MARCOS TANAKA RIYIS CONTRIBUIÇÃO PARA INVESTIGAÇÃO DE ÁREAS CONTAMINADAS COM ABORDAGEM DE ALTA RESOLUÇÃO Sorocaba 2019 MARCOS TANAKA RIYIS CONTRIBUIÇÃO PARA INVESTIGAÇÃO DE ÁREAS CONTAMINADAS COM ABORDAGEM DE ALTA RESOLUÇÃO Tese apresentada como parte dos requisitos para obtenção do título de Doutor em Engenharia Civil e Ambiental da Universidade Estadual Paulista “Júlio de Mesquita Filho”, Área de Concentração Geotecnia. Candidato: Marcos Tanaka Riyis Orientador: Prof. Dr. Heraldo Luiz Giacheti Dezembro/2019 iii Riyis, Marcos Tanaka. Contribuição para Investigação de Áreas Contaminadas com Abordagem de Alta Resolução / Marcos Tanaka Riyis, 2019 162 f. Orientador: Heraldo Luiz Giacheti Tese (Doutorado)– Universidade Estadual Paulista. Faculdade de Engenharia de Bauru, Bauru, 2019 1. Áreas contaminadas. 2. Investigação de alta resolução. 3. Remediação. 4. Modelo conceitual. 5. Amostragem de solo. I. Universidade Estadual Paulista. Faculdade de Engenharia de Bauru. II. Título. v DEDICATÓRIA Para Lillian e Vini; Para os que vieram antes e me ensinaram a lutar por um mundo melhor: Mamãe Miriam e Papai Manoel; Para os que caminham ao meu lado nessa eterna construção: Lilli, Maurão e Lizete; Para os que vieram depois e me estimulam a continuar lutando: Vini, Toshio e Guga; Para os Tanakas, os Riyis e os Gomes que pavimentaram o caminho da minha jornada, principalmente para os mais próximos que não puderam estar aqui para ler esse trabalho: Yayá, Tio Luiz, Ruizão; Para a ECD Ambiental, por tudo o que me deu nos últimos anos, servindo de bússola durante a minha jornada; vii AGRADECIMENTOS À minha família, por aguentar minha ausência Ao meu grande amigo Charles, maior responsável pela execução desse trabalho e pelo reconhecimento da ECD no mercado; À dupla Manoel e Maurão, por terem a visão, sabedoria e desprendimento de fundarem a ECD, À Ingrid por toda dedicação à causa; Ao meu orientador, Heraldo Giacheti, pela paciência, compreensão e valorosas contribuições; Ao meu amigo Rodrigo Cunha, pela grande contribuição durante o percurso desse trabalho e maior ainda na minha formação profissional e pessoal; Aos meus professores, que despertaram em mim o interesse pela investigação de áreas contaminadas, especialmente: Rodrigo Cunha, Vicente Aquino, Paulo Negrão, Marco Pede, Murray Einarson, Bob Cleary, Suthan Suthersan, David Nielsen, Seth Pitkin, Joe Quinnan, Nick Welty, John Cherry, Beth Parker, Tom Dalzell e Ken Lipscomb; A todos os meus alunos, ex-alunos, colegas, clientes, parceiros e amigos que muito contribuíram para esse trabalho com ideias, sugestões, críticas, direcionamentos, dados, mão na massa e, especialmente, tempo, disposição e paciência; Aos cursos de Pós-Graduação em Remediação e em Gerenciamento de Áreas Contaminadas do Centro Universitário SENAC, polo irradiador de conhecimento e ideias para a nossa área de conhecimento; Ao meu amigo Paulino; RESUMO O Gerenciamento de Áreas Contaminadas (GAC) é uma exigência legal e uma necessidade da sociedade para garantir o acesso a um meio ambiente seguro. O objetivo do GAC é reabilitar a área contaminada, e essa reabilitação, em grande parte dos casos, ocorre após uma remediação. No entanto, as remediações, de modo geral, são pouco eficientes devido a falhas no diagnóstico, particularmente na elaboração do Modelo Conceitual da Área (MCA). Um MCA adequado precisa responder qual é a massa do contaminante, como é a distribuição desse contaminante, e como se dá a interação dele com o meio físico. O presente trabalho propõe uma abordagem de investigação que forneça dados adequados e representativos para a elaboração do MCA. A abordagem se baseia nos conceitos de: investigação de alta resolução com tomada de decisão em campo; identificação e delimitação das unidades hidroestratigráficas; quantificação de massa de contaminantes; e diferenciação da massa móvel da massa imóvel. Dentro dessa abordagem, foram propostas e avaliadas as seguintes técnicas de investigação: Amostragem de Solo de Perfil Completo (ASPC), Caixa Preta de Luz UV-A, Varredura Vertical de VOCs com Aquecimento em Campo (VVVAC) e Perfilador Vertical do Aquífero (PVA). A metodologia ASPC consiste em coletar amostras de solo representativas do perfil completo em detalhe, inclusive na zona saturada. Os resultados da combinação ASPC+Caixa Preta de Luz UV-A se mostraram análogos aos equipamentos Laser Induced Fluorescence / Optical Image Profiler (LIF/OIP) para o entendimento da distribuição vertical qualitativa de hidrocarbonetos (como LNAPL) e os da combinação ASPC+VVVAC se mostraram análogos ao equipamento Membrane Interface Probe (MIP) para contaminações por VOCs. Ambas têm a vantagem de permitirem o envio de amostras ao laboratório, além de realizarem a varredura vertical. Os resultados do PVA são análogos à técnica do Waterloo APS, coletando várias amostras de água subterrânea em um único furo enquanto realiza a identificação e delimitação de unidades hidroestratigráficas. Portanto, as abordagens e metodologias estão de acordo com o estado-da-ciência internacional, e as técnicas são eficientes para as finalidades propostas. Palavras Chave: áreas contaminadas; investigação de alta resolução; remediação; modelo conceitual; amostragem de solo. ix ABSTRACT Contaminated sites management is a legal requirement and a Society need to ensure access to a safe environment. The main goal of Contaminated sites management is rehabilitate Contaminated site, and this rehabilitation, in most cases, occurs only after a remediation. However, remediations are, generally, inefficient, due to failures in diagnosis phase, specially in Conceptual Site Model (CSM) development. An appropriate CSM need to answer the amount of contaminant mass present on environment, how is the contaminant spacial distribution and how is its interation with geology. The presente work proposes an approach that gives valuable and representative data for CSM development. The approach is based on the concepts of: High-Resolution Site Characterization (HRSC) with field decision-making; hydrogeological units identification and characterization; contaminant mass quantification; and mobile/imobile mass separation. Within this approach, the following activities were proposed and evaluated: Whole-Core Soil Sampling (WCSS), UV-A Black Box, VOCs Vertical Screening with Heating on Field (VVVAC) and Vertical Aquifer Profiler (VAP). The WCSS consists in obtain representative and detailed soil samples in whole core, including saturated zone. The results of WCSS/UV-A Black Box combination was similar to LIF/OIP devices for characterization of LNAPL sites and the results of WCSS/VVVAC combination were similar to MIP tests to VOCs contamination. Both combinations allow forwarding soil samples to an off-site laboratory, besides perform vertical contamination screening. PVA results were similar to Waterloo APS device, collecting several groundwater samples in the same borewhole, while provides hydrogeological heterogeneities data. Therefore, the approach is in accordance with state-of-science, and the devices and Technologies are efficient to proposed objectives. Keywords: remediation, site investigation, high-resolution site characterization, geo- environmental site characterization, conceptual site model. x Lista de Figuras Figura 1. Modelo de 14 Compartimentos (Adaptado de SALE e NEWELL, 2011, apud ITRC, 2015) 35 Figura 2. Exemplo de perfil elaborado a partir de uma investigação tradicional 36 Figura 3. Trado Manual em operação. Fonte: JL Fundações e Padrão Ambiental 38 Figura 4. Amostragem de Solo Direct Push – Single Tube: 1. Cravação do amostrador contendo o liner; 2. Retirada do amostrador com liner deixando o furo de sondagem aberto; 3. Retirada do liner de dentro do amostrador e recolocação de um novo liner. Pode-se observar que há desmoronamento de solo no furo aberto; 4. Recolocação do amostrador, agora conectado a uma haste de cravação, na posição da amostragem anterior; 5. Cravação da nova composição amostrador + haste. Pode-se observar que entra material (solo de estratos superiores) no liner nesse momento; 6. O liner cravado contém uma mistura do solo de estratos superiores que desmoronou mais o solo que se pretende coletar. Essa mistura vai aumentando conforme a profundidade da cravação vai crescendo, gerando amostras pouco representativas. 41 Figura 5. Poço de monitoramento convencional 47 Figura 6. Single Tube revestido por Trados Ocos Helicoidais: 1. Cravação do amostrador Single Tube com liner dentro; 2. Retirada da composição amostrador+liner deixando o furo aberto; 3. Retirada do liner do amostrador e desmoronamento da parede do furo de sondagem; 4. Reabertura do furo de sondagem com Trados Ocos Helicoidais, com uma ferramenta interna (peso, broca de arraste ou Center Head) que “entope” os trados ocos e expulsa o solo para as hélices do trado; 5. Retirada da ferramenta interna. Os trados ocos revestem o furo de sondagem, impedindo o desmoronamento de material; 6. Recolocação da composição amostrador+liner dentro dos trados ocos; 7. Cravação da composição amostrador+liner com o auxílio de uma haste; 8. Retirada da composição amostrador+liner+haste; 9. Nova reabertura do furo de sondagem com trados ocos helicoidais “entupidos” por ferramenta interna até a profundidade da amostragem de solo anterior; 54 Figura 7. Dual Tube. 1. Cravação da composição, com tubo externo (revestimento) e tubo interno (liner); 2. Retirada do liner de dentro do revestimento; 3. Encaminhamento do liner para avaliação, enquanto o furo de sondagem permanece revestido; 4. Recolocação do liner dentro do revestimento, acoplado a uma haste, formando a composição do tubo interno e acoplamento de novo revestimento, formando o tubo externo; 5. Cravação da composição, com tubo duplo; 6. Retirada da composição do tubo interno (haste + liner), mantendo o furo revestido. Pode-se notar que não há entrada de material de profundidades mais rasas na amostra, que é, desta forma, representativa daquela profundidade exata; 55 Figura 8. Diagrama de funcionamento do Piston Sampler (GIACHETI, ELIS e RIYIS, 2015) 56 Figura 9. Solo da perfuração nos Trados Ocos Helicoidais 58 Figura 10. DPST em execução: hastes cravadas, prontas para iniciar o ensaio, com leitura do nível de água manual (esq.) ou com transdutor de pressão inserido nas hastes (dir.) 77 xi Figura 11. Diagrama de funcionamento do amostrador Screen Point (extraído de Giacheti, Elis e Riyis, 2015) 78 Figura 12. Amostras do perfil estratigráfico típico da área A. O solo mais superficial é de aterro (liner superior), seguido por intercalações entre argilas, areias e cascalhos 88 Figura 13. Amostras de um perfil estratigráfico típico da área C. O solo mais superficial é de aterro (liner superior), seguido por intercalações entre argilas orgânicas, areias, cascalhos e novamente argilas 89 Figura 14. Amostras do perfil básico da Área D 91 Figura 15. Perfil hidroestratigráfico básico da Área D 91 Figura 16. Sonda AMS-Power Probe 9100-ATV 94 Figura 17. Sistema Dual Tube: hastes externas e amostrador liner. 94 Figura 18. Hastes externas com hastes internas dentro e amostrador liner com retentor de amostra (Fonte: Derrite, 2017) 95 Figura 19. Um exemplo da preparação e disposição de equipamentos para ASPC. 96 Figura 20. ASPC sendo realizada: Perfurações no liner (esq.), medições com PID em cada furo (centro) e coleta de amostra na profundidade selecionada (dir.) 97 Figura 21. Aquecimento das amostras de solo para realização da VVVAC 100 Figura 22. Caixa Preta de Luz UV-A fechada (esq.) e aberta, mostrando a lâmpada (dir) 101 Figura 23. Liner com amostra de solo sendo colocado na Caixa Preta de Luz UV-A 102 Figura 24. Hastes marcadas, com a mangueira passada e a ponteira de injeção conectada antes do início do ensaio. 105 Figura 25. Detalhe das hastes marcadas e mangueira. 105 Figura 26. Detalhe da ponteira de injeção conectada à mangueira com a tela de inox por onde a injeção e amostragem ocorre. 105 Figura 27. Trapeador montado, com o manômetro conectado a ele. 106 Figura 28. Localização dos pontos de investigação (ASPC e PVAs) na Área D. Fonte: Almeida et al., 2018 108 Figura 29. AMS Power Probe 9100-ATV e sistema Dual Tube. 109 Figura 30. Tomada de decisão em campo e em tempo real sendo realizada na área investigada. 109 Figura 31. Perfil hidroestratigráfico da SD-03 na Área D– Fonte: Almeida et al. (2018) 110 Figura 32. Perfil relacionando a descrição tátil-visual com as concentrações de PCE obtidas nas amostras de solo da SD-04 da Área D. 113 Figura 33. Amostra de solo contaminada com óleo lubrificante (parte mais brilhante, do lado esquerdo) fotografada dentro da caixa preta de luz UV-A na Área A. 117 Figura 34. Perfis representativos das quatro sondagens na Área 1 em que a caixa preta de luz UV-A possibilitou identificar a presença de LNAPL. 118 Figura 35. Amostra de solo avaliada na caixa preta de luz UV-A na Área C. Pode-se observar o gânglio de NAPL na parte esquerda da amostra (parte mais brilhante). 119 Figura 36. Amostra de solo avaliada na caixa preta de luz UV-A na Área C. Nessa amostra, não há indício de contaminação por hidrocarbonetos. 119 xii Figura 37. Perfis hidroestratigráficos elaborados a partir das sondagens SD-01 e SD-02 realizadas na Área 3. 120 Figura 38. VOC medido na ASPC e na VVVAC em profundidade na SD-03 124 Figura 39. VOC medido na ASPC e na VVVAC em profundidade na SD-05. 126 Figura 40. SD-01 da Área C, comparando resultados da VVVAC com medidas de VOCs feita diretamente no liner. 127 Figura 41. SD-02 da Área C, comparando resultados da VVVAC com medidas de VOCs feita diretamente no liner. 128 Figura 42. SD-03 da Área C, comparando resultados da VVVAC com medidas de VOCs feita diretamente no liner. 128 Figura 43. Relação entre os VOCs medidos no liner e após o aquecimento (VVVAC) 129 Figura 44. Ensaio MIP realizado em 2018 na área fonte da Área D. O gráfico à esquerda é o sensor XSD, o central é o do sensor PID e o da direita é o log do ensaio HPT. 133 Figura 45. Unidade Hidroestratigráfica que condiciona o fluxo de massa. 137 Figura 46. Água deionizada para injeção durante o ensaio PVA. 138 Figura 47. Ensaio sendo conduzido na área. 138 Figura 48. Monitoramento da condutividade elétrica durante a etapa de sucção da água subterrânea. 139 Figura 49. Amostragem de água na profundidade determinada pela zona de fluxo. À esquerda, substituição do frasco do trapeador pelo frasco de amostragem, após a estabilização da condutividade elétrica. À direita, o frasco preenchido com amostra coletada. 139 Figura 50. Localização das sondagens (SD), poços pré-montados (PP) e ensaios PVA (PV) – Fonte: Almeida et al. (2018) 142 Figura 51. Uma nova caixa preta de luz UV, totalmente fechada, com câmera no seu interior e com três lâmpadas diferentes, em fase de desenvolvimento. 149 Figura 52. Detalhe do interior da nova caixa preta de luz UV: as três lâmpadas, de comprimentos de onda diferentes e a câmera tipo webcam. 150 Figura 53. Derretedeira de chocolate com termostato para aquecimento de amostras em campo empregada na VVVAC. 150 xiii SUMÁRIO DEDICATÓRIA ...................................................................................................................... iii AGRADECIMENTOS ............................................................................................................. vii RESUMO ................................................................................................................................ viii ABSTRACT .............................................................................................................................. ix 1 INTRODUÇÃO E JUSTIFICATIVA .............................................................................. 15 2 OBJETIVO ....................................................................................................................... 19 3 REVISÃO DA LITERATURA ........................................................................................ 20 3.1 Gerenciamento de Áreas Contaminadas .................................................................... 20 3.2 Remediação de Áreas Contaminadas ......................................................................... 26 3.3 Modelo Conceitual da Área (MCA) .......................................................................... 29 3.4 Área Fonte e Fontes Potenciais de Contaminação ..................................................... 32 3.5 Abordagem Tradicional de Investigação de Áreas Contaminadas ............................ 35 3.6 Heterogeneidades Hidrogeológicas e Unidades Hidroestratigráficas ........................ 43 3.7 Poços de Monitoramento ........................................................................................... 46 3.8 Amostragem de Solo .................................................................................................. 50 3.9 Métodos de Varredura (Screening) Vertical de VOCs .............................................. 60 3.10 Luz Ultravioleta tipo A (UV-A) como Screening de Hidrocarbonetos ................. 62 3.11 Massa Imóvel ......................................................................................................... 67 3.12 Fluxo e Descarga de Massa .................................................................................... 72 3.13 Investigação Geoambiental de Alta Resolução em Áreas Contaminadas .............. 80 3.14 Proposta de Abordagem para Investigação de Áreas Contaminadas ..................... 83 4 ÁREAS DE ESTUDO ...................................................................................................... 88 4.1 Áreas A, B e C – Hidrocarbonetos de Petróleo ......................................................... 88 4.2 Área D – Jurubatuba .................................................................................................. 89 5 MATERIAIS E MÉTODOS ............................................................................................ 92 5.1 Amostragem de Solo de Perfil Completo – ASPC .................................................... 93 5.2 Varredura Vertical de VOC com Aquecimento em Campo (VVVAC) .................... 98 5.3 Caixa Preta de Luz UV-A ........................................................................................ 101 5.4 Perfilador Vertical de Aquífero (PVA) .................................................................... 103 6 RESULTADOS E DISCUSSÕES .................................................................................. 107 6.1 Amostragem de Solo de Perfil Completo (ASPC) ................................................... 107 xiv 6.2 Caixa Preta de Luz UV ............................................................................................ 116 6.3 ASPC com VVVAC ................................................................................................ 121 6.4 Perfilador Vertical de Aquífero – PVA ................................................................... 136 7 CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES ...................................................................... 145 8 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ........................................................................... 152 15 1 INTRODUÇÃO E JUSTIFICATIVA A ideia central do presente trabalho é apresentar e discutir a necessidade de se investigar (caracterizar e diagnosticar) adequadamente uma área contaminada, para que se tenha maior chance de sucesso na reabilitação dessa área. A remediação e a reabilitação são possíveis conclusões para o processo denominado Gerenciamento de Áreas Contaminadas (GAC), que irá proporcionar um uso novo e seguro para a área. A remediação é a etapa do GAC que mais consome recursos. A maior causa de insucessos totais ou parciais nas remediações não são as técnicas ou equipamentos de remediação, mas sim, a etapa anterior, de investigação. Os insucessos nas remediações são os responsáveis pelos custos muito elevados para a sociedade, tanto financeiros, quanto sociais e ambientais. Além de elevar os custos das remediações, as insuficiências no diagnóstico da área podem causar um efeito contrário, ou seja, uma falsa reabilitação, no caso de ainda existir massa de contaminantes em subsuperfície que possam causar risco a algum bem a proteger. Uma investigação adequada é, portanto, tarefa essencial do GAC para a redução dos riscos e dos custos associados ao processo de reabilitação de uma área contaminada. O Gerenciamento de Áreas Contaminadas (GAC) é uma exigência legal, que no estado de São Paulo está estabelecida pela Lei Estadual 13.577/2009, regulamentada pelo Decreto 59.263/2013, e implementada pela Decisão de Diretoria DD-038/2017/C (CETESB, 2017), e no restante do país, regulamentada pela Resolução CONAMA 420. Também é uma necessidade da sociedade para garantir o acesso a um meio ambiente equilibrado como bem essencial à qualidade de vida, elevado à categoria de direito fundamental pelo artigo 225 da Constituição Federal (BRASIL, 1988), e uma atividade econômica relevante, com um mercado estimado, no Brasil, em 500 bilhões de reais nos próximos 15 anos (MACHADO E GARCIA, 2015). O objetivo de todo o processo de GAC é reabilitar a área contaminada para um uso seguro, e essa reabilitação, em grande parte dos casos, ocorre somente após um processo complexo de remoção de massa de contaminantes, denominado “Remediação”. A legislação paulista atual (SÃO PAULO, 2013) preconiza que os projetos de remediação de áreas contaminadas devem priorizar técnicas que promovam a remoção de massa de contaminantes. Apenas após análise técnica e econômica é que se permite, como solução exclusiva, a adoção 16 de técnicas de contenção ou, em alguns casos, o órgão ambiental permite medidas de engenharia (impermeabilização do solo, dreno passivo de gases) ou de controle institucional (restrição do consumo de água subterrânea) como intervenção na área. Assim, a Remediação é a etapa do processo que, além de ser objeto dos instrumentos legais, viabiliza o estabelecimento de um ambiente seguro e equilibrado para a população, e que movimenta a maior fatia do mercado econômico, portanto, é o alvo principal de todos os envolvidos no GAC. No entanto, as Remediações são processos tecnicamente complexos, especialmente devido à heterogeneidade do meio físico (geológico, hidrogeológico), e são, em sua maioria, ineficientes, ou por não atingirem os objetivos, ou por atingi-los em um tempo muito mais longo que o esperado ou por possuírem um custo financeiro e ambiental muito elevado. Segundo o que afirmam diversos autores (CRUMBLING, 2004; PITKIN, 2008; PAYNE, QUINNAN e POTTER., 2008; CHERRY E PARKER, 2009; QUINNAN et al., 2010; RIYIS, 2012; RIYIS et al., 2013, ITRC, 2015; SUTHERSAN et al.., 2017; WELTY e QUINNAN, 2017) a principal causa da ineficiência nas Remediações, é a falha nas etapas de diagnóstico, particularmente na elaboração do Modelo Conceitual da Área (MCA). Dessa forma, as reabilitações de áreas contaminadas, no Brasil, precisam ser mais efetivas, particularmente as que necessitam passar por um processo de remediação. Em suma, as remediações são ineficientes (não reduzem o risco, demoram muito e/ou são muito caras) devido às falhas nas etapas de diagnóstico (investigação). Autores como PITKIN et al., (2014); QUINNAN, (2012); SINGER e FIACCO, (2010) e SUTHERSAN et al., (2015) estimam que a economia na etapa de remediação é da ordem de 10 vezes o que foi investido para a elaboração de um bom MCA. Atualmente no Brasil, as investigações não são priorizadas, mas sim, são realizadas apenas seguindo os procedimentos, normas e instrumentos legais e, em geral, apresentam diversas falhas de execução, conceito e abordagem (RIYIS, 2012; RIYIS et al.., 2013). 17 Para a elaboração de um MCA com poucas incertezas gerenciáveis, a Agência Ambiental dos EUA, a EPA1 (USEPA, 2013) recomenda a utilização de ferramentas de investigação de alta resolução (em inglês: High-Resolution Site Characterization – HRSC) com tomada de decisão em campo. Essa abordagem permite que sejam identificadas as heterogeneidades hidrogeológicas e a distribuição tridimensional dos contaminantes, e que sejam caracterizadas e estimadas a massa que se move e a massa retida. Estas são condições essenciais para um adequado projeto de remediação. Para uma HRSC adequada, é necessário que sejam selecionadas as melhores ferramentas para cada caso específico, levando-se em conta as características físico-químicas do contaminante e, principalmente, as especificidades e heterogeneidades geológicas/hidrogeológicas. No Brasil, quando há o interesse em incrementar a investigação, partindo para uma HRSC, o mercado considera que basta utilizar uma única técnica que possibilite a aquisição de dados qualitativos de concentração em tempo real, importada dos EUA: Membrane Interface Probe (MIP), algum método de fluorescência induzida por laser (Laser-Induced Fluorescence – LIF) ou óptico (Optical Image Profiler – OIP). Porém, a HRSC é uma abordagem bem mais ampla que o simples uso de uma única técnica (RIYIS, 2012; RIYIS, 2013; ROSSI et al.., 2014; PITKIN et al., 2014; ITRC, 2015). Além disso, mesmo essas técnicas de investigação, modernas e com muita tecnologia, carregam incertezas em seus resultados, que, é importante dizer, são qualitativos. Atualmente, tanto as técnicas quanto as abordagens de HRSC são internacionais, trazidas principalmente dos EUA, Canadá e Alemanha e têm sido introduzidas no Brasil via importação de equipamentos. Porém, os resultados têm ficando aquém do esperado, principalmente por três motivos: (1) o uso da ferramenta importada dissociada de uma abordagem que priorize a investigação não permite o aproveitamento total do potencial do equipamento; (2) o custo elevado do equipamento importado (dezenas de milhares de dólares, alguns mais que 200 mil dólares), aliado à dificuldade de manutenção e pouca oferta no Brasil, geram um custo muito elevado para aquele que presta serviço utilizando esses 1 Environmental Protection Agency – EPA – é o órgão que cuida da proteção ambiental dos EUA. Nesse texto será tratada como USEPA, com o prefixo US referindo-se a United States (EUA). 18 equipamentos e tecnologias, dificultando o seu uso; (3) uso e/ou interpretação de resultados inadequados, pois muitas vezes se espera que elas deem respostas que não correspondem à sua aplicação; (4) a diferença entre a realidade brasileira e as condições dos países de origem, que causam problemas de adaptação de diversas causas e magnitudes. Podem ser citados dois exemplos dessa falta de adaptação: (a) as altas temperaturas no norte/nordeste brasileiro praticamente inviabilizaram o uso de um tipo de equipamento LIF devido ao alto consumo do gás; e (b) a alta porcentagem de argila na maioria dos solos brasileiros dificultam sobremaneira a interpretação dos resultados de algumas técnicas que empregam a aquisição de dados em tempo real. Pode-se perceber que a simples transposição de uma técnica ou equipamento disponível e rotineiramente empregado no exterior para a investigação de áreas contaminadas brasileiras, por melhores que sejam, nem sempre resolve os problemas. Então, é necesário que a abordagem seja modificada e as técnicas e equipamentos sejam adaptados e adequados à nossa realidade, tanto geológica/hidrogeológica quanto socioeconômica. É necessário, portanto, que os protocolos, metodologias e abordagens sejam estabelecidos, de modo que as tecnologias modernas disponíveis no exterior sejam utilizadas e contextualizadas com o objetivo principal da investigação, que é elaborar um bom Modelo Conceitual da Área, mas que essas tecnologias estejam adaptadas ao contexto brasileiro. Desta forma, a principal contribuição desse trabalho é priorizar a elaboração do Modelo Conceitual da Área (MCA) dentro do Gerenciamento de Áreas Contaminadas (GAC) para que as remediações sejam mais eficientes, rápidas, com menor custo financeiro e ambiental. Serão avaliadas algumas metodologias, técnicas e equipamentos de investigação, particularmente as de HRSC, com prioridade na elaboração de protocolos de abordagens adaptadas à realidade brasileira, particularmente aquelas relacionadas com as especificidades do meio físico, como geologia, pedologia e hidrogeologia. Este trabalho teve início com os estudos realizados por Riyis (2012), onde destacou-se que é necessário realizar a investigação em escala de detalhe, com técnicas, ferramentas e abordagens adequadas e com tomada de decisão em campo. Particularmente, o resultado desse trabalho mostrou que é necessário entender muito bem o meio físico no qual a contaminação está inserida, para que o 19 modelo conceitual adequado da área seja elaborado para subsidiar um plano de intervenção com maior chance de sucesso. Este trabalho, portanto, representa um avanço significativo comparado com aquele realizado por Riyis (2012) ao propor não uma única técnica de investigação, mas uma nova abordagem para a investigação geoambiental de áreas contaminadas adaptada à realidade brasileira. Assim, são propostas algumas técnicas, ferramentas, metodologias e abordagens inovadoras no Brasil para conseguir que a investigação seja realizada adequadamente, de acordo com as diretrizes mais recentes da legislação brasileira e da literatura internacional, mas adaptadas às especificidades dos trabalhos realizados no Brasil, e particularmente no estado de São Paulo. Como um dos fatores limitantes é a disponibilidade e o custo de algumas técnicas utilizadas em larga escala no hemisfério norte, algumas abordagens aqui propostas têm como objetivo realizar uma investigação adequada a um custo mais acessível, sem perder de vista o objetivo principal, que é promover um uso seguro para a área contaminada. Os equipamentos e procedimentos foram totalmente desenvolvidos e testados com recursos próprios e da empresa parceira, a ECD Ambiental, com exceção do Perfilador Vertical de Aquífero (PVA), cuja ideia e primeiros equipamentos foram fornecidos pela ERM/Brasil2 e idealizados por Murray Einarson3. Os trabalhos de coleta de dados foram realizados em áreas contaminadas que estavam sendo alvos de estudos reais. Alguns dados foram fornecidos pelos Responsáveis Legais, outros pelos Responsáveis Técnicos pelos trabalhos, mas até o momento, não há autorização oficial para que os nomes desses personagens sejam citados no trabalho, portanto, não serão nomeados aqui. 2 OBJETIVO O objetivo principal desse trabalho é avaliar e desenvolver a aplicação de técnicas para investigação geoambiental de áreas contaminadas, com ênfase na sua adaptação à realidade brasileira, bem como desenvolver novas abordagens que 2 A ERM do Brasil é uma consultoria. Mais informações em https://www.erm.com/en/locations/brazil/ 3 O Sr. Einarson é um pesquisador de renome na área de Remediação de Áreas Contaminadas, escolheu o autor desse trabalho para desenvolver o método de baixo custo para a caracterização vertical da fase dissolvida de contaminação. Mais informações sobre as credenciais do Sr. Einarson podem ser vistas em: https://www.researchgate.net/profile/Murray_Einarson (acadêmicas) ou em https://ngwa.confex.com/ngwa/2016gws/webprogram/Person21200.html (profissionais) 20 permitam avaliações mais adequadas do meio físico e das suas interações com os contaminantes. Como produto, além dos MCA que poderão embasar remediações mais eficientes nas áreas avaliadas, pretende-se apresentar um protocolo para investigação geoambiental de áreas contaminadas adaptado à realidade brasileira. As questões importantes que motivaram esse trabalho são: • A abordagem proposta proporciona ganhos na investigação? • As metodologias, técnicas e equipamentos permitem a coleta de dados representativos na escala adequada e dentro da abordagem proposta? • O custo dessa abordagem é inferior ao dos equipamentos que realizam tarefas similares no exterior? Assim, em um contexto mais amplo, o objetivo desse trabalho é contribuir para a melhora das investigações de áreas contaminadas no Brasil, que são o fator crítico e limitante para que as remediações sejam eficientes e eficazes, ou seja, que consigam reabilitar uma área contaminada, ou seja, devolvê-la para a sociedade fazer um uso seguro dela, com o menor custo e menor tempo possível. 3 REVISÃO DA LITERATURA 3.1 Gerenciamento de Áreas Contaminadas A intensificação da mudança de uso e ocupação do solo nos centros urbanos transformou antigos terrenos industriais em problemas ambientais e econômicos relevantes, uma vez que a reutilização de tais áreas requer cuidados especiais, pois podem apresentar riscos à saúde e ao meio ambiente (SANTOS et al., 2015). De acordo com Günther (2006), na década de 1950 ocorreu um avanço do processo de industrialização brasileiro, contribuindo para a formação das grandes cidades e dos centros metropolitanos. Na cidade de São Paulo, grande parte da indústria se localizou no entorno das grandes rodovias, avenidas e marginais, lugares com grande disponibilidade de terrenos naquele momento, deixando marcas que se traduziram em problemas ambientais urbanos, como a ocorrência de áreas contaminadas. Com o avanço da industrialização, o meio ambiente passou a ser o receptor de todos os resíduos e substâncias químicas advindos do processo. Os métodos 21 de produção artesanais passaram a ser conduzidos por máquinas, gerando aumento do consumo de recursos naturais e a fabricação de novos produtos e insumos com potencial poluidor desconhecido à época. Com isso, surgiram as áreas contaminadas e impactos negativos sobre a saúde humana e o meio ambiente (MORAES et al., 2013). De acordo com a Lei Estadual 13.577/2009 do Estado de São Paulo (SÃO PAULO, 2009), a definição de Área Contaminada é: “área, terreno, local, instalação, edificação ou benfeitoria que contenha quantidades ou concentrações de matéria em condições que causem ou possam causar danos à saúde humana, ao meio ambiente ou a outro bem a proteger”. O Ministério do Meio Ambiente (BRASIL, 2009) traz uma definição muito parecida: “área, terreno, local, instalação, edificação ou benfeitoria que contenha quantidades ou concentrações de quaisquer substâncias ou resíduos em condições que causem ou possam causar danos à saúde humana, ao meio ambiente ou a outro bem a proteger, que nela tenham sido depositados, acumulados, armazenados, enterrados ou infiltrados de forma planejada, acidental ou até mesmo natural”. Para Cunha (1997), áreas contaminadas estão associadas a diferentes fontes de poluição, sendo as atividades mais comuns as de caráter industrial, de armazenamento e distribuição de combustíveis, e de sistemas de tratamento e disposição de resíduos. Ou seja, a definição de área contaminada é pautada no gerenciamento do risco à saúde humana ou nos bens a proteger. Desta forma, o Gerenciamento de Áreas Contaminadas (GAC) tem como objetivo principal proteger o receptor (bem a proteger) dos riscos, tornando possível a reabilitação de uma área (CUNHA, 1997). MORAES et al. (2013) definiram o GAC como “parte de uma agenda ambiental visando mitigar impactos ambientais, possibilitando a contínua ocupação e reocupação de áreas contaminadas, por meio da minimização e controle dos riscos”. Günther (2006) complementa dizendo que, desde o final do século XX, a questão das áreas contaminadas tem integrado o tema da revitalização urbana, cujo objetivo é conferir novo uso sustentável a áreas que abrigaram atividades com potencial poluidor e integrá-las ao tecido urbano, estimulando a requalificação urbana. 22 Nos EUA, a USEPA define brownfield (Esse termo pode ser traduzido literalmente como “campos marrons”, mas se refere às áreas que necessitam de revitalização. Quase sempre são áreas contaminadas, mas nem todos os brownfields são áreas contaminadas) como sendo bens imóveis, cuja expansão, remodelação, ou reutilização pode ser prejudicada pela presença ou potencial presença de uma substância perigosa, poluente ou contaminante (USEPA, 2017). O mesmo texto estima que há 450.000 áreas contaminadas nos EUA. A CETESB (1999) definiu o GAC como um conjunto de medidas tomadas com o intuito de minimizar o risco proveniente da existência de áreas contaminadas, à população e ao meio ambiente. Essas medidas devem proporcionar os instrumentos necessários à tomada de decisão quanto às formas de intervenção mais adequadas, trazendo a ideia de etapas sequenciais para o GAC, que já está consolidada, pelo menos no estado de São Paulo. Moraes et al. (2013) concluíram que o GAC deve conter duas fases de entendimento do problema. A primeira fase é a da identificação ou diagnóstico da contaminação, composta da avaliação preliminar, investigação confirmatória, investigação detalhada e avaliação de risco. A segunda fase é a reabilitação da área que é composta pelo plano de intervenção (elaboração, implantação e operação) e pelo monitoramento. O processo de GAC deve ser finalizado com a reabilitação da área para o uso pretendido pelo Responsável Legal. Mas o GAC ainda é um grande desafio para os órgãos reguladores, empreendedores, acadêmicos, profissionais e sociedade. O uso de áreas potencialmente contaminadas e a eventual exposição do ser humano aos contaminantes presentes pode conferir um potencial risco à saúde humana. A Lei Estadual 13.577/2009 (SÃO PAULO, 2009) e o Decreto 59.263/2013 (SÃO PAULO, 2013) estabelecem que a responsabilidade por conduzir o GAC perante a sociedade é do Responsável Legal pela área. Esse Responsável Legal, de acordo com a Legislação é aquele que causou a contaminação (e seus sucessores); o proprietário da área (mesmo que não tenha sido o causador da contaminação); o superficiário; o detentor da posse efetiva; quem dela (da contaminação) se beneficiar direta ou indiretamente. A Lei 13.577 também estabelece que pode ser desconsiderada a pessoa jurídica para esse fim, ou seja, as pessoas físicas podem responder por algum descumprimento dessa lei. O 23 Responsável Legal precisa de um Responsável Técnico, devidamente habilitado, para conduzir tecnicamente o GAC e responder, também tecnicamente, perante o órgão ambiental ou outro órgão (Ministério Público, Defesa Civil, entre outros) a respeito do cumprimento dos procedimentos previstos na legislação. O ônus pela eventual contaminação de uma área é do Responsável Legal, que pode ser quem causou a contaminação, aquele que obteve ganhos financeiros com ela ou mesmo o proprietário da área, de modo solidário, ou seja, não é necessária a comprovação de que o empreendedor atualmente na área causou a contaminação para que ele seja responsabilizado e obrigado a investiga-la e recuperá-la. No Brasil, o Responsável Legal, de modo geral, encara os trabalhos de investigação de áreas contaminadas como um investimento sem retorno, e procura formas de minimizá-los (GIACHETI, ELIS e RIYIS, 2015). Cunha (2013), no prefácio do livro “Gerenciamento de Áreas Contaminadas” escreveu que, naquele momento, havia pouco para se comemorar em relação ao gerenciamento de áreas contaminadas. Sobre os órgãos ambientais, Cunha disse que nenhum estado tinha estabelecido políticas relativas à gestão das áreas contaminadas e poucos são os órgãos ambientais que consideravam esse tema como relevante ou tinham se estruturado minimamente para atender as demandas e para cumprir as obrigações fixadas pela Resolução Conama 420, de 20094. Sobre o setor produtivo, Cunha escreveu que poucas eram as iniciativas próprias das corporações, públicas ou privadas, no sentido de identificar e remediar as áreas contaminadas decorrentes do desenvolvimento de suas atividades ao longo de décadas e que, na maioria das vezes, os programas de investigação eram iniciados somente após terem sido demandados pelos órgãos ambientais. Mas, dentro do cenário descrito, Cunha depositava esperança nas novas legislações que viriam (Decreto 59.263/2013 (São Paulo, 2013) e DD- 038 (CETESB, 2017), que, dentre suas medidas, destaca-se o estabelecimento de mecanismos que levariam à identificação de novas áreas contaminadas, seja pela criação de obrigações, como o auto monitoramento pelas empresas com potencial poluidor, seja pela obrigação imposta à realização das etapas de investigação pela 4 Em 2018, a FEAM em MG, INEA no RJ, IAP no PR, FATMA em SC e a FEPAM no RS passaram a ter procedimentos iniciais específicos para o gerenciamento de áreas contaminadas 24 CETESB (Avaliação Preliminar e Investigação Confirmatória), que levarão à caracterização da contaminação eventualmente existente. Em 07 de Fevereiro de 2017 a CETESB publicou o novo Procedimento para Gerenciamento de Área Contaminadas no Estado de São Paulo, a DD 038/2017/C (DD-038). Nele, está descrito como deverão ser conduzidas todas as etapas do processo de identificação e de reabilitação de áreas contaminadas, assim como a desativação de empreendimentos e a reutilização de áreas que abrigam ou abrigaram atividades com potencial de contaminação. O Procedimento para Gerenciamento de Áreas Contaminadas, parte integrante da DD-038 descreve “como deverão ser conduzidas todas as etapas do processo de identificação e de reabilitação de áreas contaminadas, assim como a desativação de empreendimentos e a reutilização de áreas que abrigam ou abrigaram atividades com potencial de contaminação.” (CETESB, 2017) A publicação dessa Decisão de Diretoria tornou obrigatória algumas atividades que eram apenas “recomendadas” pelo Manual do Gerenciamento de Áreas Contaminadas, mas não explicitamente exigidas. Mais à frente alguns tópicos técnicos da DD-038 serão detalhadamente discutidos, mas, dentre as principais “novas” exigências, estão: - Multas relativamente altas para o descumprimento das normas e padrões. O que anteriormente eram advertências, a DD-038 indica que haverá multas significativas para quem não apresentar estudos ou apresentar estudos incompletos, irregulares ou equivocados; - Obrigatoriedade de entregar estudos completos e que cumpram integralmente os procedimentos da DD-038 para aquela etapa do GAC. Não é permitido mais entregar um estudo parcial ou incompleto, para aguardar a manifestação da CETESB e aí complementar o estudo. Essa prática era comum no mercado pois, por um lado, “ganhava tempo” para o Responsável Legal, por outro, era uma forma mercadológica do Responsável Técnico garantir que faria o trabalho por um preço menor que a concorrência. Com a DD-038, estudos incompletos são passíveis de multa; 25 - Ênfase na Avaliação Preliminar, etapa que o “mercado” tratava como simples acessório da Investigação Confirmatória. Com a DD-038, há várias exigências que tornam essa etapa fundamental no processo de GAC; - Definição de unidades hidroestratigráficas: historicamente, o “mercado” instalava poços de monitoramento a intervalos regulares de profundidade e indicava existir lá um “aquífero”, apenas por causa da instalação do poço, sem nenhum dado de campo. A obrigatoriedade dessa definição das unidades hidroestratigráficas é relevante porque enfatiza a necessidade de investigação do meio físico que interage com as substâncias químicas de interesse (SQIs); - Quantificação de massa: a DD-038 obriga o Responsável Técnico a quantificar a massa em todas as fases (livre, retida, residual, dissolvida), em todos os meios (solo, água, ar) e em todas as unidades hidroestratigráficas. Anteriormente, o “mercado” quantificava apenas a massa dissolvida, com dados insuficientes, sem separar as unidades hidroestratigráficas; - O relatório de investigação detalhada deve conter a quantificação de massa, a delimitação de todas as plumas de todas as SQIs em todos os meios em todas as unidades hidroestratigráficas. Essa exigência torna essa etapa bem mais complexa, demorada e custosa, necessitando que sejam feitos estudos condizentes com a DD-038, adequadamente planejados e executados; - O plano de intervenção deve obrigatoriamente apresentar um projeto executivo, baseado em estudo de viabilidade, ensaios piloto e testes de bancada Todo esse arcabouço legal, no estado de São Paulo, induziu três atores econômicos a serem protagonistas financeiros de um crescimento do mercado de áreas contaminadas: o setor de petróleo, pela obrigação dos postos e sistemas retalhistas de, no licenciamento ambiental, realizarem o GAC; as indústrias pela obrigação (de acordo com a atividade) de realizarem o GAC por ocasião da renovação de licença, obtenção de licença de ampliação ou do plano de desativação; e o setor da construção civil, particularmente na cidade de São Paulo, onde a prefeitura municipal exige, para mudança do uso do solo (imóvel residencial em antiga área industrial, por exemplo) que seja apresentado um parecer favorável da CETESB, mediante encerramento do GAC após a reabilitação da área. As transações imobiliárias, os empréstimos garantidos pelos 26 imóveis, os financiamentos para a construção em áreas reabilitadas, entre outros, também fortaleceram, após a promulgação da Lei 13.577/2009, o mercado de áreas contaminadas, estimado por Machado e Garcia (2015) em 520 bilhões de reais no Brasil e 163 bilhões de reais no estado de São Paulo para os próximos 15 anos. 3.2 Remediação de Áreas Contaminadas Conforme o Manual de Gerenciamento de Áreas Contaminadas (CETESB, 1999), a Remediação de Áreas Contaminadas consiste na implementação de medidas que resultem no saneamento da área com metas baseadas no risco e/ou na contenção e isolamento dos contaminantes, de modo a atingir os objetivos aprovados a partir do projeto de remediação. A Lei Estadual 13577/2009 (SÃO PAULO, 2009), define remediação de área contaminada como a adoção de medidas para a eliminação ou redução dos riscos em níveis aceitáveis para o uso declarado. O Decreto Estadual 59.263/2013 complementa e define as medidas de remediação como um conjunto de técnicas aplicadas em áreas contaminadas e divididas em técnicas de tratamento, destinadas à remoção ou redução da massa de contaminantes, e técnicas de contenção e isolamento, destinadas à prevenção da migração dos contaminantes (SÃO PAULO, 2013). O mesmo decreto, em seu parágrafo 2º do artigo 44, diz que as medidas de remediação por tratamento devem ser priorizadas. Maximiano e Moraes (2013) escrevem que as tecnologias de remediação estavam tradicionalmente associadas à contenção (como bombeamento e tratamento) ou ao tratamento off-site (como escavação e destinação de solo contaminado). A partir do início da década de 80, nos Estados Unidos e após a primeira metade da década de 90, no Brasil, as tecnologias de remediação in situ se tomaram cada vez mais utilizadas para remediação de áreas contaminadas. Técnicas como bioestimulação, extração de vapores do solo (SVE – soil vapor extraction), extração multifásica (MPE – multi-phase extraction), dessorção térmica, oxidação química in situ (ISCO), redução química in situ (ISCR), entre outras, têm sido amplamente utilizadas, no Brasil, para remoção de massa de contaminantes (MAXIMIANO e MORAES, 2013). 27 Os processos de remediação diferem bastante dos tratamentos de efluentes convencionais porque devem levar em consideração a grande heterogeneidade do meio físico subterrâneo. Essa complexidade do meio físico normalmente impede que a adoção de apenas uma técnica de remediação seja suficiente para se obter soluções efetivas. Desta forma, frequentemente se utilizam técnicas concomitantes ou em processo de "trem de remediação", que é a combinação de diferentes técnicas ao longo da remediação (USEPA, 2013). O sucesso de um projeto de remediação de áreas contaminadas depende em grande parte de uma compreensão completa do meio físico, e a implementação de uma técnica (ou conjunto de técnicas) adaptada à geologia específica da área e às propriedades específicas das substâncias químicas de interesse (SQIs). Os desafios e limitações da remediação estão menos relacionados às diferenças tecnológicas dos sistemas de remediação e mais relacionadas à dificuldade de identificar e direcionar o tratamento nas unidades hidroestratigráficas5 mais afetadas (STROO et al.., 2012; ITRC, 2015; SUTHERSAN et al.., 2015). Este entendimento mostra que as condições da contaminação da área são dinâmicas, de modo que a evolução das fases em que a massa de SQIs se apresenta são tão importantes quanto o estado atual dessa massa (ITRC, 2015). A chave para a compreensão do comportamento da fonte e da pluma são: a origem e natureza da liberação do contaminante; a composição; a história da migração (em particular os NAPLs6); a distribuição atual entre fases e unidades hidroestratigráficas; e a maneira como os contaminantes estão sendo redistribuídos. Além disso, como tornou-se um consenso, manter um Modelo Conceitual da Área7 atualizado e revisado é um elemento crítico do gerenciamento e remediação de áreas contaminadas. Historicamente (ITRC, 2015), a caracterização subterrânea envolveu tipicamente o uso de poços de monitoramento (EINARSON, 2006; PAYNE, 5 Ver item 3.6 – Heterogeneidades Hidrogeológicas e Unidades Hidroestratigráficas 6 Non-Aqueous Phase Liquid, ou Fase Líquida Imiscível. Ver mais no item 3.103.10 – Massa Imóvel e Fluxo de Massa 7 Ver item 3.3 – Modelo Conceitual da Área (MCA) 28 QUINNAN e POTTER, 2008; RIYIS, 2012; SUTHERSAN et al., 2015, RIYIS et al., 2019) instalados em grandes porções verticais do aquífero, com seções filtrantes longas, geralmente com 2,0 a 6,0 metros de comprimento (EINARSON, 2006; ITRC, 2015). No entanto, essa abordagem limita a obtenção de dados às informações coletadas nesses poços de monitoramento, que não conseguem fornecer dados sobre a hidroestratigrafia em escala de detalhe adequada para o entendimento do comportamento dos contaminantes (OHIOEPA, 2008; PAYNE, QUINNAN E POTTER, 2008; RIYIS, 2012; SUTHERSAN et. al, 2015, ITRC, 2015, RIYIS et al., 2015). A dependência de dados desses poços de monitoramento resultou em remediações com baixa eficiência e previsões inaceitáveis sobre o comportamento de plumas e sobre os riscos de exposição (STROO et al., 2012; ITRC, 2015). Siegrist et al. (2011), Payne, Quinnan e Potter (2008), Welty e Quinnan (2017), entre outros, apontam que a maior dificuldade do processo de remediação é promover o contato entre o elemento remediador e o contaminante. Esse elemento remediador pode ser um sistema físico (bombeamento, vácuo, aquecimento) ou químico/biológico (oxidante, redutor, bioestimulador, surfactante), mas o fator limitante é sempre o meio físico e suas heterogeneidades hidrogeológicas (GUILBEAULT et al., 2005; PAYNE, QUINNAN E POTTER, 2008; QUINNAN et al., 2010; WELTY, 2012; SUTHERSAN et al., 2015). Particularmente nas técnicas de remediação que envolvam a injeção de algum produto remediador, as heterogeneidades hidrogeológicas têm um papel ainda mais fundamental, tornando o entendimento dessas primordial para o sucesso de qualquer remediação que envolva injeção. Siegrist et al. (2011) e Stroo et al. (2012) dizem que ocorreu um progresso significativo no entendimento das necessidades de remediação de uma área fonte e também das limitações das tecnologias disponíveis, e que há um consenso sobre a necessidade de uma combinação de técnicas de remediação, de acordo com as especificidades da área contaminada, mas principalmente, do meio físico onde a contaminação está inserida. Não há, portanto, uma única técnica que intrinsecamente seja superior às outras ou que sirva para qualquer tipo de remediação em qualquer área. 29 Stroo et al. (2012), Mondelli et al. (2013), Suthersan et al. (2015) e ITRC (2015) acrescentam, sobre a remediação de áreas fontes com expressiva massa de contaminação, que, para melhorar a eficácia do sistema de remediação e para economizar recursos (financeiros e naturais), quanto melhor for a caracterização e investigação da área, mais eficientes e eficazes serão as técnicas de remediação e mais adequadas serão as tomadas de decisão. Informações sobre o meio físico e a distribuição espacial da contaminação nos diferentes compartimentos contaminados, bem como uso passado, atual e futuro da área, devem ter um nível de detalhamento suficiente para que a técnica de remediação proposta seja avaliada adequadamente (MAXIMIANO e MORAES, 2013). O sucesso da etapa de remediação dependerá do nível de incertezas das etapas de avaliação preliminar, investigação confirmatória, investigação detalhada e avaliação de risco à saúde humana, bem como dos testes de laboratório e piloto de campo desenvolvidos para avaliar as técnicas a serem empregadas. Desta forma, a investigação correta de uma área contaminada passa a ser condição essencial para a eficiência e a eficácia de uma remediação. 3.3 Modelo Conceitual da Área (MCA) Modelo conceitual da Área (MCA) é o entendimento completo do meio físico, das substâncias químicas de interesse (SQIs), das fontes primárias e secundárias de contaminação, das vias de exposição, e dos receptores (RIYIS et al., 2015). O meio físico a ser entendido compreende a geologia, a pedologia, a hidrogeologia, as interfaces dessas com as SQIs e tudo o que se relacionar com a eventual contaminação da área (USEPA, 2006). Em outras palavras, é o produto final de uma completa Investigação Geoambiental de Áreas Contaminadas que vai embasar diretamente as tomadas de decisão sobre essa área e os processos de reabilitação (RIYIS, 2012). Um MCA com ênfase na hidrogeologia é definido por Kresic e Mikszewski (2012) como um Modelo Conceitual Hidrogeológico, e pode ser definido como a representação descritiva dos vários fenômenos naturais e antropogênicos que governam ou contribuem para a movimentação da água subterrânea em subsuperfície. Ao se transpor essa definição para a investigação de áreas contaminadas, pode-se ver que a definição se encaixa bem, se o transporte das 30 SQIs for incluído. Os autores tratavam da hidrogeologia clássica, não de contaminação, e elaboraram algumas questões que o Modelo Conceitual Hidrogeológico precisa responder para ser efetivo. Fazendo uma adaptação para as áreas contaminadas, as perguntas a serem respondidas para que se tenha um adequado MCA (Kresic e Mikszewski, 2012), seriam: - De onde está vindo a contaminação? - Que tipo de meio ela está atravessando? - Quanto de contaminantes flui? Qual a velocidade dessa migração? - Para onde os contaminantes estão indo? - Como o sistema contaminação/meio se comportava no passado? Como as mudanças naturais ou antropogênicas atuais ou futuras desse sistema influenciam ou influenciarão no transporte dos contaminantes? A norma brasileira NBR 16210 (ABNT, 2013) – um procedimento para elaboração do MCA no estudo de áreas contaminadas – estabelece que toda a complexidade do meio físico deve ser considerada na elaboração do MCA e que o mesmo deve ser revisado e refinado para efetivamente atender sua finalidade. Dentre as publicações normativas nacionais, o Manual de Gerenciamento de Áreas Contaminadas da CETESB (1999), acrescenta que, no processo de diagnóstico de uma área contaminada, deve ser elaborado um MCA que identifique as fontes primárias e secundárias de contaminação8, bem como os mecanismos de transporte de contaminantes, suas vias preferenciais de veiculação e os receptores potencialmente expostos. A NBR 16210 define o MCA como uma representação gráfica ou escrita de um sistema ambiental e os processos físicos, químicos e biológicos, que delimitam o transporte dos contaminantes a partir das fontes, através dos meios, até os receptores envolvidos. O modelo conceitual vai envolver uma série de hipóteses, simplificações e suposições que devem ser testados e confirmados durante todo o processo de diagnóstico da área por meio de comparações com os dados obtidos 8 Considera-se fonte primária o equipamento/instalação que proporcionou a liberação do produto que infiltrou no solo e fonte secundária o meio contaminado (por exemplo, o solo) que pode contribuir com a liberação contínua de massa, por processos físicos, químicos ou biológicos, para outros meios, como a água subterrânea (fase dissolvida) e o ar do solo (fase gasosa ou fase vapor), entre outros 31 em campo, para testar a validade desse modelo e determinar se ele representa a realidade do meio com um grau aceitável de incertezas, caso contrário, devem ser coletados mais dados (SANTOS et al., 2015). O modelo conceitual, então, para a CETESB (1999) e para a USEPA (2006), pode ser definido como uma ferramenta elaborada para que ocorra um entendimento completo do meio físico, das fontes primárias e secundárias, das vias de exposição e dos possíveis receptores. É um resumo de todas as informações obtidas até o momento sobre a área de estudo, ou uma simplificação da realidade observada na área que tem como finalidade fornecer uma visão geral das condições da área e identificar os processos que regem e afetam o transporte dos contaminantes no meio (RIYIS, 2012). A importância da elaboração adequada do MCA é enfatizada por Crumbling (2004), e Stroo et al. (2012), que afirmam que, apesar dos métodos de remediação terem evoluído muito e de forma extremamente rápida, todos eles são dependentes de um modelo conceitual bem desenvolvido e com poucas incertezas. Não há, portanto, método de remediação eficiente para funcionar sem que a investigação da área tenha sido bem elaborada, com o que concorda Payne, Quinnan e Potter (2008), para quem o Modelo Conceitual deve mostrar como a contaminação da área vai responder à estratégia de reabilitação proposta e que este deve ser ao mesmo tempo cientificamente defensável e adaptável a novas informações que vão sendo obtidas no decorrer do processo. A elaboração do MCA é etapa fundamental da investigação, pois, sem ele, as medidas de intervenção podem ser ineficientes, mal dimensionadas, excessivamente custosas, mal planejadas, mal executadas, entre outras falhas comuns nessa etapa do processo (ITRC, 2015). Dessa forma, o MCA é a hipótese científica a ser testada, modificada e refinada até que as incertezas sejam reduzidas a um nível que permita uma tomada de decisão confiável e segura. Em resumo, é o instrumento que norteia todos os trabalhos (RIYIS, 2012). Volz (2012) estabelece o mínimo necessário para que se possa elaborar um adequado MCA: identificar e caracterizar as fontes de contaminação; delimitar os caminhos preferenciais dos contaminantes; estabelecer os valores de referência das áreas estudadas (background); estabelecer os limites da área a ser estudada; identificar e caracterizar os potenciais receptores. Para iniciar a aquisição de dados que vão subsidiar a elaboração do MCA, Linch (2004) propõe que o 32 profissional se faça as seguintes perguntas: “Como devo gerenciar incertezas? De quantas amostras eu preciso? Onde devo coletá-las? Essas amostras são representativas? Quando sei que tenho dados suficientes?” Riyis (2012) reforça que a elaboração do MCA é dinâmica e deve ser revisada todos os dias, durante os trabalhos de campo, principal fonte de incertezas para a elaboração de um diagnóstico da área. Desta forma, para que um MCA seja adequadamente elaborado, é essencial que estejam muito claras as condições geológicas, hidrogeológicas e pedológicas da área. As técnicas de investigação, portanto, devem ser utilizadas para coletar as seguintes informações: perfil estratigráfico, direção e sentido preferenciais de fluxo tridimensional de água subterrânea, delimitação dos aquíferos e aquitardes, parâmetros hidráulicos (como condutividade hidráulica (K), gradiente hidráulico (i), entre outros), e espessura dos aquíferos. Para a escala de trabalho de uma investigação de área contaminada, é preciso que sejam identificadas e delimitadas as unidades hidroestratigráficas e que essas informações sejam obtidas em cada uma delas. Nessa escala, as unidades que relativamente às demais transmitem água significativamente são denominadas zonas de fluxo, enquanto as unidades que não transmitem água (relativa às demais), ou seja, os aquitardes locais, são denominadas zonas de armazenamento ou zonas de retenção (PAYNE, QUINNAN e POTTER, 2008; SUTHERSAN et al., 2015). Adicionalmente, o MCA deve fornecer indicações claras sobre todas as Substâncias Químicas de Interesse (SQIs) que possam estar presentes na área, bom como suas prováveis interações com o meio físico. A DD-038 (CETESB, 2017) considera essa questão de suma importância, obrigando os Responsáveis Técnicos a definirem, logo na Avaliação Preliminar, quais as SQIs que se esperam encontrar naquela área e qual a posição exata de eventuais e possíveis fontes primárias de contaminação. Na ausência dessas informações, o MCA deve ressaltar essas incertezas e propor um método de varredura ou screening. 3.4 Área Fonte e Fontes Potenciais de Contaminação O conceito de área fonte tem evoluído nos últimos anos. A DD-038 (CETESB, 2017) define qualquer área ou região que abriga ou abrigou fontes potenciais ou fontes primárias de contaminação, e o equipamento (tanque, 33 tubulação, máquina, entre outros) que causou um vazamento, derramamento ou infiltração de algum produto no solo ou na água subterrânea é definida como fonte primária. No caso particular de produtos que contém compostos orgânicos em fase líquida imiscível, uma preocupação importante é identificar a presença de fase aquosa imiscível (em inglês, Non-Aqueous Phase Liquid – NAPL), que pode ser menos densa que a água (LNAPL) ou mais densa que a água (DNAPL). Um adequado MCA deve considerar os mecanismos de partição e transporte desse NAPL. Segundo o documento do ITRC9 sobre DNAPL (ITRC, 2015), o conceito de área fonte10 da área contaminada por NAPL evoluiu nos últimos anos. Na década de 1990 e início dos anos 2000, as áreas fonte foram consideradas as áreas afetadas por NAPL exclusivamente em fase livre imiscível. No entanto, o entendimento atual ampliou essa definição para incluir a massa de contaminante armazenada em zonas de baixa permeabilidade dentro do corpo da pluma (zonas de armazenamento). Esta evolução na compreensão da extensão da fonte secundária reflete o reconhecimento crescente de que, em muitos locais, NAPL não é a fase da contaminação que contém a maior massa massa de SQI nem a que sustenta uma pluma ao longo do tempo, mas sim, a massa residual, imobilizada (RIYIS et al., 2015; ELIS, 2014; PITKIN, 2008; PITKIN et al., 1999). Especialmente em plumas maduras (mais antigas, ITRC, 2015), a massa de contaminante armazenada em zonas de baixa permeabilidade dentro do corpo da pluma age como uma fonte “inesgotável” para ajudar a sustentar a pluma dissolvida através de processos de difusão reversa (back diffusion), por isso, Hadley e Newell (2012) enfatizaram que identificar e entender essas regiões de baixa permeabilidade é condição essencial para a investigação de uma área contaminada. 9 Interstate Technology & Regulatory Council – Conselho público-privado interestadual dos EUA que tem como objetivo produzir documentos e treinamentos que difundem as melhores práticas e as tecnologias inovadoras para investigação e remediação de áreas contaminadas. 10 Diferentemente da CETESB, O ITRC considera área fonte a fonte primária, ou seja, onde ocorreu o vazamento, derramamento ou infiltração de algum produto contaminante. 34 Assim, muitos dos métodos mais modernos de investigação enfocam o delineamento das heterogeneidades hidrogeológicas11 e distribuição de massa de contaminantes em diferentes unidades hidroestratigráficas e em diferentes fases. Ao desenvolver um programa completo de investigação de área contaminada, é fundamental (e obrigatório pela DD-038 (CETESB, 2017)) determinar a presença e distribuição de contaminantes em suas diferentes fases (NAPL, vapor, dissolvido e imóvel) em todas as unidades hidroestratigráficas. A distribuição relativa de contaminantes entre diferentes fases químicas e através de meios hidrogeológicos dentro da área fonte, bem como nas bordas das plumas é importante no desenvolvimento de um MCA integrado (HADLEY e NEWELL, 2014). Compreender a direção e a taxa de transferência de massa dentro do sistema indica a trajetória da evolução da fonte-pluma ao longo do tempo, é também muito importante (KRESIC e MIKSZEWSKI, 2012). Um MCA deve abordar as seguintes questões básicas (ITRC, 2015): - Onde a contaminação reside predominantemente? - Por onde ela está sendo transportada? - A massa adsorvida ou residual em zonas de baixa permeabilidade pode ser liberada para zonas mais permeáveis que poderiam gerar uma pluma expansiva ou persistente? De acordo com Sale e Newell (2011), ITRC (2015) e Koch e Nowak (2015), as zonas de fluxo com plumas em estágio inicial contêm maiores concentrações de compostos orgânicos voláteis (VOCs) nas suas fontes secundárias, particularmente perto dos “bolsões de DNAPL” (PANKOW e CHERRY, 1996). O modelo de 14 compartimentos (Figura 1) proposto por Sale e Newell (2011) e recomendado pelo ITRC (2015), é uma ferramenta útil para visualizar a distribuição e movimento de contaminantes entre as fases químicas que podem estar presentes em áreas contaminadas, especialmente por DNAPLs (PANKOW e CHERRY, 1996). Esse modelo pode ajudar a descrever as localizações relativas de contaminantes dentro de vários compartimentos subterrâneos, destacando a 11 Ver item 3.6 – Heterogeneidades Hidrogeológicas e Unidades Hidroestratigráficas 35 direção na qual a transferência de massa pode estar ocorrendo (ITRC 2015), portanto, ajuda a prever os pontos e os meios onde é mais provável encontrar a massa de contaminantes e o meio que condiciona a sua migração e eventual via de exposição para um receptor ou bem a proteger. O modelo de 14 compartimentos guia a seleção de uma remediação mostrando como os contaminantes podem se distribuir em vários compartimentos, a transferência de massa potencial (fluxos) entre eles e como a remediação pode ou não afetar igualmente cada compartimento dentro da fonte ou pluma. Assim, é uma ferramenta poderosa para o planejamento da caracterização da área e desenvolvimento do MCA. Fase / Zona Armazenamento Fluxo Fluxo Armazenamento Vapor DNAPL NA NA Dissolvida Imobilizada Área Fonte Pluma Figura 1. Modelo de 14 Compartimentos (Adaptado de SALE e NEWELL, 2011, apud ITRC, 2015) 3.5 Abordagem Tradicional de Investigação de Áreas Contaminadas A abordagem tradicional de investigação é caracterizada por uma baixa densidade de dados, coletados em escala inapropriada, com enfoques, metodologias e ferramentas inadequadas e que fornecem informações pouco ou nada representativas. No seu emprego há um elevado gasto de tempo e diversas limitações (Riyis, 2012; Suthersan et al., 2015, Quinnan e Welty 2017, Vilar et al., 2018), portanto, não é suficiente para construção de um Modelo Conceitual, particularmente em áreas com contaminação por solventes clorados ou com uma complexa geologia, determinando grande heterogeneidade hidroestratigráfica. A caracterização inadequada do meio físico, da distribuição, características e comportamento dos contaminantes decorrente do uso de métodos tradicionais, limitou o sucesso de muitos esforços de remediação (Suthersan et al., 2017). 36 A Figura 2 mostra um perfil elaborado a partir de uma investigação tradicional. As amostras de solo são coletadas apenas na zona não saturada e o poço de monitoramento é instalado não-afogado (ou seja, com o nível de água na seção filtrante) e com seção filtrante longa (3,0 m de comprimento do tubo-filtro, mais 0,5 m de pré-filtro, totalizando 3,5 m). Essa seção filtrante atravessa unidades hidroestratigráficas totalmente diferentes (no exemplo da Figura 2, argila orgânica, argila plástica, silte arenoso e areia fina), portanto, não possibilitando a coleta de dados representativos (potencial hidráulico, condutividade hidráulica, concentração de SQIs) de nenhuma delas. Figura 2. Exemplo de perfil elaborado a partir de uma investigação tradicional Como foi mostrado no item 3.3, o MCA é parte fundamental no gerenciamento das áreas contaminadas e na tomada de decisão. Um modelo conceitual feito com base nos conceitos tradicionais, com hipóteses de plumas de contaminantes distribuídas em meios geológicos homogêneos, tem simplificações demais e provavelmente é falho para o projeto de remediação (ITRC, 2015). Um exemplo de MCA simplificado por uso de métodos tradicionais é a utilização de poços de monitoramento como ferramenta de caracterização única, o que não é recomendado devido à obtenção de resultados nesse poço que representam médias entre diferentes unidades hidroestratigráficas, portanto, não fornecem dados representativos sobre nenhuma delas (PITKIN et al, 1999; EINARSON e 37 CHERRY, 2002; PITKIN, 2008; WELTY, 2012; SUTHERSAN et al., 2015; ITRC, 2015). No Brasil, nos últimos anos, falhas e lacunas presentes nos Modelos Conceituais podem causar a necessidade das investigações serem retomadas, mesmo após as remediações já terem sido iniciadas, como no caso apontado por Riyis et al. (2017). Essas falhas ocorrem principalmente porque, embora haja um avanço do uso de técnicas de alta resolução nas investigações ambientais (USEPA, 2013), ainda é possível observar que essas investigações seguem padrões tradicionais, principalmente com uso de sondagens manuais ou Direct Push – Single Tube para coleta de amostras de solo (Riyis et al., 2013; Riyis, 2014) e de poços de monitoramento com seção filtrante longa, de 3,0 metros de comprimento12 com objetivo de caracterizar a área contaminada. Ou seja, em poços como o que foi mostrado na Figura 2. O uso dessas metodologias convencionais decorre do custo mais baixo, associado à grande oferta dessas tecnologias e serviços, e também da prática do mercado. Contribuiu para isso o fato da CETESB ter recomendado no passado essas metodologias, particularmente a instalação de poços de 3,0 m de seção filtrante – sendo 2,0 metros abaixo do nível de água e 1,0 m acima do nível de água – em seus antigos procedimentos de investigação confirmatória para postos de combustíveis (CETESB, 2006). Havia essa recomendação nessa etapa da investigação e especificamente para esse segmento de postos de combustíveis porque o órgão ambiental tinha a intenção de obrigar o Responsável Técnico a fazer uma verificação da presença do maior problema ambiental que poderia acontecer nesse tipo de atividade, que é a ocorrência de fase livre imiscível menos densa que a água (LNAPL). O mercado brasileiro, de 2002 em diante, tomou essa recomendação como regra, para qualquer área, para qualquer situação, e dessa forma, quase a totalidade dos poços de monitoramento em investigações confirmatórias de áreas contaminadas são instalados com esse procedimento, ou seja, poços não afogados, com 3,0 m de seção filtrante. Como os procedimentos não exigem uma 12 Informações obtidas em observações do mercado e conversas informais. 38 técnica de perfuração que garanta a qualidade da sondagem e o isolamento adequado das camadas que não se deseja monitorar, o mercado optou majoritariamente pelo método de sondagem mais barato, o Trado Manual (Figura 3). Figura 3. Trado Manual em operação. Fonte: JL Fundações e Padrão Ambiental Uma investigação baseada somente nos resultados de poços de monitoramento não pode ser considerada completa. Primeiro porque não cumpre a determinação da DD-038 (CETESB, 2017), uma vez que só possibilita obter informações (pouco representativas) da concentração em fase dissolvida, e não das fases residual (solo) ou gasosa (ar do solo). Além disso, os poços de monitoramento têm como objetivo fornecer dados que representam uma média ponderada de toda a sua seção filtrante, portanto, das diversas unidades hidroestratigráficas que atravessam essa seção filtrante, ou seja, médias ponderadas de concentração, condutividade hidráulica, potencial hidráulico, entre outras grandezas. Sendo assim, os dados obtidos nos poços têm escala inadequada, de pouco detalhe e não são representativos para se elaborar um adequado MCA nem um diagnóstico da área. Concluindo, pode-se dizer que os poços de monitoramento, como ferramenta isolada, mesmo adequadamente instalados, não são apropriados para investigação de uma área contaminada, concordando com uma série de estudos (PITKIN et al., 1999; EINARSON e CHERRY, 2002; PAYNE, QUINNAN e POTTER, 2008; CHERRY e PARKER, 2009; PITKIN, 2008; PITKIN, 2014; ITRC, 2015; SUTHERSAN et al., 2017). 39 Após a elaboração do MCA, que estabeleça a distribuição das SQIs e sua relação com o meio físico, pode ser necessária a instalação de poços de monitoramento com o objetivo de monitorar temporalmente a qualidade da água subterrânea, não como ferramenta de diagnóstico, muito menos como a única ferramenta de diagnóstico. Nessa situação (de monitoramento), os poços devem ser instalados adequadamente, de acordo com a NBR 15.495 (ABNT, 2007). Além do erro conceitual, decorrente da utilização do poço de monitoramento como única ferramenta de coleta de dados para investigação, há também o erro de execução pois, por questões de desconhecimento e redução de custos, os poços de monitoramento são instalados sem que haja uma elaboração do modelo conceitual prévio, para a definição e caracterização da zona-alvo de monitoramento, ou seja, para projetar corretamente a posição, comprimento e características construtivas da seção filtrante, em desconformidade com a referida norma 15.495-1. Isso ocorre porque os Responsáveis Técnicos coletam informações do meio físico em subsuperfície durante a execução da sondagem para a instalação dos poços de monitoramento, e não antes da elaboração do projeto do poço de monitoramento, como prevê a norma. Se a sondagem estiver sendo feita com trado manual, as amostras não são representativas, conforme já exposto anteriormente. Se a sondagem estiver sendo feita com Trados Helicoidais (ocos ou sólidos), as amostras são ainda menos representativas, pois os helicoides misturam o solo das diversas profundidades, sendo impossível descrever tátil- visualmente o material para a elaboração dessa etapa do MCA. Esses erros de execução desrespeitam a norma NBR 15.495-1 (ABNT, 2007), mas fazem parte do dia-a-dia dos trabalhos de investigação de áreas contaminadas no Brasil. Além da utilização dos poços de monitoramento como única ferramenta de diagnóstico da área, outro problema da abordagem tradicional é que não é feita uma amostragem de solo adequada nos trabalhos de investigação de áreas contaminadas no Brasil (RIYIS et al., 2013; RIYIS, 2014; VILAR et al., 2018; RIYIS, 2017). Como foi abordado no Item 3.8, a amostragem de solo tem basicamente duas funções dentro dos trabalhos de investigação: obtenção dos valores de concentração das SQIs imóvel, em fase retida ou residual; e descrição do material amostrado para definição, identificação e delimitação das unidades 40 hidroestatigráficas. As amostragens de solo realizadas de modo generalizado pelo mercado brasileiro não conseguem atender a nenhum desses dois objetivos Inicialmente há o problema do erro de metodologia. O Trado Manual, ferramenta mais utilizada no Brasil, não é capaz de coletar amostras representativas da profundidade em que o instrumento está se o furo de sondagem não permanecer íntegro e desimpedido, pois é muito provável acontecer desmoronamento ou migração de material de profundidades superiores para o fundo da sondagem, de onde o trado tira as amostras. Para a coleta de amostras com a finalidade de realizar análises químicas, a NBR 16.434 (ABNT, 2015), não permite o seu uso devido às perdas de voláteis que ocorrem durante o processo de amostragem. Assim, o Trado Manual é uma metodologia inadequada para a amostragem de solo. A segunda modalidade mais utilizada no Brasil é o Direct Push – Single Tube, (Figura 4) que, embora utilize a metodologia da cravação contínua (Direct Push) com amostrador tubular liner, de PEAD ou PVC, portanto, com uso permitido pela citada norma NBR 16.434, ela não é capaz de coletar amostras representativas a mais de 1,20 m de profundidade. Isso ocorre porque, ao retirar- se o amostrador com a amostra de solo, o furo de sondagem fica aberto, podendo ocorrer o desmoronamento da parede do furo em solos arenosos, ou saturados, ou friáveis, ou a expansão da parede do furo em solos argilosos. Em qualquer um dos casos, a amostra da profundidade seguinte estará “contaminada” por material de profundidades superiores, que são “arrastados” para o fundo da sondagem pela própria recolocação do amostrador na posição (RIYIS, 2012; RIYIS et al. 2013a; RIYIS, 2014; RIYIS, 2017). Sem amostras representativas, os resultados das análises químicas não podem servir de base para tomadas de decisão, e a descrição do perfil não permite a elaboração de um adequado MCA. Em resumo, nenhuma das duas principais modalidades de amostragem de solo utilizadas tradicionalmente no Brasil é adequada, gerando erros de metodologia. 41 Figura 4. Amostragem de Solo Direct Push – Single Tube: 1. Cravação do amostrador contendo o liner; 2. Retirada do amostrador com liner deixando o furo de sondagem aberto; 3. Retirada do liner de dentro do amostrador e recolocação de um novo liner. Pode-se observar que há desmoronamento de solo no furo aberto; 4. Recolocação do amostrador, agora conectado a uma haste de cravação, na posição da amostragem anterior; 5. Cravação da nova composição amostrador + haste. Pode-se observar que entra material (solo de estratos superiores) no liner nesse momento; 6. O liner cravado contém uma mistura do solo de estratos superiores que desmoronou mais o solo que se pretende coletar. Essa mistura vai aumentando conforme a profundidade da cravação vai crescendo, gerando amostras pouco representativas. Além dos erros de metodologia, há o erro de abordagem para as amostragens de solo. Segundo Riyis et al. (2013), Riyis (2017), Vilar et al. (2018), Riyis et al. (2019), é muito difícil o Responsável Técnico, no Brasil, realizar amostragem de solo na zona saturada, seja para a descrição do solo com o objetivo de identificar e delimitar as unidades hidroestratigráficas, seja com o objetivo de encaminhar amostras para análises químicas. Sem a coleta de amostras da zona saturada, não é possível13 a identificação de zonas de fluxo e armazenamento, nem a definição das zonas-alvo para o posicionamento das seções filtrantes dos poços de monitoramento, nem a identificação, definição e delimitação das unidades 13 A não ser que o Responsável Legal utilize um ensaio de alta resolução com esse objetivo, como CPTu, RCPTu, HPT, DPIL ou Waterloo Profiler. Mas a premissa aqui é que estão sendo usadas metodologias convencionais 42 hidroestratigráficas (RIYIS, 2017). No Brasil, essa prática, de amostrar o solo na zona saturada, é muito pouco utilizada (RIYIS, 2014; RIYIS et al., 2015, VILAR et al., 2018, RIYIS et al., 2019), provavelmente porque convencionou-se, também a partir dos procedimentos de investigação em postos de combustíveis (CETESB, 2006), amostrar o solo para análises químicas somente até a franja capilar. Porém, para determinar a massa imóvel (ver Item 3.11), portanto para cumprir integralmente o que pede a legislação brasileira (CETESB, 2017), é preciso coletar amostras de solo para análises químicas com a finalidade de quantificação da massa imóvel. Esse erro de abordagem, amostrar o solo somente na zona não saturada (SALE et al., 2013; ELIS, 2014; RIYIS, 2017, VILAR et al., 2018, RIYIS et al., 2019), é uma causa importante de erros na elaboração do MCA decorrente dos métodos tradicionais de investigação. Em resumo, os principais problemas nas investigações tradicionais, de acordo com Riyis (2012) são: - Escolha da abordagem errada para efetuar o diagnóstico e elaborar o MCA. As investigações baseiam-se simplesmente em instalar poços de monitoramento e utilizar a sondagem para a instalação dos poços de monitoramento como única forma de obter dados do meio físico; - Dentro da abordagem escolhida, a preferência se dá sempre por metodologias mais baratas, sem dar importância à representatividade dos dados coletados; - Dentro da metodologia menos eficiente, ocorrem ainda alguns erros conceituais, especialmente na instalação de poços de monitoramento. Em geral, nas instalações brasileiras, utiliza-se qualquer pré-filtro e qualquer abertura de ranhuras do tubo-filtro independentemente da granulometria da formação, instala- se poços com seção filtrante longa, sem modelo conceitual prévio, sem desenvolvimento preliminar, entre outros erros. - As amostragens de solo, quando feitas, são somente na zona não saturada; Esses erros apontados, e outros mais, inviabilizam a elaboração de um adequado MCA, que possibilite o entendimento em escala adequada da 43 distribuição das SQIs e sua relação com o meio físico subterrânea. É necessário, portanto, modificar esse paradigma. 3.6 Heterogeneidades Hidrogeológicas e Unidades Hidroestratigráficas Dentre as etapas da construção do MCA em uma investigação de área contaminada, a coleta de dados em campo é a mais crítica, pois carrega mais incertezas pela natureza do trabalho (RIYIS, 2012), portanto, deve-se dar muita atenção a essa etapa. Das variáveis de subsuperfície, as heterogeneidades hidrogeológicas são as mais críticas para o processo de diagnóstico, por possuírem variação medida em ordens de grandeza (CLEARY, 1989; HADLEY & NEWELL, 2012; McGUIRE et al., 2016), portanto, essa variação deve ser adequadamente estudada e priorizada na investigação (PAYNE, QUINNAN e POTTER, 2008; QUINNAN et al., 2010; RIYIS et al, 2013). A heterogeneidade hidrogeológica decorre das diferenças na geometria dos poros do material que constitui a matriz geológica. Como resultado, a migração descendente do contaminante resulta em instabilidade de fluxo ao longo dos poros da matriz do aquífero, resultando em uma distribuição aparentemente caótica (ITRC, 2015). Essas variações estão comumente presentes mesmo em formações que parecem ser homogêneas (EINARSON et al., 1999; GUILBEAULT et al., 2005; PAYNE, QUINNAN E POTTER, 2008), tornando a detecção da massa residual imóvel desafiadora e levando à necessidade de melhorar os métodos de caracterização da área. Quando ocorre uma contaminação através de derramamento em superfície ou subsuperfície, uma das fases mais complexas da massa de contaminante para fluxo e transporte é a fase imiscível não-aquosa (Non-Aqueous Phase Liquid – NAPL) (ITRC, 2007; ITRC, 2015; PANKOW e CHERRY, 1996). Mesmo após o fim da liberação de produto, ou seja, após cessar a fonte primária, o NAPL continua migrando no subsolo, deixando uma trilha imobilizada na matriz do aquífero, portanto, essa trilha só é detectável através de ensaios e amostragens que considerem o solo como matriz principal. Embora o NAPL residual seja considerado imóvel em condições normais (ITRC, 2015; STROO et al., 2012), ele pode atuar como uma fonte de contaminação de águas subterrâneas em fase dissolvida em longo prazo. À 44 medida que as águas subterrâneas se movem através do subsolo e entram em contato com gânglios ou com bolsões de NAPL (PANKOW e CHERRY, 1996), esse NAPL dissolve-se lentamente na água subterrânea proporcionalmente à solubilidade efetiva de seus componentes (PANKOW e CHERRY, 1996; ITRC, 2015). O NAPL residual na zona vadosa14, por sua vez, também atua como uma fonte contínua de contaminação, mas da fase gasosa, podendo causar migração e intrusão de vapor (ITRC, 2015). De acordo com Payne, Quinnan e Potter (2008), embora a hidrogeologia seja a ciência que estuda o movimento da água em subsuperfície, seus principais fatores limitantes decorrem do meio em que a água caminha, portanto, é fortemente dependente da variação (heterogeneidade e anisotropia) geológica. A variação da condutividade hidráulica, então, é uma variável chave para o entendimento do meio físico, que vai condicionar o fluxo subterrâneo e o transporte de contaminantes. Suthersan et al. (2015), Welty et al. (2016), Riyis et al. (2015) afirmam que a avaliação da hidroestratigrafia e o mapeamento da condutividade hidráulica (portanto, das heterogeneidades hidrogeológicas) são essenciais para a definição do modelo conceitual da área. Vienken e Dietrich (2011) dizem que a variação vertical da condutividade hidráulica determina os caminhos preferenciais de transporte dos contaminantes, com o que concordam ITRC (2015), Suthersan et al. (2017), entre outros. Para esse adequado diagnóstico, devem, então, ser coletadas amostras de água subterrânea e de solo para a avaliação das concentrações das Substâncias Químicas de Interesse (SQI), mas também devem ser coletadas amostras de solo, que constituem a matriz do aquífero poroso, para obter outras informações sobre o meio físico, tais como: textura, cor, granulometria, porosidade total, porosidade efetiva, densidade, fração do carbono orgânico. Além dessas determinações, devem ser obtidos dados que permitam obter informações sobre os processos de fluxo de água subterrânea e transporte de SQI, como gradiente de potencial hidráulico horizontal e vertical, condutividade hidráulica, sentido e intensidade de fluxo, entre outras. 14 Zona Vadosa é a zona não saturada do solo 45 Mas, de qual(is) profundidade(s) em uma sondagem deve-se coletar essas amostras de solo e de água subterrânea? Feenstra et al. (1991), Pitkin et al.(1999), Guibeault et al. (2005), Payne, Quinnan e Potter (2008), Quinnan et al. (2010), Welty (2012), Riyis (2012), Riyis et al. (2013), Elis (2014), Riyis (2014), Rossi et al. (2014), Suthersan et al. (2015), ITRC (2015), Riyis et al. (2016), Welty et al.(2016), entre outros, indicam que a água subterrânea deve ser coletada nas unidades hidroestratigráficas que sejam zonas preferenciais de fluxo (ZF), ou de porosidade móvel, ao passo que, nas unidades hidroestratigráficas que sejam zonas de armazenamento (na zona saturada), ou de porosidade imóvel, devem ser coletadas amostras de solo ou da matriz do aquífero15. Assim, de acordo com Riyis et al. (2016), para uma adequada coleta de dados que permita uma avaliação das heterogeneidades hidrogeológicas, deve-se: - Coletar amostras de solo, inclusive da zona saturada, com a metodologia e ferramentas adequadas, que permitam a coleta de amostras representativas em profundidade; - Avaliar essas amostras em campo, fazendo uma descrição tátil-visual inicial de modo a identificar variações significativas de unidades hidroestratigráficas; - Fazer, em campo, uma varredura – vertical – de SQIs (para VOC, adotar Amostragem de Solo de Perfil Completo (ASPC)16 (RIYIS et al., 2016; VILAR et al., 2018; RIYIS et al., 2019); para hidrocarbonetos de petróleo, Caixa Preta de Luz UV-A (RIYIS et al., 2019), seleção, preservação e envio de algumas amostras ao laboratório; - Fazer ensaios de piezocone de resistividade (RCPTu – CPTu com um sensor a mais de condutividade elétrica (RIYIS, 2012)) com dissipação de poro pressão (PPDT) para a determinação, em escala de detalhe, das zonas de fluxo e zonas de armazenamento, ao mesmo tempo em que se obtém o valor quantitativo 15 O mercado brasileiro convencionou chamar de amostra “de solo” somente quando se trata da zona não saturada. Alguns profissionais chamam a amostragem de solo na zona saturada como “amostragem da matriz do aquífero” 16 Elis (2014) e ITRC (2015) denominam a amostragem de solo de perfil completo como Whole-Core Soil Sampling, ou WCSS na sigla em inglês. 46 de K nas zonas de armazenamento (RIYIS et al., 2013; QUINNAN et al., 2010; KRAM et al., 2010; WELTY et al., 2016)17; - Instalação de pontos de amostragem de água (poços de monitoramento ou outro instrumento) nas zonas de fluxo obtidas. Nesses pontos, além das amostras de água subterrânea, devem ser realizados ensaios hidrogeológicos para a obtenção de condutividade hidráulica (K) quantitativa nas zonas de fluxo (RIYIS et al., 2013); - Coleta de amostras indeformadas de solo (para determinação de porosidade total, porosidade efetiva e densidade) e deformadas (para determinação de granulometria e fração de carbono orgânico); - Tomada de decisão em campo por profissional capacitado e com autonomia; 3.7 Poços de Monitoramento A avaliação da qualidade dos aquíferos, particularmente nas áreas urbanas, é cada vez mais importante em um cenário de escassez crescente de água. Avaliar e quantificar a concentração de SQIs em fase dissolvida na água subterrânea é uma variável muito importante no GAC, sendo geralmente o fator que determina a existência ou não do risco à saúde humana decorrente da contaminação (RIYIS, 2012). De acordo com Nielsen (2006) e Giacheti, Elis e Riyis (2015), o equipamento reconhecido como capaz de embasar uma tomada de decisão sobre a qualidade da água subterrânea é um poço de monitoramento instalado de acordo com as normas brasileiras NBR 15.495-1 (ABNT, 2007) e desenvolvido de acordo com a NBR 15.495-2 (ABNT, 2008). Em conjunto com esse poço de monitoramento, é preciso que a amostragem de água subterrânea obedeça à norma 15.847 (ABNT, 2010). Todos os órgãos ambientais brasileiros exigem que a 17 Embora Riyis et al. (2016) recomendem o RCPTu para essa finalidade, há outras ferramentas que também são capazes, com eficiência variável, de obter esses dados das zonas de fluxo e armazenamento em detalhe: DPIL, HPT, Waterloo APS, entre outros. Mais detalhes no Capítulo 3.12 47 água subterrânea seja avaliada utilizando a instalação de poços de monitoramento e subsequente amostragem. De acordo com Nielsen (2006), ABNT (2007) e Giacheti, Elis e Riyis (2015), o poço de monitoramento é composto por uma tubulação, que se divide em tubo- filtro, que é ranhurado, ou seja, permite a passagem de água, e tubo-revestimento, que é a região do poço onde a água não deve entrar. No fundo do poço de monitoramento, conectado à tubulação, fica uma tampa roscável, e na parte superior, geralmente, uma tampa de pressão que impede a migração de água superficial por dentro dos tubos. O espaço anelar, ou seja, aquele existente entre a parede da perfuração e o tubo, deve ser preenchido da seguinte forma: por fora da seção filtrante, um material inerte com condutividade hidráulica maior que a da formação aquífera, denominado pré-filtro, para que a água da formação entre no poço em uma velocidade próxima ao seu fluxo natural, sem turbulência e sem perda de carga. Geralmente, ele é formado por areia grossa bem selecionada, com alto teor de quartzo, lavada, com granulometria variando de acordo com a matriz do aquífero. Acima do pré-filtro, ainda no espaço anelar, deve-se aplicar um selo, normalmente formado por bentonita (argila expansiva praticamente impermeável) granular, ou em pellets para evitar que a água de fora da zona-alvo de monitoramento migre para a seção filtrante, e, consequentemente, para dentro do poço. Acima do selo, deve-se aplicar uma camada impermeável como completação do espaço anelar – geralmente formada por uma calda contendo cimento e bentonita – a fim de garantir um adequado isolamento da zona-alvo e não provocar conexão de unidades hidroestratigráficas pelo espaço anelar do poço. A Figura 5 mostra um poço de monitoramento convencional e suas partes constituintes. Figura 5. Poço de monitoramento convencional 48 Após a instalação, deve-se efetuar o desenvolvimento do poço de monitoramento. Para tanto, recomenda-se que essa tarefa siga as orientações da NBR 15.495-2 (ABNT, 2008). Ela consiste, basicamente, em forçar a entrada dos materiais sólidos que estão presos no pré-filtro para dentro do poço e, posteriormente, retirar todos esses sólidos, de modo que o poço fique, tanto quanto possível, isento de turbidez e com condutividade hidráulica igual ou maior que a formação em que está instalado (NIELSEN, 2006). Para isso, utiliza-se, normalmente, uma válvula de retenção acoplada a uma mangueira descartável de Polietileno de Baixa Densidade (PEBD) para a retirada de partículas maiores e/ou uma bomba elétrica submersível para a retirada das partículas menores e estabelecimento da conexão hidráulica pré-filtro/formação (GIACHETI, ELIS e RIYIS, 2015). Para a instalação de um poço de monitoramento, é preciso realizar uma perfuração (sondagem), cujas formas de execução variam de acordo com a profundidade de instalação, diâmetro do poço, a distribuição vertical dos contaminantes, a estratigrafia, o tipo de solo e, especialmente, o modelo conceitual prévio. Essa sondagem pode ser realizada por vários métodos. Giacheti, Elis e Riyis (2015) citam: o trado manual (com ou sem revestimento) – técnica mais utilizada no Brasil, de acordo com Riyis (2012) –, trados helicoidais sólidos e Trados Ocos Helicoidais (Hollow Stem Auger). Os trados ocos helicoidais têm a vantagem de permitir uma perfuração alinhada e fazer a perfuração ao mesmo tempo em que reveste o furo de sondagem, minimizando o risco de desmoronamento da parede do furo, contaminação cruzada e conexão de unidades hidroestratigráficas diferentes. Diversos estudos apontam os trados ocos helicoidais como o método de sondagem mais indicado para a instalação de poços de monitoramento (NIELSEN, 2006; GIACHETI, ELIS e RIYIS, 2015). Os guias da USEPA do estado de Ohio (OHIOEPA, 2008) e da Califórnia (CalEPA, 2014) desconsideram a perfuração manual como possibilidade de método de sondagem para a instalação de um poço de monitoramento. Como alternativa aos trados ocos helicoidais, eles mencionam a metodologia da cravação contínua (Direct Push), a sondagem sônica, e as sondagens rotativas com injeção de fluido. Essas duas últimas não são recomendadas no Brasil pela NBR 15.495-1 (ABNT, 2007) por causa da injeção de fluidos de perfuração. 49 De acordo com os dois guias dos EUA citados e o texto de Giacheti, Elis e Riyis (2015), a sondagem com trados ocos helicoidais consiste em avançar a perfuração com uma composição desses trados ocos contendo um tampão no fundo da composição para impedir a entrada de material da formação por dentro dos trados ocos. A perfuração é conduzida por uma sonda hidráulica rotativa com baixa rotação (tipicamente 30-90 rpm) e alto torque (tipicamente maior que 4000 N.m), sem a utilização de fluidos de perfuração, até a profundidade desejada (precisa ter sido definida previamente, de acordo com a NBR 15.495-1). Ao atingi- la, rompe-se o tampão de fundo e insere-se a tubulação (tubos-filtros conectados aos tubos-revestimento) por dentro dos trados ocos. A seguir, coloca-se, no espaço anelar, o pré-filtro, com granulometria adequada à ranhura do tubo-filtro, que, por sua vez, tem essa abertura adequada à granulometria da formação em que o poço será instalado. Após posicionar o pré-filtro corretamente, é feito o desenvolvimento preliminar (pistoneamento), para que o pré-filtro se assente no espaço anelar e estabeleça uma conexão hidráulica adequada com a formação hidrogeológica onde está posicionado. Em seguida, coloca-se, no espaço anelar acima do pré-filtro, o selo sanitário, em geral feito de bentonita em pellet, com uma camada de cerca de 30-50 cm. Acima desse selo, o espaço anelar é preenchido com uma calda de cimento e bentonita. Depois do acabamento, inicia-se a etapa de desenvolvimento do poço. Um estudo famoso (Nebraska Grout Study (ROSS, 2010)) repetido posteriormente por CHRISTOPHERSON (2015), recomenda que, ao invés do selo sanitário e preenchimento do espaço anelar utilizando bentonita, seja feito um pré-filtro secundário de 20-30 cm, com areia média acima do pré- filtro, e a seguir, adicionada apenas calda de cimento. Esse procedimento também está de acordo com a norma NBR 15.495-1. No entanto, os poços de monitoramento convencionais têm sido alvo de críticas, pela incapacidade de representar a real situação do aquífero em escala de detalhe, ainda que fornecendo valores médios de concentração, e pela incapacidade de determinar o fluxo de massa de uma eventual pluma de contaminação (POWELL e PULS, 1997; PITKIN et al., 1999; EINARSON et al., 1999; NICHOLS, 2004; GUILBEAULT et al., 2005; NIELSEN, 2006; PAYNE, QUINNAN E POTTER, 2008; CLEARY, 2009; AQUINO NETO, 2009; WELTY, 2012; SUTHERSAN et al., 2015; RIYIS et al., 2019). Desta forma, pode-se afirmar que os poços de monitoramento são bons instrumentos para monitorar 50 concentrações médias ao logo do tempo, mas possuem limitações importantes se o objetivo é caracterizar a área e elaborar um modelo conceitual adequado (GUILBEAULT et al., 2005, WELTY, 2012; RIYIS, 2012; GIACHETI, ELIS E RIYIS, 2015). De acordo com a norma brasileira (ABNT, 2007), os poços de monitoramento devem ser instalados somente depois que um modelo conceitual prévio tenha sido elaborado e após as zonas-alvo de monitoramento terem sido definidas. Porém, na prática, isso não é feito, e a sondagem para a instalação do poço de monitoramento é a única forma de serem obtidos dados de subsuperfície