o solo, entre elas
pode-se destacar as seguintes:
• A presença de matéria orgânica no solo aumenta consideravelmente a
capacidade de absorção e retenção de água do solo como um todo.
Combinado com a baixa densidade, este efeito acarreta para os solos um
teor de umidade tipicamente elevado, peso específico baixo e índice de
vazios alto;
• A presença de matéria orgânica aumenta substancialmente a plasticidade
do solo, devido ao aumento da capacidade de absorção de água.
Entretanto, como ambos os Limites de Atterberg sofrem este aumento, o
índice de plasticidade sofre um efeito proporcionalmente menor;
• O efeito da matéria orgânica sobre a permeabilidade do solo depende da
quantidade e grau de decomposição. Quantidades menores de matéria
orgânica totalmente decomposta podem ter como efeito a redução da
permeabilidade, mas grandes quantidades pouco decomposta tendem a
causar o aumento da permeabilidade do solo (porosidade elevada);
• O aumento da capacidade de absorção e retenção de água, aliado ao
elevado índice de vazios, acarreta um aumento significativo da
compressibilidade do solo;
39
• A presença de matéria orgânica parcial ou totalmente decomposta
acarreta a redução de resistência ao cisalhamento da massa de solo,
como resultado da combinação dos efeitos da pequena contribuição de
resistência da matéria orgânica em si, do baixo peso específico natural e
do alto teor de umidade.
Verifica-se, então, que a fração orgânica do solo pode modificar o seu
comportamento físico e químico e com isso influenciar na disposição do sedimento de
dragagem no corpo hídrico. Isso porque, apesar de aumentar sua capacidade de
retenção de espécies químicas, a matéria orgânica diminui a resistência do solo e
aumenta o tempo necessário para a consolidação e dessa forma, os eventos
hidrodinâmicos podem perturbar o depósito de rejeitos erodindo e ressuspendendo os
sedimentos mais finos ainda não consolidados.
3.2.2 – Contaminantes Presentes no Material Dragado
A contaminação de um meio é causada por substâncias tóxicas sejam elas
contaminantes orgânicos ou inorgânicos. As características dos contaminantes
influenciam de forma diferenciada as propriedades do solo. A classificação do
contaminante conforme suas características, aliada às condições do meio
contaminado e ao nível de contaminação, em grande parte definem a técnica
adequada para lidar com o material (Monteiro, 2006).
Entretanto, a simples presença de contaminantes no material a ser depositado
não significa que ocorrerão impactos sobre a qualidade da água e biota local. Se os
contaminantes estiverem em formas imóveis ou não disponíveis não haverá impacto
ao ambiente aquático.
Os principais contaminantes presentes nos sedimentos são os nutrientes fósforo
e nitrogênio, os metais pesados e os compostos orgânicos. (Brannon, 1978)
a) Nutrientes Os nutrientes ocorrem naturalmente nos sedimentos, mas também podem ter
origem em fontes artificiais poluidoras. O problema associado a eles ocorre quando se
apresentam em formas de ocorrência ou em quantidades prejudiciais ao ambiente
aquático.
40
O fósforo é provavelmente o mais essencial dos elementos para os organismos.
É responsável pelo armazenamento de energia e estruturação da membrana celular
(Esteves, 1988). Suas principais fontes de ocorrência natural são o conteúdo de
fosfato das rochas da bacia de drenagem e o fosfato resultante da decomposição de
organismos de origem alóctone. Como fontes artificiais tem-se os esgotos doméstico e
industrial, os fertilizantes agrícolas e metais particulados de origem industrial contidos
na atmosfera. Vale ressaltar que em regiões industriais as fontes artificiais são mais
relevantes.
Com relação às reações químicas que ocorrem com a participação do fosfato,
em geral, em condições de pH ácido ou ligeiramente ácido ele é adsorvido pelos
sólidos em suspensão. Já em situações de baixas concentrações de oxigênio
dissolvido, sua liberação para a coluna d’água ocorre mais facilmente, o que pode
provocar o aumento excessivo de algumas espécies e conseqüentemente efeitos
danosos ao ecossistema aquático, como a eutrofização (Esteves, 1988).
O outro nutriente também bastante importante para os organismos é o nitrogênio.
Sua importância está associada ao metabolismo dos ecossistemas, pois esse
elemento participa da formação de proteínas (componentes básicos da biomassa)
(Esteves, 1988). As principais fontes de nitrogênio são as chuvas e materiais
orgânicos e inorgânicos, podendo ocorrer sob diversas formas como nitratos (NO3-),
nitritos (NO2-), amônia (NH3), íon amoníaco (NH4
+), nitrogênio molecular (N2).
A liberação da amônia para a coluna d’água constitui o principal problema
associado ao nitrogênio. Essa substância pode ter origem na descarga de esgoto pela
transformação do íon amônio, que ocorre em condições de pH alcalino, ou ainda na
degradação microbiana de resíduos orgânicos em condições anaeróbias. A amônia é
altamente solúvel, o que aumenta o seu potencial de contaminação. Quando liberada
em altas concentrações, mostra-se tóxica para alguns organismos. Entretanto, essas
concentrações são, em geral, reduzidas rapidamente a valores inferiores aos tóxicos
pelo processo de diluição. A bioacumulação de amônia também é um processo que
deve ser observado, apesar de que, para ocorrer, há necessidade de exposição a
concentrações tóxicas durante um tempo mais longo (Brannon, 1978). De acordo com
Esteves (1988), concentrações de amônia maior ou igual a 0,25 mg/L afeta o
crescimento dos peixes e maior ou igual a 0,50 mg/L mata 50% da população (pH > 9
e T> 26°C).
Assim, como com o fósforo, a liberação de nitrogênio em ambientes aquáticos
pode provocar o processo de eutrofização, que, de acordo com a Resolução CONAMA
41
n° 344 de 25 de março de 2004, é o processo de enriquecimento de nitrogênio e
fósforo em lagos, represas, rios e estuários e, conseqüentemente, da produção
orgânica. Se este processo for decorrente de atividades antrópicas, como a descarga
de esgoto, os efeitos danosos são ainda maiores, porque há uma aceleração
significativa do processo natural. Esses efluentes, por sua vez, apresentam também
um elevado teor de matéria orgânica, que para ser decomposta necessita do consumo
de oxigênio dissolvido na água. Dessa forma, outros processos de degradação da
água podem ser iniciados.
b) Metais Pesados Os metais pesados são normalmente conhecidos como um grupo de elementos-
traço com densidades atômicas superiores a 6 g/cm³. As principais fontes de metais
pesados para o ecossistema aquático são o intemperismo de rochas, a erosão de
solos, atividades industriais, atividades de mineração, efluentes domésticos, adubos
químicos e defensivos agrícolas (Esteves, 1988).
Os metais são elementos altamente reativos e, por isso, estão envolvidos em
muitos mecanismos de interação entre o meio e o contaminante. Além disso, não
sofrem degradação, acumulando-se no solo por tempo indefinido (Monteiro, 2006).
Entretanto, nem todos os metais são tóxicos. Alguns deles são até mesmo essenciais
aos seres vivos, desde que em pequenas concentrações. Estes são conhecidos como
micronutrientes e entre eles estão o manganês (Mn), zinco (Zn) e ferro (Fe). Já
elementos como mercúrio (Hg), chumbo (Pb) e cádmio (Cd) não apresentam qualquer
função biológica conhecida e ainda produzem efeitos tóxicos ao ambiente.
A elevada concentração dos metais resulta na diminuição da qualidade do solo e
riscos ao ambiente e à vida humana e animal por meio da transferência via cadeia
alimentar, causando danos ao DNA por sua capacidade mutagênica e conseqüentes
efeitos carcinogênicos. A não degradabilidade resulta na persistência destes
elementos na natureza por longos períodos e agrava ainda mais a problemática
ambiental.
Tabela 3.1A apresenta um resumo dos principais metais pesados, toxicidade e
fontes antropogênicas.
42
Tabela 3.1. Principais metais pesados, toxicidade e fontes antropogênicas. (Fonte: Barbosa,1998)
METAL TOXICIDADE FONTES ANTROPOGÊNICAS Mineração: mineração e beneficiamento de Zn e Pb; Indústria: fabricação de plástico, siderúrgica, baterias de Ni-Cd; Outras: aplicação de fertilizantes fosfatados, fumaça do cigarro
Cádmio (Cd)
Altamente tóxico para plantas e animais
Micronutriente: para animais e alguns microorganismos (vitamina B12); A deficiência causa anemia profunda; Importante para fixar o nitrogênio no solo
Indústria: siderúrgica, pigmentos de cor azul, fabricação de vidro
Cobalto (Co)
Micronutriente: importante para plantas, homem e animais; Tóxico para o homem somenrte acima de um determinado valor; Tóxico para plantas aquáticas e alguns peixes
Mineração: geral; Indústria: efluentes, química; Agricultura: fertilizantes, fungicidas, bactericidas esterco de porco e de galinha; Outras: esgoto doméstico, corrosão de tubulações, cinza volante de usinas termoelétricas
Cobre (Cu)
Mineração: exploração e beneficiamento; Indústria: química, tintas; Agricultura: esterco de animais, adubo de ETEs;
Altamente tóxico para o homem e animais, provável cancerígeno; nenhum efeito benéfico
Chumbo (Pb)
Micronutriente: a deficiência é problemática; Os cromatos são tóxicos, provável cancerígeno
Indústria: metalúrgica, fabricação do cimento, química; Outras: combustão do carvão mineral
Cromo (Cr)
Micronutriente: a deficiência é problemática; Não é tóxico; Abundante no ambiente natural
Ferro (Fe)
Mineração, corrosão de tubulações e peças metálicas à base de Fe
Micronutrientes: para animais, plantas e microorganismos; Importante para fixar o nitrogênio no solo; Os efeitos tóxicos registrados por excesso de Mn em plantações estão geralmente associados a solos ácidos e clima quente
Manganês (Mn)
Mineração, efluentes industriais e domésticos
Mineração: Au e Ag; Indústria: produção eletrolítica de cloro, instrumentos científicos, baterias e lâmpadas; Agricultura inseticidas; Outras: queima de combustíveis fósseis, sobretudo carvão mineral.
Mercúrio (Hg)
Altamente tóxico para o homem e outros animais de ordem superior
Micronutriente: a necessidade é pequena, sendo facilmente satisfeita; Em quantidades excessivas torna-se tóxico para plantas e animais, e há indícios de que é cancerígeno quando inalado
Indústria: produtos derivados de petróleo, baterias de Ni-Cd, componentes elétricos, manufatura de aço inoxidável
Níquel (Ni)
Micronutriente: elemento essencial para o homem, plantas e animais; Pode ser tóxico em concentrações muito elevadas, sobretudo para plantas
Mineração: Zn; Indústria: química e metalúrgica; Agricultura: fertilizantes, pesticidas, esterco; Outras: esgoto
Zinco (Zn)
43
Os metais distribuem-se em diferentes frações do solo que alteram seu
comportamento (especiação). São ordenados conforme as frações do solo e esta
característica regula a variação do risco ambiental, logo, sua periculosidade é
governada pela forma como é encontrado no solo. A entrada na cadeia alimentar
através de sua absorção pelas plantas só é possível se estiverem dissolvidos na
solução do solo ou na forma trocável. Metais precipitados, oclusos, complexados ou
residuais (presentes na estrutura mineral) oferecem menor risco ambiental (Monteiro,
2006). Na Tabela 3.2 encontra-se as diferentes formas de metais de acordo com as
frações do solo.
Tabela 3.2. Distribuição dos metais nas diferentes frações. (Fonte: Monteiro, 2006)
FRAÇÃO CONDIÇÃO DO ELEMENTO
Íons livres ou complexos solúveis com ânions inorgânicos ou ligantes orgânicos Solúvel
Retidos por forças eletrostáticas em sítios de minerais de argila, matéria orgânica ou outros minerais carregados negativamente Trocável
Retidos mais fortemente por ligações covalentes, sendo liberados mais lentamente Adsorvida
Imobilizados por resíduos provenientes do metabolismo microbiano ou imobilizados na estrutura de células vivas microbianas
Retida
Oclusos em óxidos de Fe, Al ou Mn, adsorção dos metais controlada pelo pH Oclusa
Precipitada Carbonatos, sulfetos, fosfatos, hidróxidos
Residual Estrutura de minerais primários
A dinâmica dos compostos ou íons metálicos é função principalmente das
condições de pH e potencial redox (Eh) do meio. Em condições de pH ácido, de modo
geral, prevalecem as formas solúveis, enquanto que, em pH neutro ou básico,
prevalecem as insolúveis que, do ponto de vista da contaminação, são a forma mais
interessante de se apresentarem.
Esses elementos podem também reagir com outros compostos como carbonatos
e sulfatos, formando novos compostos de baixa solubilidade que, conseqüentemente,
precipitarão. Dessa maneira, tem-se a redução da disponibilidade dos metais pesados
para o ambiente, diminuindo o potencial de poluição.
44
Quanto à mobilidade, Pb, Cr e Cu são menos móveis e acumulam-se na
superfície do solo. O Zn, Mg, Ni e Cd são mais móveis apresentando maior risco de
contaminação (Sobrinho, 1996; citado em Monteiro, 2006). A mobilidade dos metais
está relacionada ao raio iônico hidratado (espessura da camada de hidratação do íon)
e à densidade de carga do cátion. Os cátions com maior densidade de carga são mais
fortemente retidos nas cargas negativas do solo. A diferença na retenção de cátions
com carga semelhante se deve à diferença existente entre os raios iônicos hidratados.
Um aspecto bastante relevante que tem de ser observado ao lidar com
contaminação por metais pesados é o fato de esses elementos ocorrerem
naturalmente em alguns ambientes, de forma que o grau de contaminação é um grau
relativo, determinado pela taxa de crescimento da sua concentração em relação aos
valores já existentes na área – valores de referência (background). A Tabela 3.3
apresenta os valores orientadores para metais pesados em solos do Estado de São
Paulo.
Tabela 3.3. Valores orientadores para metais em solos do Estado de São Paulo. (Fonte: CETESB, 2005)
VALOR DE REFERÊNCIA* (mg/Kg solo)
VALOR DE PREVENÇÃO** (mg/Kg solo)
METAIS
Cádmio (Cd) <0,5 1,3
Chumbo (Pb) 17 72
Cobalto (Co) 13 25
Cobre (Cu) 35 60
Cromo (Cr) 40 75
Ferro (Fe) - -
Manganês (Mn) - -
Mercúrio (Hg) 0,05 0,5
Níquel (Ni) 13 30
Zinco (Zn) 60 300 * É a concentração de determinada substância no solo ou na água subterrânea que define um solo como limpo ou a qualidade natural de uma água subterrânea. ** É a concentração de determinada substância, acima da qual podem ocorrer alterações prejudiciais à qualidade do solo e da água subterrânea.
45
De acordo com o grau de contaminação e o elemento em questão, a disposição
subaquática pode sofrer algumas restrições para alcançar a garantia de prejudicar
minimamente o ambiente envolvido.
c) Compostos Orgânicos A classe dos poluentes orgânicos é constituída por contaminantes provenientes
do petróleo, indústrias de organoclorados, resíduos de pesticidas, indústrias de
munição, entre outras atividades antropogênicas.
Os compostos orgânicos possuem sua base estrutural constituída por átomos de
carbono (C) e hidrogênio (H), porém podem conter átomos de nitrogênio (N), oxigênio
(O), cloro (Cl), enxofre (S), fósforo (P), entre outros. Podem ser classificados quanto à
sua cadeia como alifáticos (cadeia aberta), aromáticos (cadeia com anel benzênico) ou
ainda a combinação dos anteriores, heterocíclica.
Existem algumas propriedades dos compostos orgânicos que diferem dos
inorgânicos e têm grande relevância para o meio ambiente, entre elas estão o peso
molecular dos compostos orgânicos que pode ser muito elevado e as reações dos
compostos orgânicos que são usualmente moleculares e não iônicas, e por isso quase
sempre lentas. De forma geral, os HPAs de baixo peso molecular são mais facilmente
degradados em comparação aos HPAs de alto peso molecular, por conta da complexa
estrutura química e propriedades físico-químicas correspondentes.
Outra característica desses compostos é que são pouco ou nada solúveis em
água, de forma que seu avanço através do solo constitui um avanço multifásico,
envolvendo o avanço da fase aquosa (parcela que está solubilizada), da fase não
aquosa (parcela que não se encontra dissolvida) e também da fase vapor (parcela que
se move pelos poros não preenchidos por água dos sedimentos). Os orgânicos são
classificados quanto à sua solubilidade em miscíveis (solúveis) ou não miscíveis em
água (insolúveis). Denomina-se NAPLs (non-aqueous phase liquids) os orgânicos não
miscíveis.
Os compostos orgânicos podem apresentar densidades e/ou viscosidades
bastante distintas da água e são essas características que comandarão o avanço da
fase não aquosa. Os NAPLs podem ser menos densos que a água – LNAPLs (light
non-aqueous phase liquids) ou mais densos que a água – DNAPLs (dense non-
aqueous phase liquids). Os LNAPLs permanecem flutuando sobre o lençol freático,
gerando uma pluma dissolvida na água. Os DNAPLs, mais pesados que a água,
migram até encontrarem uma camada de permeabilidade muito baixa, onde
46
permanecem sob forma de piscinas. A densidade de um NAPL aumenta com o peso
molecular.(Monteiro, 2006).
A adsorção por partículas sólidas em suspensão é um processo que também
pode ocorrer para esses compostos. A partir daí é preciso avaliar a possibilidade de
criação de um reservatório de contaminantes orgânicos com a sedimentação do
material em suspensão, que, apesar de contribuir para a interrupção da contaminação,
pode propiciar um ambiente altamente danoso para os organismos bentônicos. Além
disso, deve-se avaliar também o potencial de solubilização desses compostos
adsorvidos no caso de haver ressuspensão de sedimentos.
Outro aspecto que deve ser considerado para o estudo do comportamento dos
contaminantes orgânicos é a ocorrência de processos físicos, químicos e biológicos
que os degradem com o tempo, transformando-os quimicamente. Em alguns casos a
toxicidade pode ser atenuada, em outros pode ser aumentada.
Tabela 3.4Na são identificados alguns contaminantes orgânicos assim como os
valores orientadores em solo fornecidos pela CETESB. Ao contrário dos demais
contaminantes já comentados, eles não ocorrem naturalmente nos sedimentos nem
nos ambientes aquáticos, portanto, em qualquer concentração, trata-se de uma
contaminação. Sendo assim, o valor de referência não se aplica para substâncias
orgânicas. O que se deve verificar é se essa contaminação provocará prejuízos
significativos ao meio ambiente.
Tabela 3.4. Valores orientadores para compostos orgânicos em solo. (Fonte: CETESB,
2005)
COMPOSTO ORGÂNICO VALOR DE PREVENÇÃO (ppm)
Benzeno 0,03
Tolueno 0,14
Xileno 0,13
Estireno 0,2
Etilbenzeno 6,2
Naftaleno 0,12
Diclorobenzeno 0,39
Hexaclorobenzeno 0,003
Cloreto de Vinila (cloroetileno) 0,03
Fenol 0,2
Endrin 0,001
47
d) Consideração sobre a avaliação da contaminação Antes de estudar os possíveis impactos aos quais o corpo hídrico estará
submetido pela disposição de material dragado, há necessidade de verificar se o
material em questão pode ser disposto em águas jurisdicionais brasileiras. Os critérios
que limitam essa forma de disposição foram estabelecidos na Resolução CONAMA nº
344, de 25 de março de 2004 e envolvem somente os parâmetros associados às
características dos sedimentos.
Os sedimentos dragados têm de ser classificados a partir de análises
laboratoriais previstas nessa Resolução e se estiverem dentro dos limites
estabelecidos no Art. 7º, que será transcrito a seguir, podem então apresentar a
disposição subaquática como uma opção de disposição final. Isso porque a decisão
final sobre a melhor opção deverá envolver as vantagens e desvantagens de cada
forma de disposição, incluindo o seu custo, que muitas vezes é o principal fator de
decisão.
“Art. 7º O material dragado poderá ser disposto em águas jurisdicionais
brasileiras, de acordo com os seguintes critérios a serem observados no
processo de licenciamento ambiental:
I – não necessitará de estudos complementares para sua caracterização:
a) material composto por areia grossa , cascalho ou seixo em fração igual
ou superior a 50%, ou
b) material cuja concentração de poluentes for menor ou igual ao nível 1,
ou
c) material cuja concentração de metais, exceto mercúrio, cádmio, chumbo
ou arsênio, estiver entre os níveis 1 e 2, ou
d) material cuja concentração de Hidrocarbonetos Aromáticos Policíclicos
– HPAs do Grupo B estiver entre os níveis 1 e 2 e a somatória das
concentrações de todos os HPAs estiver abaixo do valor
correspondente a soma de HPAs.
II – o material cuja concentração de qualquer poluente exceda o nível 2
somente poderá ser disposto mediante prévia comprovação técnico-científica e
monitoramento do processo e da área de disposição, de modo que a biota
desta área não sofra efeitos adversos superiores àqueles esperados para o
48
nível 1, não sendo aceitas técnicas que considerem como princípio de
disposição a diluição ou a difusão dos sedimentos do material dragado.
III – o material cuja concentração de mercúrio, cádmio, chumbo ou arsênio, ou
de HPAs do Grupo A estiver entre os níveis 1 e 2, ou se a somatória das
concentrações de todos os HPAs estiver acima do valor correspondente à
soma de HPAs, deverá ser submetido a ensaios ecotoxicológicos, entre outros
testes que venha a ser exigidos pelo órgão ambiental competente ou propostos
pelo empreendedor, de modo a enquadra-los nos critérios previstos nos
incisos I e II deste artigo.”
São definidos, nos incisos I e II do Art. 3º, os critérios de qualidade a partir de
dois níveis:
“I - nível 1: limiar abaixo do qual prevê-se baixa probabilidade de efeitos
adversos à biota.
II - nível 2: limiar acima do qual prevê-se um provável efeito adverso à biota.”
Tabela 3.5A apresenta os níveis de classificação do material a ser dragado
fornecidos pela resolução CONAMA n° 344/2004.
49
Tabela 3.5. Níveis de Classificação dos material a ser dragado (Fonte: CONAMA, 2004)
NÍVEIS DE CLASSIFICAÇÃO DO MATERIAL DRAGADO (unidade de
material seco) POLUENTES Água Doce Água Salina/Salobra
Nível 1 Nível 2 Nível 1 Nível 2 Arsênio (As) 5,9 17 8,2 70 Cádmio (Cd) 0,6 3,5 1,2 9,6 Chumbo (Pb) 35 91,3 46,7 218
Metais Pesados e Arsênio (mg/kg)
Cobre (Cu) 35,7 197 34 270 Cromo (Cr) 37,3 90 81 370 Mercúrio (Hg) 0,17 0,486 0,15 0,71 Níquel (Ni) 18 35,9 20,9 51,6 Zinco (Zn) 123 315 150 410 BHC (Alfa-BHC) - - 0,32 0,99 BHC (Beta-BHC) - - 0,32 0,99 BHC (Delta-BHC) - - 0,32 0,99 BHC (Gama-BHC) - Lindane 0,94 1,38 0,32 0,99
Pesticidas Organoclorados (μg/kg)
Clordano (alfa) - - 2,26 4,79 Clordano (gama) - - 2,26 4,79 DDD 3,54 8,51 1,22 7,81 DDE 1,42 6,75 2,07 374 DDT 1,19 4,77 1,19 4,77 Dieldrin 2,85 6,67 0,71 4,3 Endrin 2,67 62,4 2,67 62,4 Bifenilas Policloradas - Totais 34,1 277 22,7 180 PCBs (μg/kg) Benzo(a)antraceno 31,7 385 74,8 693 Benzo-(a)-pireno
32,9 782 88,8 763
Criseno Grupo
A 57,1 862 108 846 Dibenzo(a)antraceno 6,22 135 6,22 135
Acenaftaleno 6,71 88,9 16 500
Acenaftileno
5,87 128 44 640 Antraceno 46,9 245 85,3 1100
Hidrocarbonetos Poliaromáticos (HPA’s) (μg/Kg)
Fenantreno
41,9 515 240 1500 Fluorantreno 111 2355 600 5100
Fluoreno
Grupo B
21,2 144 19 540 2-Metilnaftaleno 20,2 201 70 670
Naftaleno 34,6 391 160 2100 Pireno 53 875 665 2600
Soma de HPA’s 1000 3000
Segundo a mesma Resolução, o programa de investigação laboratorial para
caracterização do material dragado deve ser realizado em três etapas. A primeira
delas consiste na caracterização física destes sedimentos, na qual os critérios
avaliados são a quantidade de material a ser disposto, sua distribuição granulométrica
e o peso específico dos sólidos.
50
A etapa seguinte consiste na caracterização química, que determinará a
concentração dos poluentes, de carbono orgânico total e dos nutrientes fósforo e
nitrogênio presentes nos sedimentos.
A última etapa consiste na caracterização ecotoxicológica, que será realizada em
complementação às etapas anteriores com o objetivo de avaliar os possíveis impactos
à biota da região de disposição. De acordo com o Art. 13 da Resolução citada, esta
etapa pode ser dispensada quando houver: monitoramento do local de disposição com
o objetivo de verificar a existência de prejuízos à vida aquática, de acordo com
procedimentos determinados pelo órgão ambiental competente, ou quando o local de
disposição já tenha recebido, nos últimos 3 anos, volume igual ou superior de material
dragado de mesma origem, de características físicas e químicas equivalentes e que
não tenha apresentado impacto significativo ao meio.
Tabela 3.6A tabela abaixo ( ) mostra um resumo das etapas do programa de
investigação laboratorial para caracterização dos sedimentos.
Tabela 3.6. Etapas do programa de investigação laboratorial
ETAPA DESCRIÇÃO
Quantidade de material a ser disposto 1ª Etapa - Caracterização
Física Distribuição granulométrica
Peso específico dos sólidos
Concentração de poluentes (tabela 3.5) 2ª Etapa - Caracterização
Química Concentração de carbono orgânico total (COT)
Concentração dos nutrientes nitrogênio e fósforo
Complementação às etapas anteriores
Avaliação dos possíveis impactos à biota da região de disposição
3ª Etapa - Caracterização
EcotoxocológicaOs ensaios e os tipos de amostras a serem analisadas serão determinados pelo órgão ambiental competente
Para interpretação dos resultados os ensaios ecotoxicológicos deverão ser acompanhados dos dados referentes ao pH, temperatura, salinidade e oxigênio dissolvido
51
Após a verificação de que o material poderá ser disposto em águas brasileiras,
tem-se que avaliar o seu comportamento dentro do próprio corpo hídrico de forma a
trazer o menor impacto ao ambiente.
3.2.3 – Condições do Meio Relevantes para as Reações
a) Salinidade É a concentração de sais minerais dissolvidos na água. A variação da salinidade,
que conseqüentemente representa uma variação da concentração iônica do meio
aquático, produz efeitos na condutividade elétrica e na tendência de floculação de
materiais em suspensão.
O aumento da salinidade implica no aumento da condutividade elétrica do meio,
e provoca também a contração da dupla camada difusa que envolve as partículas de
argilominerais e, com isso, tem-se a floculação dos sedimentos (Mitchell, 1993).
b) Potencial Redox (Eh) e Potencial Hidrogeniônico (pH) Os mecanismos de interação que ocorrem entre o ambiente e os contaminantes
são influenciados significativamente pelas variações de Eh e pH.
O Eh expressa o potencial redox do meio. As condições de Eh baixo ou negativo
favorecem a existência de espécies reduzidas (doadoras de elétrons), enquanto que
as condições de Eh alto favorecem a existência de espécies oxidadas (receptoras de
eletros). Os solos anóxicos podem apresentar Eh variando entre –414 e +118 mV,
enquanto os solos óxicos podem apresentar Eh variando entre +300 e +800 mV. Os
elementos mais afetados pelas variações de Eh são o carbono (C), o nitrogênio (N), o
enxofre (S), o ferro (Fe) e o manganês (Mn) (Yong, 1992). +O pH representa o equilíbrio de íons livres de hidrogênio (H ) e íons hidroxilas
(OH- +), indicando se o meio é ácido (predominância de H - pH<7), neutro (equilíbrio de
H+ e OH- - - pH=7) ou básico (predominância de OH - pH>7). É um dos fatores que
controlam a solubilidade de espécies e compostos químicos. Para os metais, por
exemplo, em condições de pH ácido em geral prevalecem as formas solúveis.
Nas reações de Complexação/Quelação, quanto maior o pH, maior a
estabilidade dos compostos orgânicos formados. Além disso, o pH determina a
densidade de carga negativa na superfície das partículas sólidas de alguns minerais e
conseqüentemente influencia na capacidade de troca catiônica (CTC) do solo (Yong,
1992).
52
c) Temperatura O aumento da temperatura acelera a velocidade das reações químicas e
biológicas. Outro aspecto importante do aumento da temperatura é que diminui a
solubilidade do oxigênio na água, que acarretará uma série de novas possibilidades
para o comportamento dos compostos químicos presentes.
3.3 – Parâmetros Hidrodinâmicos
Os principais ambientes aquáticos utilizados para disposição de rejeitos de
dragagem são oceanos, estuários, rios e lagoas. Cada um desses ambientes
apresenta características hidrodinâmicas próprias que influenciarão de forma diferente
o material a ser depositado, podendo existir também, dentro de um mesmo corpo
hídrico, zonas com características próprias que implicarão em diferentes
comportamentos.
Com o objetivo de verificar se há a possibilidade de disposição em um
determinado corpo hídrico tem-se de analisar a circulação hidrodinâmica desse
ambiente. Assim, deve-se checar se o corpo é capaz de abrigar um reservatório e,
caso seja possível, qual será sua melhor localização.
Para haver circulação hidrodinâmica, tem de haver gradientes de pressão. Esses
gradientes são causados por variação de densidade nas diferentes estratificações do
ambiente e também por variação do nível d’água. A variação de densidade se dá pela
variação de temperatura e/ou variação da salinidade ao longo da coluna d’água e
recebe o nome de forçante baroclínica. Já a variação de nível d’água é causada pela
ação de ventos e marés, e é denominada de forçante barotrópica.
Os parâmetros que dominam a circulação (temperatura, salinidade, ventos e
marés) serão, portanto, os objetos de estudo. Ao final da análise, chega-se aos efeitos
(isolada e conjuntamente) desses parâmetros, concluindo sobre a viabilidade
hidrodinâmica dessa alternativa.
Deve-se ressaltar que as informações obtidas podem variar de acordo com o
período do ano e isso também tem de ser considerado. Além disso, dependendo do
corpo hídrico, deve-se admitir o tempo de recorrência de eventos meteorológicos
extremos.
Figura 3.1A mostra um esquema do efeito das ondas no depósito de sedimentos dragados.
53
Figura 3.1. Esquema da propagação de ondas no depósito de sedimentos. (Fonte:
IADC/CEDA – Environmental Aspects of Dredging – Guia 5)
Os locais de disposição podem ser classificados como dispersivos ou retentivos
dependendo se o sedimento for transportado para fora do local de disposição ou
permanecer na área a que foi destinado, respectivamente (Goes Filho, 2004). É
importante observar que o local deve ser o menos dispersivo possível para que os
impactos fiquem restritos à área determinada, levando em conta as atividades usuais
da mesma.
De acordo com Goes Filho (2004), um estudo realizado pela PIANC
(International Navigation Association (1996) identifica 4 tipos de localizações offshore :
• Zonas oceânicas de grande profundidade – áreas afastadas da
plataforma continental, ou onde a profundidade exceder a 200 metros.
Para este tipo o material dragado tende a permanecer no local
depositado;
• Plataforma continental – compreende a plataforma marítima continental,
entre as profundidades de 40 e 200 metros. Estas são zonas de energia
relativamente elevada, influenciadas principalmente por correntes de
maré e ondas;
• Zonas próximas à costa – áreas entre as zonas de 40 metros de
profundidade e a zona de arrebentação. São zonas de alta energia com
ondas e correntes de maré litorâneas. Estas zonas apresentam grande
potencial de transporte dos sedimentos;
54
• Enseadas – são as zonas adjacentes aos estuários, rios e baías, onde
ocorre movimento de sedimento em grande escala. Nestes locais os
níveis de energia são similares àqueles das zonas próximas à costa.
Porém, a influência das correntes de maré pode originar padrões
bastante complexos de ondas, que vão atuar sobre o transporte dos
materiais ali depositados.
Tabela 3.7A apresenta os parâmetros hidrodinâmicos aos quais os sedimentos
podem ser submetidos.
Tabela 3.7. Parâmetros Hidrodinâmicos (Fonte: Adaptado de Holliday, 1978)
PARÂMETROS CONSIDERAÇÕES
Marés (fatores astronômicos
e meteorológicos) Diurnas ou semidiurnas; amplitudes
Medições continuas em oceanos para determinar o seu
comprimento, altura e duração Ondas (efeito dos ventos)
Correntes (efeitos das
ondas e marés)
Proximidade do fundo da área de disposição;
freqüência; velocidade; direção
Sazonalidade das
Informações
Condições de verão x condições de inverno para os
parâmetros acima
Probabilidade de ocorrência de eventos meteorológicos
extremos (tempestades, furacões, tufões) Eventos meteorológicos
Taludes íngremes; topografia de fundo plana; largura
dos montes x profundidade da área Batimetria
3.4 – Outros Parâmetros
Existem outros parâmetros que devem ser considerados, apesar de possuírem
uma importância reduzida quando comparados aos anteriores. Abaixo esses aspectos
são descritos.
3.4.1 – Operação de Dragagem e Disposição
Nas operações de dragagem realizadas com equipamentos hidráulicos (dragas
de sucção e recalque, dragas autotransportadoras), o sedimento é desagregado,
55
misturado com água e então sugado. Isso faz com que a concentração de sólidos
fique reduzida, facilitando a dispersão do material na ocasião do seu lançamento.
As dragagens realizadas com equipamentos mecânicos minimizam esse
problema. Além disso, o lançamento de material a partir do batelão também é uma
forma de reduzir a concentração de sólidos na coluna d’água, já que os sedimentos
saem por gravidade de uma única vez com a abertura das comportas de fundo (Goes
Filho, 2004).
Apesar dos equipamentos mecânicos juntamente com o transporte e
lançamentos com batelão serem os mais indicados para minimizar a concentração de
sólidos em suspensão, é preciso verificar se as características do corpo hídrico e os
objetivos da dragagem são compatíveis com essa escolha. Cada equipamento tem
limitações e isso deve ser levado em consideração.
A dragagem por sucção e recalque é o método mais comum, sendo muito
utilizado em lagos, rios e canais.
Figura 3.2. Formas de lançamento do sedimento dragado. (a) Draga de sucção e
recalque; (b) Draga autotransportadora; (c) Batelão. (Fonte: Adaptado de IADC/CEDA
– Environmental Aspects of Dredging – Guia 5, 1996)
3.4.2 – Utilização do Corpo Hídrico
Um outro aspecto que deve ser analisado para validação da escolha de
disposição em corpo hídrico é a sua utilização pela população.
56
É preciso verificar, por exemplo, se o corpo d’água é utilizado para navegação e,
caso seja, qual é a freqüência com que as embarcações trafegam. Isso é importante
porque pode alterar o processo de sedimentação e adensamento dos sedimentos no
reservatório, deixando os sólidos em suspensão por mais tempo.
Além disso, tem de se considerar as atividades desenvolvidas no ambiente,
como pesca e recreação, pois as conseqüências da disposição, mesmo sendo de
curto prazo, podem prejudicá-las.
3.5 – Impactos Associados à Atividade de Disposição
Subaquática
Antes de relacionar os impactos relativos à disposição, é importante observar
que durante a execução da própria dragagem ocorrerão impactos. Entre eles estão a
turbidez devido ao aumento dos sólidos em suspensão e também a possível liberação
de contaminantes, que antes se encontravam indisponíveis e que com o revolvimento
provocado pela dragagem passaram a biodisponíveis. Os efeitos negativos da
atividade de dragagem guardam relação com a quantidade de material a ser dragado,
o tipo de material que será movimentado e a presença de contaminantes. Mas vale
ressaltar que todos os tipos de dragagem implicarão em impactos para o corpo hídrico.
Os impactos ocasionados no meio aquático devido à disposição de materiais
dragados estão intimamente associados ao comportamento desse material durante e
após a sua descarga, conforme se pode verificar pelo item inicial desse capítulo.
Os impactos que ocorrem no ambiente aquático pela disposição de sedimentos
podem ser divididos em físicos e químicos. E a partir deles originam-se os impactos
biológicos. A seguir serão discutidos os principais impactos negativos dessa atividade.
3.5.1 – Impactos Físicos
O primeiro impacto físico da atividade de disposição é a própria formação do
monte ou a construção do depósito. Trata-se de uma forma estranha ao ambiente, que
altera a morfologia do fundo e pode, por conseqüência, prejudicar a circulação das
águas locais. Para avaliar esse impacto, deve-se verificar o projeto da geometria dos
depósitos. Estes apresentam alturas e raios variáveis que dependem não só do
volume de sedimentos, mas também de suas características físicas (granulometria e
coesão) e dos métodos de dragagem e disposição empregados. Os limites
57
estabelecidos em projeto não devem ser ultrapassados, caso contrário a circulação
hidrodinâmica pode ser prejudicada, ou até mesmo a condição de navegabilidade do
corpo hídrico (Goes Filho, 2004).
Outro impacto físico associado à disposição subaquática é a turbidez da água
ocasionada pela dispersão dos sólidos na coluna d’água e também pela erosão e
ressupensão de sedimentos já depositados. A turbidez provoca alteração na cor da
água e esse aspecto não é favorável em áreas utilizadas para atividades de pesca e
recreação.
Há ainda outro aspecto que muitas vezes não é admitido, que é a formação de
novos montes de material fora dos limites da região. Isso pode ser provocado pelo
transporte de sedimentos e sua redisposição em um local de mais baixa energia.
Assim, esse local passa a apresentar os mesmos impactos da área destinada para a
disposição.
3.5.2 – Impactos Químicos
Os impactos químicos estão associados aos processos físico-químicos que
ocorrem entre o ambiente e os sedimentos despejados. As interações físico-químicas
entre o meio e o material podem provocar a formação de novas substâncias ou ainda
modificar algumas outras já presentes nos sedimentos ou na água.
O impacto químico, portanto, se caracteriza pelas reações e seus conseqüentes
produtos que têm o objetivo de restabelecer o equilíbrio físico-químico do meio, após
ter sido perturbado pela descarga de novas substâncias.
Dentro dessas interações, aquelas que são mais importantes para o ambiente
aquático são a dissolução (solubilização) e a dessorção. A primeira remove espécies
químicas da fase sólida para a fase líquida, de forma que fiquem livres para circularem
na solução intersticial e acessarem mais facilmente a água do meio. A segunda
transfere os íons ou moléculas que estavam fixados na superfície das partículas
sólidas para a solução intersticial e assim, novamente, podem chegar à água (Yong,
1992).
Vale ressaltar que alcançando o meio aquático, essas espécies e partículas
podem ultrapassar os limites da área de disposição e impactar quimicamente outras
regiões.
É interessante observar que, apesar dos processos de sedimentação e
consolidação serem físicos, há impactos químicos que são influenciados por eles. Por
58
estarem associados à saída de água dos vazios, influenciam o fluxo de substâncias do
interior do monte para o meio ao redor.
Acrescenta-se ainda o fato de que essas substâncias que estão sendo liberadas
podem, e muitas vezes são, contaminantes. Assim, a contaminação pode se espalhar
prejudicando a qualidade da água do ambiente aquático.
3.5.3 – Impactos Biológicos
Conforme dito anteriormente, os impactos biológicos ocorrem como
conseqüência dos impactos físicos e químicos.
O primeiro impacto biológico que se verifica é o asfixiamento de alguns
organismos locais, pela deposição de material no fundo. Essa é uma das
conseqüências do impacto físico da formação do monte. Além disso, os sedimentos
podem trazer organismos diferentes dos encontrados no local, provocando competição
entre eles, o que também é impactante para a biota da área.
Outro impacto observado é que a turbidez – impacto físico provocado pela
dispersão de partículas sólidas – reduz a incidência de luz no ambiente, acarretando
uma diminuição nas atividades fotossintéticas das plantas e algas e ainda pode
dificultar a mobilidade da fauna. Acrescenta-se que os sólidos em suspensão
prejudicam os seres na medida em que obstruem suas vias respiratórias.
Os impactos químicos muitas vezes se mostram mais prejudiciais à biota. A
liberação de substâncias no ambiente aquático pode causar efeitos tóxicos aos
organismos, podendo gerar bioacumulação. Os seres impactados podem fazer parte
da alimentação de outros seres, de forma que estes também sofrerão os impactos. Até
os humanos podem ser atingidos pelo consumo de peixes ou outros animais
contaminados.
Outro efeito observado no ambiente aquático é o aumento de nutrientes,
principalmente nitrogênio e fósforo, que resulta no crescimento excessivo de algas e
plantas aquáticas, fenômeno denominado eutrofização (Mota, 1997).Quando esse
processo é agravado por ações antrópicas, como o lançamento de esgotos doméstico
ou industrial ou ainda de fertilizantes, a proliferação das algas é intensificada
provocando inconvenientes para o corpo hídrico: sabor e odor; toxidez; turbidez e cor
e a formação de massas de matéria orgânica que, ao serem decompostas, provocam
redução do oxigênio dissolvido e ainda aspecto estético desagradável (Mota, 1997).
Esse efeito implica na degradação da água e no impacto à biota.
59
Diante do que foi descrito, percebe-se que os organismos de menor mobilidade
são os que mais sofrem com os efeitos da atividade de disposição, já que os seres
com maior mobilidade podem deixar o local quando perceberem alterações
desfavoráveis. Portanto, esses merecem uma atenção especial quando os impactos
forem avaliados.
Cabe ressaltar que os processos de erosão e transporte de sedimentos
espalham os impactos muitas vezes para fora da área de disposição, o que também
deve ser avaliado no processo de aceitabilidade dessas atividades.
Figura 3.3A mostra um esquema dos impactos ambientais gerados nas
atividades de dragagem e disposição do material.
Figura 3.3. Impactos gerados pelas atividades de dragagem e disposição (Fonte: IADC/CEDA – Environmental Aspects of Dredging – Guia 6, 1996)
3.5.4 – Minimizando Impactos
Existem algumas medidas que reduzem os efeitos prejudiciais das atividades de
disposição, tornando locais antes inviáveis ambientalmente em áreas adequadas.
Algumas dessas medidas são simples, mas todas geram um custo adicional que deve
ser levado em consideração para a escolha da solução dos sedimentos dragados.
60
A primeira medida associada à minimização desses impactos é a utilização de
métodos mecânicos de dragagem juntamente com o batelão para transporte e
descarga. Isso reduz a dispersão dos sedimentos e ainda, a liberação de
contaminantes para o meio, já que há menos quantidade de água nos depósitos.
Entretanto essa medida é limitada pela geometria do corpo hídrico.
Há também as cortinas de filtração/proteção, que consistem em estender uma
“cortina” geotêxtil com pesos em sua extremidade inferior (com a finalidade do
geotêxtil permanecer esticado até o fundo do corpo hídrico), evitando o transporte das
partículas descarregadas para fora da área de disposição. Trata-se de uma técnica
que minimiza impactos físicos e químicos, pois restringe a região impactada.
Entretanto essa medida só deve ser utilizada em locais de baixa energia. A Figura 3.4
mostra essa alternativa.
Figura 3.4. Cortina para sedimentos (Fonte: IADC/CEDA – Environmental Aspects of Dredging – Guia 6, 1996)
A Figura 3.5 mostra um esquema do funcionamento da cortina de geotêxtil para
disposição de sedimentos dragados em cavas submersas.
61
Figura 3.5 Esquema de funcionamento da cortina de geotêxtil
Uma outra medida que pode ser adotada é o uso de capeamento e/ou estruturas
de contenção lateral, conforme ilustrado na Figura 3.6. Esses recursos têm a função
de estabilizar o material contaminado através da prevenção da ressuspensão e
transporte para fora do local especificado e ainda de isolamento químico entre os
sedimentos contaminados e o ambiente bentônico (Goes Filho, 2004). É importante
verificar que para o bom funcionamento dessas medidas, os transportes advectivo e
difusivo dos contaminantes devem ser avaliados para, então, se determinar os
materiais que serão usados na construção das proteções. Os processos erosivo e de
consolidação também têm de ser avaliados, pois também podem prejudicar a
eficiência desses artifícios.
62
Figura 3.6. Esquema de isolamento do material. (a) Disposição Confinada; (b) Capeamento de fundo. (Fonte: Terra et Aqua nº 98, março de 2005)
Portanto, o que se pode concluir é que os impactos sobre o ambiente aquático
vão sempre existir. Porém, o que se tem de verificar é se eles estarão dentro dos
limites estabelecidos para o meio e se o benefício da disposição supera os malefícios
para a área.
De acordo com os casos observados no capítulo 2, a maior parte dos impactos
dessa forma de disposição é de curto prazo, de maneira que em algumas semanas os
efeitos já desapareceram e o meio já se restabeleceu.
63
Capítulo 4 MODELAGEM HIDRODINÂMICA E GEOTÉCNICA DA DISPOSIÇÃO SUBAQUÁTICA
4.1 – Modelagem Hidrodinâmica
Lista de Símbolos
- coeficiente de arraste do vento CD
- coeficiente de atrito no fundo Cf
- coeficiente de Chezy Ch
- aceleração da gravidade (L/T³) g
- profundidade instantânea ou altura da coluna d'água local (L) H
- tempo (T) t
- valor médio na vertical da velocidade da corrente na direção x (L/T) u
- componente da velocidade tridimensional da corrente na direção x (L/T) U
- velocidade do vento a 10 metros acima da superfície (L/T) U10
- valor médio na vertical da velocidade da corrente na direção y (L/T) v
- componente da velocidade tridimensional da corrente na direção y (L/T) V
- elevação do nível d'água ou posição da superfície livre (L) z
- amplitude da rugosidade equivalente do fundo (L) ε
- densidade do fluido (M/L³) ρ
- densidade do ar (M/L³) ρar
- tensões turbulentas τi,j
2τ F - tensão de atrito no fundo (F/L ) i
τiS - tensão de atrito na superfície (F/L2)
64
De acordo com Relatório COPPETEC (1998) e Rosman (2001), o conceito de
modelagem envolve a utilização de aproximações que simplificam o problema
estudado, centrando a atenção nos principais fenômenos que atuam no corpo d’água.
No caso em apreço nas escalas de interesse, a circulação relevante para o Complexo
Lagunar é a causada por forças motrizes de longo período, como marés e ventos,
sendo desnecessária a consideração de gradientes de pressão devido a diferenças de
densidade. Essa simplificação baseia-se no fato do escoamento mais significativo ser
quase horizontal, uma vez que a estratificação da coluna d’água no Sistema Lagunar é
geralmente muito fraca. Considerando que a área de interesse apresenta baixas
profundidades e insignificante estratificação vertical, a adoção de um modelo
hidrodinâmico bidimensional na horizontal (2DH), com variáveis promediadas na
vertical, foi admitido adequado para representação desse sistema.
No modelo 2DH, as equações governantes tridimensionais gerais são integradas
analiticamente na dimensão vertical, reduzindo a dimensionalidade do problema. O
modelo resultante, bidimensional na horizontal, é largamente utilizado em estudos
ambientais. A metodologia matemática empregada no modelo está resumida a seguir.
Maiores detalhamentos sobre a formulação matemática fogem ao escopo da pesquisa,
mas estão presentes em Rosman (2001).
Para cada tempo t, o modelo hidrodinâmico bidimensional na horizontal, 2DH,
determina em cada ponto, (x,y), do corpo d’água, os valores médios na vertical das
componentes nas direções x e y, da velocidade de corrente, u(x,y,t) e v(x,y,t), e a
elevação do nível d’água, ou posição da superfície livre, z=η(x,y,t).
Os valores médios na vertical da velocidade da corrente são definidos por:
∫−=
η
hdztzyxU
Htyxu ),,,(1),,( (4.1)
∫−=
η
hdztzyxV
Htyxv ),,,(1),,( (4.2)
onde, para o escoamento de grandes escalas (ou escoamento em águas rasas), U e V
são respectivamente os componentes nas direções x e y da velocidade tridimensional
da corrente, e H=h(x,y) + η(x,y,t) é a profundidade instantânea ou altura da coluna
d’água local, sendo z=-h(x,y) a superfície do fundo. A Figura 4.1 apresenta o sistema
de coordenadas da modelagem 2DH.
65
Figura 4.1. Sistema de coordenadas da modelagem 2DH (Rosman, 2001)
As equações que regem a hidrodinâmica integrada na vertical, com as
considerações e as variáveis definidas acima, podem ser escritas como:
Equação da continuidade
0=∂
∂+
∂∂
+∂∂
yvH
xuH
tη
(4.3)
Essa equação faz com que o divergente da velocidade do escoamento seja nulo.
Ou seja, o volume das partículas no escoamento é incompressível e permanece o
mesmo à medida que estas se movimentam (imposição da condição de escoamento
incompressível).
Equação da quantidade de movimento, na direção x:
( ) ( ) fvHy
HxHx
gyuv
xuu
tu F
xSxxyxx +⎥
⎦
⎤⎢⎣
⎡−+
∂∂
+∂∂
+∂∂
−=∂∂
+∂∂
+∂∂ ττττ
ρη 1
(4.4)
Equação da quantidade de movimento, na direção y:
( ) ( ) fuHy
HxHy
gyvv
xvu
tv F
ySyyyxy +⎥
⎦
⎤⎢⎣
⎡−+
∂∂
+∂∂
+∂∂
−=∂∂
+∂∂
+∂∂ ττττ
ρη 1
(4.5)
66
A seguir apresenta-se o significado de cada termo das equações (4.4) e (4.5) de
modo a observar os parâmetros envolvidos nessa modelagem (Fonte: Adaptado de
Rosman (2001)).
Representa a aceleração do local do
escoamento tv
tu
∂∂
∂∂ ⇒
Representa a aceleração advectiva do
escoamento yvv
xvu
yuv
xuu
∂∂
+∂∂
∂∂
+∂∂
⇒
Representa a pressão hidrostática resultante na
direção x/y (gradiente de pressão), devido à
declividade da superfície d’água na direção x/y. y
gx
g∂∂
−∂∂
−ηη
⇒
( ) ( )
( ) ( )⎥⎦
⎤⎢⎣
⎡∂∂
+∂∂
⎥⎦
⎤⎢⎣
⎡∂∂
+∂∂
yyxy
xyxx
Hy
HxH
Hy
HxH
ττρ
ττρ
1
1Representa a resultante das tensões dinâmicas
turbulentas 2DH no escoamento. ⇒
Representa a tensão do vento na superfície
livre por unidade de massa. Sy
Sx HH
τρ
τρ
11⇒
Representa a tensão de atrito no fundo atuante
no escoamento por unidade de massa.. ( ) ( )F
yFx HH
τρ
τρ
−−11
⇒
Representa a força de Coriolis devido ao fato
do referencial estar se movimentando na
superfície da Terra. ⇒fufv
Nas equações (4.4) e (4.5), ρ representa a densidade do fluido, que admite-se
constante por se tratar de escoamentos em águas rasas.
Os termos τx/yS e τx/y
F são os termos de atrito na superfície e no fundo
respectivamente. As tensões de atrito surgem das condições de contorno dinâmicas
na superfície livre e no leito do corpo hídrico. A tensão da superfície livre é escrita
como:
yxDars
yx UC /2
10/ cosαρτ ⋅⋅⋅= (4.6)
onde ρ é a densidade do ar, Car D é o coeficiente de arraste do vento, U10 é a
velocidade do vento a 10 metros acima da superfície livre e cosαx/y é o ângulo entre o
67
vetor de velocidade do vento e a direção x/y. O coeficiente do vento, CD, pode ser
determinado a partir de fórmulas empíricas (Rosman, 2001).
Para o modelo 2DH a tensão de atrito no fundo é calculada através de:
( )uvuCFFx
22 +⋅= ρτ (4.7a)
( )vvuCFFy
22 +⋅= ρτ (4.7b)
sendo Cf o coeficiente de atrito no fundo, que pode ser obtido através do coeficiente de
Chezy, Ch, como segue:
2h
f CgC = (4.8)
onde
⎟⎠⎞
⎜⎝⎛=
εHCh
6log18 (4.9)
sendo ε a amplitude da rugosidade equivalente do fundo. A Tabela 4.1 apresenta
valores recomendados para ε.
Tabela 4.1 Valores recomendados para rugosidade equivalente de fundo, ε, para uso
no modelo 2DH. (Fonte: Adaptado de Rosman, 2001)
MATERIAL VALOR Terreno ou leito de terra
Leito com transporte de sedimentos 0.0070 m < ε < 0.0500 m Leito com vegetação 0.0500 m < ε < 0.1500 m Leito com obstáculos 0.1500 m < ε < 0.4000 m
Fundo de pedra ou rochoso Fundo de alvenaria 0.0003 m < ε < 0.0010 m
Fundo de pedra lisa 0.0010 m < ε < 0.0030 m Fundo de asfalto 0.0030 m < ε < 0.0070 m
Fundo com pedregulhos 0.0070 m < ε < 0.0150 m Fundo com seixos rolados 0.0150 m < ε < 0.0400 m
Fundo com pedras 0.0400 m < ε < 0.1000 m Fundo com rochas 0.1000 m < ε < 0.2000 m
Fundo de concreto Fundo de concreto liso 0.0001 m < ε < 0.0005 m
Fundo de concreto inacabado 0.0005 m < ε < 0.0030 m Fundo de concreto antigo 0.0030 m < ε < 0.0100 m
68
As chamadas tensões turbulentas, τi,j, são, na verdade, fluxos de quantidade de
movimento por unidade de massa associados com escalas não resolvíveis no tempo e
no espaço. Nesse termo são consideradas as parcelas difusiva e dispersiva do
escoamento.
O sistema de equações que compõe o modelo de circulação em águas rasas é
resolvido com o auxilio de técnicas numéricas, uma vez que não possui solução
analítica conhecida.
Para observar a circulação hidrodinâmica dos corpos hídricos será utilizado,
neste trabalho, o SisBAHIA®, Sistema BAse de Hidrodinâmica Ambiental.
As considerações descritas a seguir sobre o sistema foram retiradas do Relatório
PEnO (2002). ®O SisBAHIA é um sistema profissional registrado pela Fundação Coppetec,
órgão gestor de convênios e contratos de pesquisa da Coordenação de Programas de
Pós Graduação em Engenharia (COPPE) da Universidade Federal do Rio de Janeiro,
UFRJ. ®O SisBAHIA contém 6 modelos, entre eles está o modelo hidrodinâmico, que foi
utilizado para obter o comportamento hidrodinâmico da área de estudo. O modelo
hidrodinâmico é um modelo para simular a circulação hidrodinâmica em corpos de
água com superfície livre sob diferentes cenários. Tal modelo é otimizado para
aplicações em corpos de água naturais com pouca estratificação, ou seja, nos quais
efeitos de densidade variável possam ser desprezados, como é o caso do corpo
hídrico que será objeto deste estudo. Os processos de calibração são minimizados
devido a: discretização espacial via elementos finitos quadráticos, permitindo ótimo
mapeamento de corpos de água com linhas de costa e batimetrias complexas, campos
de vento e atrito do fundo podendo variar dinamicamente no tempo e no espaço
(Relatório PEnO, 2002).
69
4.2 – Modelagem Geotécnica
Lista de Símbolos
- coordenada lagrangeana para o caso unidimensional (L) a
- concentração de partículas sólidas (M/L³) C
- concentração máxima de partículas sólidas (M/L³) Cm
- concentração inicial de partículas sólidas (M/L³) Co
- índice de vazios (Vv/Vs) e
- índice de vazios inicial e0
- altura dos sólidos (L) H
- coeficiente de permeabilidade (L/T) k
- coeficiente de permeabilidade em coordenadas materiais - lagrangeanas (L/T) ka
- coeficiente de permeabilidade em coordenadas espaciais - eulerianas (L/T) kξ
- altura da amostra (L) L
- altura inicial da amostra (L) L0
- porosidade (Vv/Vn T)
- fluxo de partículas sólidas (M/L³) S
- tempo (T) t
- poropressão ou pressão neutra (F/L²) u
- poropressão na base da amostra (F/L²) ub
- velocidade do pistão (L/T) v
- inclinação de retas de mesma concentração e velocidade de propagação de uma linha característica de concentração C V(C)
- volume elementar representativo VE
- velocidade do fluido (L/T) vf
- velocidade das partículas sólidas (L/T) vs
- velocidade de sedimentação das partículas sólidas (L/T) vsed
- coordenada reduzida (L) z
- peso específico da fase fluida do solo (F/L³) γf
- peso específico das partículas sólidas (F/L³) γs
70
- densidade ou massa específica das partículas sólidas (M/L³) ρs
- tensão total atuante no solo (F/L²) σ
- tensão efetiva atuante no solo (F/L²) σ'
- tensão efetiva na base da amostra (F/L²) σb'
- tensão efetiva no topo da amostra (F/L²) σ ' t
- variável tempo no sistema de coordenadas material - descrição lagrangeana (T) τ
- coordenada espacial (euleriana) para o caso unidimensional (L) ξ
Neste trabalho será enfatizado o comportamento mecânico de longo prazo de
materiais finos, ou seja, sedimentação e adensamento para a previsão de estabilidade
do depósito. Embora esses processos sejam tridimensionais, a modelagem mais usual
é a bidimensional ou a unidimensional, porque são menos complexas.
Cabe ressaltar que os processos de sedimentação e de adensamento ocorridos
no sedimento fino de dragagem não seguem as teorias tradicionais da Mecânica dos
Solos, já que se trata da condição de solos em formação e, portanto, receberão uma
atenção especial a seguir.
Segundo Alves (1992), o processo de sedimentação refere-se ao movimento
gravitacional de uma partícula, ou o conjunto delas, através de um determinado meio,
ou seja, a deposição das partículas sólidas ou flocos presentes na suspensão.
Para o teor de sólidos habitual em dragagem, esse processo não obedece à Lei
de Stokes de sedimentação livre, que trata o problema hidrodinâmico de queda de
uma partícula isolada em meio fluido. Sendo assim, a Teoria de Kynch, que considera
a interação física entre as partículas e exprime a velocidade de queda como função
exclusiva da concentração local de partículas, é base de praticamente todos os
modelos de sedimentação em uso (Barbosa e Santos, 2003). Vale ressaltar que essa
teoria considera o material inerte, ou seja, não leva em consideração as características
físico químicas do material.
No caso de disposição em corpos hídricos a sedimentação pode se prolongar
não só pela granulometria fina dos sedimentos, mas também pela ocorrência de
eventos hidrodinâmicos locais, que mesmo que de baixa intensidade podem retardar
essa etapa.
À medida que o processo de sedimentação avança, ocorre um aumento da
concentração de sólidos no fundo, formando uma camada de sedimento depositada.
71
Cada camada depositada representa uma sobrecarga para a camada subjacente,
gerando um excesso de poropressão na estrutura, que se dissipará com o tempo,
aumentando a tensão efetiva. Desenvolvendo-se, portanto, o processo de
adensamento. Novamente para esta condição, a teoria clássica de adensamento
unidimensional de Terzaghi não se aplica, devido à ocorrência de grandes
deformações e de relações constitutivas não lineares do material. Sendo assim, é mais
adequado utilizar a Teoria de Gibson. Entretanto, para solucionar as equações
propostas por tal teoria é necessário conhecer as relações de variação da
permeabilidade e da tensão efetiva com o índice de vazios, além dos pesos
específicos da solução e dos sólidos que compõem a suspensão. Para obter as
relações citadas (k - e, σ’ - e), será utilizado neste trabalho o ensaio de adensamento
com taxa de deslocamento constante (CRS), possibilitando assim avaliar o
adensamento sob peso próprio.
4.2.1 - Sedimentação
A solução do problema de sedimentação deveria atender às equações de
equilíbrio e às equações da continuidade da mistura. No entanto, neste trabalho será
utilizada a teoria de Kynch (1952). Segundo Alves (1992), Kynch admite inicialmente
que em um ponto qualquer da mistura, a velocidade de queda da partícula (vs)
depende apenas da concentração da mistura em sua vizinhança (C). Desta forma,
estabelece que a solução do problema pode ser determinada, atendendo-se apenas a
equação diferencial da continuidade da fase sólida.
A teoria prevê a existência de uma interface superior entre a suspensão e o
liquido sobrenadante, cujo movimento aliado ao conhecimento da distribuição inicial de
partículas com a profundidade é suficiente para determinar a variação da velocidade
de queda com a concentração de partículas para uma suspensão particular (Santos,
2001).
As hipóteses simplificadoras da teoria de Kynch são:
• a concentração de partículas é uniforme através de qualquer
horizontal (seção transversal);
• a concentração de partículas aumenta com a profundidade na
suspensão;
• a velocidade de queda das partículas sólidas (vs) tende a seu valor
mínimo à medida que a concentração tende ao valor máximo Cm;
72
• a velocidade de queda depende exclusivamente da concentração
local de partículas em sua vizinhança;
• o problema é considerado unidimensional, como de uma suspensão
sedimentando dentro de uma coluna, onde se despreza o atrito de
partículas-parede da coluna;
• as partículas têm a mesma forma e tamanho;
O termo concentração, utilizado por Kynch, refere-se à quantidade de partículas
sólidas por unidade de volume. A quantidade de partículas pode se referir ao peso de
partículas por unidade de volume ou, mais adequadamente, à massa de sólidos por
unidade de volume (Alves, 1992). Assim definida, ela está relacionada com a
densidade das partículas sólidas através de:
e
nC ss
+
=−=
1
)1( ρρ (4.10)
onde n é a porosidade da mistura e ρs é a densidade das partículas sólidas.
Nesta fase do trabalho faz-se necessário introduzir o conceito de fluxo de
partículas. Fluxo de partículas, S, é, então, definido como quantidade de partículas
que atravessa uma dada seção horizontal por unidade de área e de tempo e pode ser
expresso por:
( )CvCS s= (4.11)
é a velocidade de queda das partículas sólidas (Alves, 1992). onde vs
O fluxo pode, portanto, ser apresentado de acordo com a definição de
concentração.
( ) ss vnS ⋅−= 1ρ (4.12)
73
À medida que a concentração aumenta, a velocidade diminui, até que o fluxo, S,
cessa e a velocidade se anula. A concentração (C) varia com a altura (H) de qualquer
nível, acima do fundo da coluna de partículas em suspensão. Como o fluxo (S) é
proporcional a concentração, ele varia continuamente com a altura. A relação entre a
concentração e a altura é chamada equação de continuidade e dada por:
( )CV+
tC
∂∂
HC
∂=∂ 0 (4.13)
onde V(C) = dS/dC e pode ser representada num gráfico tempo (t) x altura (H),
onde plotam-se curvas com mesma concentração. “Como a concentração (C), e,
portanto, V(C), são constantes ao longo da curva, esta é representada por uma linha
reta cuja inclinação é determinada pela concentração” (Alves, 1992). A inclinação da
curva é dada por V(C) = dH/dt (Santos, 2001).
A teoria de Kynch não considera, no entanto, o processo de adensamento da
camada devido ao seu peso próprio.
Conforme citado em Santos, Mc Roberts & Nixon (1976) revisaram a teoria de
Kynch e a aplicaram em experimentos com solos siltosos. Esses autores definiram o
fim da sedimentação através da interseção obtida pelo prolongamento de duas retas
(R1 e R2) tangentes aos seguimentos AB e CD (Figura 4.2).
Figura 4.2. Cálculo da velocidade de sedimentação. (Fonte: Santos, 2001)
74
A velocidade de sedimentação é obtida então graficamente como:
tHvsed
ΔΔ=
(4.14)
Vale salientar que a teoria de Kynch e sua revisão realizada pelos autores
McRoberts e Nixon não consideravam as interações físico-químicas entre as
partículas. Dessa forma, parâmetros como tipos de argilomineral e de eletrólitos
dissolvidos, de grande influência no processo de sedimentação são ignorados.
Entretanto, já é reconhecida a necessidade de considerar tais interações assim como
a tendência de outros pesquisadores em tentar equacioná-las em uma extensão da
Teoria de Kynch.
Para avaliar o processo de sedimentação será realizado um ensaio em uma
coluna de sedimentação com a concentração de sólidos compatível com suspensões
diluídas. Esse procedimento será melhor explicado no capítulo 7.
4.2.2 - Adensamento
Como decorrência do processo de sedimentação, à medida que a interface se
desloca em movimento descendente, ocorre um aumento da concentração de sólidos
no fundo, formando uma camada de sedimento depositado. Cada camada depositada
representa uma sobrecarga à camada subjacente, gerando um excesso de
poropressão na estrutura, que se dissipará com o tempo, aumentando a tensão
efetiva. Esse processo caracterizado pela variação do volume associada à expulsão
de água dos poros do solo saturado, após a imposição de sobrecarga, é chamado de
adensamento. Portanto, na disposição de sedimentos, identifica-se o processo de
adensamento, gerado por peso próprio ou por novo lançamento de rejeitos num
depósito parcialmente preenchido.
Sabe-se que a Teoria do Adensamento de Terzaghi e Frölich (1936) baseia-se
nas seguintes hipóteses simplificadoras:
• o solo está completamente saturado;
• os grãos de solo e o fluido intersticial são incompressíveis;
• o solo é homogêneo;
• a drenagem é unidirecional;
• é válida a Lei de Darcy para o escoamento de fluido intersticial;
75
• as deformações só ocorrem na direção vertical;
• os fenômenos que ocorrem nas pequenas massas de solo podem ser
estendidos às grandes massas;
• determinadas propriedades do solo (permeabilidade e coeficiente de
adensamento) não variam no processo de adensamento;
• há uma relação linear entre as variações da tensão efetiva e do índice
de vazios;
Entretanto, no presente caso, envolvendo solos em processos de deposição,
essa teoria não se aplica devido à ocorrência de grandes deformações e de relações
constitutivas do material não-lineares. Para o trabalho, a teoria de Gibson et al. (1967),
que trata do adensamento unidirecional não-linear e com grandes deformações, é
mais adequada. Na realidade, aplicando-se as hipóteses simplificadoras listadas
acima na teoria de Gibson et al. (1967) chega-se à Teoria de Terzaghi e Frölich
(1936), provando que esta é apenas um caso particular da anterior.
Para o desenvolvimento teórico da questão de deposição dos sedimentos pode-
se fazer uso de duas descrições do movimento do contínuo, a Euleriana e a
Lagrangeana.
A descrição Lagrangeana ou Material é feita acompanhado o movimento das
partículas no espaço através de suas trajetórias. Já na descrição Euleriana ou
Espacial não existe preocupação em seguir partículas individuais, mas sim em
descrever, em função do tempo, o que acontece em uma posição espacial fixa. Essas
descrições encontram-se detalhadas em Ferraz (2003).
De forma a evitar maiores complicações matemáticas no processo de solução,
principalmente quando se trabalha com problemas de fronteiras móveis, como é o
caso do adensamento, geralmente os problemas considerando grandes deformações
são resolvidos utilizando a descrição Lagrangeana. (Ferraz, 2003)
Serão utilizadas como variáveis independentes as variáveis lagrangeanas (a e τ)
e será considerada a situação de adensamento unidimensional mostrada na Figura
4.3. Assume-se que o volume elementar representativo (VE) possui área unitária na
direção normal ao fluxo do fluido, e que embora o mesmo se deforme com o processo
de adensamento, ele conterá sempre as mesmas partículas sólidas, havendo somente
fluxo da fase fluida através das faces do mesmo.
76
Figura 4.3. Coordenadas materiais de um elemento de solo. (a) Coordenadas no τ = 0;
(b) Coordenadas em um tempo arbitrário. (Fonte: Ferraz, 2003)
Como mostra a Figura 4.3, no tempo τ=0 o VE se situa entre os pontos de
coordenadas lagrangeanas, a e a+da, medidas em relação a um plano de referência
na superfície da camada. Após um tempo τ, o VE se deforma e se move através do
espaço passando a se situar entre os pontos de coordenadas ξ (a, τ) e ξ (a+da, τ). As
fronteiras superior e inferior serão sempre identificadas, respectivamente, por a = 0 e a
= H, mas suas localizações espaciais após um tempo τ serão dadas por ξ (a=0, τ) e ξ
(a=H, τ).
A obtenção da equação governante para o adensamento seguirá a seqüência
adotada por Gibson et al. (1967) e será baseada nas seguintes hipóteses:
• solo homogêneo e completamente saturado;
• qualquer nível de deformação da camada;
• incompressibilidade das partículas sólidas e do fluido intersticial;
• validade da Lei de Darcy;
• validade do principio das tensões efetivas;
• o processo de adensamento é isotérmico (sem interferência da
temperatura) ;
• relações constitutivas são únicas, implicando com isso que não variam
com o tempo e com o carregamento;
• A concentração de soluto na água do solo não interfere no processo de
adensamento (pequenas concentrações), ou seja, não afeta as massas
especificas do fluido e dos sólidos, a porosidade e nem a forma de
escoamento do fluido;
77
Para chegar à equação geral para o processo de adensamento com grandes
deformações Gibson et al. (1967) partiu dos seguintes princípios físicos:
• Equilíbrio vertical do elemento de solo como um todo (fluido e partículas
sólidas).
o
sf
ea
e
+∂
+=∂
1
. γγσ (4.15)
• Condição de continuidade da fase sólida.
oea
e
+∂
+=∂
1
1ξ (4.16)
• Condição de continuidade da fase fluida.
( )( )a
vvn sf
∂
−∂−
oe+1
1
τ∂∂e = (4.17)
• Relações Constitutivas
− Princípio das Tensões Efetivas
u+= 'σσ (4.18)
− Relação de Fluxo (Lei de Darcy)
( ) ( )auk
vve
evvnf
asfsf ∂
∂⋅
−=−
+=−
γ1 (4.19)
− Funções materiais
⇒ Relação entre tensões efetivas e deformação: ( )e'' σσ =
( )ekaka =⇒ Relação entre deformação e fluxo:
Todas as relações acima são deduzidas em Ferraz (2003).
A solução do modelo de adensamento de grandes deformações pode ser obtida
utilizando-se tanto o excesso de pressão neutra, quanto o índice de vazios como
variável dependente. Neste trabalho se fará uso de um dos módulos do modelo
desenvolvido por Ferraz (2006) para sua pesquisa de Doutorado na COPPE/UFRJ,
cuja a solução é dada em termos do índice de vazios (e).
Combinando-se as relações estabelecidas a partir dos princípios físicos citados
acima se obtém:
78
( ) ⎟⎟⎠
⎞⎜⎜⎝
⎛
∂∂
⋅⋅∂∂
⋅−−⋅⎟⎟⎠
⎞⎜⎜⎝
⎛−=
∂∂
ae
dedk
ae
dedke
f
ao
a
f
s '11 σγγ
γτ
(4.20)
Esta equação é a equação governante do processo de adensamento em
coordenadas lagrangeanas. O primeiro termo do lado direito da mesma se refere ao
adensamento da camada compressível sob a ação do peso próprio, o qual é de
grande importância para o caso em questão.
Segundo Pane et al. (1963) e Schiffman (1987), citados em Ferraz (2003), o
coeficiente de permeabilidade geralmente medido nos ensaios de permeabilidade é o
valor k o qual é igual ao valor kξ, , definido para o sistema de coordenadas espacial.
Assim é mais conveniente expressar a equação do adensamento em termos desse
valor. Dessa forma, a equação acima pode ser reescrita como segue:
( ) ⎟⎟⎠
⎞⎜⎜⎝
⎛
∂∂
⋅⋅++
⋅∂∂
⋅+−∂∂
⋅⎟⎠⎞
⎜⎝⎛
++
⋅⋅⋅⎟⎟⎠
⎞⎜⎜⎝
⎛−=
∂∂
ae
ded
eek
ae
ae
ee
kdede
f
vv
f
s '11
111
1 00
0 τγγ
γτ
(4.21)
O sistema de coordenadas reduzidas se mostra bastante útil na análise de
problemas com grandes deformações. Segundo Gibson et al. (1981), citado em Ferraz
(2003), esta variação do sistema lagrangeano se baseia no volume de partículas
sólidas existentes entre um plano de referência e um ponto material em análise, de
coordenada lagrangeana, a.
Assim, a coordenada reduzida, z, é definida como sendo o volume de partículas
sólidas, em um volume de área transversal unitária, situado entre um ponto de
referência e um ponto coordenado lagrangeano, conforme mostra a figura abaixo
(Figura 4.4).
Figura 4.4. Relação entre coordenadas lagrangeanas e reduzidas. (a) Configuração
inicial; (b) Configuração no tempo t. (Fonte: Ferraz, 2003)
79
A definição da coordenada reduzida, z, é dada pela equação a seguir:
( )[ ] '0,'1)(0
daanaza
∫ −= (4.22)
onde: n(a’,0) é a porosidade da camada no tempo t=0, na região considerada (Gibson
et al.,1967).
Considerando a relação entre porosidade e o índice de vazios, a definição da
coordenada, z, em termos de índice de vazios, e, fica:
een+
=1
(4.23)
( )∫ +=
a
aedaaz
0 0,'1')( (4.24)
Embora o valor z seja estritamente um volume, a forma como ele é definido dá
ao mesmo as dimensões de um comprimento, permitindo considerá-lo como uma
coordenada. Deve ser observado que a definição e utilização das coordenadas
reduzidas baseiam-se na hipótese de incompressibilidade das partículas sólidas, e
assim como as coordenadas lagrangeanas, são independentes do tempo (Ferraz,
2003).
Em coordenadas reduzidas, z, a equação governante do processo de
adensamento toma a forma mostrada a seguir, a qual é a equação obtida por Gibson
et al. (1967) e que tem sido utilizada em diversos trabalhos:
⎟⎟⎠
⎞⎜⎜⎝
⎛
∂∂
⋅∂∂
⋅+⋅∂
∂−
∂∂
⋅⎟⎠⎞
⎜⎝⎛
+⋅⎟
⎟⎠
⎞⎜⎜⎝
⎛−=
∂∂
ze
eek
zze
ek
dede
f
vv
f
s ')1(1
1 σγγ
γτ
(4.25)
Desta forma, a fronteira do problema se torna constante, já que o volume de
sólidos não varia no sistema.
Conforme dito anteriormente, para solucionar a equação de Gibson et al. (1967)
necessita-se do conhecimento das relações k - e e σ’ - e, além dos pesos específicos
do fluido intersticial e dos sólidos.
80
Com o objetivo de obter tais relações (k - e e σ’ – e) e avaliar o adensamento sob
o peso próprio será realizado o ensaio de adensamento com taxa de deslocamento
constante (CRS, constant rate of strain).
As relações obtidas no ensaio serão entrada para o programa que modelará o
comportamento do material na fase de consolidação.
De acordo com Almeida (1988), o ensaio de adensamento com a taxa de
deslocamento constante (CRS) consiste essencialmente na aplicação gradual de
carga na amostra, aumentando-se o deslocamento axial (deformação específica axial)
a uma taxa constante. Este tipo de ensaio tem a vantagem de permitir que a
permeabilidade do material seja calculada através da realção entre a velocidade do
ensaio e o gradiente hidráulico médio (Alves, 1992).
O processo de adensamento é desencadeado, em geral, através de uma prensa
que promove o deslocamento (com velocidade constante) de um pistão em contato
com a amostra. Nesse ensaio somente uma das extremidades é drenada. A tensão
gerada pelo carregamento no topo e a poropressão desenvolvida são medidas na
base não drenada. Trata-se de um ensaio simples e rápido, entretanto ainda não se
dispõe de um critério bem definido para determinar a velocidade do ensaio (Almeida,
1988).
O método de análise para o ensaio CRS aplicado nessa pesquisa será o método
proposto por Lima (1996), que se trata de uma simplificação do método de Martinez et
al. (1987) (Santos, 2001).
Martinez et al. (1987), citado em Santos (2001) determinaram relações de
permeabilidade e compressibilidade para solos muito moles, usando valores médios
diferentes variáveis com a profundidade.
De acordo com Santos (2001), a diferença básica entre os dois métodos é que
nos estudos de Martinez et al. (1987) dispunha-se de transdutores ao longo da
amostra, possibilitando uma avaliação mais acurada da distribuição da tensão efetiva.
Na análise de Lima (1996), supõe-se que a poropressão distribuiu-se ao longo da
altura da amostra (Figura 4.5) de acordo com a seguinte equação de segundo grau:
u(x) = a + bx + cx2.
81
Figura 4.5. Distribuição simplificada da poropressão e da tensão efetiva com a
profundidade
Os termos a, b e c podem ser obtidos através das seguintes condições de
contorno do ensaio.
( ) 0=xu para x = 0
( ) buxu = para x = L
( ) 0=dx
xdu para x = L
sendo x=0 o topo drenado da amostra, x=L a base não drenada da amostra e ub a
poropressão na base.
Consequentemente, a distribuição da poropressão com a profundidade será:
( ) 22
22x
Lu
xLu
xu bb ⋅−
⋅= (4.26)
Como o topo da amostra é drenado, a poropressão é nula e a tensão efetiva, σt’,
é igual à tensão total, σ.
Assim,
'' bbu σσ −= (4.27)
'tσσ =
então,
82
'' btbu σσ −= (4.28)
e,
( ) ( )xux −= σσ ' (4.29a)
'tσσ =
então,
( ) ( )xux t −= '' σσ (4.29b)
ou ainda,
( ) ( ) ( ) 22
''''2'' x
Lx
Lx bt
bttσσ
σσσσ−
+−−= (4.29c)
( ) ( )''32''''
0 bttmédio
L
médio dxL
x σσσσσσ −−=∴= ∫ (4.30)
'' btbu σσ −=σσ ='t e , Como
bmédio u32' −= σσ (4.31)
Figura 4.6A partir da pode-se calcular a variação do índice de vazios e
consequentemente o índice de vazios médios (e ) da amostra. médio
83
Figura 4.6. variação do índice de vazios. (a) tempo t=0. (b) tempo t=t
ss
vv
LL
LLL
eee Δ=
−=−=Δ
00 (4.32)
Se,
0
000
1)1(
eL
LeLLLL sossv +=∴+=+= (4.33)
então
( 00
1 eLLe +
Δ=Δ ) e (4.34)
( ) ( )00
00 1 e
LLL
ee +−
−= (4.35)
Simplificando, tem-se que:
( )1
1
0
0 −⋅+
== LL
eee médio (4.36)
O coeficiente de permeabilidade, k, é obtido pela Lei de Darcy-Gersevanov:
kivvn sf −=− )( (4.37)
84
onde n é a porosidade vf é a velocidade do fluido, vs é a velocidade dos sólidos e i é o
gradiente hidráulico.
Da equação da continuidade para o sistema bifásico chega-se à relação:
( ) 01 =⋅+− fs vnvn (4.38)
Para suprimir o termo referente à velocidade da água (vf), combina-se as
equações (4.37) e (4.38), obtendo, então:
iv
kkiv ss =∴= (4.39)
Portanto, para obter o coeficiente de permeabilidade, k, é preciso conhecer o
gradiente hidráulico e a velocidade dos sólidos. Sendo:
dxdui
f
⋅=γ1 (4.40)
então,
f
bmédio
Lxfmédio L
ui
dxdui
γγ ⋅=∴⎟
⎠⎞
⎜⎝⎛⋅=
= 2/
1 (4.41)
Como a velocidade do pistão é equivalente à dos sólidos no topo da amostra e a
velocidade dos sólidos na base é nula, então a velocidade média dos sólidos, vS media,
é:
2vv médias = (4.42)
onde v é a velocidade do ensaio ou do pistão.
Finalmente, substituindo os valores encontrados em (4.41) e (4.42) em (4.39),
tem-se:
85
b
fmédio
f
bmédio u
Lvk
Lu
vk⋅
⋅⋅=∴
⋅
=2
2/ γ
γ
(4.43)
4.3 – Resumo ®Neste trabalho será utilizado o modelo hidrodinâmico do SisBAHIA para verificar
a circulação hidrodinâmica do corpo hídrico.
Além disso será utilizada a Teoria de Kynch revisada por Mc Roberts & Nixon
para modelar o comportamento do material durante sua fase de Sedimentação e a
Teoria de Gibson (1967) para modelar o comportamento durante o Adensamento.
86
Capítulo 5 METODOLOGIA DA PESQUISA
5.1 – Objetivos
A proposta deste trabalho é avaliar a disposição de rejeitos de dragagem em
corpos hídricos abertos. Para isso, escolheu-se o Complexo Lagunar da Baixada de
Jacarepaguá, mais especificamente as Lagoas da Tijuca e Jacarepaguá, porque se
trata de uma área necessitada de dragagens e com limitações no que diz respeito ao
destino dos rejeitos dessa operação. Tanto sua hidrodinâmica quanto seus sedimentos
de fundo serão caracterizados com o auxilio de dados e resultados já apresentados
em Relatórios COPPETEC (1996, 1998 e 2000), Borma (1998), além de dados de
monitoramento fornecidos pela Plarcon Engenharia, através dos Relatórios da M&B
Acessoria Ambiental (2002a e 2002b) e da Green Link Estudos Ambientais (2003).
Para esta pesquisa, o estudo do Sistema Lagunar de Jacarepaguá será dividido
em comportamento hidrodinâmico e comportamento mecânico dos sedimentos
dispostos. Inicialmente será verificada a possibilidade de disposição dos sedimentos
nas cavas com relação à presença de marés, ondas e outros eventos hidrodinâmicos.
Em seguida, então, será mostrado o comportamento mecânico do material dragado
após seu lançamento.
Antes de verificar o comportamento hidrodinâmico do corpo hídrico e o
comportamento mecânico do sedimento dragado, será feita a caracterização do
sedimento e da água para verificar os parâmetros relevantes para a disposição
subaquática, entre eles a granulometria dos sedimentos, a presença de contaminantes
nos sedimentos e na água.
Após a obtenção dos resultados das modelagens hidrodinâmica e geotécnica,
será discutida a viabilidade técnica da alternativa.
5.2 – Estudo de Caso
Ao longo das últimas décadas, o Complexo Lagunar da Baixada de Jacarepaguá
vem sofrendo uma forte agressão ambiental em função do crescimento da ocupação
antrópica da região sem infra-estrutura urbana adequada. As lagoas serviram
basicamente para receber o descarte de efluentes domésticos e industriais produzidos
87
na Baixada de Jacarepaguá. A presença de sedimentos nos canais fluviais decorre da
erosão promovida pelo próprio fluxo da água e da contribuição trazida pelos processos
que atuam nas vertentes dos vales. Esse processo é agravado pelo crescimento
intenso da ação antrópica, como é o caso do lixo e do entulho de obras e contribui
para o assoreamento das bacias.
Para aqueles que moram às suas margens ou têm acesso ao espelho d'água
lagunar é perceptível o crescente aparecimento de inúmeros sintomas da degradação
como, por exemplo, alteração visível da paisagem, aumento dos resíduos flutuantes,
mudanças freqüentes da coloração das águas, afloramento do lodo orgânico
(assoreamento), mau cheiro, proliferação de vetores (insetos, ratos).
Porém, esse problema não fica restrito às lagoas, estima-se que 1/3 do volume
total de água que extravasa pelo Canal da Joatinga é composto por esgoto doméstico
e águas pluviais contaminadas (Portal Cidade da Barra, 2005) e, como conseqüência,
tem-se a contaminação da Praia da Barra da Tijuca.
Com o funcionamento do emissário submarino e da estação de tratamento de
esgotos, previstos para 2008, acredita-se que haverá uma melhora significativa dessa
situação. Entretanto, o avançado estado de degradação das lagoas requer algumas
ações emergenciais que contribuam para acelerar o processo de recuperação. Uma
das ações aplicáveis neste momento é a dragagem. Tal procedimento, se
adequadamente planejado e acompanhado é capaz de ser bastante eficaz, porque ao
restabelecer as cotas de fundo, há a revitalização do ambiente lagunar à medida que
promove a circulação hídrica e, conseqüentemente, a oxigenação e renovação da
água e ainda minimiza o risco de enchentes.
Destaca-se também outra forma de impacto ao ecossistema lagunar em questão:
as irregularidades batimétricas. As lagoas tropicais apresentam um valor típico de
profundidade, que varia entre 1,5 e 4 metros de coluna d’água, somente assim todos
os processos naturais desse ambiente podem ocorrer (Esteves, 1988). No entanto
existem áreas, principalmente onde ocorreram dragagens para aterros hidráulicos,
entre os quais os do Riocentro, do autódromo, do aeroporto, de condomínios
residenciais e de centros comerciais, em que esse valor é bastante ultrapassado,
podendo alcançar até 11 metros. Diante desse problema, a proposta de disposição
dos rejeitos de dragagem no mesmo ambiente nessas depressões torna-se atrativa. A
Figura 5.1 mostra um esquema das cavas preenchidas por sedimentos dragados.
88
Figura 5.1. Esquema das cavas preenchidas com sedimento dragado. (Fonte:
Adaptado de COPPETEC, 2000)
5.2.1 – Coleta de Amostras
A coleta de amostras de sedimento e de água foi realizada com uma
embarcação fornecida pela Comlurb (Companhia Municipal de Limpeza Urbana). A
Comlurb além de fornecer a embarcação, também disponibilizou uma equipe para
guiar a visita.
As amostras de sedimentos e de água coletadas foram objetos dos ensaios
realizados neste trabalho.
As amostras de sedimento foram coletadas em quatro pontos distintos no leito da
Lagoa da Tijuca. A amostra de água foi retirada do mesmo ponto da primeira amostra
de sedimento. Essa amostragem foi realizada no dia 25 de novembro de 2005 e a
Tabela 5.1 mostra um resumo das suas características. A Figura 5.2 apresenta um
croqui esquemático dos locais de coleta de amostras.
Tabela 5.1. Resumo das características da amostragem
AMOSTRA LOCAL NA OBSERVAÇÕES
solo 1 próximo à Ilha do Tiro 0,40 m -
água odor característico da presença de matéria orgânica; presença
de conchas
atrás do Hipermercado Extra 1,00 m solo 2
atrás da Clinica São Bernardo 0,40 m - solo 3
odor característico da presença de matéria orgânica; presença
de conchas
atrás do Citta América 0,40 m solo 4
89
Ilha do Tiro
1
23
4
LEGENDA • Pontos de coleta
Figura 5.2. Croqui esquemático da localização dos pontos de amostragem (Base do
Mapa: Google Earth)
No dia da coleta, observou-se que o corpo hídrico apresentava lâmina d’água
bastante reduzida, chegando a poucos centímetros, o que impossibilitou o avanço da
embarcação para a retirada de amostras em outros pontos. Ressalta-se ainda que
durante a coleta a maré estava enchendo, de forma que essa situação se mostra
ainda pior durante o período de vazante.
As amostras deformadas foram retiradas com trado, nas vizinhanças da
embarcação, conforme se verifica na Figura 5.3 e na Figura 5.4. A profundidade das
amostras variaram entre 0 e 1,5 metro. Estas eram compostas de sedimentos finos
misturados ao lixo, camada superficial que deverá ser objeto de dragagem.
Retirou-se cerca de 100 kg de sedimento. Além do odor característico da matéria
orgânica, também se observou grande quantidade de lixo nas margens da lagoa. Após
o acondicionamento em sacos plásticos bem vedados (Figura 5.5), o material foi
levado ao Laboratório de Geotecnia Jacques de Medina da COPPE/UFRJ, onde foi
misturado em uma bombona a fim de obter uma amostra composta e mantido em
câmara úmida.
90
A água foi coletada em bombonas de 20 litros e levada ao mesmo laboratório,
onde foi mantida na câmara refrigerada à temperatura entre 7 e 10º C(Figura 5.6).
Figura 5.3. Coleta de sedimentos
Figura 5.4. Detalhe do trado com sedimento
91
Figura 5.5. Acondicionamento do sedimento em sacos plásticos
Figura 5.6. Acondicionamento da água em bombonas
92
5.2.2 – Modelagem Hidrodinâmica
A modelagem hidrodinâmica apresentada nesta pesquisa foi fornecida pela
Engenharia Oceânica da COPPE/UFRJ, através de Relatório PEnO (2002) e estudo
preliminar desenvolvido por Oliveira (2005). A modelagem da circulação hidrodinâmica
do corpo hídrico foi realizada através do sistema de modelos SisBAHIA® (Sistema
Base de Hidrodinâmica Ambiental), desenvolvido no Programa de Engenharia Costeira
e Oceanográfica da COPPE/UFRJ, conforme dito no capítulo 4.
A partir dessa modelagem pôde-se verificar os efeitos de marés e ondas antes e
depois da dragagem, assim como as velocidades de corrente. A partir disso, então,
concluir se o corpo hídrico é capaz de receber os sedimentos nas cavas sem que
grande parte deles fique na coluna d’água ou seja transportado novamente para áreas
prejudiciais à circulação hidrodinâmica.
5.2.3 – Modelagem Geotécnica
Para verificar o comportamento do material dragado após seu lançamento a
pesquisa foi dividida em uma parte experimental, onde utilizou-se um equipamento
que acopla os processos de sedimentação e adensamento sob o peso próprio e ainda
uma simulação computacional do comportamento do material ao longo do tempo,
através de um módulo do programa desenvolvido por Ferraz (2006). Esse módulo
considera somente o processo de adensamento sob o peso próprio. O processo de
sedimentação foi observado em uma coluna de acrílico que permitia a determinação
da interface sólido-líquido sobrenadante. As relações necessárias para a
caracterização das propriedades do material e para entrada no programa foram
obtidas através do ensaio CRS. Para os ensaios, utilizou-se a água e o sedimento da
lagoa, conforme será apresentado no capítulo 7.
A teoria Kynch foi utilizada para modelar a etapa de sedimentação do material e
a teoria de Gibson foi utilizada para modelar o adensamento, conforme mencionado
anteriormente no capítulo 4.
Foi realizada uma série de ensaios variando inicialmente a concentração de
sólidos e posteriormente, a velocidade do ensaio de adensamento. Com os resultados,
obteve-se o comportamento do material ao longo do tempo.
93
Capítulo 6 CARACTERIZAÇÃO DO COMPLEXO LAGUNAR DA BAIXADA DE JACAREPAGUÁ
Antes de começar os estudos de caracterização, é importante fazer algumas
considerações teóricas sobre o tipo de ecossistema aquático da área de trabalho.
O sistema lagunar (ou lagoas costeiras em regime de marés) é um corpo hídrico
costeiro com ligação livre com o mar. Nele ocorre uma mistura da água salgada do
mar com a água doce proveniente da drenagem das terras e dos possíveis rios que ali
deságuam. Além das trocas de massas de água, no sistema lagunar ocorrem também
trocas biológicas entre os dois ambientes a cada ciclo de maré (Esteves, 1988).
Ao ter sua ligação com o mar obstruída, o complexo lagunar, que era um
estuário, passa a se comportar como uma lagoa em regime de cheias. Não havendo
mais a influência da maré, ocorre uma modificação da circulação hidrodinâmica do
corpo d’água. Neste caso, as trocas biológicas e de massas de água a cada ciclo de
maré são cessadas e o impacto ambiental é enorme. Esse evento pode ocorrer
naturalmente quando o canal de maré é obstruído com sedimentos devido a uma
ressaca e as correntes não são suficientemente fortes para promover a limpeza do
local. Mas também pode ser provocado por interferência antrópica, quando, por
exemplo, uma ponte mal projetada é construída sobre um canal de maré.
O fechamento do canal está associado à sua estabilidade hidráulico-
sedimentalógica. O canal de maré é considerado estável quando os fluxos de
enchente e vazante da maré são capazes de expelir o excesso de sedimentos
depositados no seu leito, de forma que sua embocadura permaneça sempre
desobstruída e com suas características morfológicas variando pouco em torno de
uma conformação média. As condições de estabilidade na abertura desses canais
dependem das marés, do transporte litorâneo ao longo da praia adjacente, da
descarga fluvial e das características morfológicas da bacia interior (COPPETEC,
1996). Cabe ressaltar que, dependendo do evento, essa estabilidade pode ser
prejudicada.
De acordo com COPPETEC (1996), os principais impactos associados à
transformação da laguna em lagoa costeira em regime de cheias são: o aumento das
taxas de assoreamento devido à maior tranqüilidade das águas (os sedimentos
trazidos por afluentes são todos retidos na lagoa) e, no caso de despejos de esgoto, a
94
piora da qualidade das águas (menor diluição dos rejeitos por não haver entrada de
água do mar).
Figura 6.1A apresenta um esquema do aumento de circulação hidrodinâmica
após a dragagem.
Figura 6.1. Esquema da vazão de água em uma área assoreada (1) e em uma área
dragada (2). (Fonte: IADC/CEDA – Environmental Aspects of Dredging – Guia 6, 1996)
6.1 – Descrição do Complexo Lagunar de Jacarepaguá
A Baixada de Jacarepaguá está localizada no litoral Sul do Município do Rio de
Janeiro. O Complexo Lagunar de Jacarepaguá é formado pelas lagoas da Tijuca (4,34
km2), Jacarepaguá (4,07 km2), Marapendi (3,33 km2), que são bastante extensas e
alongadas, e a chamada Lagoa de Camorim (0,80 km2), um pequeno trecho entre a
Lagoa da Tijuca e a Lagoa de Jacarepaguá, todas interligadas ao mar pelo canal da
Joatinga, ao Leste. O canal de Sernambetiba, a Oeste, encontra-se fechado por
enrocamento (Portal Pacto de Resgate Ambiental, 2004).
O divisor de águas da bacia drenante ao sistema é formado pelas linhas de crista
dos Maciços da Pedra Branca e da Tijuca. Vários rios descem as vertentes dessas
montanhas e deságuam nas lagoas. A área total da bacia drenante às lagoas é de
cerca de 280 Km2 (Borma, 1998).
A circulação hidrodinâmica do Complexo Lagunar de Jacarepaguá é controlada
efetivamente por três canais: a partir do mar, a maré se propaga pelo Canal da
Joatinga até atingir um emaranhado de canais e ilhas, o que determina o início da
Lagoa da Tijuca; daí deriva-se o Canal de Marapendi, responsável pela ligação da
Lagoa de Marapendi ao restante do sistema e a noroeste também se deriva outro
95
canal, que na verdade é a Lagoa de Camorim, responsável pela união da Lagoa de
Jacarepaguá. Esses canais oferecem grande resistência às correntes de enchente e
vazante da maré e por isso determinam como se dará as trocas entre o mar e as
bacias interiores (Relatório COPPETEC, 1996).
Abaixo se apresenta uma foto aérea da área em questão (Figura 6.2).
Figura 6.2. Complexo Lagunar de Jacarepaguá. (Fonte: www.serla.rj.gov.br)
6.2 – Caracterização
Os materiais descritos neste item foram utilizados para conduzir a caracterização
do sedimento e da água da lagoa e também para realização dos ensaios de
sedimentação e adensamento, que servirão de base para a descrição do
comportamento mecânico do sedimento durante sua disposição subaquática.
6.2.1 – Caracterização do Sedimento
Conforme mencionado anteriormente, as amostras de sedimento retiradas de
quatro pontos distintos foram misturadas a fim de ser obter uma amostra composta
representativa da Lagoa da Tijuca, de agora em diante denominada AC. Essa amostra
foi objeto de todos os ensaios realizados nessa pesquisa que, com exceção da análise
de cátions trocáveis e dos nutrientes fósforo e nitrogênio, foram realizados no
Lagoa da Tijuca
Lagoa de Marapendi
Lagoa de Jacarepaguá Praia da Barra
da Tijuca
Lagoa de Camorim
96
Laboratório de Geotecnia Jacques de Medina da COPPE/UFRJ. A análise dos cátions
trocáveis, assim como a análise dos nutrientes nitrogênio e fósforo foi realizada pela
Embrapa – Solos do Rio de Janeiro.
6.2.1.1 – Análise Mineralógica
Embora a mineralogia exerça papel fundamental no comportamento de solos,
a análise mineralógica não é um procedimento usual na caracterização geotécnica dos
solos (Borma, 1998).
Nesse estudo não será realizada a análise mineralógica. Entretanto, como
referência, tem-se o resultado apresentado no Relatório COPPETEC (1996) para as
amostras coletadas no centro da Lagoa da Tijuca. A difração de raio X foi realizada em
amostras previamente tratadas para remoção da matéria orgânica e revelou a caulinita
como argilomineral dominante seguida de ilita com alguma intercalação de esmectita.
6.2.1.2 – Teor de Matéria Orgânica
Segundo Santos (2001), o teor de matéria orgânica (TMO) pode ser medido pela
perda por aquecimento para solos muito orgânicos ou pelo ensaio químico para solos
pouco orgânicos.
A determinação do TMO foi realizada pelo método químico que consiste na
determinação do carbono orgânico por oxidação da matéria orgânica com dicromato
de potássio em meio sulfúrico.
Esse ensaio foi executado de acordo com a metodologia descrita pelo Manual de
Método de Análise de Solos da Embrapa, obtendo-se TMO de 16,2 %
Nos resultados apresentados no relatório 1996, a maioria das amostras
coletadas na área em estudo apresentaram TMO variando entre 15 e 30%.
De acordo com Perrin (1974) e Magnan (1980), citados em Santos (2001), os
solos com TMO entre 10 e 30% são medianamente orgânicos.
6.2.1.3 – Análise de Cátions Trocáveis
A capacidade de troca catiônica (CTC) pode ser determinada pela soma das
bases trocáveis ou através de métodos que forneçam o valor total sem discriminação
dos cátions envolvidos nas reações de troca. Em geral, ambas determinações
fornecem valores relativamente próximos (Borma,1998). No presente trabalho a CTC
foi determinada pelo primeiro método.
97
A amostra enviada à Embrapa – Solos do Rio de Janeiro foi lavada com água
destilada e centrifugada para retirada dos sais minerais presentes na água livre. A
matéria orgânica não foi retirada.
Tabela 6.1Na encontra-se os valores de CTC fornecidos pela Embrapa e
também os valores apresentados em Borma (1998).
Tabela 6.1. Resultado da análise de cátions trocáveis CÁTIONS
TROCÁVEIS (cmol
AC 13A* 13B* 15A* c/kg)
+2 8,0 0,0 0,2 10,3 Ca+2 14,1 24,9 29,0 16,1 Mg
K+ 1,1 2,1 2,4 1,1 + 9,8 30,3 43,4 15,7 Na
+3 0,0 0,0 0,0 0,0 Al33,0 57,3 75,0 43,2 CTC
* Amostras coletadas na área de estudo. A e B referem-se à profundidade da coleta da amostra no mesmo ponto (Borma, 1998).
Pelos resultados mostrados na Tabela 6.1, observa-se que a amostra composta
utilizada no estudo (AC) é semelhante à amostra 15A do trabalho de Borma (1998),
coletada a profundidade de 0,60 a 0,90 m na Lagoa de Camorim.
A CTC, considerando a contribuição dos cátions trocáveis, totaliza 33 cmolc/g de
solo seco. De acordo com a Tabela 6.2 apresentada por Santos (2001), Jaramillo
(1996) classifica a CTC deste sedimento como alta.
Tabela 6.2. Classificação da CTC (Fonte: Jaramillo, 1996)
/kg) CLASSIFICAÇÃO CTC (cmolc< 5 muito baixa
5 - 10 baixa
10 - 25 média
25 - 40 alta
> 40 muito alta
6.2.1.4 – Análise Granulométrica
O procedimento deste ensaio está de acordo com a norma da ABNT, NBR 7181.
Para sua realização, o sedimento foi previamente seco ao ar. Os torrões encontrados
foram desmanchados no almofariz. Com a amostra destorroada foi feito um
98
peneiramento utilizando a peneira de 2,0 mm (nº 10). Praticamente todo o material
destorroado passou nessa peneira, restando apenas algumas conchas retidas.
Figura 6.3. A curva granulométrica obtida está apresentada na
Curva Granulométrica
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0,001 0,01 0,1 1 10 100
Diâmetro dos Grãos (mm)
Porc
enta
gem
que
Pas
sa
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Porc
enta
gem
Ret
ida
PEDREGULHOAREIAARGILA SILTE
GROSSOMÉDIOFINO GROSSAMÉDIAFINAABNT
PENEIRAS: 20 10 60 40 2030 10 8 4 3/8 3/4 1 1
SEDIMENTO DALAGOA DA TIJUCA
Figura 6.3. Curva granulométrica para a amostra composta AC A Tabela 6.3 apresenta a distribuição granulométrica de AC e também das
amostras coletadas na Lagoa da Tijuca apresentadas no Relatório COPPETEC
(1996).
Tabela 6.3. Distribuição granulométrica para amostras da Lagoa da Tijuca
% FINOS < 0,002
mm
% FINOS < 0,063
mm AREIA
GROSSA AREIA MÉDIA
AREIA FINA AMOSTRA SILTE ARGILA
3,6 4,2 2,7 61,6 27,9 27,9 89,5 AC 0,0 27,0 14,0 24,0 35,0 35,0 59,0 18A* 0,0 2,0 3,0 41,0 54,0 54,0 95,0 19A* 0,0 46,0 16,0 13,0 25,0 25,0 38,0 20A* 0,5 23,5 52,0 11,0 13,0 13,0 24,0 22A* 3,0 27,0 26,0 24,0 20,0 20,0 44,0 24*
* Amostras da Lagoa da Tijuca (Relatório COPPETEC, 1996)
99
Através da tabela acima (Tabela 6.3), observa-se que a amostra AC apresenta
uma porcentagem de silte muito superior às encontradas nas amostras da campanha
de 1996, com exceção da amostra 19A. Dessa forma, sua porcentagem de finos <
0,063 mm (silte + argila) alcança quase 90%. Ms as diferenças encontradas situam-se
dentro de uma faixa de variabilidade razoável para um meio heterogêneo como o
fundo desse Complexo Lagunar.
O teor de umidade natural (w) obtido foi 315%. Para alcançar peso constante e
assim determinar w, foi necessário que as amostras com cerca de 10 gramas de peso
úmido cada secassem em estufa de ventilação forçada a 40º C por praticamente 5
dias. Deve-se ressaltar que, devido ao procedimento de coleta, o valor obtido não
reflete a situação real de campo, mas será usado como referência para os ensaios
realizados em laboratório.
6.2.1.5 – Limites de Atterberg
A determinação do Limite de Plasticidade (wP) foi realizada de acordo com a
norma da ABNT, NBR 7180. O valor obtido para wP foi 68%.
O Limite de Liquidez (wL) foi obtido de acordo com a norma NBR 6459 (método
de Casagrande). O valor obtido de wL foi 165% para amostra AC.
Para os valores acima, o Índice de Plasticidade (IP) é 97% e o Índice de Atividade
(Ia) é 3,5. Pelo critério de Skempton, quando Ia é maior que 1,25, o solo é considerado
ativo.
Os resultados obtidos neste item estão listados juntamente com outros
parâmetros na Tabela 6.4. Os valores apresentados no Relatório COPPETEC(1996)
de wL, wP, IP e Ia para amostras da Lagoa da Tijuca também se encontram nessa
tabela.
Observa-se novamente uma semelhança entre a amostra composta do estudo e
a amostra 19A do estudo da COPPETEC em 1996.
6.2.1.6 – Densidade Real dos Grãos
O ensaio foi executado utilizando o método do picnômetro de acordo com a
norma DNER-ME 093/94.
100
O valor obtido para a densidade real dos grãos (G) da amostra AC foi 2,45. O
ensaio indica baixa densidade dos sólidos presentes na amostra, o que provavelmente
reflete a influência da matéria orgânica.
O Relatório COPPETEC (1996) apresentou valores de G em torno de 2,56 para
as amostras coletadas na Lagoa da Tijuca, como se observa na Tabela 6.4.
Essa mesma tabela apresenta os resultados dos limites de Atterberg, índices de
plasticidade e atividade e ainda a densidade real dos grãos, teor de matéria orgânica e
umidade da amostra AC e também os valores apresentados para esses mesmos
parâmetros no Relatório COPPETEC (1996).
Tabela 6.4. Resultados de w, G, wL, wP, IP, Ia, TMO para as amostras da Lagoa da Tijuca
AMOSTRA w (%) G wL (%) wP (%) IP (%) I TMO (%)a
315,0 2,45 165,0 68,0 97,0 3,5 16,2 AC 384,0 2,56 288,0 84,0 204,0 5,8 27,0 18A* 306,0 2,55 186,0 57,0 129,0 2,4 17,3 19A* 311,0 2,57 278,0 105,0 173,0 6,9 19,2 20A* 29,0 2,66 45,0 32,0 13,0 1,0 5,8 22A* 11,0 2,57 161,0 58,0 103,0 5,2 15,1 24*
* Amostras da Lagoa da Tijuca (Relatório COPPETEC, 1996)
6.2.1.7 – pH no Sedimento
O pH foi medido eletronicamente por meio de eletrodo combinado imerso em
suspensão solo:líquido na proporção 1:2,5. Utilizou-se água e KCl (1N) como líquidos
da suspensão. Os resultados obtidos foram 7,14 e 7,00 para água e KCl
respectivamente.
6.2.1.8 - Metais
Para a determinação dos metais, a amostra foi tratada com água régia a quente
e o extrato analisado por espectrometria de absorção atômica com chama de
ar/acetileno.
O ensaio foi realizado com a amostra seca, de forma que os metais que estavam
dissolvidos na água intersticial precipitam à medida que esta água evapora. Dessa
101
forma, as concentrações obtidas não correspondem somente à fração sólida dos
sedimentos. Trata-se, portanto, da concentração total dos metais, aquela encontrada
na fração sólida e também na solução intersticial.
Tabela 6.5A tabela abaixo ( ) apresenta as concentrações dos metais pesados
obtidas para a amostra AC. Nessa tabela estão presentes também as concentrações
apresentadas no Relatório COPPETEC (1996) para as amostras coletadas no Sistema
Lagunar de Jacarepaguá e as concentrações limites estabelecidas na Resolução
CONAMA nº 344.
Tabela 6.5. Concentração de metais nas amostras AC e do Complexo Lagunar de Jacarepaguá
METAIS (ppm) AMOSTRA
Cd Cr Cu Fe Mn Ni Pb Zn
< 0,01 66,5 88,9 47165 269,9 13,0 60,9 223 AC 0 - 1,4 0 - 37 61 - 80 - 291,0 19 - 25 56 - 83 223 - 29713A* 0 - 1,2 0 - 28 41 - 50 - 330,0 15 - 30 40 - 51 110 - 15715A*
0,0 46,5 40,5 40117 341,0 24,5 78,0 703,0 18A* 0,0 15,0 32,5 16226 70,5 16,5 72,0 425,0 22A*
1,2/9,6 81/370 34/270 - - 20,9/51,6 46,7/218 150/410CONAMA nº344** * Amostras coletadas em diferentes locais do Sistema Lagunar de Jacarepaguá (Relatório COPPETEC, 1996) ** CONAMA nº 344 – nível 1/nível 2 para sedimentos de água salina-salobra
Esses valores têm de ser comparados com os limites estabelecidos na
Resolução CONAMA nº 344 (25 de março de 2004).
De acordo com as concentrações de metais para a amostra AC e limites
impostos na resolução (Art. 7º) para água salina-salobra, o material dragado só
poderia ser disposto em águas jurisdicionais brasileiras após ser submetido a testes
exigidos pelo órgão ambiental competente, como por exemplo, ensaios
ecotoxicológicos, pois a concentração de chumbo (Pb) está entre os níveis 1 e 2.
Para os valores apresentados no Relatório 1996, haveria ainda restrições devido
à concentração de cádmio (Cd) que, assim como a de chumbo (Pb), encontra-se entre
os níveis 1 e 2, e também devido à concentração de zinco (Zn) que ultrapassou o nível
2.
Segundo Almeida et al. (2001) essa concentração de metais pesados nos
sedimentos do Complexo Lagunar de Jacarepaguá origina-se principalmente de fontes
102
antrópicas, como por exemplo, desgarga de esgoto doméstico e industrial. De acordo
com esses mesmos autores, o nível de concentração desses metais não ultrapassa
significativamente os valores permitidos, dessa forma não impede a disposição dos
sedimentos em terra. Em relação os limites estabelecidos para a disposição em corpo
hídrico, a alternativa depende de resultados de ensaios exigidos pelo órgão ambiental,
conforme dito anteriormente.
Vale ressaltar que os resultados da concentração de chumbo são valores
correspondentes a sua fração total no sedimento e que, portanto, podem significar que
não estejam disponíveis no ambiente. O chumbo não ocorre naturalmente nos
sedimentos, mas de acordo com Sobrinho (1996), citado em Monteiro (2006), trata-se
de um dos metais menos móveis, acumulando-se normalmente na superfície dos
sólidos, ou seja, na fração adsorvida do solo. Dessa maneira, o potencial de
contaminação por chumbo não deve impedir a possibilidade de disposição
subaquática, condição que deve ser comprovada com os ensaios exigidos pelo órgão
ambiental competente.
6.2.1.9 – Nutrientes: Nitrogênio e Fósforo
Os ensaios foram realizados pela Embrapa – Solos do Rio de Janeiro de acordo
com os procedimentos descritos em seu Manual de Métodos de Análises de Solos. O
valor fornecido para Nitrogênio Total (N) foi 5.600 mg/kg e para Fósforo Total (P) foi
2.400 mg/Kg.
A Resolução CONAMA nº 344 estabelece valores de alerta para esses
nutrientes. Valor de alerta significa um limite acima do qual há possibilidade de causar
prejuízos ao ambiente. A Tabela 6.6 mostra os valores de alerta para nitrogênio e
fósforo apresentados em tal resolução e também os valores obtidos para a AC.
Tabela 6.6. Valores de nitrogênio e fósforo
VALOR DE ALERTA AC
Nitrogênio Total (mg/kg) 5600 4800
Fósforo Total (mg/kg) 2400 2000
Percebe-se, portanto, que os resultados ultrapassaram os valores de alerta e que
o lançamento sem controle de esgotos domésticos, principal fonte dos nutrientes,
103
causa a degradação do meio. Esta classificação está totalmente em acordo com a
observação do comportamento destas lagoas hoje. Com o processo de eutrofização
acentuada e proliferação sem controle das gigogas, que vêm alcançando o mar.
É importante salientar que, apesar de provocar a eutrofização e a conseqüente
degradação das águas, a presença de N e P não impede a dragagem e disposição
subaquática dos sedimentos. Um depósito contendo sedimentos com N e P não é um
ambiente tóxico e em nada vai alterar as condições do seu entorno. Ainda vale
ressaltar que se trata de um mesmo ambiente aquático, dessa forma não há maiores
problemas em deslocar o material de uma área que atrapalha a circulação
hidrodinâmica para outra que não atrapalhe.
6.2.2 – Caracterização da Água
A amostra de água foi retirada nas proximidades da Ilha do Tiro, mas ao
contrário da amostra de sedimento, não foi armazenada em recipiente virgem.
Entretanto, uma pequena amostra de 1 litro foi coletada a fim de caracterizar a água
da lagoa e ter um branco para os ensaios. O ensaio de sedimentação será realizado
com a amostra denominada AA.
A determinação de pH, potencial redox e condutividade elétrica, assim como da
turbidez e da concentração de metais pesados foi realizada no Laboratório de
Geotecnia Jacques de Medina da COPPE/UFRJ. A demanda química e bioquímica de
oxigênio, o oxigênio dissolvido e as concentrações dos nutrientes nitrogênio e fósforo
foram determinadas no Laboratório de Tecnologia Ambiental da Escola de Química da
UFRJ.
6.2.2.1 - Condutividade Elétrica, Potencial Redox e pH
A determinação do pH, potencial redox (Eh) e condutividade elétrica (CEE) da
amostra AA foi realizada no mesmo dia da coleta, 25 de novembro de 2005. Os
valores obtidos são apresentados na tabela abaixo (Tabela 6.7).
Tabela 6.7. CEE, pH e Eh da amostra AA
AMOSTRA pH Eh (mV) CEE (mS/cm)
8,76 148,3 6,70 AA
104
A determinação do pH e Eh foi feita através de potenciômetro com eletrodo
combinado e com eletrodo redox de platina respectivamente e a condutividade foi
determinada diretamente em condutivímetro.
Pode-se transformar a condutividade elétrica medida em concentração
equivalente de Cloreto de Sódio (NaCl) através da curva de calibração do
condutivímetro. A conversão é feita a partir de soluções de concentração definida de
NaCl. Essa curva encontra-se no Apêndice 1. O resultado da conversão de 6,70
mS/cm é aproximadamente 3,50%o NaCl, ou seja, a salinidade equivalente da amostra
de água coletada na Lagoa da Tijuca é 3,50%o.
Fernandes (1991), citado em Borma (1998), apresenta valores de salinidade da
ordem de 0,2 %o no interior da lagoa de Jacarepaguá, atingindo níveis da ordem de
0,9 %o na Lagoa de Camorim. Segundo o mesmo autor, esses valores são resultantes
de um maior ou menor nível de precipitação pluviométrica, que determina um maior ou
menor aporte de água doce para as lagoas e da penetração de água do mar por ação
das marés.
Vale salientar que a salinidade dentro do Complexo Lagunar aumenta com a
proximidade do mar (COPPETEC, 1996). Dessa forma a salinidade da Lagoa da
Tijuca é maior do que a salinidade encontrada nas águas da Lagoa de Jacarepaguá,
devido a sua proximidade com o mar.
A Resolução CONAMA nº 357, de 17 de março de 2005, define águas doces
como águas com salinidade igual ou inferior a 0,5 %o; águas salobras, águas com
salinidade superior a 0,5 %o e inferior a 30 %o e águas salgadas, águas com
salinidade igual ou superior a 30 %o. De acordo com tal resolução, a água coletada na
Lagoa da Tijuca é salobra.
As águas do Complexo Lagunar de Jacarepaguá deveriam estar enquadradas na
Classe 1 das águas salobras. A Resolução CONAMA nº 357/2005 define que
pertencem à Classe 1, águas destinadas à recreação de contato primário, à proteção
das comunidades aquáticas, à aqüicultura (cultivo ou criação de organismos cujo o
ciclo de vida ocorre total ou parcialmente em meio aquático) e à atividade de pesca, ao
abastecimento para consumo humano após tratamento convencional ou avançado, à
irrigação de hortaliças e frutas que venham ser consumidas cruas e à irrigação de
parques, jardins e campos de lazer.
Essa mesma resolução estabelece como limite para Classe 1, pH variando entre
6,5 e 8,5. Verifica-se, portanto, que o valor de pH medido na amostra AA é pouco
superior ao intervalo considerado.
105
6.2.2.2 - Turbidez
A turbidez é uma expressão da propriedade ótica de dispersar ou absorver luz
que incide na amostra (Santos, 2001).
A turbidez da água é causada por materiais suspensos como argila, silte, matéria
orgânica, plânctons.
Essa propriedade deve ser determinada no mesmo dia da coleta ou em no
máximo 24 horas. Neste trabalho, conforme recomendação, a turbidez foi avaliada no
mesmo dia da coleta, 25 de novembro de 2005, através de leitura direta em
turbidímetro.
O valor obtido para esse parâmetro foi 48 NTU (unidade nefelométrica de
turbidez). A Resolução CONAMA nº 357/2005 não estabelece valor limite para
turbidez, somente determina que substâncias que produzam cor e turbidez sejam
virtualmente ausente.
6.2.2.3 - Metais
A análise de metais foi realizada na água da lagoa filtrada e preservada em ácido
nítrico através da técnica de espectrometria de absorção atômica com chama de
ar/acetileno.
Tabela 6.8A apresenta as concentrações obtidas para a amostra AA e as
concentrações limites estabelecidas na Resolução CONAMA n° 357/2005 para águas
salobras de Classe 1.
Tabela 6.8. Concentração de metais na amostra AA e limites estabelecidos
METAIS (mg/L)
Cd Cr Cu Fe Mn Ni Pb Zn
0,001 0,035 < 0,01 0,159 0,096 < 0,03 < 0,06 < 0,003AA 0,005 0,05 0,005 0,30 0,10 0,025 0,01 0,09 CONAMA nº357
Os valores que estão precedidos do sinal < são os valores dos limites de detecção do aparelho utilizado.
Observa-se que as concentrações obtidas encontram-se abaixo dos teores
máximos estabelecidos em tal legislação. Vale ressaltar que alguns dos limites
estabelecidos na resolução não podem ser observados através dos métodos usuais de
106
análise de metais, pois o limite de detecção do aparelho utilizado é inferior ao
necessário para atender tal diretriz.
6.2.2.4 – Demanda Bioquímica e Química de Oxigênio e Oxigênio Dissolvido
O oxigênio dissolvido (OD) é indispensável aos organismos aeróbios. Águas com
baixos valores de OD indicam que receberam matéria orgânica, já que sua
decomposição por bactérias aeróbias é acompanhada pelo consumo e redução do OD
na água. Dependendo da capacidade de autodepuração do manancial, o teor de OD
pode alcançar valores muito baixos ou até mesmo zero, extinguindo-se os organismos
aeróbios. Deve-se ressaltar que esse indicador é influenciado pela temperatura,
altitude e condições de maré.
As demandas químicas e bioquímicas de oxigênio são indicadores do teor de
matéria orgânica na água.
A demanda química de oxigênio (DQO) é a quantidade de oxigênio necessária à
oxidação da matéria orgânica, através de um agente químico. A demanda bioquímica
de oxigênio (DBO) é a quantidade de oxigênio necessária à oxidação da matéria
orgânica (biodegradável), por ação de bactérias aeróbias (Mota, 1997).
A DBO e a DQO são determinadas em laboratório. Enquanto aquela é obtida
observando-se o oxigênio consumido em amostras do líquido durante 5 dias, esta é
determinada em um único dia, o dia da coleta da amostra. Para o mesmo líquido, a
DQO é sempre maior que a DBO.
Conforme dito acima, a DQO deve ser determinada no dia da coleta e em
seguida tem-se inicio o procedimento de determinação da DBO. Entretanto a coleta
realizada no dia 25 de novembro, sexta-feira, não atenderia às condições desses
ensaios. Em virtude disso, uma nova coleta de água foi realizada no dia 30 de
novembro com objetivo de determinar esses três parâmetros e também as
concentrações de nitrogênio e fósforo na água, ensaios realizados pela Escola de
Química da UFRJ. Nesse dia foram coletados apenas 2 litros de água da Lagoa da
Tijuca, nas proximidades da Ilha do Tiro, assim como a amostra de água coletada no
dia 25 de novembro.
Para a caracterização da água, a coleta em dias distintos não é um procedimento
adequado, pois as condições da água coletada no dia 30 de novembro podem não ser
107
representativas dos ensaios realizados com amostras de solo e água coletadas no dia
25 de novembro.
Os valores determinados pelo Laboratório de Tecnologia Ambiental da Escola de
Química para OD, DQO e DBO5 são apresentados na Tabela 6.9. A Resolução
CONAMA nº 357/2005 indica para água salobra de Classe 1 que OD não deve ser
inferior a 5 mg/L, mas não há limites para as demandas de oxigênio.
Tabela 6.9. OD, DQO e DBO5 da amostra AA
/L) DBOAMOSTRA OD (mg/L) DQO (mgO2 5 (mgO2/L)
5,8 78 40 AA
6.2.2.5 - Nutrientes: Nitrogênio (N) e Fósforo (P)
A determinação do nitrogênio kjeldahl total e fósforo total foi realizada pela
Escola de Química e os valores obtidos foram 25,2 mgN/L e 0,37 mgP/L,
respectivamente (Tabela 6.10). De acordo com a Resolução CONAMA nº 357/2005 o
valor máximo para fósforo total é 0,124 mgP/L, portanto esse parâmetro está acima do
limite. Já para nitrogênio, o valor máximo estabelecido é 0,40 mgN/L, muito acima do
limite, caracterizando o problema de eutrofização e conseqüentemente degradação
das águas.
Tabela 6.10. Nitrogênio e Fósforo na amostra AA
AMOSTRA N (mgN/L) P (mgP/L)
25,2 0,37 AA
Tabela 6.11A apresenta os resultados obtidos para a caracterização da água da
Lagoa da Tijuca juntamente com os parâmetros estabelecidos na Resolução CONAMA
nº 357/2005 para água salobras de Classe 1.
Tabela 6.11. Parâmetros da amostra AA e limites da Resolução CONAMA nº357/2005
Turbidez (NTU) pH OD (mg/L) N (mgN/L) P (mgP/L)
8,76 48 5,8 25,2 0,37 AA 6,5 a 8,5 - > 5,0 < 0,40 < 0,124 CONAMA nº 357
108
6.3 – Monitoramento realizado na água da Lagoa de
Jacarepaguá
Esse monitoramento foi realizado para a empresa Plarcon Engenharia,
responsável por parte da dragagem da Lagoa de Jacarepaguá em 2002. O material
granular oriundo da dragagem foi disposto nas margens da lagoa servindo como aterro
hidráulico e o material fino foi lançado nas cavas existentes nessa área. Para as
operações de dragagem e disposição utilizou-se dragas de sucção e recalque.
O monitoramento consistia em avaliar os parâmetros de qualidade da água,
antes, durante e depois do período de atividade de dragagem e disposição, o qual teve
duração de 50 semanas.
Para o estudo em questão foram determinados 4 locais para coleta de amostra
de água:
• PS – ponto próximo à sucção, variável dependendo da área dragada;
• PD – ponto próximo ao depósito, variável dependendo da área de bota-
fora;
• PT-1 – ponto testemunho 1, entre a sucção e o bota-fora e
• PT-2 – ponto testemunho 2, definido mensalmente.
Além das coletas nas áreas de sucção e bota-fora, também foram recolhidas
amostras em 2 pontos (PT-1 e PT-2) fora da área de influência da dragagem, para
efeito de testemunho e comparação.
De acordo com os relatórios da M&B Assessoria Ambiental (2002a e b) os
valores de OD, pH salinidade e turbidez encontrados antes e durante as atividades
são apresentados na tabela a seguir (Tabela 6.12).
Tabela 6.12. Parâmetros de qualidade da água antes e durante as atividades de dragagem e disposição
DURANTE (valores extremos) ANTES (valores médios)
PARÂMETRO BOTA-FORA SUCÇÃO PT-1 PT-2
OD (mg/l) 6,05 1,91 1,50 6,10 6,26 pH 9,37 9,12 9,09 8,24 8,31 Salinidade (%o) 2,42 2,70 2,70 2,60 2,70 Turbidez (NTU) 27,0 72,0 63,9 - -
109
Através da Tabela 6.12, pode-se verificar que houve uma redução no nível de
oxigênio e o aumento da turbidez na coluna d’água durante as operações de
dragagem e disposição do material em cavas. O pH sofreu uma pequena redução e a
salinidade permaneceu praticamente constante.
Além de avaliar os parâmetros acima, houve também o monitoramento da
comunidade fitoplanctônica. Esse estudo forneceu informações sobre a base da
cadeia trófica, cuja variação está relacionada às condições do meio, possibilitando o
controle do metabolismo e dos efeitos de impactos ambientais.
De acordo com o Relatório Green Link Estudos Ambientais (2003), os
parâmetros avaliados retornaram aos valores iniciais em no máximo duas semanas
após o término das atividades, mostrando que os efeitos dos impactos físicos na água
são reversíveis para essa situação. Além disso, concluíram que o problema do
assoreamento é o maior impacto ambiental que a área pode estar submetida e que,
portanto, a dragagem é fundamental para sua revitalização.
6.4 – Comportamento Hidrodinâmico
Os resultados que serão apresentados a seguir para a simulação da circulação
hidrodinâmica do Sistema Lagunar de Jacarepaguá foram obtidos no Relatório PEnO
(2002) e em Oliveira (2005). Os trabalhos propõem para a revitalização da
hidrodinâmica local a dragagem de um canal central na Lagoa da Tijuca,
desobstruindo o fluxo hidrodinâmico para a Lagoa de Jacarepaguá e melhorando o
fluxo das marés em todo o sistema e ainda dragagens e ligações dos canais do
Portelo, Cortado e Taxas com o canal de Sernambetiba.
Figura 6.4) Para analisar as propostas modelou-se dois cenários distintos (
C0 : Cenário atual com dados batimétricos de outubro de 2004 para fazer a
comparação com o cenário projetado e possibilitar o diagnóstico da circulação
hidrodinâmica.
C1 : Cenário projetado com modificação dos atuais circuitos hidráulicos :
dragagem de um canal central de 2,5 metros de profundidade na Lagoa da Tijuca com
ligação dos canais do Portelo (22 metros de largura e profundidade de 2,5 metros),
Cortado (32 metros de largura e profundidade de 2,5 metros) e Taxas (28 metros de
largura e profundidade de 2,5 metros) com o canal de Sernambetiba.
110
Figura 6.4. Cenário C0 & C1 – A estampa superior mostra a batimetria atual considerada no modelo e a inferior mostra a batimetria dragada (Fonte: Oliveira, 2005)
Para modelagem foram inseridos na base de dados a batimetria preliminar e
projetada das lagoas, principais rios afluentes, canais de interligação, zona da
embocadura no mar e costa adjacente, series temporais de vazões nos principais rios
afluentes, níveis de elevação medidos e dados de ventos medidos. Todos os dados
associados à batimetria e vazão dos rios foram cedidos pela SERLA do Governo do
Estado do Rio de Janeiro, Fundação Rio Águas da Prefeitura do Rio de Janeiro e
Diretoria de Hidrografia e Navegação da Marinha do Brasil. A coleta dos dados se deu
em uma campanha realizada entre 14 de setembro e 8 de outubro de 2004.
Os ventos na região em geral são fracos a moderados. Ressalta-se que os
dados de ventos têm importância para a circulação das águas nas lagoas, mas são
irrelevantes para os escoamentos nos canais (Oliveira, 2005).
Através das medições de níveis de elevação, a calibragem do modelo pode ser
realizada.
Para a rugosidade equivalente de fundo, ε, foi utilizado 0,003 m.
111
Apresenta-se a seguir a Figura 6.5 com resultados comparativos de circulação
hidrodinâmica, mostrando valores de velocidade de correntes para situação atual e
futura. Trata-se de resultados de uma maré de sizígia1 2 com preamar na embocadura.
Figura 6.5. Cenário 0 & Cenário 1 – Circulação no Sistema Lagunar da Baixada de Jacarepaguá, em uma maré de sizígia, com preamar na embocadura. Estampa superior mostra as isolinhas de corrente na situação atual e na inferior mostra isolinhas de correntes na situação futura. (Fonte: Oliveira, 2005)
Os resultados dos padrões de circulação hidrodinâmica antes e depois da
dragagem são bem diferentes nos Canais do Portelo, Cortador e Taxas onde serão
feitas as ligações com o Canal de Sernambetiba. O nível d’água também modifica
bastante na Lagoa de Jacarepaguá. Deve-se evidenciar que a batimetria considerada
não é toda real, visto que não há levantamentos de dados que efetivamente retratem
todo o sistema atual.
1 Maré de sizígia: maré dos períodos de lua nova ou cheia, quando a amplitude de maré é máxima, ou seja, maior preamar e menor baixamar. 2 Preamar: maré alta; Baixamar: maré baixa
V ~ 0,00 m/s
112
A Figura 6.6 mostra em detalhe o padrão de velocidade dos canais em uma maré
de sizígia, com preamar na embocadura.
Figura 6.6. Em detalhe mostra isolinhas de correntes em uma maré de sizígia, com
preamar na embocadura. (Fonte: Oliveira, 2005)
O conjunto de figuras a seguir (Figura 6.7 a Figura 6.12) confronta series
temporais de maré antes e depois da dragagem e após as ligações dos Canais do
Cortado (largura de 22 metros), Portelo (largura de 32 metros) e Taxas (largura de 28
metros) com o Canal de Sernambetiba.
113
Figura 6.7. Curvas de variações do nível da água na estação Canal do Cortado Oeste,
com a situação atual e futura (Fonte: Oliveira, 2005)
Figura 6.8. Curvas de variações do nível da água na estação Canal do Portelo, com a
situação atual e futura. (Fonte: Oliveira, 2005)
Figura 6.9. Curvas de variações do nível da água na estação Jacarepaguá, com a
situação atual e futura. (Fonte: Oliveira, 2005)
114
Figura 6.10. Curvas de variações do nível da água na estação Lagoa da Tijuca. Com a
situação atual e futura. (Fonte: Oliveira, 2005)
Figura 6.11. Curvas de variações do nível da água na estação Lagoa de Marapendi,
com a situação atual e futura (Fonte: Oliveira, 2005)
Figura 6.12. Curvas de variações do nível da água na estação Canal das Taxas. Com
a situação atual e futura. (Fonte: Oliveira, 2005)
Conforme se verifica, nas estações Canal das Taxas, Canal do Cortado, Canal
do Portelo, Lagoa de Marapendi e Lagoa de Jacarepaguá os níveis de maré são
relevantes em comparação ao sistema atual. Devido às dragagens na Lagoa da Tijuca
e nos Canais do Portelo, Cortado e Taxas e suas ligações com o Canal de
115
Sernambetiba, o Sistema Lagunar da Baixada de Jacarepaguá ganha vida, o que hoje
não existe (Oliveira, 2005). Já na Lagoa da Tijuca não há mudança significativa devido
à sua proximidade com o mar.
A dragagem proporciona grande melhora na circulação hidrodinâmica, mas as
velocidades de correntes continuam baixas, o que permite a disposição subaquática
sem dispersão ou ressuspensão dos sedimentos depositados. Vale ressaltar que a
disposição do material dragado nas cavas existentes não modificará a circulação
hidrodinâmica após a dragagem.
Além disso, é importante salientar que a remoção dos sedimentos e disposição
em cavas é uma medida corretiva e temporária. Somente o controle das fontes
contaminadoras é eficiente para a reabilitação ambiental da área (Barbosa, 2001).
6.5 – Considerações Finais
De acordo com os aspectos observados neste capítulo, percebe-se que a
alternativa de disposição do material dragado das Lagoas da Tijuca e Jacarepaguá em
cavas submersas do mesmo corpo hídrico é possível. Os sedimentos finos e com
alguns nível de contaminação estão restritos às camadas mais superficiais (em torno
de 50 cm) (COPPETEC, 1996).
A contaminação por chumbo apresenta níveis possíveis de serem controlados.
Outra questão que deve ser ressaltada é a baixa mobilidade deste metal, que
acumula-se preferencialmente na superfície do solo (fração adsorvida).
A presença de elevadas concentrações dos nutrientes nitrogênio e fósforo no
sedimento e na coluna d’água desencadeiam o processo de eutrofização e
degradação das águas, entretanto, não impedem a alternativa proposta. Ao contrário,
a dragagem proporciona a revitalização do Complexo Lagunar, não havendo qualquer
aumento na contaminação, por se tratar de nutrientes e também por se tratar do
mesmo corpo hídrico (mesmas condições nos sedimentos e nas águas).
Por fim, a caracterização hidrodinâmica verificou que o corpo hídrico é capaz de
receber o material dragado, ainda que este apresente uma quantidade de finos de
aproximadamente 90%. A dragagem melhora a circulação hidrodinâmica, mas as
velocidades de correntes continuam baixas nas cavas, possibilitando a disposição sem
que haja dispersão ou ressuspensão de sedimentos.
116
Capítulo 7 COMPORTAMENTO MECÂNICO DO SEDIMENTO DA LAGOA DA TIJUCA
7.1 – Introdução
Neste capítulo será estudado o comportamento do material dragado após seu
lançamento no corpo hídrico através de ensaios de laboratório que simulem as
condições de campo. Para isso não só os sedimentos, como também a água utilizada
no ensaio foram coletados na Lagoa da Tijuca.
O ensaio realizado tem a finalidade de observar as etapas de Sedimentação e
Adensamento e também a passagem entre esses 2 estágios.
Por fim, será simulado o adensamento sob o peso próprio da material na cava
através de um módulo do programa desenvolvido por Ferraz (2006).
7.2 – Metodologia e Equipamento
Para realizar um ensaio representativo do comportamento de deposição de
rejeitos finos, far-se-á uso de um equipamento que une os processos de sedimentação
e adensamento.
O equipamento é constituído de uma coluna de acrílico de 14 centímetros de
diâmetro interno e 60 centímetros de altura, que é acoplada a uma célula de
adensamento com mesmo diâmetro interno e 4 centímetros de altura (Santos, 2001).
Depois de realizado o ensaio de sedimentação, a coluna de acrílico é retirada, o
guia para o pistão é colocado e a célula é levada para realização do ensaio CRS.
Na base da célula de adensamento existe um transdutor de poropressão e uma
pedra porosa com transdutor de pressão total centralizado. O pistão que será utilizado
para o ensaio de adensamento também possui uma pedra porosa, além de dois
pequenos tubos para drenagem e coleta de liquido. Na base do oedômetro utiliza-se
um transdutor de deslocamento (LVDT).
Figura 7.1 mostra o esquema das etapas do ensaio e a Figura 7.2A mostra as
peças do equipamento
117
(a) (b)
Figura 7.1. Esquema do equipamento. (a) Ensaio de sedimentação; (b) Ensaio de adensamento
Coluna de Sedimentação
Figura 7.2. Peças do equipamento
Após o término do ensaio de sedimentação, os 3 transdutores são ligados a um
sistema de aquisição de dados. O programa utilizado para aquisitar as informações de
deslocamento, tensão total e poropressão é denominado TRIAD4, desenvolvido pelo
Laboratório de Geotecnia Jacques de Medina da COPPE/UFRJ.
Os transdutores foram previamente calibrados para que pudessem transformar,
através da constante de calibração, voltagem em unidade de deslocamento e tensão,
Pistão e Guia para Pistão
Célula de Adensamento
Transdutores de Pressão
118
de acordo com o transdutor. O Apêndice 2 apresenta as curvas de calibração desses
equipamentos, assim como suas constantes.
7.3 – Procedimento Experimental
A pedra porosa da base da célula de adensamento é previamente saturada com
água destilada. A coluna de sedimentação é, então, acoplada à célula de
adensamento. Coloca-se a amostra de sedimento (AC) e completa-se com água da
lagoa até a altura de aproximadamente 50 cm (altura de queda). A quantidade de
sedimento era determinada a partir da sua umidade natural (315%) e a concentração
de sólidos desejada. Essa concentração era igual ou inferior a 50 g/L, concentração
típica de suspensões diluídas de atividades de dragagem e disposição.
Depois que o sedimento e a água são colocados, agita-se a mistura com uma
haste (a qual apresenta na sua parte inferior um disco de acrílico perfurado) até que a
suspensão se mostre o mais homogênea possível.
Determinam-se as alturas da interface sólido-líquido sobrenadante
visualmente no decorrer do tempo. Plota-se o resultado em um gráfico tempo X altura
de interface e determina-se a velocidade de sedimentação através do método gráfico
descrito no Capítulo 4. Considerando que variações iguais ou inferiores a 1 mm em 2
intervalos consecutivos de 24 horas são pouco representativas para a etapa de
sedimentação, convencionou-se que o término da etapa de sedimentação ocorreria
quando tal situação ocorresse.
Ao término dessa etapa, o sedimento depositado preenche toda a célula de
adensamento e o liquido sobrenadante é retirado por sifonamento. Uma amostra
desse liquido é submetida às determinações de pH, Eh, CEE e turbidez.
Figura 7.3A mostra o ensaio realizado na coluna de sedimentação no início e
após decorridos 30 minutos do início.
119
Interface
Figura 7.3. Ensaio de Sedimentação. (a) inicio; (b) após 30 minutos
No último dia de ensaio, após a leitura da interface, retirava-se o líquido
sobrenadante, separando uma parte para análise, retirava-se a coluna de
sedimentação e iniciava-se a montagem para a etapa de adensamento, que durava
algumas horas.
Antes de aplainar o sedimento armazenado na célula, retira-se uma pequena
amostra do corpo para determinação da umidade. Encaixa-se a peça que serve de
guia para o pistão, o qual é colocado em seguida cobrindo o papel-filtro que está em
contato com a amostra. A pedra porosa existente no pistão e o papel-filtro foram
previamente saturados com água destilada. Por fim coloca-se a tampa e os parafusos
para o aperto do sistema.
Após levar a célula de adensamento para a prensa, conectam-se os transdutores
ao sistema de aquisição de dados. Escolhida a velocidade da prensa, inicia-se o
adensamento com taxa de deslocamento constante. A Figura 7.4 mostra o ensaio de
adensamento.
120
Célula de Carga
LVDT
Figura 7.4. Ensaio de Adensamento
Sabe-se que quanto maior a velocidade de ensaio, maior será a poropressão
gerada na base. A velocidade deve ser baixa o bastante para evitar uma variação
muito grande do índice de vazios durante o intervalo de tempo e suficientemente
elevada para que apareçam poropressões na base (Guimarães Filho, 1990).
Na maioria dos critérios existentes para a determinação da velocidade a ser
utilizada durante o ensaio, entre eles Carvalho (1989), o material a ser ensaiado
precisa ser bem conhecido para que as estimativas dos parâmetros envolvidos em
cada critério estejam próximas da realidade (Guimarães Filho, 1990). Devido à falta de
um maior conhecimento sobre esses parâmetros para o sedimento da Lagoa da
Tijuca, a determinação da velocidade adequada ao tipo de material foi baseada nas
bibliografias consultadas.
De acordo com COPPETEC (1996), Lima (1996), Santos (1997) e Santos (2001),
a velocidade de ensaio utilizada para lamas varia de 0,12 a 0,15 mm/min. De acordo
com COPPETEC (1996) e Santos (1997), para o sedimento da Lagoa da Tijuca, foi
utilizada a velocidade de 0,14 mm/mim.
121
7.4 – Resultados Experimentais
7.4.1 – Ensaios Preliminares
Segundo Santos (2001), a dragagem produz suspensões muito diluídas de
granulometria fina com concentração de sólidos variando entre 2 e 6% em peso.
Dessa forma, escolheu-se realizar ensaios dentro desse intervalo de concentrações, o
que corresponde aproximadamente ao intervalo entre 20 e 50 g/l. Foram realizados
inicialmente 5 ensaios, com concentrações de 20, 30, 37, 40 e 50 g/l. Para a etapa de
adensamento utilizou-se a velocidade encontrada na literatura, 14 mm/min.
Não foi possível realizar a etapa de adensamento nos dois primeiros
realizados, 37 e 40 g/l, em virtude de problemas no sensor de medição de tensão total.
Com o objetivo de realizar a simulação da etapa de adensamento do
sedimento, optou-se pela utilização de uma célula de carga de 1500 kgf na parte
superior do equipamento. Essa alternativa não é ideal, já que pode existir atrito entre o
pistão e o equipamento, o que mascararia o resultado medido. Algumas medidas
foram tomadas para minimização do feito do atrito, como, por exemplo, a troca dos o-
rings e a sua lubrificação antes de cada ensaio. Além disso, esse atrito foi verificado
através medições na célula sem material e observou-se que seu valor era bastante
pequeno em relação aos valores medidos nos ensaios. A calibração da célula de
carga encontra-se no Apêndice 2.
Abaixo apresenta-se o novo esquema dos ensaios com a utilização da célula
de carga (Figura 7.5).
Figura 7.5. Novo esquema dos ensaios de sedimentação e adensamento sem o
transdutor de tensão
122
7.4.1.1 – Estágio de Sedimentação
Conforme dito anteriormente, utilizou-se as concentrações de sólidos de 20, 30,
37, 40 e 50 g/L para o estágio de sedimentação. Foram realizados um ensaio para
cada concentração.
Tabela 7.1A apresenta os dados e parâmetros relevantes da etapa de
sedimentação dos ensaios realizados.
Tabela 7.1. Dados e parâmetros relevantes da etapa de sedimentação dos ensaios
Líquido Sobrenadante C
(g/L) Data de Início
Data de Término
vsed (mm/min)Ensaio Eh
(mV) CEE
(mS/cm) Turbidez
(NTU) pH
1 37 31/1/06 6/2/06 13,42 7,22 153,9 7,33 48 2 40 9/2/06 14/2/06 13,04 7,26 168,0 7,36 40 3 20 15/2/06 17/2/06 45,44 7,64 141,1 7,40 50 4 30 21/2/06 27/2/06 26,09 7,89 143,8 8,74 42 5 50 28/2/06 6/3/06 7,68 7,83 141,4 7,61 52
Tabela 7.1De acordo com os resultados apresentados acima ( ), percebe-se que
o pH do líquido sobrenadante sofre uma pequena redução quando comparado ao pH
da água da lagoa (Tabela 6.7). A CEE aumenta também ligeiramente e o Eh e a
turbidez se mantêm bastantes próximos aos valores obtidos na água da lagoa (Tabela
6.7). Diante disto, pode-se dizer que após a fase de sedimentação, a água retorna
praticamente às suas condições originais.
Através da Tabela 7.1, percebe-se que realmente, à medida que a concentração
tende a um valor máximo (C = 50 g/l para suspensões diluídas), a velocidade de
sedimentação tende ao seu valor mínimo, conforme hipótese da Teoria de Kynch.
Figura 7.6A apresenta as curvas usadas para o cálculo gráfico da velocidade de
sedimentação dos ensaios. Através do detalhe dessas curvas também fica claro a
diminuição da velocidade de sedimentação com o aumento da concentração de
sólidos.
123
0
10
20
30
40
50
60
0 1000 2000 3000Tempo (min)
Altu
ra (c
m)
C = 20g/lC = 30g/lC = 37g/lC = 40g/lC = 50g/l
0
10
20
30
40
50
60
0 25 50 75 100Tempo (min)
Altu
ra (c
m)
125
C = 20g/lC = 30g/lC = 37g/lC = 40g/lC = 50g/l
Figura 7.6. Curvas para cálculo da velocidade de sedimentação
124
Durante a realização dos ensaios observou-se que a interface sólido-líquido
sobrenadante apresenta uma queda inicial bastante rápida, tornando-se mais lenta
com o passar do tempo, o que caracteriza a passagem da etapa de sedimentação
para a de adensamento sob peso próprio. Isso também pode ser observado na Figura
7.6.
Antes de iniciar o ensaio de sedimentação na coluna, optou-se em fazer
testes em provetas de 2 litros para verificar como o material se comportava para
diferentes concentrações e também para estabelecer um critério de visualização da
interface entre a camada depositada e o líquido sobrenadante. Os resultados e as
fotos do teste encontram-se no Apêndice 3.
Tabela 7.2A apresenta os valores das velocidades de sedimentação na
coluna e na proveta de 2 litros para diferentes concentrações. A Figura 7.7 mostra as
curvas de sedimentação na coluna e também na proveta de 2 litros.
Tabela 7.2. Velocidade de sedimentação na coluna e na proveta
VELOCIDADE DE SEDIMENTAÇÃO Vsed (mm/min) C (g/l)
COLUNA PROV. 2L
20 45,44 53,04 30 26,09 38,32 40 13,04 21,58 50 7,68 8,01
125
0
10
20
30
40
50
60
0 1000 2000 3000Tempo (min)
Altu
ra (c
m)
C = 20g/l - Prov. 2LC = 20g/l - ColunaC = 30g/l - Prov. 2LC = 30g/l - ColunaC = 40g/l - Prov. 2LC = 40g/l - ColunaC = 50g/l - Prov. 2LC = 50g/l - Coluna
0
10
20
30
40
50
60
0 25 50 75 100 125Tempo (min)
Altu
ra (c
m)
C = 20g/l - Prov. 2LC = 20g/l - ColunaC = 30g/l - Prov. 2LC = 30g/l - ColunaC = 40g/l - Prov. 2LC = 40g/l - ColunaC = 50g/l - Prov. 2LC = 50g/l - Coluna
Figura 7.7. Curva de sedimentação na coluna e na proveta de 2 litros
126
Através da Tabela 7.2, observa-se que as velocidades obtidas na proveta são
significativamente maiores que as obtidas na coluna de sedimentação. Além disso,
verifica-se na Figura 7.7 que quanto menor a concentração da suspensão, mais as
curvas correspondentes à fase de adensamento sob peso próprio se aproximam.
A explicação das diferenças está provavelmente na relação entre a altura de
queda das partículas e o diâmetro interno dos recipientes. A altura de queda na coluna
é aproximadamente 54 cm, enquanto a altura de queda na proveta é 42 cm, diferença
pouco expressiva. O diâmetro interno da coluna é 14 cm e o da proveta é 7,7 cm,
quase metade daquele. Com isso pode-se concluir que quanto menor a relação entre
a altura de queda e diâmetro, menor será a velocidade de sedimentação do material.
7.4.1.2 – Estágio de Adensamento
Observa-se que os dados iniciais do ensaio de adensamento são os
resultados finais da etapa de sedimentação. Para realização do ensaio, a prensa foi
ajustada para se deslocar com a velocidade de 0,14 mm/min. De acordo com que já foi
dito, não foi possível realizar as etapas de adensamento nos ensaios 1 e 2.
A partir da umidade do sedimento depositado na célula de adensamento em
decorrência da sua sedimentação, wo, calculou-se o índice de vazios inicial (eo) da
etapa de adensamento.
Durante o ensaio de adensamento, os tubos de drenagem localizados no
pistão foram direcionados para um recipiente que coletava o líquido drenado no
processo. Determinava-se, então, o pH, Eh, CEE e turbidez desse líquido.
Tabela 7.3A apresenta os parâmetros avaliados do líquido drenado no
processo.
Tabela 7.3. Parâmetros do líquido drenado
Líquido Drenado ENSAIO
pH Eh (mV) CEE (mS/cm)
Turbidez (NTU)
3 7,57 147,7 6,27 2,1
4 7,48 179,5 5,90 3,1
5 7,63 151,9 6,13 1,0
127
A etapa de adensamento era finalizada antes que o transdutor de pressão
neutra atingisse seu limite, que é de 600 kPa.
Ao final de cada ensaio era determinada a umidade da camada adensada
(w ) e a partir deste valor, calculava-se o índice de vazios final da amostra (ef f1). Esse
valor se mostrou semelhante ao índice de vazios final (ef2) calculado a partir das
deformações do ensaio, interpretação de Lima (1996) apresentada no capítulo 4.
A Tabela 7.4 apresenta os valores de umidade inicial (w0) e índice de vazios
inicial (e0) e ainda os valores de umidade final (wf), e de índice de vazios final
calculado a partir da umidade (ef1) e a partir das deformações do ensaio (ef2).
Tabela 7.4. Resultados da etapa de adensamento dos ensaios
ENSAIO wo (%) e wo f (%) e ef1 f2
3 602 13,08 131 3,76 3,82
4 572 13,26 172 4,19 4,24
5 457 10,44 214 6,05 6,26
A partir dos arquivos de dados gerados pelo TRIAD4 e transferidos para o
Excell, plotou-se as curvas abaixo (Figuras 7.8 a 7.11).
Observa-se pela Figura 7.8 e pela Figura 7.9 que os valores obtidos na fase
inicial dos ensaios não obedecem a uma curva como os demais valores. Isso ocorre
porque o material sedimentado ainda se encontra em uma consistência bastante
líquida e além disso, há alguma incerteza no momento do encontro do pistão com
material.
Através da Figura 7.8 e da Figura 7.9 verifica-se uma variação significativa de
índice de vazios das amostras. Nos Ensaios 3 e 4 (C= 20 e 30 g/L, respectivamente),
os índices de vazios variam de aproximadamente 13 a aproximadamente 4. Já no
Ensaio 5 (C= 50g/L) essa variação é um pouco menor, começando em torno de 11 e
terminando em torno de 6.
A tensão efetiva alcançada pelo material no final dos ensaios variou entre
200 e 300 kPa, valores menores do que os valores de poropressão registrados. A
permeabilidade do material atingiu valores da ordem de 8x10-7 cm/s.
128
0
2
4
6
8
10
12
140 1 10 100 1000
Log Tensão Efetiva (kPa)
Índi
ce d
e Va
zios
Ensaio 3 - 20 g/lEnsaio 4 - 30 g/lEnsaio 5 - 50 g/l
Figura 7.8. Curva log da Tensão Efetiva X Índice de Vazios (v = 0,14 mm/min)
0
2
4
6
8
10
12
141,0E-08 1,0E-06 1,0E-04 1,0E-02 1,0E+00
Log Permeabilidade (cm/s)
Índi
ce d
e Va
zios
Ensaio 3 - 20 g/lEnsaio 4 - 30 g/lEnsaio 5 - 50 g/l
Figura 7.9. Curva log do Coeficiente de Permeabilidade X Índice de Vazios (v = 0,14
mm/min)
129
0
100
200
300
400
500
600
700
800
0 50 100 150 200
Tempo (min)
σ, Δ
u (k
Pa)
Tensão Total - Ensaio 3 - 20 g/lPoropressão - Ensaio 3 - 20 g/lTensão Total - Ensaio 4 - 30 g/lPoropressao - Ensaio 4 - 30 g/lTensão Total - Ensaio 5 - 50 g/lPoropressao - Ensaio 5 - 50 g/l
Figura 7.10. Curvas Tensão total e Poropressão X Tempo (v = 0,14 mm/min)
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0 50 100 150 200 250 300 350
Tensão Efetiva (kPa)
Por
opre
ssão
/Ten
são
Tota
l (%
)
Ensaio 3 - 20 g/lEnsaio 4 - 30 g/lEnsaio 5 - 50 g/l
Figura 7.11. Curva relação Poropressão/Tensão Total X Tensão Efetiva
130
Através da Figura 7.10 e Figura 7.11, observa-se que a velocidade de geração
de poropressão na base é elevada em relação à velocidade de dissipação da mesma.
Ou seja, a velocidade do ensaio está alta, não havendo tempo suficiente para
dissipação da poropressão na base e dessa forma o índice de vazios ao longo da
amostra dentro de um intervalo de tempo não é constante, violando uma condição da
teoria utilizada. Pode-se dizer que os ensaios 3, 4 e 5 se aproximam da condição não
drenada do ponto de vista de transferência de tensões e, de acordo com a análise
proposta, não fornece as propriedades do material. Segundo Lima (1996), para o CRS
fornecer as propriedades do material a relação poropressão/tensão total deve estar
entre 30 e 40%.
7.4.2 – Ensaios Finais
Com o objetivo de obter curvas representativas das propriedades do material,
decidiu-se reduzir a velocidade dos ensaios de adensamento. Para essa bateria de
ensaios manteve-se a concentração de sólidos constante e igual a 50 g/L na etapa de
sedimentação.
A velocidade da prensa foi reduzida através de tentativas até que o ensaio
pudesse fornecer as propriedades do material. Inicialmente a velocidade foi reduzida
até aproximadamente a metade (0,0672 mm/min), depois foi reduzida a
aproximadamente 10% da velocidade inicial (0,0134 mm/min).
7.4.2.1 – Estágio de Sedimentação
A Tabela 7.5 apresenta os resultados da fase de sedimentação dos ensaios com
concentração de 50g/l.
Tabela 7.5. Resultados da etapa de sedimentação dos ensaios com concentração de 50g/l
Líquido Sobrenadante C
(g/L) Data de Início
Data de Término
vsed (mm/min)Ensaio Eh
(mV) CEE
(mS/cm) Turbidez
(NTU) pH
5 50 28/2/06 6/3/06 7,68 7,83 141,4 7,61 52 6 50 7/3/06 13/2/06 7,81 7,92 148,3 7,55 49 7 50 14/2/06 20/3/06 7,25 7,77 150,0 7,63 55 8 50 21/3/06 27/3/06 7,20 7,92 153,4 7,57 52,5
131
Através da Tabela 7.5 verifica-se que as velocidades de sedimentação
apresentam valores bastante próximos para a mesma concentração de sólidos, como
se esperava. Além disso, as características do líquido sobrenadante também
apresentam consistência e como os ensaios preliminares, os resultados não se
distanciam das condições iniciais da água da lagoa (Tabela 6.7).
7.4.2.2 – Estágio de Adensamento
Esses ensaios foram realizados reduzindo a velocidade de deslocamento da
prensa para obtenção das propriedades do material.
Durante o ensaio 6, realizado com velocidade de 0,0672 mm/min, a célula
apresentou um vazamento de forma que seus resultados ficaram comprometidos.
Dessa forma, o ensaio 7 foi realizado com a mesma velocidade para verificação das
curvas. O ensaio 8, realizado com velocidade de 0,0134 mm/min, só começou a gerar
resultados consistentes a partir de algumas horas de ensaio.
Na tabela abaixo (Tabela 7.6) apresenta-se os parâmetros do líquido drenado
dos ensaios com concentração de 50g/l.
Tabela 7.6. Parâmetros do líquido drenado dos ensaios com concentração de 50g/l
Líquido Drenado vensaio ENSAIO (mm/min) pH Eh (mV) CEE
(mS/cm) Turbidez
(NTU) 5 0,1400 7,63 151,9 6,13 1,0
7 0,0672 7,58 135,7 6,84 1,8
8 0,0134 7,39 150,5 6,24 1,5 Os mesmos procedimentos realizados nos ensaios anteriores foram utilizados
para cálculo dos valores obtidos nesses ensaios. Os resultados estão apresentados na
Tabela 7.7.
Tabela 7.7. Resultados da etapa de adensamento dos ensaios com concentração de
50g/l
vensaio wENSAIO (mm/min) o (%) e wo f (%) e ef1 f2
5 0,1400 457 10,44 214 6,05 6,26
7 0,0672 437 11,50 140 3,57 3,77
8 0,0134 445 11,48 65 3,53 3,61
132
Novamente a partir dos arquivos gerados pelo TRIAD 4 transferidos para o Excell
pode-se plotar as curvas abaixo (Figuras 7.12 a 7.15).
0
2
4
6
8
10
12
140 1 10 100 1000
Log Tensão Efetiva (kPa)Ín
dice
de
Vaz
ios
Ensaio 5 - 0,1400 mm/minEnsaio 7 - 0,0672 mm/minEnsaio 8 - 0,0134 mm/min
Figura 7.12. Curva log da Tensão Efetiva X indice de Vazios (C=50 g/l)
0
2
4
6
8
10
12
141,0E-09 1,0E-07 1,0E-05 1,0E-03 1,0E-01 1,0E+01
Log Permeabilidade (cm/s)
Índi
ce d
e V
azio
s
Ensaio 5 - 0,1400 mm/minEnsaio 7 - 0,0672 mm/minEnsaio 8 - 0,0134 mm/min
Figura 7.13. Curva log do Coeficiente de Permeabilidade X Indice de Vazios (C=50 g/l)
133
0
100
200
300
400
500
600
700
800
0 200 400 600 800 1000 1200 1400 1600 1800 2000Tempo (min)
σ, Δ
u (k
Pa)
Tensão Total - Ensaio 5 - 0,1400 mm/minPoropressão - Ensaio 5 - 0,1400 mm/minTensão Total - Ensaio 7 - 0,0672 mm/minPoropressão - Ensaio 7 - 0,0672 mm/minTensão Total - Ensaio 8 - 0,0134 mm/minPoropressão - Ensaio 8 - 0,0134 mm/min
Figura 7.14. Curvas Tensão Total e Poropressão X Tempo (C=50 g/l)
0
10
20
30
40
50
60
70
80
0 100 200 300 400 500
Tensão Efetiva (kPa)
Por
opre
ssão
/Ten
são
Tota
l (%
)
Ensaio 5 - 0,1400 mm/minEnsaio 7 - 0,0672 mm/minEnsaio 8 - 0,0134 mm/min
Figura 7.15. Curva relação Poropressão/Tensão total X Tensão Efetiva (C=50 g/l)
134
Através da Figura 7.12 e da Figura 7.13 verifica-se que os índices de vazios
finais das amostras chegam a aproximadamente 3, valor mais baixo que os índices de
vazios finais alcançados nos ensaios preliminares.
Além disso, observa-se um aumento da tensão efetiva, alcançando valores
da ordem de 450 kPa (ensaio 8, Figura 7.11). A permeabilidade do material diminuiu
em relação aos resultados dos ensaios preliminares, alcançando valores da ordem de
8x10-8 cm/s (Figura 7.12).
Figura 7.14 e a Figura 7.15De acordo com a verifica-se que a velocidade de
0,0672 mm/min (aproximadamente a metade da velocidade inicial) ainda é alta para o
ensaio. A relação poropressão/tensão total diminui chegando a 60%, mas ainda
apresenta-se fora do intervalo considerado ideal.
O ensaio 8, com a velocidade de 0,0134 mm/min, apresenta curvas mais
consistentes e a relação poropressão/tensão total chega ao limiar de 40% (Figura
7.15). Portanto a partir desse resultado pode-se prever o comportamento desse
material ao longo do tempo. As relações de σ’ X e e e X k são obtidas a partir das
curvas correspondentes ao ensaio e com isso a equação do adensamento com
grandes deformações pode ser resolvida.
7.5 – Análise Teórica
7.5.1 – Modelagem do Sedimentos após o Lançamento no Corpo Hídrico
Com o objetivo de prever o comportamento do material nas cavas após o seu
lançamento no corpo hídrico, considera-se as seguintes etapas:
1- Sedimentação;
2- Adensamento sob o peso próprio e
3- Adensamento por sobrecargas.
Figura 7.16 mostra o andamento dessas fases. A
135
(a) (b) (c) (d)
Figura 7.16. Esquemas das fases de preenchimento da cava (a) Lançamento da suspensão; (b) Sedimentação do material e adensamento sob peso próprio; (c)
Aplicação de sobrecarga (novas camadas); (d) Reservatório preenchido.
Na fase de sedimentação, admite-se que o material se desloca com uma
velocidade constante, que depende da sua concentração de sólidos. Em seguida, o
material entra na etapa de adensamento sob o peso próprio, com a saída de água dos
vazios e conseqüentemente diminuindo de volume. O adensamento provocado por
sobrecargas pode ser gerado por novos lançamento de material até o preenchimento
do reservatório e/ou uso de capeamento.
Nesta pesquisa, a etapa de adensamento por sobrecargas não será avaliada.
Através da velocidade de sedimentação e diminuição da altura da interface
observadas nos ensaios com concentração de 50 g/L, determina-se o tempo
necessário para finalização dessa fase.
O adensamento sob o peso próprio será observado pela resolução da
equação de Gibson no módulo do programa desenvolvido por Feraz (2006).
7.5.2 – Sedimentação e Adensamento sob o Peso Próprio
De acordo com a batimetria apresentada na modelagem hidrodinâmica, as
cavas onde seriam depositados os sedimentos dragados apresentam largura em torno
de 300 metros e altura variando de 6 a 11 metros. Para a simulação em questão,
utilizou-se o valor intermediário de 8 metros.
Através dos ensaios de sedimentação com concentração de sólidos de
50g/L, verificou-se que a altura da interface diminui cerca de 75%. A velocidade de
sedimentação calculada no ensaio 8 foi 7,20 mm/min. Dessa forma, a sedimentação
do material em uma cava de 8 m de profundidade levaria aproximadamente 14horas,
chegando a 2 m.
Para o cálculo do adensamento sob o peso próprio no programa, além das
relações constitutivas, o peso específico dos sedimentos e do líquido, também é
136
necessário estabelecer algumas condições de contorno: altura da camada
compressível, índice de vazios inicial e altura da coluna d’água sobre a camada
compressível.
• Altura da camada compressível: 2m – altura final após a sedimentação;
• Índice de vazios inicial: 11,48 – obtido do ensaio 8, após a sedimentação;
• Coluna d’água: 2,5 m + 6,0 m – de acordo com o cenário dragado e a
sedimentação na cava.
Para melhor adequação ao programa, as curvas obtidas para o ensaio 8
serão plotadas em outra escala. As figuras correspondentes encontram-se abaixo
(Figura 7.17 e Figura 7.18). As equações mostradas nos gráficos são as relações
constitutivas do material: σ’ X e e e X k.
y = 12,916x-0,2102
R2 = 0,9736
0
2
4
6
8
10
12
140 100 200 300 400 500
Tensão Efetiva (kPa)
Índi
ce d
e V
azio
s
Figura 7.17. Curva tensão efetiva X índice de vazios – ensaio 8
137
y = 4,5780E-13x6,4839E+00
R2 = 9,2896E-01
1,00E-09
1,01E-07
2,01E-07
3,01E-07
4,01E-07
5,01E-07
6,01E-07
7,01E-07
8,01E-07
9,01E-07
2 4 6 8Índice de Vazios
Coe
ficie
nte
de P
erm
eabi
lidad
e (c
m/s
)
10
Figura 7.18. Curva índice de vazios X coeficiente de permeabilidade – ensaio 8
O resultado obtido pelo modelo para a situação simulada está apresentado
através das curvas abaixo (Figura 7.19 a Figura 7.24).
85 90 95 100 105 1100
0.2
0.4
0.6
0.8
1
1.2
1.4
1.6
1.8
2Gráfico da tensão vertical total vs. profundidade
Inicio1 ano3 anos5 anos10 anos
Pro
fund
idad
e (m
)Al
tura
da
cam
ada
(m)
Tensão vertical total (kN/m2)
Figura 7.19. Curva tensão total X altura da camada
138
1.5 2 2.5 3 3.5 4 4.50
0.2
0.4
0.6
0.8
1
1.2
1.4
1.6
1.8
2Gráfico da tensão vertical efetiva vs. profundidade
Pro
fund
idad
e (m
Inicio1 ano3 anos5 anos10 anos
)Al
tura
da
cam
ada
(m)
Tensão vertical efetiva (kN/m2)
Figura 7.20. Curva tensão efetiva X altura da camada
80 85 90 95 100 105 1100
0.2
0.4
0.6
0.8
1
1.2
1.4
1.6
1.8
2Gráfico da pressão neutra total vs. profundidade
Inicio1 ano3 anos5 anos10 anos
Pro
fund
idad
e (m
)
Pressão neutra total (kN/m2)
Altu
rada
cam
ada
(m)
Figura 7.21. Curva poropressão total X altura da camada
139
-0.5 0 0.5 1 1.5 2 2.50
0.2
0.4
0.6
0.8
1
1.2
1.4
1.6
1.8
2Gráfico do excesso de pressão neutra vs. profundidade
Pro
fund
idad
e (m
)
Excesso de pressão neutra (kN/m2)
Inicio1 ano3 anos5 anos10 anos
Altu
rada
cam
ada
(m)
Figura 7.22. Curva de excesso de poropressão X altura da camada
9.8 10 10.2 10.4 10.6 10.8 11 11.2 11.4 11.60
0.2
0.4
0.6
0.8
1
1.2
1.4
1.6
1.8
2Gráfico do índice de vazios vs. profundidade
Inicio1 ano3 anos5 anos10 anos
Pro
fund
idad
e (m
)Al
tura
da
cam
ada
(m)
Índice de vazios
Figura 7.23. Curva índice de vazios X altura da camada
140
10-3
10-2
10-1
100
101
1.82
1.84
1.86
1.88
1.9
1.92
1.94
1.96
1.98
2Gráfico: Altura da camada vs. logaritmo do tempo
log de t (anos)
Altu
ra d
a ca
mad
a (m
)1 ano3 anos5 anos10 anos
Ensaio 8
C= 50g/l
v=0,0134 mm/min
Figura 7.24. Curva altura da camada X log do tempo
Figura 7.19Através da , observa-se a tensão total na camada de material,
que se mantém constante ao longo do tempo. No início da camada, a tensão total é
apenas devido a coluna d’água de sobre ela a tensão efetiva existente de 1,75 kN/m2.
No interior da camada, esse valor é acrescido da tensão provocada pela altura de
sólidos saturada, chegando ao valor máximo de 106,75 kN/m2. O peso específico
saturado (γsat) do material, obtido através da densidade real dos grãos (G), é
aproximadamente 11 kN/m3.
Figura 7.20Na verifica-se o aumento da tensão efetiva ao longo do tempo.
Seu valor inicial é 1,75 kN/m2, valor obtido na equação mostrada na Figura 7.17 com a
entrada do índice de vazios inicial (eo), 11,48. O aumento da tensão efetiva, provocado
pela dissipação do excesso de poropressão, é de 2,25 kN/m2, alcançando o valor
máximo de 4 kN/m2.
Figura 7.21 e na A dissipação da poropressão pode ser observada na Figura
7.22. O excesso é 2,25 kN/m2, variando do valor máximo de 105 kN/m2 ao valor de
102,75 kN/m2, após a dissipação.
Figura 7.23A variação do índice de vazios é apresentada na e a variação da
altura da camada ao longo do tempo na Figura 7.24.
141
De acordo com as curvas apresentadas, o adensamento sob o peso próprio
desse material está praticamente finalizado em 5 anos, verifica-se que o excesso de
poropressão é quase zero para esse intervalo de tempo. A altura da camada fica
reduzida a aproximadamente 1,82 metros.
Conforme dito anteriormente não modelou-se o comportamento do material
sob aplicação de cargas como é o caso de novos lançamentos e uso de capeamento.
Isso é de grande importância, pois com esse estudo verifica-se a capacidade do
reservatório e também o tempo necessário para preenchê-lo. O modelo utilizado não
contempla tal estudo. Vale ressaltar também que a teoria de adensamento utilizada,
Teoria de Gibson, não considera o adensamento secundário, parcela que também
deve ser analisada na questão da capacidade da cava e do uso de capeamento.
142
Capítulo 8 CONCLUSÕES E SUGESTÕES PARA FUTURAS PESQUISAS
A pesquisa envolveu um levantamento dos parâmetros que influenciam
diretamente na disposição subaquática dos rejeitos de dragagem, assim como os
principais impactos ambientais associados. São muitos os parâmetros que devem ser
avaliados para a alternativa de disposição subaquática. Entre os principais estão, a
própria constituição do material dragado (fração argílica, fração orgânica), os
contaminantes presentes e a hidrodinâmica local. Esses parâmetros devem combinar
de tal forma que a alternativa possa ser aplicada sem impactar o ambiente de maneira
desastrosa. Os impactos dessa disposição existem, assim como o impacto da própria
dragagem. Deve-se, então, avaliar se os efeitos estão dentro dos limites admissíveis e
se os benefícios da dragagem e disposição superam os impactos na área. Vale
ressaltar que a disposição subaquática é muitas vezes a alternativa mais vantajosa em
termos econômicos.
Além disso, o trabalho teve por objetivo determinar experimentalmente o
comportamento do sedimento de dragagem da Lagoa da Tijuca após seu lançamento
no próprio corpo hídrico. Para tal objetivo, utilizou-se a modelagem hidrodinâmica
fornecida pelo Programa de Engenharia Oceânica da COPPE/UFRJ, que verificou a
viabilidade da disposição quanto à dispersão dos sedimentos no Complexo Lagunar
de Jacarepaguá. E ainda, utilizou-se o equipamento que tinha como objetivo simular a
disposição do material e verificar seu comportamento geotécnico. Através desse
equipamento pôde-se verificar a fase de sedimentação e em seguida, a fase de
adensamento do material.
8.1 – Conclusões
• A modelagem hidrodinâmica da área de estudo fornece resultados
animadores para a alternativa. Apesar da dragagem trazer melhorias na
circulação hidrodinâmica do corpo hídrico, aumentando os efeitos das
marés e a velocidade de fluxo, não impede a disposição dos sedimentos.
Conforme mostrado nos quadros de velocidades de corrente, nas cavas
de disposição, localizadas principalmente na Lagoa de Jacarepaguá, as
143
velocidades continuam muito baixas, quando não nulas. Isso mostra que
os sedimentos ali depositados não serão dispersados. Além disso, as
baixas velocidades minimizam o efeito de dispersão passiva, dispersão
dos sedimentos na coluna d’água no momento do lançamento.
• Mesmo contando com baixas velocidades de correntes, o lançamento do
material deve ser feito com as tubulações bem próximas ao fundo das
cavas. O uso de cortinas de geotêxtil também ajuda a minimizar os
efeitos de dispersão que possam existir.
• Quanto ao ensaio na coluna de sedimentação, verificou-se que a
interface sólido-líquido sobrenadante sofre uma queda inicial bastante
rápida, tornando-se mais lenta com o decorrer do tempo, caracterizando a
passagem do processo de sedimentação para o de adensamento sob
peso próprio. Além disso, pôde-se observar que os efeitos de turbidez,
variação de pH, Eh e CEE não se mostraram significativos após o
processo de sedimentação. Ou seja, assim como descrito nos casos
citados no capítulo 2 e também no monitoramento fornecido pela Plarcon
Engenharia, as condições do corpo hídrico voltam ao normal após
algumas semanas.
• Quanto ao ensaio de adensamento CRS, não foi possível fazer uso das
velocidades citadas na bibliografia. A velocidade utilizada inicialmente era
alta de forma a não haver tempo suficiente para dissipação da
poropressão e conseqüente aumento da tensão efetiva, violando com
isso as condições da teoria aplicada. Com a velocidade 0,14 mm/min o
ensaio não forneceria as características reais do material. A nova
velocidade para ensaiar o sedimento da Lagoa da Tijuca foi escolhida
através de tentativas, chegando a aproximadamente 10% da velocidade
inicial (0,0134 mm/min).
• Através da velocidade de sedimentação calculada pelo ensaio 8 e a
porcentagem de redução da altura das interfaces dos ensaios com 50 g/L
no final dessa etapa, calculou-se o tempo necessário para a
sedimentação na cava de geometria admitida. O material dragado leva
aproximadamente 14 horas para sedimentar em uma cava de 8 metros,
sob uma coluna d’água de 2,5 metros.
• Através das curvas σ’ X e e e X k, fornecidas pelo ensaio CRS, fez-se uso
de um módulo do programa, ainda em fase de desenvolvimento, Ferraz
144
(2006), para simular o adensamento sob peso próprio do material lançado
nas cavas com o tempo. A partir de condições adotadas para geometria
do reservatório, verificou-se que em aproximadamente 5 anos o processo
de adensamento do material teria acabado. Nesta simulação não levou-
se em conta o adensamento provocado pela aplicação de sobrecargas
nem o adensamento secundário do material.
• Por fim, pode-se concluir que a disposição subaquática é uma alternativa
bastante interessante para as lagoas da Tijuca e Jacarepaguá. A
hidrodinâmica local permite e as condições físico-químicas retornam à
situação inicial em poucos dias, segundo monitoramento realizado em
2002. Vale ressaltar que as condições da água e dos sedimentos da
Lagoa da Tijuca não estão dentro dos limites estabelecidos em
legislação. Mas essa situação não se intensificará com a dragagem e
disposição dos sedimentos, pelo contrário, através da dragagem o corpo
hídrico será revitalizado e através da disposição nas cavas, as
irregularidades batimétricas serão corrigidas, chegando a profundidades
típicas de lagunas tropicais.
8.2 – Sugestões para Futuras Pesquisas
• Para caracterização do material, utilizou-se uma amostra composta de
sedimentos de diversos locais da Lagoa da Tijuca. Não foi possível
coletar sedimentos nem água da Lagoa de Jacarepaguá. Recomenda-se
às futuras pesquisas que a distribuição espacial das amostras de
sedimentos e água seja representativa da dimensão da área e do volume
a ser dragado. Além disso, a profundidade das coletas de sedimento
também deve ser representativa do perfil a ser dragado.
• O estudo da disposição de sedimentos dragados foi abordado sob o
aspecto de ensaios de sedimentação e ensaios de adensamento. No
aprofundamento desse estudo, recomenda-se verificar a repetibilidade
dos resultados.
• A teoria de sedimentação utilizada na maioria dos trabalhos que
envolvem sedimentação de lamas, Teoria de Kynch, não considera as
interações físico-químicas entre as partículas. Recomenda-se a pesquisa
sobre a influência dessas interações e ainda sobre a influência da altura
145
de queda, do diâmetro interno da cavas e da concentração de sólidos,
para que o ensaio de sedimentação possa representar satisfatoriamente
a situação de campo.
• A teoria de adensamento com grandes deformações, utilizada neste
trabalho, Teoria de Gibson, apesar de ser mais representativa do
comportamento do material em formação, não leva em consideração o
efeito do adensamento secundário no sedimento. Além disso, o programa
utilizado para simular o comportamento do material ao longo do tempo,
trabalha somente com o adensamento sob peso próprio, sem considerar
o adensamento provocado pela aplicação de carga, situação bastante
importante na questão de capacidade de reservatório (novos
lançamentos) e uso de capeamento (materiais contaminados).
Recomenda-se, portanto, pesquisar sobre a influência do adensamento
secundário e do adensamento pela aplicação de sobrecarga no
comportamento dos sedimentos de dragagem.
146
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153
Apêndice 1 CALIBRAÇÃO DO CONDUTIVÍMETRO Conforme mencionado anteriormente, para analisar os resultados de condutividade
elétrica (CEE) de acordo com a Resolução CONAMA nº 20/86 é necessário
transformar tais resultados em concentração equivalente de NaCl. O procedimento de
calibração do condutivímetro consiste em medir a condutividade de soluções de água
deionizada com concentrações conhecidas de NaCl. A partir disso traça-se uma curva
que representa uma relação entre a CEE e %o de NaCl.
Abaixo apresenta-se a curva de calibração obtida.
Calibração do Condutivímentro
y = -0,035x2 + 1,995x + 0,1741R2 = 0,9996
0
5
10
15
20
25
0 5 10 15 20
Concentração de NaCl (%0)
CEE
(mS/
cm)
Figura A1.1. Calibração do condutivímetro
154
Apêndice 2 CALIBRAÇÃO DOS TRANSDUTORES Todos os transdutores foram alimentados com aproximadamente 10V (9,68 V). O
transdutor de deslocamento foi conectado ao canal 1 e os transdutores de pressão
total e neutra foram conectados nos canais 2 e 3 respectivamente. O canal 4 repete a
leitura do canal 3.
Transdutor de Deslocamento 0 a 50 mm (LVDT)
LVDT
y = 0,6822x - 1,9064R2 = 1
-4-202468
1012141618
0 5 10 15 20 25 30
Deslocamento (mm)
Leitu
ra (m
V)
Constante = 1/0,682 = 1,4658 mm/mV
Figura A2.1. Calibração do transdutor de deslocamento
155
Transdutor de Pressão 0 a 1000 kPa (pressão total)
Pressão Total
y = 1,6144x + 394,76R2 = 0,9998
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
0 100 200 300 400 500 600 700 800
Pressão (kPa)
Leitu
ra (m
V)
Constante = 1/1,615 = 0,6204 kPa/mV
Figura A2.2. Calibração do transdutor de pressão total
Transdutor de Pressão 0 a 600 kPa (pressão neutra)
Pressão Neutra
y = 2,348x + 403,4R2 = 0,9971
0200400600800
10001200140016001800
0 100 200 300 400 500 600
Pressão (kPa)
Leitu
ra (m
V)
Constante = 1/2,343 = 0,4269 kPa/mV
156
Figura A2.3. Calibração do transdutor de poropressão
Célula de Carga 0 a 1500 kgf (força) Conforme explicado no capítulo 7 foi necessário utilizar uma célula de carga para
medir a força aplicada no pistão, já que a ligação entre o equipamento e o transdutor
de tensão total funcionara. Essa célula ficou conectada ao canal 2, canal destinado ao
transdutor de tensão total. Abaixo apresenta sua curva de calibração para mesma
voltagem.
Força
y = -0,0023x + 1,8924R2 = 0,9999
-35
-30
-25
-20
-15
-10
-5
0
5
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000
Força (N)
Leitu
ra (m
V)
Constante = 1/-0,0023 = -434,78 N/mV Figura A2.4. Calibração da célula de carga
157
Apêndice 3 TESTE DE SEDIMENTAÇÃO EM PROVETA DE 2 LITROS Antes de iniciar o ensaio de sedimentação na coluna descrita no capítulo 6, optou-se
em fazer testes em provetas de 2 litros. O objetivo desses testes foi verificar como o
material se comportava para diferentes concentrações assim como determinar a
interface entre a suspensão e o líquido sobrenadante. Isso foi muito importante pois
evitou desperdícios de amostras, já que o ensaio necessita de quantidades
significativas de sedimento e principalmente água.
Na Figura A3.1 apresenta-se o gráfico obtido nos teste. A Figura A3.2 mostra os teste
de 20 e 50 g/l.
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
0 1000 2000 3000Tempo (min)
Altu
ra (c
m)
C = 20g/lC = 30g/lC = 40g/lC = 50g/l
Figura A3.1. Curva altura X tempo
158
Interface
20 g/l 50 g/l
(a) (b)
Figura A3.2. Teste de 20 e 50 g/l. (a) Início do teste (b) Após 30 minutos do ínicio
159