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XVIII Simpósio Brasileiro de Recursos Hídricos 1
O FUNCIONAMENTO DOS SISTEMAS DE INFILTRAÇÃO DE ÁGUAS PLUVIAIS URBANAS
Priscilla Macedo Moura1; Sylvie Barraud
2, Márcio Benedito Baptista
3;
RESUMO --- Os sistemas de infiltração de águas pluviais urbanas são amplamente utilizados mundialmente, todavia restam ainda lacunas com relação ao seu desempenho, no que se refere ao seu funcionamento hidráulico, seu comportamento em termos de retenção da poluição, sua correta manutenção, seus custos e o impacto social da utilização destes sistemas. O presente artigo apresenta uma discussão relativa à literatura sobre o funcionamento desses sistemas, visando identificar os diferentes mecanismos físicos, biológicos e químicos que ocorrem quando da infiltração das águas pluviais urbanas. São apresentados aspectos relacionados ao funcionamento hidráulico dos sistemas, incluindo considerações referentes a seu dimensionamento, os problemas referentes à colmatação dos leitos de infiltração, aspectos relacionados ao comportamento dos sistemas frente à poluição, com a caracterização da poluição afluente e os possíveis impactos da infiltração das águas pluviais no lençol subterrâneo e a caracterização dos resíduos sólidos gerados por esses sistemas. Finalmente, são apresentadas e discutidas as possibilidades de gestão dos mesmos.
ABSTRACT --- The urban stormwater infiltration systems are nowadays frequently used as an option to manage urban storm drainage, however there are many blanks concerning their performance, related to their hydraulic functioning, their behavior in terms of pollution retention, their properly maintenance, their costs and the social impacts of using these techniques. The present paper presents a discussion related to the literature about their functioning, to identify the different physical, biological and chemical mechanisms that occur during the urban stormwater infiltration. Aspects related to the hydraulic functioning of the systems, including their design and clogging of the infiltration layer are presented, presenting also aspects related to the systems behavior related to the pollution and a characterization of the pollution arriving in the systems and the possible impacts of the stormwater infiltration in the groundwater. Finally, it is presented a characterization of the solid waste generated by these systems including their management possibilities.
Palavras-chave: Drenagem pluvial, sistemas de infiltração, desempenho
1 Pós doutoranda do Departamento de Engenharia Hidráulica e Recursos Hídricos da UFMG - [email protected] 2
Docente da Université de Lyon, INSA-Lyon, Université Lyon 1, LGCIE, F-69621, France - [email protected]
3 Professor associado do Departamento de Engenharia Hidráulica e Recursos Hídricos da UFMG – [email protected]
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INTRODUÇÃO
As estratégias de gestão de águas pluviais, principalmente aquelas baseadas na infiltração, são
atualmente amplamente utilizadas mundialmente (Rivard, 2005). As vantagens que apresentam
essas técnicas são numerosas: elas permitem uma redução nas vazões de pico e dos volumes de
água, limitam os volumes de escoamento nas superfícies urbanas, permitindo uma redução da carga
poluente e favorecem a recarga quantitativa dos lençóis freáticos por infiltração.
Tendo em conta a natureza fortemente decantável da poluição das águas pluviais, essas
técnicas apresentam um interesse importante em termos de melhoria da qualidade dos meios
receptores. As técnicas de infiltração permitem ainda, frequentemente a um custo aceitável, a
urbanização de áreas não dotadas de exutórios superficiais, constituindo assim uma solução para o
desenvolvimento econômico de uma região.
Enfim, essas técnicas se apresentam sob formas diversas, o que permite sua utilização em
diferentes escalas espaciais. Elas podem facilmente se integrar ao tecido urbano e oferecer múltiplos
usos, como por exemplo, bacias utilizadas como quadras de esporte, parques ou estacionamentos.
Ainda, os diferentes tipos de técnicas podem ainda ser combinados em função do contexto da
urbanização, das necessidades de equipamentos e das restrições do terreno (Baptista et al., 2005).
Apesar da utilização crescente deste tipo de sistema, restam ainda lacunas relativas ao seu
desempenho, referente ao seu funcionamento hidráulico, seu comportamento em termos de retenção
da poluição, sua correta manutenção, seus custos e o impacto social da utilização destes sistemas.
Neste contexto insere-se o presente trabalho, que apresenta uma revisão de literatura sobre o
funcionamento dos sistemas de drenagem pluvial por infiltração, visando caracterizar os diferentes
mecanismos físicos, biológicos e químicos que ocorrem quando da infiltração das águas pluviais
urbanas.
O artigo faz parte de um trabalho de pesquisa de doutorado, desenvolvido por Moura (2008),
realizado com o objetivo de proposição de uma metodologia para a avaliação dos sistemas de
infiltração, nas fases de concepção e de acompanhamento ao longo de sua vida útil.
O FUNCIONAMENTO DOS SISTEMAS DE INFILTRAÇÃO
Os sistemas de infiltração são dispositivos que permitem, essencialmente, a evacuação das
águas pluviais, cumprindo ainda funções de controle dos fluxos de água e de poluentes provenientes
das bacias de drenagem. Eles são submetidos, durante sua vida útil, a solicitações de natureza
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antrópica de diversos tipos, que vão desde operações de manutenção até ações ligadas ao
comportamento dos usuários, quando essas estruturas possuem outras funções, além da de
drenagem.
Esta revisão de literatura foi realizada com o objetivo de subsidiar a formulação de
indicadores de desempenho para este tipo de sistema. Dessa forma, os pontos abordados foram
aqueles definidos como importantes na proposição desses indicadores (Moura, 2008) e são relativos
a seu funcionamento hidráulico. O comportamento dos sistemas com relação à poluição, desde a
caracterização das águas coletadas até os impactos no lençol subterrâneo, assim como os aspectos
relativos à gestão dos resíduos sólidos gerados nos sistemas são tratados ulteriormente.
Princípios de funcionamento
De um ponto de vista puramente quantitativo, os sistemas de infiltração permitem um alívio
nos sistemas de drenagem clássicos existentes, contribuem à recarga dos aquíferos subterrâneos e
permitem ainda a urbanização de zonas distantes de exutórios superficiais. Esses sistemas podem se
localizar próximos à fonte de escoamento, mas podem também ser centralizados e recolher o
escoamento superficial de grandes bacias. Eles podem ser localizados ao ar livre, como por
exemplo, valas e bacias, ou ainda ser enterrados, como as trincheiras, poços ou pavimentos
infiltrantes.
O fundo das obras pode ser em solo natural, utilizar uma camada drenante ou, ainda, pode ser
vegetalizado. Um geotêxtil pode igualmente ser colocado junto ao fundo, a alguns centímetros de
profundidade, com a finalidade de ajudar na retenção da poluição.
Nos sistemas de infiltração a água é estocada temporariamente e infiltrada no solo subjacente
a uma velocidade que depende da capacidade de infiltração do solo, da camada drenante e das
condições de umidade do solo. A água infiltrada atinge o lençol subterrâneo, caso o mesmo exista.
Ao longo da vida útil desses sistemas um processo de colmatação ocorre, sendo os sistemas, por
esta razão, frequentemente dotados de um pré-tratamento à montante.
Em relação à capacidade hidráulico-operacional desses sistemas, existem recomendações
relativas à condutividade hidráulica, recomendações estas ainda bastante empíricas, fortemente
variáveis e dependentes dos organismos que as prescrevem. Assim, por exemplo, uma
condutividade hidráulica do solo superior a 10-6 m/s é considerada como suficiente para infiltração
segundo Azzout et al. (1994). Em solos em que a condutividade hidráulica é muito elevada (acima
de 10-2 m/s, por exemplo), precauções devem ser tomadas para que não ocorram transferências de
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poluição rápidas e sem controle para camadas inferiores do solo (Barraud et al., 2006). Em um guia
francês de concepção de técnicas alternativas (Grand Lyon, 2007), recomenda-se valores de
condutividade hidráulica entre 10-5 e 10-2 m/s, no caso de valores superiores a esses limites sistemas
de pré-tratamento devem ser previstos e a implantação de poços é proibida. Na Austrália Donovan
(2003), indica que uma condutividade hidráulica inferior a 10-7 m/s não é apropriada à infiltração,
enquanto Wong (2006) preconiza valores adequados de permeabilidade entre 10-5 a 10-8 m/s.
Modelagem dos processos pertinentes
Vários modelos para simulação dos fenômenos pertinentes às estruturas de infiltração
existem, sendo sua utilização variável de acordo com a finalidade da modelagem – concepção,
simulação de evento único, simulações contínuas...
Os modelos utilizados para a concepção são atualmente baseados em métodos simplificados,
como o método das chuvas (ou da curva envelope) e ou dos volumes (Stahre & Urbonas, 1990;
Azzout et al., 1994; Baptista et al., 2005; Silveira e Goldenfum, 2007), ou em modelos do tipo
reservatório, como o método das vazões, na França (Azzout et al., 1994) ou o método Puls
(Maidment, 1993; Tucci, 1998), em outras partes do mundo.
A primeira família de métodos é baseada em dados de precipitação e conta com hipóteses
simplificadas (vazão de saída constante, transferência instantânea da chuva ao sistema). A segunda
família se baseia na utilização de precipitação de projeto, o sistema é modelado como um
reservatório, ou uma sequência de reservatórios. Cada reservatório sendo descrito por uma relação
linear de acumulação (volume em função da profundidade da linha d’água) e uma relação de
esvaziamento (vazão de saída em função da profundidade da linha d’água). A desvantagem desses
métodos reside na definição das leis de esvaziamento realistas, que considerem o envelhecimento
dos sistemas.
Para a descrição dos fenômenos de infiltração no solo existem modelos que descrevem a
dinâmica do fluido durante sua transferência para o solo, baseados nas equações da mecânica dos
fluidos, considerando o escoamento em meios porosos. Na gestão de águas pluviais esse tipo de
modelo já foi utilizado, porém sem grande sucesso (Taro Oka, 1996; Krahn, 2004, Kroes & Van
Dam, 2003, Pollacco et al., 2008, Browne et al., 2009, Gobel et al., 2004).
Outros estudos, com resultados mais satisfatórios quanto aos objetivos em tela, foram
realizados utilizando um método global, o modelo de Bouwer (1969), que considera a relação de
esvaziamento com efeito da colmatação (Gautier et al., 1999; Dechesne, 2002; Caramori, 2002).
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Como conclusão, pode-se dizer que não existem modelos que permitam a modelagem
completa desde o evento pluvial até a transferência ao lençol. Certos modelos exigem muitos dados
e dificilmente modelam sistemas complexos e, devido ao longo tempo de cálculo, permitem
simplesmente o cálculo por evento. Os modelos globais parecem mais realistas, mas devem ser
calibrados a partir de medidas in situ de altura de água, o que dificulta sua operacionalização.
Processo de colmatação
O fenômeno de colmatação é devido ao depósito de partículas na superfície e nos interstícios
do meio poroso. As partículas de granulometria mais grosseira se acumulam superficialmente ou
nos primeiros centímetros do meio. As partículas mais finas penetram mais em profundidade no
solo e podem ser adsorvidas pela matriz sólida, ou ainda podem ser adsorvidas pelo sedimento
superficial existente (Le Coustumer, 2008). Juntamente a esses fenômenos físico-químicos, ocorrem
fenômenos biológicos, ligados ao desenvolvimento de um biofilme na superfície, constituído
principalmente de algas e bactérias, agravando a colmatação. O fenômeno de colmatação é um
fenômeno progressivo e, eventualmente longo, podendo estender-se por dezenas de anos.
A colmatação já foi estudada em diferentes áreas da engenharia, dentre elas a de gestão de
águas. Com relação à gestão de águas pluviais, estudos já foram realizados em laboratório, com
modelos reduzidos e com a utilização de fluidos bastante diferentes das águas pluviais (Siriwardene,
2008). Como experiências realizadas in situ em sistemas de infiltração de águas pluviais, podemos
citar os trabalhos de Gautier et al. (1999), que monitoraram uma bacia de infiltração e poços, na
França. Waarmars et al. (1999), que estudaram a colmatação de trincheiras de infiltração em área
urbana, observaram uma redução da condutividade hidráulica de 30 a 70 %, entretanto essa redução
é inferior às incertezas associadas à variabilidade espacial da condutividade hidráulica. Dechesne
(2002) monitorou a colmatação de sistemas de idades diferentes em contextos similares, não tendo
sido observada relação entre a idade dos sistemas e a capacidade de infiltração.
COMPORTAMENTO DOS SISTEMAS DE QUANTO À POLUIÇÃO
Os sistemas de infiltração recebem as águas de escoamento urbanas. Antes de comentar os
processos que ocorrem com os poluentes, apresenta-se uma breve caracterização das águas de
escoamento urbanas. Em seguida discute-se o papel dos sistemas de pré-tratamento, seguido do
papel do sistema de infiltração na retenção ou na mobilização de poluentes.
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Caracterização das entradas
As águas de escoamento de zonas urbanas são consideravelmente carregadas em poluentes,
provenientes da travessia da atmosfera e da lixiviação das áreas urbanas impermeabilizadas.
Estima-se que de 15% a 25% da poluição é proveniente da atmosfera (Chocat, 1997). A parcela
restante é proveniente dos depósitos ocorridos nos períodos de estiagem e da erosão das superfícies.
As principais substâncias encontradas nas águas de escoamento urbanas são:
• Matérias em suspensão (MES), provenientes da erosão das superfícies, são importantes
vetores de poluição;
• Matéria orgânica, formada pelas moléculas à base de carbono, hidrogênio - oxigênio e
nitrogênio, relativa aos micro-organismos, moléculas biodegradáveis, mas também
hidrocarbonetos, PCB e pesticidas. Os hidrocarbonetos são ainda responsáveis pela
formação de um filme, limitando as trocas na interface ar-água (Chocat, 1997);
• Elementos metálicos, não degradáveis, sendo que sua forma química condiciona seu
comportamento e toxicidade. Os elementos metálicos podem ser absorvidos pelas plantas
ou retidos no solo por ligações iônicas, ou ainda podem ser adsorvidos por partículas
argilosas, pela matéria orgânica, pelos óxidos de ferro ou de manganês. Além disso, os
metais podem formar complexos e se tornarem solúveis, sendo então mais móveis e
biodisponíveis (Martinelli, 1999). Os metais pesados mais correntemente encontrados nas
águas de escoamento urbanas são cádmio, chumbo, zinco, cobre, cromo e níquel;
• Os nutrientes e sais, principalmente nitrogênio e fósforo, estão presentes. Os sais podem
causar a remobilização dos metais, uma água rica em sais modifica a força iônica do meio
e os cátions começam a competir com os metais pelos espaços de adsorção (Larmet,
2007).
Globalmente as concentrações em poluentes nas águas de escoamento são bastante variáveis,
Chocat et al. (2007) indicam que as concentrações e as massas de poluentes variam de uma zona à
outra, mas também de evento pluvioso para evento, para uma mesma zona. A título de ilustração a
Tabela 1, extraída de Ellis et al. (2005) e complementada por (Barraud & Fouillet, 2006) mostra
alguns valores indicativos, de dados americanos e europeus.
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Tabela 1 – Concentrações de poluentes nas águas de escoamento superficial urbano, médias por evento ou faixas de variação (Ellis et al., 2005), (Barraud & Fouillet, 2006)
Parâmetros Concentrações médias por evento
Residencial & comercial Estradas Telhados MES (mg/L) 1 - 4582 110 - 5700 Metais
Pb total (µg/L) 10 - 3100 2410 - 34000 23-104 [7]
100-1000 [21]
Zn total (µg/L) 10 - 3680 170 - 355 24 – 900[7] 500-10000[21]
Cu total (µg/L) 144,6 (zona res.) [1] 18,5 [3], [4], [5] 27-235 [7]
10-100 [21]
Cd total (µg/L) 2,81 (zona com.) [1]
11,32 [6] 0,76 [2]
3,61 [3], [4], [5] 0,7 [7] 0,5 - 5
Hidrocarbonetos Hidrocarbonetos (mg/L) 0,04 - 25,9 2,5 - 400 HAP (µg/L) 3,2 [1] 0,03 – 6
Síntese de dados europeus e americanos, fonte: Ellis et al., 2005 e complementados por: [1] Rossi, 1998; [2] Pagotto, 1999; [3] North Central Texas Council of Governments, 1999; [4] North Central Texas Council of Governments, 2000; [5]North Central Texas Council of Governments., 2001; [6] Saget, 1994; [7] Mottier & Boller, 1992.
A literatura ainda indica que a maioria dos poluentes encontrados nas águas de escoamento
urbano:
• Encontra-se em fase particular, ligada à MES (Chebbo, 1992; NCTCG, 1999), o diâmetro
médio das partículas em suspensão é da ordem de 30 a 40 µm e os micropoluentes
minerais e orgânicos se encontram associados à matéria mais fina (Petavy, 2007)
• Apresentam velocidade de queda elevadas (V50 entre 0,6 a 9 m/h), (Chocat et al., 2007).
O papel dos sistemas de pré-tratamento
Os sistemas de infiltração podem ser dotados de dispositivos de pré-tratamento, a fim de
evitar riscos de poluição e colmatação. Esses dispositivos podem ter funções diversas, decantação,
gradeamento, retenção de areia, ou ainda a retenção de óleos e graxas. Eles são instalados à
montante das estruturas de infiltração e protegem o leito de infiltração da poluição crônica e da
poluição acidental. No caso particular de bacias, elas têm também um papel de rearranjo das vazões
no tempo.
A eficiência dos dispositivos de pré-tratamento são bastante variáveis. Os decantadores
podem ter eficiências importantes (>85%), já os separadores de óleos e graxas têm baixo
desempenho no que se refere aos rejeitos do escoamento urbano, muito inferiores aos desempenhos
anunciados pelos fabricantes (Bardin, 1999; Chocat et al., 2007; LROP, 1998; Fouilloux & Aires,
2002), tais dispositivos são então eficazes simplesmente frente à poluição acidental. A decantação
extensiva, ao contrário, se mostra bem adaptada para o pré-tratamento dos poluentes. A velocidade
de queda das partículas provenientes do escoamento urbano são tais que um tempo de detenção da
ordem de 2 a 4 horas permite a obtenção de rendimentos entre 60 e 90 %, para a maior parte dos
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poluentes (Chebbo, 1992). Entretanto, detenção não é sinônimo de decantação, certos autores
mostraram bacias com eficiências bastante baixas (Bardin, 1999; Persson et al., 1999), que podem
apresentar grande variabilidade de eficiência, segundo o evento pluvial. O projeto desses
dispositivos deve então assegurar condições de escoamento tranquilas e evitar a remobilização das
partículas depositadas.
Além disso, os sedimentos acumulados apresentam problemas. O primeiro está ligado à
gestão dos resíduos quanto ao seu destino final. O segundo problema ocorre quando os sedimentos
ainda estão nos sistemas de pré-tratamento, principalmente em bacias a céu aberto, em contato com
o ar e podendo se dispersar. As partículas sedimentadas, muito finas (Torres, 2008), apresentam um
risco potencial, ainda não avaliado, de poluição do ar, para as pessoas responsáveis da manutenção
dos sistemas, dos usuários e moradores na área.
O comportamento do compartimento de infiltração
As águas escoadas, depois do pré-tratamento são conduzidas ao compartimento de infiltração,
onde a água é temporariamente estocada e absorvida pelo solo. Nesse compartimento certos
mecanismos que favorecem a retenção ou a transferência de poluentes no solo podem ocorrer.
O processo de decantação é o primeiro deles, a fase sólida se separa da fase líquida, durante o
tempo de estocagem. Uma camada de sedimentos se acumula no fundo, os poluentes associados às
MES são então acumulados nessa camada, que pode ter uma espessura significativa e que vai
determinar a cinética da infiltração no sistema.
A filtração é realizada pela camada de sedimentos e pelo solo subjacente. Para as partículas
mais grossas, com diâmetro superior ao dos poros, a penetração no meio é impossível, levando à
obstrução dos poros; as partículas mais finas penetram no solo e são retidas pelos poros menores. A
retenção das partículas por filtração mecânica ocorre nos primeiros centímetros de solo.
Os processos de fixação ou liberação de moléculas ocorrem entre os poluentes e os
sedimentos ou o solo (Citeau, 2006). O principal processo é a adsorção, caracterizado pela
acumulação de matéria na interface entre as fases líquida e sólida. Dentre os elementos adsorventes
pode-se citar as argilas (cátions com pH elevado e ânions com pH baixo) e a matéria orgânica
natural, que pode adsorver pesticidas e os metais pesados. A matéria orgânica viva pode adsorver os
metais pesados e ainda os óxidos e hidróxidos podem adsorver os metais pesados e pesticidas
(Gautier, 1998; Pagotto, 1999). A adsorção e a desorção são influenciadas pelas condições do meio
(concentração em sais, pH e potencial de oxirredução).
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Os processos de precipitação e dissolução são caracterizados pela passagem da forma sólida à
forma dissolvida e vice-versa. A precipitação é considerada como o processo mais importante,
depois da adsorção, na retenção dos metais pesados. As reações de precipitação-dissolução
dependem do pH, da temperatura e das condições de oxirredução (Colandini, 1997).
Os processos de transformação e de degradação nos sistemas de infiltração podem ocorrer por
via biótica ou abiótica. Dentre os processos abióticos podem ser citados a volatilização e a foto-
degradação. Esses processos podem ser considerados como de importância secundária, porém, em
função das propriedades físico-químicas dos poluentes e do número de bactérias no solo, as reações
abióticas podem ser preponderantes. Quando se considera certos poluentes (tolueno, xileno, PCBs e
certos pesticidas organoclorados) que se degradam somente em condições anaeróbicas, a
importância desses processos não pode ser negligenciada (Citeau, 2006). Nos processos bióticos
(biodegradação) os micro-organismos participam da degradação através de mineralização ou por
co-metabolismo. As condições favoráveis à atividade bacteriana são a disponibilidade de nutrientes,
como o nitrogênio e fósforo, assim como a oxigenação do solo (Citeau, 2006).
A eficiência dos sistemas de infiltração já foi observada em campo, em diferentes tipos de
solos e para diversos tipos de sistema. Esses trabalhos mostram a poluição retida na superfície
(<1m) e levando a crer que o solo desempenha um papel importante na retenção dos poluentes,
principalmente metais pesados e hidrocarbonetos (Nightingale, 1975, Malmquist & Hard, 1981;
Brown et al., 1984; Ishizaki et al., 1996; Gautier, 1998; Appleyard, 1993; Hutter & Remmler, 1996;
Mikkelsen et al.; 1997; Pitt et al., 1999; Winiarski et al., 2001; Dechesne, 2002).
Uma migração de poluentes a mais de um metro de profundidade nos solos sob os sistemas de
infiltração já foi observada pontualmente. Suas concentrações, entretanto, são bastante inferiores às
da superfície. Os poluentes encontrados em profundidade são os metais pesados, como o zinco, o
cádmio e o chumbo (Barraud et al., 1999; Mason et al., 1999; Dechesne, 2002; Winiarski et al.,
2001), herbicidas (Fischer et al., 2003) e hidrocarbonetos alifáticos, alem de compostos orgânicos
halogenados (Bouwer et al., 1984 apud Citeau, 2006). As causas da mobilização e da transferência
de poluentes no solo são múltiplas, mas elas se relacionam principalmente com o funcionamento
hidráulico do sistema e com as características físico-químicas particulares das águas de escoamento
de alguns locais, segundo Citeau (2006). A título de ilustração a Figura 1 apresenta gráficos das
concentrações em poluentes em diversas profundidades para cinco bacias de infiltração localizadas
em Lyon (França).
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Figura
Uma maneira de favorecer a retenção de poluentes
infiltração que permit
o funcionamento hidráulico do sistema. Estudos mostraram que uma velocidade de infiltração
elevada (>
Dechesne, 2002) e de certos compostos orgânicos
compostos extremamente móveis (Bouwer
Larmet, 2007).
se estabelecer completamente
Os riscos de poluição são maiores à medida que a água circula rapidamente (caso de solos
arenosos e circulação preferencial devido
argilosos pode criar fissuras com diâmetros variando de alguns
granulometria grosseira de um solo forma macroporosidades que favorecem a passagem da água
através de caminho
fauna do solo e pelas raízes
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Figura 1 – Gráficos das concentrações de poluentes em relação à profundidade em bacias de infiltração de Lyon
Uma maneira de favorecer a retenção de poluentes
infiltração que permit
o funcionamento hidráulico do sistema. Estudos mostraram que uma velocidade de infiltração
elevada (> 10-4m/s) leva a uma migração de metais pesados (Cd, Cu, Pb, Zn) (Mason
Dechesne, 2002) e de certos compostos orgânicos
compostos extremamente móveis (Bouwer
Larmet, 2007). Essas transferências se devem ao fato de que certos
se estabelecer completamente
Os riscos de poluição são maiores à medida que a água circula rapidamente (caso de solos
arenosos e circulação preferencial devido
argilosos pode criar fissuras com diâmetros variando de alguns
granulometria grosseira de um solo forma macroporosidades que favorecem a passagem da água
através de caminhos de escoamento preferencial. Esses caminhos podem ainda ser criados pela
fauna do solo e pelas raízes
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Gráficos das concentrações de poluentes em relação à profundidade em bacias de infiltração de Lyon
Uma maneira de favorecer a retenção de poluentes
infiltração que permitirá um bom contato entre as partículas e o solo, sem, entretanto comprometer
o funcionamento hidráulico do sistema. Estudos mostraram que uma velocidade de infiltração
m/s) leva a uma migração de metais pesados (Cd, Cu, Pb, Zn) (Mason
Dechesne, 2002) e de certos compostos orgânicos
compostos extremamente móveis (Bouwer
Essas transferências se devem ao fato de que certos
se estabelecer completamente, devido a uma velocidade de infiltração elevada (Citeau, 2006).
Os riscos de poluição são maiores à medida que a água circula rapidamente (caso de solos
arenosos e circulação preferencial devido
argilosos pode criar fissuras com diâmetros variando de alguns
granulometria grosseira de um solo forma macroporosidades que favorecem a passagem da água
s de escoamento preferencial. Esses caminhos podem ainda ser criados pela
fauna do solo e pelas raízes das plantas (Robert, 1996; Citeau, 2006; Ganaye
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Gráficos das concentrações de poluentes em relação à profundidade em bacias de infiltração de Lyon (Adaptado de Dechesne, 2002 e Le Coustumer,
Uma maneira de favorecer a retenção de poluentes
irá um bom contato entre as partículas e o solo, sem, entretanto comprometer
o funcionamento hidráulico do sistema. Estudos mostraram que uma velocidade de infiltração
m/s) leva a uma migração de metais pesados (Cd, Cu, Pb, Zn) (Mason
Dechesne, 2002) e de certos compostos orgânicos
compostos extremamente móveis (Bouwer
Essas transferências se devem ao fato de que certos
devido a uma velocidade de infiltração elevada (Citeau, 2006).
Os riscos de poluição são maiores à medida que a água circula rapidamente (caso de solos
arenosos e circulação preferencial devido a
argilosos pode criar fissuras com diâmetros variando de alguns
granulometria grosseira de um solo forma macroporosidades que favorecem a passagem da água
s de escoamento preferencial. Esses caminhos podem ainda ser criados pela
das plantas (Robert, 1996; Citeau, 2006; Ganaye
Gráficos das concentrações de poluentes em relação à profundidade em bacias de
(Adaptado de Dechesne, 2002 e Le Coustumer,
Uma maneira de favorecer a retenção de poluentes
irá um bom contato entre as partículas e o solo, sem, entretanto comprometer
o funcionamento hidráulico do sistema. Estudos mostraram que uma velocidade de infiltração
m/s) leva a uma migração de metais pesados (Cd, Cu, Pb, Zn) (Mason
Dechesne, 2002) e de certos compostos orgânicos
compostos extremamente móveis (Bouwer et al., 1984
Essas transferências se devem ao fato de que certos
devido a uma velocidade de infiltração elevada (Citeau, 2006).
Os riscos de poluição são maiores à medida que a água circula rapidamente (caso de solos
a fissuras do solo)
argilosos pode criar fissuras com diâmetros variando de alguns
granulometria grosseira de um solo forma macroporosidades que favorecem a passagem da água
s de escoamento preferencial. Esses caminhos podem ainda ser criados pela
das plantas (Robert, 1996; Citeau, 2006; Ganaye
Gráficos das concentrações de poluentes em relação à profundidade em bacias de (Adaptado de Dechesne, 2002 e Le Coustumer,
Uma maneira de favorecer a retenção de poluentes é então, garantir uma velocidade de
irá um bom contato entre as partículas e o solo, sem, entretanto comprometer
o funcionamento hidráulico do sistema. Estudos mostraram que uma velocidade de infiltração
m/s) leva a uma migração de metais pesados (Cd, Cu, Pb, Zn) (Mason
dos quais a degradação incompleta forma
, 1984 apud Citeau, 2006; Weigrand
Essas transferências se devem ao fato de que certos
devido a uma velocidade de infiltração elevada (Citeau, 2006).
Os riscos de poluição são maiores à medida que a água circula rapidamente (caso de solos
fissuras do solo). A alternância de umidade dos solos
argilosos pode criar fissuras com diâmetros variando de alguns
granulometria grosseira de um solo forma macroporosidades que favorecem a passagem da água
s de escoamento preferencial. Esses caminhos podem ainda ser criados pela
das plantas (Robert, 1996; Citeau, 2006; Ganaye
Gráficos das concentrações de poluentes em relação à profundidade em bacias de (Adaptado de Dechesne, 2002 e Le Coustumer,
é então, garantir uma velocidade de
irá um bom contato entre as partículas e o solo, sem, entretanto comprometer
o funcionamento hidráulico do sistema. Estudos mostraram que uma velocidade de infiltração
m/s) leva a uma migração de metais pesados (Cd, Cu, Pb, Zn) (Mason
dos quais a degradação incompleta forma
Citeau, 2006; Weigrand
Essas transferências se devem ao fato de que certos processos não tiveram tempo de
devido a uma velocidade de infiltração elevada (Citeau, 2006).
Os riscos de poluição são maiores à medida que a água circula rapidamente (caso de solos
. A alternância de umidade dos solos
argilosos pode criar fissuras com diâmetros variando de alguns micrômetros
granulometria grosseira de um solo forma macroporosidades que favorecem a passagem da água
s de escoamento preferencial. Esses caminhos podem ainda ser criados pela
das plantas (Robert, 1996; Citeau, 2006; Ganaye et al
Gráficos das concentrações de poluentes em relação à profundidade em bacias de (Adaptado de Dechesne, 2002 e Le Coustumer, 2008)
é então, garantir uma velocidade de
irá um bom contato entre as partículas e o solo, sem, entretanto comprometer
o funcionamento hidráulico do sistema. Estudos mostraram que uma velocidade de infiltração
m/s) leva a uma migração de metais pesados (Cd, Cu, Pb, Zn) (Mason et al.
dos quais a degradação incompleta forma
Citeau, 2006; Weigrand et al.
processos não tiveram tempo de
devido a uma velocidade de infiltração elevada (Citeau, 2006).
Os riscos de poluição são maiores à medida que a água circula rapidamente (caso de solos
. A alternância de umidade dos solos
micrômetros à centí
granulometria grosseira de um solo forma macroporosidades que favorecem a passagem da água
s de escoamento preferencial. Esses caminhos podem ainda ser criados pela
et al., 2007).
10
Gráficos das concentrações de poluentes em relação à profundidade em bacias de
é então, garantir uma velocidade de
irá um bom contato entre as partículas e o solo, sem, entretanto comprometer
o funcionamento hidráulico do sistema. Estudos mostraram que uma velocidade de infiltração
et al., 1999;
dos quais a degradação incompleta forma
et al., 2002;
processos não tiveram tempo de
devido a uma velocidade de infiltração elevada (Citeau, 2006).
Os riscos de poluição são maiores à medida que a água circula rapidamente (caso de solos
. A alternância de umidade dos solos
entímetros. A
granulometria grosseira de um solo forma macroporosidades que favorecem a passagem da água
s de escoamento preferencial. Esses caminhos podem ainda ser criados pela
., 2007).
10
é então, garantir uma velocidade de
irá um bom contato entre as partículas e o solo, sem, entretanto comprometer
o funcionamento hidráulico do sistema. Estudos mostraram que uma velocidade de infiltração
, 1999;
dos quais a degradação incompleta forma
, 2002;
processos não tiveram tempo de
Os riscos de poluição são maiores à medida que a água circula rapidamente (caso de solos
. A alternância de umidade dos solos
. A
granulometria grosseira de um solo forma macroporosidades que favorecem a passagem da água
s de escoamento preferencial. Esses caminhos podem ainda ser criados pela
XVIII Simpósio Brasileiro de Recursos Hídricos 11
Ainda que as características físico-químicas do solo sejam favoráveis aos processos de
adsorção de poluentes, as propriedades físicas do solo, que controlam o escoamento da água, são
preponderantes na mobilidade dos poluentes (Citeau, 2006).
Estudos mostraram a mobilização de metais pesados associados a ligantes orgânicos ou
inorgânicos solúveis, com os quais eles formam compostos estáveis que podem migrar
profundamente sem ser adsorvidos pelo solo. A presença de sais (que não é incomum em países de
clima frio) promove uma competição entre certos cátions e os metais pesados, por espaços para
troca catiônica. Essa troca será menor em solos com pH neutro ou básico (Citeau, 2006).
Outra forma de transporte de poluentes é o transporte na forma coloidal, os poluentes (metais
pesados e poluentes orgânicos) se associam aos colóides em suspensão na solução do solo e, devido
a seu pequeno diâmetro, transitam facilmente no solo (Citeau, 2006).
As plantas podem participar dos mecanismos de tratamento da poluição, uma boa seleção de
espécies permitirá a seleção de certos poluentes em particular, apesar de serem os poluentes
orgânicos (hidrocarbonetos, por exemplo) os mais indicados para esse tipo de tratamento biológico.
Elas podem participar da remediação de áreas através dos seguintes mecanismos (Citeau, 2006):
• Modificação das propriedades físicas e químicas do solo;
• Aumento do carbono orgânico no solo através das raízes;
• Aumento da porosidade na zona das raízes;
• A interceptação e diminuição da velocidade das transferências de compostos orgânicos.
Os vegetais podem também acumular metais. Entretanto Dietz e Clausen (2005) mostraram
que as plantas têm somente um pequeno papel na retenção dos poluentes metálicos, com taxas de
retenção de 0,1; 0 e 0,2% do Cu, Pb, et Zn, respectivamente.
O comportamento à jusante dos sistemas de infiltração: o lençol subterrâneo
As águas subterrâneas são submetidas à infiltração voluntária das águas de escoamento
pluvial em meio urbano. Os impactos que o lençol pode sofrer devido a essa infiltração são de
ordem química, física ou biológica.
Existem estudos, realizados principalmente na Europa e na América do Norte, que visavam o
estudo dos impactos químicos da infiltração nas águas subterrâneas podendo-se citar os trabalhos de
Malmquist & Hard (1981), Gautier (1998), Appleyard (1993), Nightingale (1987) e Datry et al.
(2005). De maneira geral esses estudos mostram um impacto limitado da infiltração das águas de
XVIII Simpósio Brasileiro de Recursos Hídricos 12
escoamento nos lençóis, mas evidenciam uma acumulação importante de poluentes no solo sob os
dispositivos de infiltração.
Datry (2003) observa, entretanto que, mesmo se os poluentes não são detectados nas águas
subterrâneas situadas sob os dispositivos de infiltração, durante a infiltração elas são enriquecidas
com carbono orgânico dissolvido (COD) e em fosfatos. Este enriquecimento (em particular para os
fosfatos) é, em parte, devido aos processos de mineralização da matéria orgânica estocada no leito
de infiltração dos sistemas. Da mesma forma, a respiração bacteriana reduz o teor em oxigênio
dissolvido das águas pluviais infiltradas, limitando a reoxigenação das águas subterrâneas. Uma vez
que a respiração bacteriana no solo é estimulada pela temperatura, os efeitos da infiltração na
concentração de oxigênio dissolvido (OD) das águas subterrâneas variam segundo a estação do ano.
As chuvas frias de inverno causam um aumento na concentração em OD, enquanto que as chuvas
no verão causam uma desoxigenação das águas subterrâneas.
Os trabalhos citados não demonstram um efeito nefasto da infiltração das águas pluviais, mas
não descartam essa possibilidade. As análises de águas subterrâneas apresentam diversas
dificuldades. A primeira delas é o limite de detecção dos métodos de análise, as águas infiltradas se
diluem na água do lençol, fazendo com que as concentrações em poluentes sejam pequenas e
dificilmente detectáveis. O segundo problema é o da localização dos piezômetros utilizados na
amostragem, eles não se encontram sempre localizados na trajetória do escoamento da água, existe
então um risco de que a nuvem de água poluída não passe próximo ao piezômetro. E finalmente,
deve-se considerar o momento em que a amostragem deve ser realizada, pois a água pode levar
horas para atingir o lençol após o evento pluvial, sendo o tempo de infiltração proporcional à
espessura da zona não saturada (Malard, 2007).
No que se refere aos impactos físicos da infiltração das águas pluviais, Foulquier et al. (2009)
estudaram as mudanças de temperatura em longo termo. Esses estudos mostraram que a amplitude
térmica anual à jusante das bacias aumenta com a área das bacias de drenagem, enquanto que a
amplitude térmica nos pontos de referência depende unicamente da espessura da zona não saturada.
Os volumes infiltrados e a dinâmica das trocas de calor na zona não saturada permitem a
explicação, ao menos em parte, da influência térmica de um evento pluvial sobre o lençol.
Datry (2003) estudou também o impacto biológico da infiltração nas águas subterrâneas. Ele
estudou a fauna de invertebrados nas águas subterrâneas. Seus estudos mostraram um aumento da
riqueza taxonômica no lençol sob as bacias, em relação aos pontos de referência. Essa observação é
XVIII Simpósio Brasileiro de Recursos Hídricos 13
explicada pelo enriquecimento do lençol sob as bacias em COD e em fosfatos, o que estimula a
biodiversidade.
Ainda que existam várias lacunas a serem cobertas, referentes aos impactos da infiltração das
águas pluviais, os estudos existentes nos permitem concluir que quanto mais espessa é a zona não
saturada, mais as águas subterrâneas estão protegidas dos efeitos da infiltração. Entretanto, não se
pode desconsiderar que se a zona não saturada é constituída de rocha fissurada o risco de poluição
do lençol é aumentado, uma vez que a água infiltrada praticamente não sofre filtração.
GESTÃO DOS RESÍDUOS SÓLIDOS GERADOS
Caracterização dos resíduos sólidos gerados
Segundo a NBR 10.004 (ABNT, 2004) os resíduos sólidos são definidos como “resíduos nos
estado sólido e semi-sólido, que resultam de atividades da comunidade de origem: industrial,
doméstica, hospitalar, comercial, agrícola, de serviços e de varrição. Ficam incluídos, nesta
definição, os lodos provenientes de sistemas de tratamento de água, aqueles gerados em
equipamentos e instalações de controle de poluição, bem como determinados líquidos cujas
particularidades tornem inviável o seu lançamento na rede pública de esgotos ou corpos d’água,
ou exijam para isso soluções técnica e economicamente inviáveis em face à melhor tecnologia
disponível.”
A quantidade e qualidade dos resíduos gerados são bastante diferentes segundo a parte do
sistema considerado. Dos sistemas de pré-tratamento são retirados hidrocarbonetos, graxas e óleos.
Dos decantadores são retiradas partículas finas, além da areia retirada das caixas de areia.
Entretanto, são os sedimentos retirados dos compartimentos de decantação que apresentam interesse
particular.
Segundo Petavy (2007) vários trabalhos sobre a caracterização dos sedimentos provenientes
dos sistemas de drenagem pluvial mostraram que eles devem ser considerados como resíduos
potencialmente perigosos para o homem e para o meio-ambiente. Grandes quantidades de
sedimentos são extraídos, todos os anos, de sistemas de drenagem pluvial. Esses sedimentos
apresentam granulometria fina e contêm uma parte mineral importante (>80%), com poluentes
variados agregados (metais pesados, hidrocarbonetos, pesticidas), sendo o nível de poluição
bastante variável, em função das atividades e da área da bacia de drenagem.
A Figura 2 apresenta as concentrações médias em poluentes nos sedimentos retirados de
bacias de retenção e de infiltração. Os poluentes metálicos não se degradam, mas podem
XVIII Simpósio Brasileiro de Recursos Hídricos
eventualmente sofrer modificações, o que poderia levar
em hidrocarbonetos pode sofrer degradação por oxidação química ou biológica (Ruban, 2005).
Figura
Estudos mostram que a poluição dos sedimentos encontra
(diâmetro<80
pela grande superfície específica, e consequente maior área de fixação para os poluentes. Entretanto
estudos mais recentes mostraram pouca diferença entre
partículas mais finas e aquelas de diâmetro superior a 315 µm (Durand, 2003; Deruelle, 2004;
Durin, 2006, Clozel
aglomeram entre elas, formando
partículas de maior diâmetro
efetivamente os poluentes são fixados às partículas mais finas, mas que podem estar agregadas
Figura observa
XVIII Simpósio Brasileiro de Recursos Hídricos
eventualmente sofrer modificações, o que poderia levar
em hidrocarbonetos pode sofrer degradação por oxidação química ou biológica (Ruban, 2005).
Figura 2 – Gráficos das concentrações de poluentes retenção e de infiltração francesas
Estudos mostram que a poluição dos sedimentos encontra
(diâmetro<80 µm) (Colandini, 1997; Lee
pela grande superfície específica, e consequente maior área de fixação para os poluentes. Entretanto
estudos mais recentes mostraram pouca diferença entre
partículas mais finas e aquelas de diâmetro superior a 315 µm (Durand, 2003; Deruelle, 2004;
Durin, 2006, Clozel
aglomeram entre elas, formando
partículas de maior diâmetro
efetivamente os poluentes são fixados às partículas mais finas, mas que podem estar agregadas
Figura 3 – Grãosobserva-se as partículas finas aglome
XVIII Simpósio Brasileiro de Recursos Hídricos
eventualmente sofrer modificações, o que poderia levar
em hidrocarbonetos pode sofrer degradação por oxidação química ou biológica (Ruban, 2005).
Gráficos das concentrações de poluentes retenção e de infiltração francesas
Estudos mostram que a poluição dos sedimentos encontra
m) (Colandini, 1997; Lee
pela grande superfície específica, e consequente maior área de fixação para os poluentes. Entretanto
estudos mais recentes mostraram pouca diferença entre
partículas mais finas e aquelas de diâmetro superior a 315 µm (Durand, 2003; Deruelle, 2004;
Durin, 2006, Clozel et al., 2006). Petavy (2007)
aglomeram entre elas, formando
partículas de maior diâmetro, como pode ser observado nas fotografias da
efetivamente os poluentes são fixados às partículas mais finas, mas que podem estar agregadas
Grãos de sedimento as partículas finas aglome
XVIII Simpósio Brasileiro de Recursos Hídricos
eventualmente sofrer modificações, o que poderia levar
em hidrocarbonetos pode sofrer degradação por oxidação química ou biológica (Ruban, 2005).
Gráficos das concentrações de poluentes retenção e de infiltração francesas
Estudos mostram que a poluição dos sedimentos encontra
m) (Colandini, 1997; Lee et al
pela grande superfície específica, e consequente maior área de fixação para os poluentes. Entretanto
estudos mais recentes mostraram pouca diferença entre
partículas mais finas e aquelas de diâmetro superior a 315 µm (Durand, 2003; Deruelle, 2004;
., 2006). Petavy (2007)
aglomeram entre elas, formando partículas mais grosseiras e acumulam
, como pode ser observado nas fotografias da
efetivamente os poluentes são fixados às partículas mais finas, mas que podem estar agregadas
de sedimento fotografadosas partículas finas aglomeradas e à dir
eventualmente sofrer modificações, o que poderia levar
em hidrocarbonetos pode sofrer degradação por oxidação química ou biológica (Ruban, 2005).
Gráficos das concentrações de poluentes retenção e de infiltração francesas (A
Estudos mostram que a poluição dos sedimentos encontra
et al., 1997; Sanders, 2005).
pela grande superfície específica, e consequente maior área de fixação para os poluentes. Entretanto
estudos mais recentes mostraram pouca diferença entre
partículas mais finas e aquelas de diâmetro superior a 315 µm (Durand, 2003; Deruelle, 2004;
., 2006). Petavy (2007) foi
partículas mais grosseiras e acumulam
, como pode ser observado nas fotografias da
efetivamente os poluentes são fixados às partículas mais finas, mas que podem estar agregadas
fotografados por radas e à dir. sem partículas aglomeradas
eventualmente sofrer modificações, o que poderia levar a mudanças de comportamento. A poluição
em hidrocarbonetos pode sofrer degradação por oxidação química ou biológica (Ruban, 2005).
Gráficos das concentrações de poluentes nos sedimentos retirados de bacias de (Adaptado de
Estudos mostram que a poluição dos sedimentos encontra
; Sanders, 2005).
pela grande superfície específica, e consequente maior área de fixação para os poluentes. Entretanto
estudos mais recentes mostraram pouca diferença entre as concentrações em poluentes nas
partículas mais finas e aquelas de diâmetro superior a 315 µm (Durand, 2003; Deruelle, 2004;
além e mostrou que as partículas finas se
partículas mais grosseiras e acumulam
, como pode ser observado nas fotografias da
efetivamente os poluentes são fixados às partículas mais finas, mas que podem estar agregadas
microscópio eletrônico sem partículas aglomeradas
mudanças de comportamento. A poluição
em hidrocarbonetos pode sofrer degradação por oxidação química ou biológica (Ruban, 2005).
nos sedimentos retirados de bacias de daptado de Moura, 2008
Estudos mostram que a poluição dos sedimentos encontra-se fixada às partículas fin
; Sanders, 2005). Esse fato pode ser explicado
pela grande superfície específica, e consequente maior área de fixação para os poluentes. Entretanto
concentrações em poluentes nas
partículas mais finas e aquelas de diâmetro superior a 315 µm (Durand, 2003; Deruelle, 2004;
mostrou que as partículas finas se
partículas mais grosseiras e acumulam-se também em torno de
, como pode ser observado nas fotografias da
efetivamente os poluentes são fixados às partículas mais finas, mas que podem estar agregadas
microscópio eletrônico sem partículas aglomeradas
mudanças de comportamento. A poluição
em hidrocarbonetos pode sofrer degradação por oxidação química ou biológica (Ruban, 2005).
nos sedimentos retirados de bacias de 2008)
se fixada às partículas fin
Esse fato pode ser explicado
pela grande superfície específica, e consequente maior área de fixação para os poluentes. Entretanto
concentrações em poluentes nas
partículas mais finas e aquelas de diâmetro superior a 315 µm (Durand, 2003; Deruelle, 2004;
mostrou que as partículas finas se
se também em torno de
, como pode ser observado nas fotografias da Figura
efetivamente os poluentes são fixados às partículas mais finas, mas que podem estar agregadas
microscópio eletrônico de varredura. À esqsem partículas aglomeradas (Petavy, 2007
14
mudanças de comportamento. A poluição
em hidrocarbonetos pode sofrer degradação por oxidação química ou biológica (Ruban, 2005).
nos sedimentos retirados de bacias de
se fixada às partículas finas
Esse fato pode ser explicado
pela grande superfície específica, e consequente maior área de fixação para os poluentes. Entretanto
concentrações em poluentes nas
partículas mais finas e aquelas de diâmetro superior a 315 µm (Durand, 2003; Deruelle, 2004;
mostrou que as partículas finas se
se também em torno de
Figura 3, e que
efetivamente os poluentes são fixados às partículas mais finas, mas que podem estar agregadas.
varredura. À esq. Petavy, 2007)
14
mudanças de comportamento. A poluição
as
Esse fato pode ser explicado
pela grande superfície específica, e consequente maior área de fixação para os poluentes. Entretanto
concentrações em poluentes nas
partículas mais finas e aquelas de diâmetro superior a 315 µm (Durand, 2003; Deruelle, 2004;
mostrou que as partículas finas se
se também em torno de
, e que
XVIII Simpósio Brasileiro de Recursos Hídricos 15
Com relação à quantidade de sedimentos retidos pelos sistemas de drenagem pluvial, poucos
dados são disponíveis. Uma estimativa da quantidade de MES gerada, por hectare é dada por MEE
(1994), correlacionada à área impermeável da bacia. A estimativa é de 770 kg/ha/ano, para uma
impermeabilização de 35%; 2300 kg/ha/ano, para uma impermeabilização de 55%; 3495 kg/ha/ano
para uma impermeabilização de 70% e 4680 kg/ha/ano para uma impermeabilização de 85%. Essas
estimativas foram obtidas a partir da quantidade de sedimentos retidos em dispositivos de retenção
com espelho d’água e secos.
Modos de gestão dos resíduos sólidos gerados
Devido às características físico-químicas dos sedimentos gerados em sistemas de drenagem
pluvial, sua gestão é complexa. Uma boa forma de gestão é procurar um tratamento que permita que
se reutilize a parte mineral desses resíduos.
Um tratamento possível seria a separação dos finos (que contêm a maior parte da poluição)
para reutilização das partículas de maior diâmetro. A separação por hidrociclonagem, normalmente
utilizada para esse tipo de resíduo, não se mostrou suficiente, pois ela não é capaz de desagregar as
partículas aglomeradas (Durand, 2003; Deruelle, 2004 e Durin, 2006).
Petavy (2007) propôs um processo, denominado ATTRISED, atualmente em escala piloto.
Seu funcionamento é baseado no princípio da atrição. O processo, de tratamento físico, consiste
inicialmente de uma peneiragem para que sejam separadas as partículas de diâmetro importante e
que podem ser diretamente reutilizadas. A fração restante é levada a um hidrociclone, onde
partículas com diâmetro superior a 60 µm são separadas e que são em seguida levados a uma célula
de atrição, onde os aglomerados de partículas são dissociados e separados em outro hidrociclone. A
fração entre 60 µm e 2 mm pode ser reutilizada e a fração fina restante tem sua destinação final
como resíduo. Esse tratamento, dentre os diversos estudados, é aquele que apresenta melhores
resultados. A fração dos sedimentos que pode ser reutilizada é passível de utilização como base e
sub-base de estradas e vias ou podem ainda ser utilizadas como material de aterro e para fabricação
de concreto.
CONCLUSÕES
O presente artigo apresentou uma discussão sobre o funcionamento dos sistemas de infiltração
das águas pluviais urbanas, explicitando os diferentes mecanismos físicos, biológicos e químicos
envolvidos, bem como os problemas associados à sua operação.
XVIII Simpósio Brasileiro de Recursos Hídricos 16
Com relação ao funcionamento hidráulico dos sistemas, a capacidade de infiltração do leito de
infiltração, incluindo o solo sob os sistemas e a camada de sedimentos acumulada (responsável pela
colmatação dos sistemas), é que governa os fenômenos físicos. Frente aos poluentes, os sistemas de
infiltração desempenham um importante papel no tratamento das águas infiltradas, ocorrendo, no
leito de infiltração, fenômenos físicos, químicos e biológicos que permitem uma boa retenção de
poluentes. Estes fenômenos estão diretamente ligados à velocidade de infiltração da água e das
condições de pH, principalmente.
No que se refere aos sedimentos acumulados, dados sobre sua quantificação são raramente
disponíveis. Eles apresentam concentrações importantes em poluentes diversos, estando os
poluentes ligados às partículas de granulometria fina.
De forma geral, os sistemas de infiltração apresentam desempenho bastante satisfatório como
sistema de drenagem pluvial, sendo seu desempenho condicionado por uma boa escolha das
características de implantação e uma adequada manutenção dos sistemas. Acredita-se que sua
utilização nas condições brasileiras, ainda incipiente, apresenta um bom potencial no sentido do
controle quantitativo e qualitativo das águas pluviais urbanas.
AGRADECIMENTOS
Os autores agradecem à Région Rhône Alpes, à CAPES, ao CNPq e à FAPEMIG pelo
financiamento à presente pesquisa.
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