O objetivo da modelagem da poluição do ar é a estimativa das concentrações externas de poluentes causadas, por exemplo, por processos de produção industrial, emissões acidentais ou tráfego. A modelagem da poluição do ar é usada para determinar a concentração total de um poluente, bem como para encontrar a causa de níveis extraordinariamente altos. Para projetos em fase de planejamento, a contribuição adicional à carga existente pode ser estimada antecipadamente e as condições de emissão podem ser otimizadas.

Figura 1. Sistema Global de Monitoramento Ambiental/Gestão da poluição do ar

Dependendo dos padrões de qualidade do ar definidos para o poluente em questão, interessam valores médios anuais ou picos de concentração de curta duração. Normalmente, as concentrações devem ser determinadas onde as pessoas estão ativas - isto é, perto da superfície a uma altura de cerca de dois metros acima do solo.

Parâmetros que influenciam a dispersão de poluentes

Dois tipos de parâmetros influenciam a dispersão de poluentes: os parâmetros da fonte e os parâmetros meteorológicos. Para os parâmetros da fonte, as concentrações são proporcionais à quantidade de poluente emitida. No caso de poeira, o diâmetro da partícula deve ser conhecido para determinar a sedimentação e deposição do material (VDI 1992). Como as concentrações de superfície são menores com maior altura de chaminé, este parâmetro também deve ser conhecido. Além disso, as concentrações dependem da quantidade total do gás de exaustão, bem como de sua temperatura e velocidade. Se a temperatura do gás de exaustão exceder a temperatura do ar circundante, o gás ficará sujeito à flutuabilidade térmica. Sua velocidade de exaustão, que pode ser calculada a partir do diâmetro interno da chaminé e do volume do gás de exaustão, causará uma flutuação do momento dinâmico. Fórmulas empíricas podem ser usadas para descrever esses recursos (VDI 1985; Venkatram e Wyngaard 1988). Deve-se ressaltar que não é a massa do poluente em questão, mas sim a massa do gás total que é responsável pela flutuação do momento térmico e dinâmico.

Os parâmetros meteorológicos que influenciam a dispersão de poluentes são a velocidade e a direção do vento, bem como a estratificação térmica vertical. A concentração de poluentes é proporcional ao recíproco da velocidade do vento. Isto é principalmente devido ao transporte acelerado. Além disso, a mistura turbulenta aumenta com o aumento da velocidade do vento. Como as chamadas inversões (ou seja, situações em que a temperatura aumenta com a altura) impedem a mistura turbulenta, as concentrações máximas na superfície são observadas durante a estratificação altamente estável. Ao contrário, as situações convectivas intensificam a mistura vertical e, portanto, apresentam os menores valores de concentração.

Os padrões de qualidade do ar - por exemplo, valores médios anuais ou percentis 98 - geralmente são baseados em estatísticas. Portanto, são necessários dados de séries temporais para os parâmetros meteorológicos relevantes. Idealmente, as estatísticas devem ser baseadas em dez anos de observação. Se apenas séries temporais mais curtas estiverem disponíveis, deve-se verificar se elas são representativas para um período mais longo. Isso pode ser feito, por exemplo, pela análise de séries temporais mais longas de outros locais de observação.

A série temporal meteorológica utilizada também deve ser representativa do local considerado - ou seja, deve refletir as características locais. Isso é especialmente importante em relação aos padrões de qualidade do ar baseados em frações de pico da distribuição, como 98 percentis. Se nenhuma série temporal estiver disponível, um modelo de fluxo meteorológico pode ser usado para calcular um a partir de outros dados, como será descrito abaixo.

O programa Global Atmospheric Watch (GAW) (Miller e Soudine 1994) fornece dados e outras informações sobre a composição química e as características físicas relacionadas da atmosfera, e suas tendências, com o objetivo de entender a relação entre a mudança da composição atmosférica e as mudanças da atmosfera global. e clima regional, o transporte atmosférico de longo alcance e a deposição de substâncias potencialmente nocivas sobre os ecossistemas terrestres, de água doce e marinhos, e o ciclo natural de elementos químicos no sistema global atmosfera/oceano/biosfera e impactos antropogênicos sobre eles. O programa GAW consiste em quatro áreas de atividade: o Sistema Global de Observação de Ozônio (GO3OS), monitoramento global da composição atmosférica de fundo, incluindo a Rede de Monitoramento de Poluição Atmosférica de Fundo (BAPMoN); dispersão, transporte, transformação química e deposição de poluentes atmosféricos sobre terra e mar em diferentes escalas de tempo e espaço; troca de poluentes entre a atmosfera e outros compartimentos ambientais; e monitoramento integrado. Um dos aspectos mais importantes do GAW é o estabelecimento de Centros de Atividades Científicas de Garantia de Qualidade para supervisionar a qualidade dos dados produzidos no âmbito do GAW.

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Conceitos de Modelagem de Poluição do Ar

Como mencionado acima, a dispersão de poluentes depende das condições de emissão, transporte e mistura turbulenta. O uso da equação completa que descreve esses recursos é chamado de modelagem de dispersão euleriana (Pielke 1984). Por esta abordagem, ganhos e perdas do poluente em questão devem ser determinados em todos os pontos de uma grade espacial imaginária e em intervalos de tempo distintos. Como esse método é muito complexo e demorado no computador, geralmente não pode ser tratado rotineiramente. No entanto, para muitas aplicações, pode ser simplificado usando as seguintes suposições:

• nenhuma mudança das condições de emissão com o tempo

• nenhuma mudança das condições meteorológicas durante o transporte

• velocidades do vento acima de 1 m/s.

 

Neste caso, a equação mencionada acima pode ser resolvida analiticamente. A fórmula resultante descreve uma pluma com distribuição de concentração gaussiana, o chamado modelo de pluma gaussiana (VDI 1992). Os parâmetros de distribuição dependem das condições meteorológicas e da distância a favor do vento, bem como da altura da chaminé. Eles devem ser determinados empiricamente (Venkatram e Wyngaard 1988). Situações em que as emissões e/ou parâmetros meteorológicos variam consideravelmente no tempo e/ou no espaço podem ser descritas pelo modelo Gaussiano puff (VDI 1994). Sob esta abordagem, sopros distintos são emitidos em intervalos de tempo fixos, cada um seguindo seu próprio caminho de acordo com as condições meteorológicas atuais. Em seu caminho, cada sopro cresce de acordo com a mistura turbulenta. Os parâmetros que descrevem esse crescimento, novamente, devem ser determinados a partir de dados empíricos (Venkatram e Wyngaard 1988). Ressalta-se, entretanto, que para atingir este objetivo, parâmetros de entrada devem estar disponíveis com a resolução necessária no tempo e/ou espaço.

No que diz respeito a liberações acidentais ou estudos de caso único, um modelo lagrangiano ou de partícula (Diretriz VDI 3945, Parte 3) é recomendado. O conceito, portanto, é calcular os caminhos de muitas partículas, cada uma das quais representa uma quantidade fixa do poluente em questão. Os caminhos individuais são compostos de transporte pelo vento médio e de perturbações estocásticas. Devido à parte estocástica, os caminhos não coincidem totalmente, mas retratam a mistura por turbulência. Em princípio, os modelos lagrangeanos são capazes de considerar condições meteorológicas complexas - em particular, vento e turbulência; campos calculados por modelos de fluxo descritos abaixo podem ser usados ​​para modelagem de dispersão Lagrangiana.

Modelagem de Dispersão em Terrenos Complexos

Se as concentrações de poluentes tiverem que ser determinadas em terreno estruturado, pode ser necessário incluir efeitos topográficos na dispersão de poluentes na modelagem. Tais efeitos são, por exemplo, transporte seguindo a estrutura topográfica, ou sistemas de ventos térmicos como brisas marítimas ou ventos de montanha, que mudam a direção do vento ao longo do dia.

Se tais efeitos ocorrerem em uma escala muito maior do que a área do modelo, a influência pode ser considerada usando dados meteorológicos que refletem as características locais. Se tais dados não estiverem disponíveis, a estrutura tridimensional impressa no fluxo pela topografia pode ser obtida usando um modelo de fluxo correspondente. Com base nesses dados, a própria modelagem de dispersão pode ser realizada assumindo a homogeneidade horizontal conforme descrito acima no caso do modelo de pluma gaussiana. No entanto, em situações onde as condições de vento mudam significativamente dentro da área do modelo, a própria modelagem de dispersão deve considerar o fluxo tridimensional afetado pela estrutura topográfica. Como mencionado acima, isso pode ser feito usando um sopro Gaussiano ou um modelo Lagrangiano. Outra maneira é realizar a modelagem Euleriana mais complexa.

Para determinar a direção do vento de acordo com o terreno topograficamente estruturado, pode-se usar modelagem consistente de massa ou fluxo de diagnóstico (Pielke 1984). Usando esta abordagem, o fluxo é ajustado à topografia variando os valores iniciais o mínimo possível e mantendo sua massa consistente. Como esta é uma abordagem que leva a resultados rápidos, também pode ser usada para calcular estatísticas de vento para um determinado local, caso não haja observações disponíveis. Para fazer isso, são usadas estatísticas geostróficas do vento (ou seja, dados do ar superior de rawinsondes).

Se, no entanto, os sistemas de vento térmico tiverem que ser considerados com mais detalhes, os chamados modelos de prognóstico devem ser usados. Dependendo da escala e da inclinação da área do modelo, uma abordagem hidrostática ou ainda mais complexa não hidrostática é adequada (VDI 1981). Modelos deste tipo precisam de muito poder computacional, bem como muita experiência na aplicação. A determinação de concentrações com base em médias anuais, em geral, não é possível com esses modelos. Em vez disso, os estudos de pior caso podem ser realizados considerando apenas uma direção do vento e os parâmetros de velocidade e estratificação do vento que resultam nos maiores valores de concentração de superfície. Se esses valores de pior caso não excederem os padrões de qualidade do ar, estudos mais detalhados não são necessários.

Figura 2. Estrutura topográfica de uma região modelo

A Figura 2, a Figura 3 e a Figura 4 demonstram como o transporte e a distribuição de poluentes podem ser apresentados em relação à influência do terreno e das climatologias eólicas derivadas da consideração das frequências dos ventos geostróficos e de superfície.

Figura 3. Distribuições de frequência de superfície determinadas a partir da distribuição de frequência geostrófica

Figura 4. Concentrações médias anuais de poluentes para uma região hipotética calculada a partir da distribuição de frequência geostrófica para campos de vento heterogêneos

Modelagem de Dispersão em Caso de Fontes Baixas

Considerando a poluição do ar causada por fontes baixas (ou seja, alturas de chaminés da ordem da altura dos edifícios ou emissões do tráfego rodoviário), a influência dos edifícios circundantes deve ser considerada. As emissões do tráfego rodoviário ficarão presas até certo ponto nos desfiladeiros das ruas. Formulações empíricas foram encontradas para descrever isso (Yamartino e Wiegand 1986).

Os poluentes emitidos por uma chaminé baixa situada em um edifício serão capturados na circulação no lado sotavento do edifício. A extensão dessa circulação de sotavento depende da altura e largura do edifício, bem como da velocidade do vento. Portanto, abordagens simplificadas para descrever a dispersão de poluentes nesse caso, baseadas apenas na altura de um edifício, geralmente não são válidas. A extensão vertical e horizontal da circulação de sotavento foi obtida a partir de estudos em túnel de vento (Hosker 1985) e pode ser implementada em modelos de diagnóstico consistentes em massa. Assim que o campo de fluxo for determinado, ele pode ser usado para calcular o transporte e a mistura turbulenta do poluente emitido. Isso pode ser feito por modelagem de dispersão lagrangiana ou euleriana.

Estudos mais detalhados - relativos a vazamentos acidentais, por exemplo - podem ser realizados apenas usando modelos não hidrostáticos de fluxo e dispersão, em vez de uma abordagem diagnóstica. Como isso, em geral, exige alto poder computacional, uma abordagem de pior caso, conforme descrito acima, é recomendada antes de uma modelagem estatística completa.

 

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Monitoramento da qualidade do ar significa a medição sistemática de poluentes do ar ambiente para poder avaliar a exposição de receptores vulneráveis ​​(por exemplo, pessoas, animais, plantas e obras de arte) com base em padrões e diretrizes derivados de efeitos observados e/ou para estabelecer a fonte da poluição do ar (análise causal).

As concentrações de poluentes do ar ambiente são influenciadas pela variação espacial ou temporal das emissões de substâncias perigosas e pela dinâmica de sua dispersão no ar. Como consequência, ocorrem variações diárias e anuais marcantes das concentrações. É praticamente impossível determinar de forma unificada todas essas diferentes variações da qualidade do ar (em linguagem estatística, a população de estados de qualidade do ar). Assim, as medições das concentrações de poluentes no ar ambiente sempre têm o caráter de amostras aleatórias espaciais ou temporais.

Planejamento de medição

O primeiro passo no planejamento da medição é formular o propósito da medição com a maior precisão possível. Questões importantes e campos de operação para monitoramento da qualidade do ar incluem:

Medição de área:

• determinação representativa da exposição em uma área (monitoramento geral do ar)
• medição representativa da poluição pré-existente na área de uma instalação planejada (licença, TA Luft (instrução técnica, ar))
• aviso de smog (smog de inverno, altas concentrações de ozônio)
• medições em pontos quentes de poluição do ar para estimar a exposição máxima dos receptores (EU-NO₂ diretriz, medições em desfiladeiros de rua, de acordo com a Lei Federal de Controle de Imissões da Alemanha)
• verificar os resultados das medidas de redução da poluição e as tendências ao longo do tempo
• medições de triagem
• investigações científicas - por exemplo, o transporte de poluição do ar, conversões químicas, calibração de cálculos de dispersão.

 

Medição da instalação:

• medições em resposta a reclamações
• averiguação de fontes de emissões, análise causal
• medições em casos de incêndios e descargas acidentais
• verificar o sucesso das medidas de redução
• monitoramento das emissões fugitivas da fábrica.

 

O objetivo do planejamento de medição é usar procedimentos adequados de medição e avaliação para responder a perguntas específicas com certeza suficiente e com o mínimo de custo possível.

Um exemplo dos parâmetros que devem ser utilizados para o planejamento da medição é apresentado na tabela 1, em relação a uma avaliação da poluição do ar na área de uma instalação industrial planejada. Reconhecendo que os requisitos formais variam de acordo com a jurisdição, deve-se notar que aqui é feita referência específica aos procedimentos de licenciamento alemães para instalações industriais.

Tabela 1. Parâmetros para planejamento de medição na medição de concentrações de poluição do ar ambiente (com exemplo de aplicação)

 

O exemplo da tabela 1 mostra o caso de uma rede de medição que deve monitorar a qualidade do ar em uma área específica da forma mais representativa possível, para comparar com os limites de qualidade do ar designados. A ideia por trás dessa abordagem é que uma escolha aleatória de locais de medição é feita para cobrir igualmente locais em uma área com qualidade do ar variável (por exemplo, áreas residenciais, ruas, zonas industriais, parques, centros urbanos, subúrbios). Esta abordagem pode ser muito cara em grandes áreas devido ao número de locais de medição necessários.

Outra concepção para uma rede de medição, portanto, começa com locais de medição que são selecionados de forma representativa. Se forem realizadas medições de diferentes qualidades do ar nos locais mais importantes e for conhecido o tempo que os objetos protegidos permanecem nesses “microambientes”, então a exposição pode ser determinada. Esta abordagem pode ser estendida a outros microambientes (por exemplo, salas internas, carros) para estimar a exposição total. A modelagem de difusão ou medições de triagem podem ajudar na escolha dos locais de medição corretos.

Uma terceira abordagem é medir nos pontos de maior exposição presumida (por exemplo, para NO₂ e benzeno em canyons de rua). Se os padrões de avaliação forem atendidos neste local, há probabilidade suficiente de que este também seja o caso para todos os outros locais. Essa abordagem, ao focar em pontos críticos, requer relativamente poucos locais de medição, mas estes devem ser escolhidos com cuidado especial. Este método específico corre o risco de superestimar a exposição real.

Os parâmetros de tempo de medição, avaliação dos dados de medição e frequência de medição são dados essencialmente na definição dos padrões de avaliação (limites) e no nível de certeza desejado dos resultados. Os limites limítrofes e as condições periféricas a serem consideradas no planejamento da medição estão relacionados. Usando procedimentos de medição contínua, uma resolução que é temporalmente quase perfeita pode ser alcançada. Mas isso é necessário apenas no monitoramento de valores de pico e/ou para alertas de smog; para monitorar valores médios anuais, por exemplo, medições descontínuas são adequadas.

A seção a seguir é dedicada a descrever as capacidades dos procedimentos de medição e controle de qualidade como um outro parâmetro importante para o planejamento da medição.

Garantia da Qualidade

As medições das concentrações de poluentes do ar ambiente podem ser caras de realizar e os resultados podem afetar decisões significativas com sérias implicações econômicas ou ecológicas. Portanto, as medidas de garantia de qualidade são parte integrante do processo de medição. Duas áreas devem ser distinguidas aqui.

Medidas orientadas para o procedimento

Todo procedimento de medição completo consiste em várias etapas: amostragem, preparação da amostra e limpeza; separação, detecção (etapa analítica final); e coleta e avaliação de dados. Em alguns casos, especialmente com medição contínua de gases inorgânicos, algumas etapas do procedimento podem ser omitidas (por exemplo, separação). A adesão abrangente aos procedimentos deve ser buscada na realização de medições. Devem ser seguidos procedimentos padronizados e, portanto, amplamente documentados, na forma de normas DIN/ISO, normas CEN ou diretrizes VDI.

Medidas orientadas ao usuário

O uso de equipamentos e procedimentos padronizados e comprovados para a medição da concentração de poluentes no ar ambiente não pode, por si só, garantir uma qualidade aceitável se o usuário não empregar métodos adequados de controle de qualidade. As séries de normas DIN/EN/ISO 9000 (Normas de gerenciamento de qualidade e garantia de qualidade), EN 45000 (que define os requisitos para laboratórios de teste) e ISO Guide 25 (Requisitos gerais para a competência de laboratórios de calibração e teste) são importantes para os usuários. medidas orientadas para garantir a qualidade.

Aspectos importantes das medidas de controle de qualidade do usuário incluem:

• aceitação e prática do conteúdo das medidas no sentido de boas práticas de laboratório (BPL)
• manutenção correta dos equipamentos de medição, medidas qualificadas para eliminar interrupções e garantir reparos
• realizar calibrações e verificações regulares para garantir o funcionamento adequado
• realização de testes interlaboratoriais.

 

Procedimentos de medição

Procedimentos de medição para gases inorgânicos

Existe uma riqueza de procedimentos de medição para a ampla gama de gases inorgânicos. Diferenciaremos entre métodos manuais e automáticos.

procedimentos manuais

No caso de procedimentos de medição manual para gases inorgânicos, a substância a ser medida é normalmente adsorvida durante a amostragem em uma solução ou material sólido. Na maioria dos casos, uma determinação fotométrica é feita após uma reação de cor apropriada. Vários procedimentos de medição manual têm significado especial como procedimentos de referência. Por causa do custo relativamente alto de pessoal, esses procedimentos manuais raramente são conduzidos para medições de campo hoje, quando procedimentos automáticos alternativos estão disponíveis. Os procedimentos mais importantes são brevemente esboçados na tabela 2.

Tabela 2. Procedimentos de medição manual para gases inorgânicos

DL = limite de detecção; s = desvio padrão; rel. s = relativo s.

Uma variante especial de amostragem, usada principalmente em conexão com procedimentos de medição manual, é o tubo de separação por difusão (denuder). A técnica de denuder visa separar as fases gasosa e particulada usando suas diferentes taxas de difusão. Assim, é freqüentemente usado em problemas de separação difíceis (por exemplo, amônia e compostos de amônio; óxidos de nitrogênio, ácido nítrico e nitratos; óxidos de enxofre, ácido sulfúrico e sulfatos ou haletos/haletos de hidrogênio). Na técnica clássica de desnudamento, o ar de teste é aspirado através de um tubo de vidro com revestimento especial, dependendo do(s) material(is) a ser(em) coletado(s). A técnica de desnudamento foi desenvolvida em muitas variações e também parcialmente automatizada. Ampliou muito as possibilidades de amostragem diferenciada, mas, dependendo da variante, pode ser muito trabalhosa, e sua utilização adequada requer muita experiência.

Procedimentos automatizados

Existem vários monitores de medição contínua diferentes no mercado para dióxido de enxofre, óxidos de nitrogênio, monóxido de carbono e ozônio. Na maioria das vezes, eles são usados ​​principalmente em redes de medição. As características mais importantes dos métodos individuais são coletadas na tabela 3.

Tabela 3. Procedimentos de medição automatizada para gases inorgânicos

 

Deve ser enfatizado aqui que todos os procedimentos de medição automática baseados em princípios físico-químicos devem ser calibrados usando procedimentos de referência (manuais). Uma vez que os equipamentos automáticos em redes de medição geralmente funcionam por longos períodos de tempo (por exemplo, várias semanas) sem supervisão humana direta, é indispensável que seu funcionamento correto seja verificado regular e automaticamente. Isso geralmente é feito usando gases zero e de teste que podem ser produzidos por vários métodos (preparação do ar ambiente; cilindros de gás pressurizado; permeação; difusão; diluição estática e dinâmica).

Procedimentos de medição para poluentes atmosféricos formadores de poeira e sua composição

Entre os poluentes atmosféricos particulados, diferenciam-se poeira e material particulado em suspensão (SPM). A queda de poeira consiste em partículas maiores, que se afundam no solo devido ao seu tamanho e espessura. O SPM inclui a fração de partícula que está dispersa na atmosfera de maneira quase estável e quase homogênea e, portanto, permanece suspensa por um certo tempo.

Medição de material particulado em suspensão e compostos metálicos em SPM

Como é o caso das medições de poluentes atmosféricos gasosos, os procedimentos de medição contínua e descontínua para SPM podem ser diferenciados. Como regra, o SPM é primeiro separado em filtros de fibra de vidro ou membrana. Segue uma determinação gravimétrica ou radiométrica. Dependendo da amostragem, pode-se fazer uma distinção entre um procedimento para medir o SPM total sem fracionamento de acordo com o tamanho das partículas e um procedimento de fracionamento para medir o pó fino.

As vantagens e desvantagens das medições de poeira suspensa fracionada são disputadas internacionalmente. Na Alemanha, por exemplo, todos os limites e padrões de avaliação são baseados no total de partículas suspensas. Isso significa que, na maioria das vezes, apenas medições totais de SPM são realizadas. Nos Estados Unidos, ao contrário, o chamado procedimento PM-10 (matéria particulada £ 10μm) é muito comum. Nesse procedimento, são incluídas apenas partículas com diâmetro aerodinâmico de até 10 μm (50% da porção de inclusão), que são inaláveis ​​e podem entrar nos pulmões. O plano é introduzir o procedimento PM-10 na União Europeia como procedimento de referência. O custo das medições fracionadas de SPM é consideravelmente maior do que o da medição total de poeira em suspensão, porque os dispositivos de medição devem ser equipados com cabeçotes de amostragem especiais e caros que requerem manutenção dispendiosa. A Tabela 4 contém detalhes sobre os procedimentos de medição de SPM mais importantes.

Tabela 4. Procedimentos de medição para material particulado em suspensão (SPM)

 

Recentemente, também foram desenvolvidos trocadores automáticos de filtros que comportam um número maior de filtros e os fornecem ao amostrador, um após o outro, em intervalos de tempo. Os filtros expostos são armazenados em uma revista. Os limites de detecção para procedimentos de filtro situam-se entre 5 e 10 μg/m³ de poeira, via de regra.

Finalmente, o procedimento de fumaça preta para medições de SPM deve ser mencionado. Vindo da Grã-Bretanha, foi incorporado às diretrizes da UE para SO₂ e poeira suspensa. Neste procedimento, o escurecimento do filtro revestido é medido com um fotômetro de reflexo após a amostragem. Os valores de fumaça preta assim obtidos fotometricamente são convertidos em unidades gravimétricas (μg/m³) com a ajuda de uma curva de calibração. Uma vez que esta função de calibração depende em alto grau da composição do pó, especialmente do seu teor de fuligem, a conversão em unidades gravimétricas é problemática.

Hoje, os compostos metálicos são frequentemente determinados rotineiramente em amostras de immissão de poeira suspensa. Em geral, a coleta das poeiras suspensas nos filtros é seguida de uma dissolução química das poeiras separadas, pois as etapas analíticas finais mais comuns pressupõem a conversão dos compostos metálicos e metaloides em solução aquosa. Na prática, os métodos mais importantes são, de longe, a espectroscopia de absorção atômica (AAS) e a espectroscopia com excitação de plasma (ICP-OES). Outros procedimentos para determinação de compostos metálicos em poeira suspensa são análise de fluorescência de raios X, polarografia e análise de ativação de nêutrons. Embora os compostos metálicos tenham sido medidos por mais de uma década como um componente do SPM no ar externo em certos locais de medição, importantes questões ainda não foram respondidas. Assim, a amostragem convencional por separação do pó em suspensão nos filtros assume que a separação dos compostos de metais pesados ​​no filtro está completa. No entanto, indicações anteriores foram encontradas na literatura questionando isso. Os resultados são muito heterogêneos.

Um outro problema reside no fato de que diferentes formas de compostos, ou compostos únicos dos respectivos elementos, não podem ser distinguidos na análise de compostos metálicos em poeira suspensa usando os procedimentos de medição convencionais. Embora em muitos casos possam ser feitas determinações totais adequadas, uma diferenciação mais completa seria desejável com certos metais especialmente cancerígenos (As, Cd, Cr, Ni, Co, Be). Muitas vezes existem grandes diferenças nos efeitos cancerígenos dos elementos e seus compostos individuais (por exemplo, compostos de cromo nos níveis de oxidação III e VI - apenas aqueles no nível VI são cancerígenos). Em tais casos, uma medição específica dos compostos individuais (análise de espécies) seria desejável. Apesar da importância deste problema, apenas as primeiras tentativas de análise de espécies estão sendo feitas na técnica de medição.

Medição de dustfall e compostos metálicos em dustfall

Dois métodos fundamentalmente diferentes são usados ​​para coletar poeira:

• amostragem em recipientes coletores

• amostragem em superfícies adesivas.

 

Um procedimento popular para medir a queda de poeira (poeira depositada) é o chamado procedimento de Bergerhoff. Neste procedimento, toda a precipitação atmosférica (deposições secas e úmidas) é coletada ao longo de 30± 2 dias em vasos a cerca de 1.5 a 2.0 metros acima do solo (deposição em massa). Em seguida, os recipientes coletores são levados ao laboratório e preparados (filtrados, água evaporada, secos, pesados). O resultado é calculado com base na área de superfície do recipiente coletor e tempo de exposição em gramas por metro quadrado e dia (g/m²d). O limite de detecção relativo é 0.035 g/m²d.

Procedimentos adicionais para coleta de poeira incluem o dispositivo Liesegang-Löbner e métodos que coletam a poeira depositada em folhas adesivas.

Todos os resultados de medição de queda de poeira são valores relativos que dependem do aparelho usado, pois a separação de poeira é influenciada pelas condições de fluxo no dispositivo e outros parâmetros. As diferenças nos valores de medição obtidos com os diferentes procedimentos podem chegar a 50 por cento.

Também é importante a composição do pó depositado, como o teor de chumbo, cádmio e outros compostos metálicos. Os procedimentos analíticos usados ​​para isso são basicamente os mesmos usados ​​para poeira em suspensão.

Medição de materiais especiais em forma de pó

Materiais especiais em forma de poeira incluem amianto e fuligem. A coleta de fibras como poluentes atmosféricos é importante, pois o amianto foi classificado como material cancerígeno confirmado. Fibras com diâmetro D ≤ 3μm e comprimento L ≥ 5μm, onde L:D ≥ 3, são consideradas cancerígenas. Os procedimentos de medição de materiais fibrosos consistem na contagem, ao microscópio, de fibras que foram separadas em filtros. Somente procedimentos de microscopia eletrônica podem ser considerados para medições de ar externo. As fibras são separadas em filtros porosos revestidos de ouro. Antes da avaliação em um microscópio eletrônico de varredura, a amostra é liberada de substâncias orgânicas através da incineração de plasma diretamente no filtro. As fibras são contadas em parte da superfície do filtro, escolhidas aleatoriamente e classificadas por geometria e tipo de fibra. Com a ajuda da análise de energia dispersiva de raios X (EDXA), as fibras de amianto, fibras de sulfato de cálcio e outras fibras inorgânicas podem ser diferenciadas com base na composição elementar. Todo o procedimento é extremamente caro e requer o maior cuidado para obter resultados confiáveis.

A fuligem na forma de partículas emitidas por motores a diesel tornou-se relevante, uma vez que a fuligem a diesel também foi classificada como cancerígena. Devido à sua composição variável e complexa e devido ao fato de que vários constituintes também são emitidos de outras fontes, não existe um procedimento de medição específico para a fuligem de diesel. No entanto, para dizer algo concreto sobre as concentrações no ar ambiente, a fuligem é convencionalmente definida como carbono elementar, como parte do carbono total. É medido após amostragem e uma etapa de extração e/ou dessorção térmica. A determinação do teor de carbono ocorre através da queima em uma corrente de oxigênio e titulação coulométrica ou detecção IV não dispersiva do dióxido de carbono formado no processo.

O chamado etalômetro e o sensor fotoelétrico de aerossol também são usados ​​para medir a fuligem, em princípio.

Medindo Deposições Úmidas

Juntamente com a deposição seca, a deposição úmida na chuva, neve, neblina e orvalho constituem os meios mais importantes pelos quais materiais nocivos entram no solo, na água ou nas superfícies das plantas a partir do ar.

Para distinguir claramente a deposição úmida na chuva e na neve (nevoeiro e orvalho apresentam problemas especiais) da medição da deposição total (deposição a granel, consulte a seção “Medição de poeira e compostos metálicos” acima) e da deposição seca, coletores de chuva, cujos abertura de coleta é tampada quando não há chuva (amostrador somente úmido), são usados ​​para amostragem. Com sensores de chuva, que funcionam principalmente com base no princípio das mudanças de condutividade, a tampa é aberta quando começa a chover e fechada novamente quando a chuva para.

As amostras são transferidas através de um funil (área aberta aprox. 500 cm² e mais) em um recipiente de coleta escuro e se possível isolado (de vidro ou polietileno apenas para componentes inorgânicos).

Em geral, a análise da água coletada para componentes inorgânicos pode ser feita sem a preparação da amostra. A água deve ser centrifugada ou filtrada se estiver visivelmente turva. A condutividade, valor de pH e ânions importantes (NO₃ ^- , SO₄ ^2- Cl^-) e cátions (Ca²⁺K⁺Mg²⁺, N / D⁺NH₄ ⁺ e assim por diante) são medidos rotineiramente. Compostos traço instáveis ​​e estados intermediários como H₂O₂ ou HSO₃ ^- também são medidos para fins de pesquisa.

Para análise, são usados ​​procedimentos geralmente disponíveis para soluções aquosas, como condutometria para condutividade, eletrodos para valores de pH, espectroscopia de adsorção de átomos para cátions (consulte a seção “Medição de materiais especiais na forma de poeira”, acima) e, cada vez mais, cromatografia de troca iônica com detecção de condutividade para ânions.

Os compostos orgânicos são extraídos da água da chuva com, por exemplo, diclorometano, ou soprados com argônio e adsorvidos com tubos Tenax (somente materiais altamente voláteis). Os materiais são então submetidos a uma análise de cromatografia gasosa (ver “Procedimentos de medição de poluentes atmosféricos orgânicos”, abaixo).

A deposição seca está diretamente correlacionada com as concentrações no ar ambiente. As diferenças de concentração de materiais nocivos transportados pelo ar na chuva, no entanto, são relativamente pequenas, de modo que, para medir a deposição úmida, redes de medição de malha larga são adequadas. Exemplos incluem a rede europeia de medição EMEP, na qual a entrada de íons sulfato e nitrato, certos cátions e valores de pH de precipitação são coletados em aproximadamente 90 estações. Existem também extensas redes de medição na América do Norte.

Procedimentos de medição óptica de longa distância

Enquanto os procedimentos descritos até agora capturam a poluição do ar em um ponto, os procedimentos de medição óptica de longa distância medem de maneira integrada sobre caminhos de luz de vários quilômetros ou determinam a distribuição espacial. Eles usam as características de absorção de gases na atmosfera na faixa espectral UV, visível ou IR e são baseados na lei de Lambert-Beer, segundo a qual o produto do caminho da luz e a concentração são proporcionais à extinção medida. Se o emissor e o receptor da instalação de medição alterarem o comprimento de onda, vários componentes podem ser medidos em paralelo ou sequencialmente com um dispositivo.

Na prática, os sistemas de medição identificados na tabela 5 desempenham o papel mais importante.

Tabela 5. Procedimentos de medição de longa distância

LIDAR = Detecção e alcance de luz; DIAL = absorção diferencial LIDAR.

 

Procedimentos de Medição para Poluentes Orgânicos do Ar

A medição da poluição do ar contendo componentes orgânicos é complicada principalmente pela variedade de materiais nesta classe de compostos. Várias centenas de componentes individuais com características toxicológicas, químicas e físicas muito diferentes são cobertos sob o título geral de “poluentes atmosféricos orgânicos” nos registros de emissões e planos de qualidade do ar de áreas congestionadas.

Especialmente devido às grandes diferenças no impacto potencial, a coleta de componentes individuais relevantes substituiu cada vez mais os procedimentos de soma usados ​​anteriormente (por exemplo, detector de ionização de chama, procedimento de carbono total), cujos resultados não podem ser avaliados toxicologicamente. O método FID, no entanto, manteve um certo significado em conexão com uma coluna de separação curta para separar o metano, que é fotoquimicamente pouco reativo, e para coletar os compostos orgânicos voláteis (VOC) precursores para a formação de foto-oxidantes.

A frequente necessidade de separar as misturas complexas dos compostos orgânicos em componentes individuais relevantes torna a medição virtualmente um exercício em cromatografia aplicada. Os procedimentos cromatográficos são os métodos de escolha quando os compostos orgânicos são suficientemente estáveis, térmica e quimicamente. Para materiais orgânicos com grupos funcionais reativos, procedimentos separados que usam as características físicas dos grupos funcionais ou reações químicas para detecção continuam a se manter.

Os exemplos incluem o uso de aminas para converter aldeídos em hidrazonas, com subsequente medição fotométrica; derivatização com 2,4-dinitrofenilhidrazina e separação da 2,4-hidrazona formada; ou formando azo-corantes com p-nitroanilina para detecção de fenóis e cresóis.

Entre os procedimentos cromatográficos, a cromatografia gasosa (GC) e a cromatografia líquida de alta pressão (HPLC) são mais freqüentemente empregadas para separar as misturas frequentemente complexas. Para cromatografia gasosa, colunas de separação com diâmetros muito estreitos (aprox. 0.2 a 0.3 mm e aproximadamente 30 a 100 m de comprimento), as chamadas colunas capilares de alta resolução (HRGC), são utilizadas quase exclusivamente hoje. Uma série de detectores estão disponíveis para encontrar os componentes individuais após a coluna de separação, como o FID acima mencionado, o ECD (detector de captura de elétrons, especificamente para substitutos eletrofílicos como o halogênio), o PID (detector de fotoionização, que é especialmente sensível a hidrocarbonetos aromáticos e outros sistemas de elétrons p), e o NPD (detector termo-iônico específico para compostos de nitrogênio e fósforo). O HPLC usa detectores de fluxo direto especiais que, por exemplo, são projetados como a cubeta de fluxo direto de um espectrômetro UV.

Especialmente eficaz, mas também especialmente caro, é o uso de um espectrômetro de massa como detector. A identificação realmente certa, especialmente com misturas desconhecidas de compostos, muitas vezes só é possível através do espectro de massa do composto orgânico. A informação qualitativa do chamado tempo de retenção (tempo em que o material permanece na coluna) contida no cromatograma com detectores convencionais é complementada com a detecção específica dos componentes individuais por fragmentogramas de massa com alta sensibilidade de detecção.

A amostragem deve ser considerada antes da análise propriamente dita. A escolha do método de amostragem é determinada principalmente pela volatilidade, mas também pela faixa de concentração esperada, polaridade e estabilidade química. Além disso, com compostos não voláteis, uma escolha deve ser feita entre medições de concentração e deposição.

A Tabela 6 fornece uma visão geral dos procedimentos comuns no monitoramento do ar para enriquecimento ativo e análise cromatográfica de compostos orgânicos, com exemplos de aplicações.

Tabela 6. Visão geral dos procedimentos comuns de medição cromatográfica da qualidade do ar de compostos orgânicos (com exemplos de aplicações)

GC = cromatografia gasosa; GCMS = GC/espectroscopia de massa; FID = detector de ionização de chama; HRGC/ECD = GC/ECD de alta resolução; ECD = detector de captura de elétrons; HPLC = cromatografia líquida de alta eficiência. PID = detector de fotoionização.

 

As medições de deposição de compostos orgânicos com baixa volatilidade (por exemplo, dibenzodioxinas e dibenzofuranos (PCDD/PCDF), hidrocarbonetos aromáticos policíclicos (PAH)) estão ganhando importância do ponto de vista do impacto ambiental. Uma vez que os alimentos são a principal fonte de ingestão humana, o material transportado pelo ar transferido para as plantas alimentícias é de grande importância. Há, no entanto, evidências de que a transferência de material por meio de deposição de partículas é menos importante do que a deposição seca de compostos quase gasosos.

Para medir a deposição total, são utilizados dispositivos padronizados para precipitação de poeira (por exemplo, procedimento de Bergerhoff), que foram ligeiramente modificados pelo escurecimento como proteção contra a entrada de luz forte. Importantes problemas técnicos de medição, como a ressuspensão de partículas já separadas, evaporação ou possível decomposição fotolítica, estão sendo pesquisados ​​sistematicamente para melhorar os procedimentos de amostragem abaixo do ideal para compostos orgânicos.

Investigações Olfactométricas

As investigações de imissão olfactométrica são usadas no monitoramento para quantificar reclamações de odor e para determinar a poluição de linha de base em procedimentos de licenciamento. Eles servem principalmente para avaliar se os odores existentes ou antecipados devem ser classificados como significativos.

Em princípio, três abordagens metodológicas podem ser diferenciadas:

• medição da concentração de emissão (número de unidades de odor) com um olfatômetro e subsequente modelagem de dispersão

• medição de componentes individuais (por exemplo, NH₃) ou misturas de compostos (por exemplo, cromatografia gasosa de gases de aterros sanitários), se estes caracterizarem adequadamente o odor

• determinações de odor por meio de inspeções.

 

A primeira possibilidade combina medição de emissões com modelagem e, a rigor, não pode ser classificada no termo monitoramento da qualidade do ar. No terceiro método, o nariz humano é utilizado como detector com precisão significativamente reduzida em relação aos métodos físico-químicos.

Detalhes de inspeções, planos de medição e avaliação dos resultados estão contidos, por exemplo, nos regulamentos de proteção ambiental de alguns estados alemães.

Procedimentos de medição de triagem

Às vezes, procedimentos de medição simplificados são usados ​​para estudos preparatórios (triagem). Os exemplos incluem amostradores passivos, tubos de ensaio e procedimentos biológicos. Com amostradores passivos (difusivos), o material a ser testado é coletado com processos de fluxo livre, como difusão, permeação ou adsorção em formas simples de coletores (tubos, placas) e enriquecido em filtros impregnados, malhas ou outros meios de adsorção. Assim, a chamada amostragem ativa (sucção do ar de amostra através de uma bomba) não ocorre. A quantidade enriquecida de material, determinada analiticamente de acordo com o tempo de exposição definido, é convertida em unidades de concentração com base nas leis físicas (por exemplo, de difusão) com a ajuda do tempo de coleta e dos parâmetros geométricos do coletor. A metodologia deriva do campo da saúde ocupacional (amostragem pessoal) e medição do ar interior, mas está sendo cada vez mais utilizada para medições de concentração de poluentes no ar ambiente. Uma visão geral pode ser encontrada em Brown 1993.

Tubos detectores são frequentemente usados ​​para amostragem e análise preparatória rápida de gases. Um determinado volume de ar de teste é aspirado através de um tubo de vidro que é preenchido com um reagente adsortivo que corresponde ao objetivo do teste. O conteúdo do tubo muda de cor dependendo da concentração do material a ser determinado que está presente no ar de teste. Tubos de ensaio pequenos são frequentemente utilizados na área de monitoramento de locais de trabalho ou como procedimento rápido em casos de acidentes, como incêndios. Eles não são usados ​​para medições rotineiras de concentração de poluentes no ar ambiente devido aos limites de detecção geralmente muito altos e seletividade muito limitada. Os tubos de teste do detector estão disponíveis para vários materiais em várias faixas de concentração.

Dentre os procedimentos biológicos, dois métodos passaram a ser aceitos no monitoramento de rotina. Com o procedimento padronizado de exposição ao líquen, a taxa de mortalidade do líquen é determinada ao longo do tempo de exposição de 300 dias. Em outro procedimento, o pasto francês é exposto por 14±1 dias. Em seguida, a quantidade de crescimento é determinada. Ambos os procedimentos servem como determinações resumidas dos efeitos da concentração de poluentes atmosféricos.

Redes de Monitoramento da Qualidade do Ar

Em todo o mundo, são utilizados os mais variados tipos de redes de qualidade do ar. Uma distinção deve ser feita entre redes de medição, consistindo em estações de medição automáticas controladas por computador (recipientes de medição) e redes de medição virtuais, que apenas definem os locais de medição para vários tipos de medições de concentração de poluentes atmosféricos na forma de uma grade predefinida. Tarefas e concepções de redes de medição foram discutidas acima.

Redes de monitoramento contínuo

As redes de medição em operação contínua são baseadas em estações de medição automática e servem principalmente para o monitoramento da qualidade do ar em áreas urbanas. Medidos são poluentes atmosféricos, como dióxido de enxofre (SO₂), poeira, monóxido de nitrogênio (NO), dióxido de nitrogênio (NO₂), monóxido de carbono (CO), ozônio (O₃), e até certo ponto também a soma dos hidrocarbonetos (metano livre, C_nH_m) ou componentes orgânicos individuais (por exemplo, benzeno, tolueno, xilenos). Além disso, dependendo da necessidade, parâmetros meteorológicos como direção do vento, velocidade do vento, temperatura do ar, umidade relativa, precipitação, radiação global ou balanço de radiação são incluídos.

Os equipamentos de medição operados nas estações de medição geralmente consistem em um analisador, uma unidade de calibração e eletrônica de controle e direção, que monitora todo o equipamento de medição e contém uma interface padronizada para coleta de dados. Além dos valores de medição, o equipamento de medição fornece os chamados sinais de status sobre erros e o status operacional. A calibração dos dispositivos é verificada automaticamente por computador em intervalos regulares.

Como regra, as estações de medição são conectadas com linhas de dados fixas, conexões de discagem ou outros sistemas de transferência de dados a um computador (computador de processo, estação de trabalho ou PC, dependendo do escopo do sistema) no qual os resultados da medição são inseridos, processados ​​e exibido. Os computadores da rede de medição e, se necessário, pessoal especialmente treinado monitoram continuamente se vários limites de limite são excedidos. Desta forma, situações críticas de qualidade do ar podem ser reconhecidas a qualquer momento. Isso é muito importante, especialmente para monitorar situações críticas de smog no inverno e no verão (foto-oxidantes) e para informações públicas atuais.

Redes de medição para medições de amostras aleatórias

Além da rede de medição telemétrica, outros sistemas de medição para monitorar a qualidade do ar são usados ​​em graus variados. Os exemplos incluem redes de medição (ocasionalmente parcialmente automatizadas) para determinar:

• deposição de poeira e seus componentes
• poeira em suspensão (SPM) e seus componentes
• hidrocarbonetos e hidrocarbonetos clorados
• materiais orgânicos pouco voláteis (dioxinas, furanos, bifenilos policlorados).

 

Uma série de substâncias medidas dessa maneira foram classificadas como cancerígenas, como compostos de cádmio, PAHs ou benzeno. Monitorá-los é, portanto, particularmente importante.

Para fornecer um exemplo de um programa abrangente, a tabela 7 resume o monitoramento da qualidade do ar que é realizado sistematicamente na Renânia do Norte-Vestfália, que com 18 milhões de habitantes é o estado mais populoso da Alemanha.

Tabela 7. Monitoramento sistemático da qualidade do ar na Renânia do Norte-Vestfália (Alemanha)

 

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Gestão da Poluição do Ar

O objetivo de um gerente de um sistema de controle de poluição do ar é garantir que concentrações excessivas de poluentes atmosféricos não atinjam um alvo suscetível. Os alvos podem incluir pessoas, plantas, animais e materiais. Em todos os casos, devemos nos preocupar com os mais sensíveis de cada um desses grupos. Os poluentes atmosféricos podem incluir gases, vapores, aerossóis e, em alguns casos, materiais com risco biológico. Um sistema bem projetado evitará que um alvo receba uma concentração nociva de um poluente.

A maioria dos sistemas de controle da poluição do ar envolve uma combinação de várias técnicas de controle, geralmente uma combinação de controles tecnológicos e controles administrativos, e em fontes maiores ou mais complexas pode haver mais de um tipo de controle tecnológico.

Idealmente, a seleção dos controles apropriados será feita no contexto do problema a ser resolvido.

• O que é emitido, em que concentração?
• Quais são os alvos? Qual é o alvo mais suscetível?
• Quais são os níveis aceitáveis ​​de exposição de curto prazo?
• Quais são os níveis aceitáveis ​​de exposição a longo prazo?
• Que combinação de controles deve ser selecionada para garantir que os níveis de exposição de curto e longo prazo não sejam excedidos?

 

A Tabela 1 descreve as etapas desse processo.

 

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Tabela 1. Etapas na seleção de controles de poluição

 

 

* Ao definir os níveis de exposição na Etapa 3, deve-se lembrar que essas exposições são exposições totais, não apenas as da planta. Uma vez estabelecido o nível aceitável, os níveis de fundo e as contribuições de outras plantas são apenas subtraídos para determinar a quantidade máxima que a planta pode emitir sem exceder o nível de exposição aceitável. Se isso não for feito, e três plantas puderem emitir na quantidade máxima, os grupos-alvo serão expostos a três vezes o nível aceitável.

** Alguns materiais, como substâncias cancerígenas, não têm um limite abaixo do qual não ocorrerão efeitos nocivos. Portanto, enquanto parte do material escapar para o meio ambiente, haverá algum risco para as populações-alvo. Neste caso, um nível sem efeito não pode ser definido (diferente de zero). Em vez disso, um nível aceitável de risco deve ser estabelecido. Normalmente, isso é definido na faixa de 1 resultado adverso em 100,000 a 1,000,000 de pessoas expostas.

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Algumas jurisdições fizeram parte do trabalho estabelecendo padrões com base na concentração máxima de um contaminante que um alvo suscetível pode receber. Com esse tipo de norma, o gestor não precisa realizar os Passos 2 e 3, pois o órgão regulador já fez isso. Nesse sistema, o gestor deve estabelecer apenas os padrões de emissão não controlada para cada poluente (Etapa 1) e, a seguir, determinar quais controles são necessários para atender ao padrão (Etapa 4).

Ao ter padrões de qualidade do ar, os reguladores podem medir as exposições individuais e, assim, determinar se alguém está exposto a níveis potencialmente perigosos. Presume-se que os padrões estabelecidos nessas condições sejam baixos o suficiente para proteger o grupo-alvo mais suscetível. Isso nem sempre é uma suposição segura. Conforme mostrado na tabela 2, pode haver uma grande variação nos padrões comuns de qualidade do ar. Os padrões de qualidade do ar para dióxido de enxofre variam de 30 a 140 μg/m³. Para materiais menos regulamentados, essa variação pode ser ainda maior (1.2 a 1,718 μg/m³), como mostrado na tabela 3 para o benzeno. Isso não é surpreendente, dado que a economia pode desempenhar um papel tão importante na definição de padrões quanto a toxicologia. Se um padrão não for baixo o suficiente para proteger as populações suscetíveis, ninguém estará bem servido. As populações expostas têm um sentimento de falsa confiança e podem ser colocadas em risco sem saber. A princípio, o emissor pode sentir que se beneficiou de um padrão leniente, mas se os efeitos na comunidade exigirem que a empresa redesenhe seus controles ou instale novos controles, os custos podem ser maiores do que fazê-lo corretamente da primeira vez.

Tabela 2. Faixa de padrões de qualidade do ar para um contaminante do ar comumente controlado (dióxido de enxofre)

 

Tabela 3. Faixa de padrões de qualidade do ar para um contaminante do ar menos comumente controlado (benzeno)

Os níveis foram padronizados para um tempo médio de 24 horas para auxiliar nas comparações.

(Adaptado de Calabrese e Kenyon 1991.)

 

Às vezes, essa abordagem gradual para selecionar os controles de poluição do ar sofre um curto-circuito e os reguladores e projetistas vão diretamente para uma “solução universal”. Um desses métodos é a melhor tecnologia de controle disponível (BACT). Supõe-se que, usando a melhor combinação de depuradores, filtros e boas práticas de trabalho em uma fonte de emissão, seria alcançado um nível de emissões baixo o suficiente para proteger o grupo-alvo mais suscetível. Freqüentemente, o nível de emissão resultante estará abaixo do mínimo necessário para proteger os alvos mais suscetíveis. Desta forma, todas as exposições desnecessárias devem ser eliminadas. Exemplos de BACT são mostrados na tabela 4.

Tabela 4. Exemplos selecionados da melhor tecnologia de controle disponível (BACT) mostrando o método de controle usado e a eficiência estimada

 

O BACT por si só não garante níveis de controle adequados. Embora este seja o melhor sistema de controle baseado em controles de limpeza de gás e boas práticas operacionais, o BACT pode não ser bom o suficiente se a fonte for uma planta grande ou se estiver localizada próxima a um alvo sensível. A melhor tecnologia de controle disponível deve ser testada para garantir que seja realmente boa o suficiente. Os padrões de emissão resultantes devem ser verificados para determinar se ainda podem ser prejudiciais, mesmo com os melhores controles de limpeza de gás. Se os padrões de emissão ainda forem prejudiciais, outros controles básicos, como selecionar processos ou materiais mais seguros ou realocar em uma área menos sensível, podem ter que ser considerados.

Outra “solução universal” que ignora algumas das etapas são os padrões de desempenho de origem. Muitas jurisdições estabelecem padrões de emissão que não podem ser excedidos. Os padrões de emissão são baseados nas emissões na fonte. Normalmente, isso funciona bem, mas, como o BACT, eles podem não ser confiáveis. Os níveis devem ser baixos o suficiente para manter as emissões máximas baixas o suficiente para proteger populações-alvo suscetíveis de emissões típicas. No entanto, como acontece com a melhor tecnologia de controle disponível, isso pode não ser bom o suficiente para proteger todos onde há grandes fontes de emissão ou populações suscetíveis próximas. Se for esse o caso, outros procedimentos devem ser usados ​​para garantir a segurança de todos os grupos-alvo.

Ambos os padrões BACT e de emissão têm uma falha básica. Eles assumem que, se determinados critérios forem atendidos na fábrica, os grupos-alvo serão automaticamente protegidos. Isso não é necessariamente assim, mas uma vez que tal sistema é aprovado em lei, os efeitos sobre o alvo tornam-se secundários em relação ao cumprimento da lei.

BACT e padrões de emissão de fonte ou critérios de projeto devem ser usados ​​como critérios mínimos para controles. Se o BACT ou os critérios de emissão protegerem os alvos suscetíveis, eles podem ser usados ​​conforme pretendido, caso contrário, outros controles administrativos devem ser usados.

Medidas de controle

Os controles podem ser divididos em dois tipos básicos de controles - tecnológicos e administrativos. Os controles tecnológicos são definidos aqui como o hardware colocado em uma fonte de emissão para reduzir os contaminantes no fluxo de gás a um nível aceitável para a comunidade e que protegerá o alvo mais sensível. Os controles administrativos são definidos aqui como outras medidas de controle.

controles tecnológicos

Os sistemas de limpeza de gás são colocados na fonte, antes da chaminé, para remover os contaminantes do fluxo de gás antes de liberá-lo para o meio ambiente. A Tabela 5 mostra um breve resumo das diferentes classes de sistema de limpeza de gás.

Tabela 5. Métodos de limpeza de gás para remoção de gases, vapores e partículas nocivos de emissões de processos industriais

 

O limpador de gás faz parte de um sistema complexo que consiste em exaustores, dutos, ventiladores, limpadores e chaminés. O design, o desempenho e a manutenção de cada parte afetam o desempenho de todas as outras partes e do sistema como um todo.

Deve-se notar que a eficiência do sistema varia muito para cada tipo de limpador, dependendo de seu projeto, entrada de energia e características do fluxo de gás e do contaminante. Como resultado, as eficiências de amostra na tabela 5 são apenas aproximações. A variação nas eficiências é demonstrada com lavadores úmidos na tabela 5. A eficiência de coleta do lavador úmido vai de 98.5% para partículas de 5 μm a 45% para partículas de 1 μm com a mesma queda de pressão no lavador (medidor de água de 6.8 pol. (wg )). Para o mesmo tamanho de partícula, 1 μm, a eficiência vai de 45% a 6.8 wg para 99.95 a 50 wg. Como resultado, os limpadores de gás devem ser adequados ao fluxo de gás específico em questão. O uso de dispositivos genéricos não é recomendado.

Depósito de lixo

Ao selecionar e projetar sistemas de limpeza de gás, deve-se considerar cuidadosamente o descarte seguro do material coletado. Conforme mostrado na tabela 6, alguns processos produzem grandes quantidades de contaminantes. Se a maioria dos contaminantes for coletada pelo equipamento de limpeza de gás, pode haver um problema de descarte de resíduos perigosos.

Tabela 6. Taxas de emissão não controlada de amostra para processos industriais selecionados

 

Em alguns casos, os resíduos podem conter produtos valiosos que podem ser reciclados, como metais pesados ​​de uma fundição ou solvente de uma linha de pintura. Os resíduos podem ser utilizados como matéria-prima para outro processo industrial - por exemplo, o dióxido de enxofre coletado na forma de ácido sulfúrico pode ser utilizado na fabricação de fertilizantes.

Onde os resíduos não podem ser reciclados ou reutilizados, o descarte pode não ser simples. Não apenas o volume pode ser um problema, mas eles próprios podem ser perigosos. Por exemplo, se o ácido sulfúrico capturado de uma caldeira ou fundição não puder ser reutilizado, ele terá que ser tratado para neutralizá-lo antes do descarte.

Dispersão

A dispersão pode reduzir a concentração de um poluente em um alvo. No entanto, deve-se lembrar que a dispersão não reduz a quantidade total de material que sai de uma fábrica. Uma pilha alta permite apenas que a pluma se espalhe e seja diluída antes de atingir o nível do solo, onde é provável que existam alvos suscetíveis. Se o poluente for principalmente um incômodo, como um odor, a dispersão pode ser aceitável. No entanto, se o material for persistente ou cumulativo, como metais pesados, a diluição pode não ser uma resposta para um problema de poluição do ar.

A dispersão deve ser usada com cuidado. As condições meteorológicas locais e da superfície do solo devem ser levadas em consideração. Por exemplo, em climas mais frios, particularmente com cobertura de neve, pode haver inversões de temperatura frequentes que podem prender os poluentes perto do solo, resultando em exposições inesperadamente altas. Da mesma forma, se uma planta estiver localizada em um vale, as plumas podem se mover para cima e para baixo no vale, ou ser bloqueadas pelas colinas circundantes, de modo que não se espalhem e se dispersem conforme o esperado.

Controles administrativos

Além dos sistemas tecnológicos, existe outro grupo de controles que deve ser considerado no projeto geral de um sistema de controle da poluição do ar. Em grande parte, eles vêm das ferramentas básicas de higiene industrial.

Substituição

Um dos métodos preferidos de higiene ocupacional para controlar os riscos ambientais no local de trabalho é substituir um material ou processo mais seguro. Se um processo ou material mais seguro puder ser usado e as emissões nocivas evitadas, o tipo ou a eficácia dos controles torna-se acadêmico. É melhor evitar o problema do que tentar corrigir uma primeira decisão ruim. Exemplos de substituição incluem o uso de combustíveis mais limpos, tampas para armazenamento de granéis e temperaturas reduzidas em secadores.

Isso se aplica a pequenas compras, bem como aos principais critérios de projeto da planta. Se forem adquiridos apenas produtos ou processos ambientalmente seguros, não haverá risco para o meio ambiente, interno ou externo. Se a compra for errada, o restante do programa consiste em tentar compensar essa primeira decisão. Se um produto ou processo de baixo custo, mas perigoso, for adquirido, pode ser necessário procedimentos e equipamentos especiais de manuseio e métodos especiais de descarte. Como resultado, o item de baixo custo pode ter apenas um preço de compra baixo, mas um preço alto para usá-lo e descartá-lo. Talvez um material ou processo mais seguro, mas mais caro, fosse menos dispendioso a longo prazo.

ventilação local

Os controles são necessários para todos os problemas identificados que não podem ser evitados pela substituição de materiais ou métodos mais seguros. As emissões começam no local de trabalho individual, não na pilha. Um sistema de ventilação que capture e controle as emissões na fonte ajudará a proteger a comunidade se for projetado adequadamente. As coifas e dutos do sistema de ventilação fazem parte do sistema de controle total da poluição do ar.

Um sistema de ventilação local é o preferido. Não dilui os contaminantes e fornece um fluxo de gás concentrado que é mais fácil de limpar antes de liberar para o meio ambiente. O equipamento de limpeza de gás é mais eficiente ao limpar o ar com maiores concentrações de contaminantes. Por exemplo, uma coifa de captura sobre o bico de vazamento de um forno de metal evitará que contaminantes entrem no ambiente e enviará a fumaça para o sistema de limpeza de gás. Na tabela 5 pode ser visto que as eficiências de limpeza para limpadores de absorção e adsorção aumentam com a concentração do contaminante, e limpadores de condensação não são recomendados para níveis baixos (<2,000 ppm) de contaminantes.

Se os poluentes não forem capturados na fonte e puderem escapar pelas janelas e aberturas de ventilação, eles se tornarão emissões fugitivas descontroladas. Em alguns casos, essas emissões fugitivas descontroladas podem ter um impacto significativo na vizinhança imediata.

Isolamento

Isolamento - localizar a planta longe de alvos suscetíveis - pode ser um importante método de controle quando os controles de engenharia são inadequados por si mesmos. Este pode ser o único meio de alcançar um nível aceitável de controle quando a melhor tecnologia de controle disponível (BACT) deve ser confiada. Se, após a aplicação dos melhores controles disponíveis, um grupo-alvo ainda estiver em risco, deve-se considerar a possibilidade de encontrar um local alternativo onde não estejam presentes populações sensíveis.

O isolamento, conforme apresentado acima, é um meio de separar uma planta individual de alvos suscetíveis. Outro sistema de isolamento é onde as autoridades locais usam o zoneamento para separar classes de indústrias de alvos suscetíveis. Uma vez que as indústrias tenham sido separadas das populações-alvo, a população não deve se mudar para perto da instalação. Embora isso pareça senso comum, não é empregado com a frequência que deveria.

procedimentos de trabalho

Os procedimentos de trabalho devem ser desenvolvidos para garantir que os equipamentos sejam utilizados de forma adequada e segura, sem riscos aos trabalhadores e ao meio ambiente. Os sistemas complexos de poluição do ar devem ser mantidos e operados adequadamente se quiserem fazer seu trabalho como pretendido. Um fator importante para isso é o treinamento da equipe. A equipe deve ser treinada em como usar e manter o equipamento para reduzir ou eliminar a quantidade de materiais perigosos emitidos no local de trabalho ou na comunidade. Em alguns casos, o BACT depende de boas práticas para garantir resultados aceitáveis.

Monitoramento em tempo real

Um sistema baseado em monitoramento em tempo real não é popular e não é comumente usado. Nesse caso, emissão contínua e monitoramento meteorológico podem ser combinados com modelagem de dispersão para prever exposições a favor do vento. Quando as exposições previstas se aproximam dos níveis aceitáveis, as informações são usadas para reduzir as taxas de produção e as emissões. Este é um método ineficiente, mas pode ser um método de controle provisório aceitável para uma instalação existente.

O inverso disso é anunciar avisos ao público quando as condições forem tais que possam existir concentrações excessivas de contaminantes, para que o público possa tomar as medidas apropriadas. Por exemplo, se for enviado um aviso de que as condições atmosféricas são tais que os níveis de dióxido de enxofre na direção do vento de uma fundição são excessivos, as populações suscetíveis, como os asmáticos, saberiam que não deveriam sair de casa. Novamente, este pode ser um controle provisório aceitável até que os controles permanentes sejam instalados.

Às vezes, o monitoramento atmosférico e meteorológico em tempo real é usado para evitar ou reduzir grandes eventos de poluição do ar onde podem existir múltiplas fontes. Quando se torna evidente que níveis excessivos de poluição do ar são prováveis, o uso pessoal de carros pode ser restrito e as principais indústrias emissoras fechadas.

Manutenção/arrumação

Em todos os casos, a eficácia dos controles depende de uma manutenção adequada; o equipamento tem de funcionar como pretendido. Não apenas os controles de poluição do ar devem ser mantidos e usados ​​conforme pretendido, mas os processos que geram emissões potenciais devem ser mantidos e operados adequadamente. Um exemplo de processo industrial é um secador de cavacos de madeira com falha no controlador de temperatura; se o secador for operado em uma temperatura muito alta, ele emitirá mais materiais, e talvez um tipo diferente de material, da madeira que está secando. Um exemplo de manutenção do limpador de gás que afeta as emissões seria uma manga mal conservada com mangas quebradas, o que permitiria a passagem de partículas pelo filtro.

A limpeza também desempenha um papel importante no controle das emissões totais. As poeiras que não são limpas rapidamente dentro da fábrica podem ser reintroduzidas e representar um perigo para o pessoal. Se as poeiras forem transportadas para fora da fábrica, elas são um perigo para a comunidade. A má manutenção do pátio da fábrica pode representar um risco significativo para a comunidade. Materiais a granel descobertos, resíduos de plantas ou poeira levantada por veículos podem resultar em poluentes sendo carregados pelos ventos para a comunidade. Manter o pátio limpo, usando recipientes ou locais de armazenamento adequados, é importante para reduzir as emissões totais. Um sistema deve ser não apenas projetado corretamente, mas também usado corretamente se a comunidade deve ser protegida.

O pior exemplo de má manutenção e limpeza seria a planta de recuperação de chumbo com um transportador de pó de chumbo quebrado. A poeira foi deixada escapar do transportador até que a pilha estivesse tão alta que a poeira pudesse deslizar pela pilha e sair por uma janela quebrada. Os ventos locais então carregaram a poeira ao redor do bairro.

Equipamento para Amostragem de Emissões

A amostragem da fonte pode ser realizada por vários motivos:

• Caracterizar as emissões. Para projetar um sistema de controle da poluição do ar, é preciso saber o que está sendo emitido. Não só o volume de gás, mas a quantidade, identidade e, no caso de particulados, distribuição de tamanho do material que está sendo emitido deve ser conhecido. A mesma informação é necessária para catalogar as emissões totais de um bairro.

• Para testar a eficiência do equipamento. Após a compra de um sistema de controle de poluição do ar, ele deve ser testado para garantir que está fazendo o trabalho pretendido.

• Como parte de um sistema de controle. Quando as emissões são continuamente monitoradas, os dados podem ser usados ​​para ajustar o sistema de controle da poluição do ar ou a própria operação da planta.

• Para determinar a conformidade. Quando os padrões regulatórios incluem limites de emissão, a amostragem de emissões pode ser usada para determinar a conformidade ou não conformidade com os padrões.

 

O tipo de sistema de amostragem usado dependerá do motivo da coleta de amostras, custos, disponibilidade de tecnologia e treinamento de pessoal.

Emissões visíveis

Onde houver o desejo de reduzir o poder de poluição do ar, melhorar a visibilidade ou impedir a introdução de aerossóis na atmosfera, os padrões podem ser baseados em emissões visíveis.

As emissões visíveis são compostas por pequenas partículas ou gases coloridos. Quanto mais opaca for uma pluma, mais material está sendo emitido. Essa característica é evidente à vista, e observadores treinados podem ser usados ​​para avaliar os níveis de emissão. Existem várias vantagens em usar este método de avaliação de padrões de emissão:

• Nenhum equipamento caro é necessário.

• Uma pessoa pode fazer muitas observações em um dia.

• Os operadores da planta podem avaliar rapidamente os efeitos das mudanças no processo a baixo custo.

• Os infratores podem ser citados sem testes de origem demorados.

• As emissões questionáveis ​​podem ser localizadas e as emissões reais determinadas pelo teste da fonte, conforme descrito nas seções a seguir.

 

Amostragem extrativa

Um método de amostragem muito mais rigoroso exige que uma amostra do fluxo de gás seja removida da chaminé e analisada. Embora isso pareça simples, não se traduz em um método de amostragem simples.

A amostra deve ser coletada isocineticamente, especialmente quando partículas estão sendo coletadas. Amostragem isocinética é definida como amostragem por extração da amostra na sonda de amostragem na mesma velocidade que o material está se movendo na pilha ou duto. Isso é feito medindo a velocidade do fluxo de gás com um tubo de pitot e, em seguida, ajustando a taxa de amostragem para que a amostra entre na sonda na mesma velocidade. Isso é essencial na amostragem de partículas, uma vez que partículas maiores e mais pesadas não seguirão uma mudança de direção ou velocidade. Como resultado, a concentração de partículas maiores na amostra não será representativa do fluxo de gás e a amostra será imprecisa.

Um trem de amostras para dióxido de enxofre é mostrado na figura 1. Não é simples e um operador treinado é necessário para garantir que uma amostra seja coletada adequadamente. Se algo diferente do dióxido de enxofre for amostrado, os impingers e o banho de gelo podem ser removidos e o dispositivo de coleta apropriado inserido.

Figura 1. Um diagrama de um trem de amostragem isocinética para dióxido de enxofre

A amostragem extrativa, particularmente a amostragem isocinética, pode ser muito precisa e versátil e tem vários usos:

• É um método de amostragem reconhecido com controles de qualidade adequados e, portanto, pode ser usado para determinar a conformidade com os padrões.

• A precisão potencial do método o torna adequado para testes de desempenho de novos equipamentos de controle.

• Como as amostras podem ser coletadas e analisadas sob condições controladas de laboratório para muitos componentes, é útil para caracterizar o fluxo de gás.

 

Um sistema de amostragem simplificado e automatizado pode ser conectado a um gás contínuo (sensores eletroquímicos, ultravioleta-fotométricos ou de ionização de chama) ou a um analisador de partículas (nefelômetro) para monitorar continuamente as emissões. Isso pode fornecer documentação das emissões e status operacional instantâneo do sistema de controle de poluição do ar.

Amostragem in situ

As emissões também podem ser amostradas na pilha. A Figura 2 é uma representação de um transmissômetro simples usado para medir materiais no fluxo de gás. Neste exemplo, um feixe de luz é projetado através da pilha para uma fotocélula. As partículas ou gás colorido irão absorver ou bloquear parte da luz. Quanto mais material, menos luz chegará à fotocélula. (Veja a figura 2.)

Figura 2. Um transmissômetro simples para medir partículas em uma pilha

Usando diferentes fontes de luz e detectores, como luz ultravioleta (UV), gases transparentes à luz visível podem ser detectados. Esses dispositivos podem ser ajustados para gases específicos e, portanto, podem medir a concentração de gás no fluxo de resíduos.

An no local O sistema de monitoramento tem uma vantagem sobre um sistema extrativo, pois pode medir a concentração em toda a chaminé ou duto, enquanto o método extrativo mede as concentrações apenas no ponto de onde a amostra foi extraída. Isso pode resultar em erro significativo se o fluxo de gás de amostra não estiver bem misturado. No entanto, o método extrativo oferece mais métodos de análise e, portanto, talvez possa ser usado em mais aplicações.

Uma vez que o no local O sistema fornece uma leitura contínua, pode ser usado para documentar as emissões ou para ajustar o sistema operacional.

 

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Este artigo pretende fornecer ao leitor uma compreensão da tecnologia atualmente disponível para abordar o controle da poluição da água, com base na discussão de tendências e ocorrências fornecidas por Hespanhol e Helmer no capítulo Perigos para a saúde ambiental. As seções a seguir abordam o controle dos problemas de poluição da água, primeiro sob o título “Controle da Poluição da Água Superficial” e depois sob o título “Controle da Poluição da Água Subterrânea”.

Controle de Poluição de Água Superficial

Definição de poluição da água

A poluição da água refere-se ao estado qualitativo de impureza ou impureza nas águas hidrológicas de uma determinada região, como uma bacia hidrográfica. Resulta de uma ocorrência ou processo que causa uma redução na utilidade das águas da Terra, especialmente no que se refere à saúde humana e aos efeitos ambientais. O processo de poluição enfatiza a perda de pureza através da contaminação, o que implica ainda a intrusão ou contato com uma fonte externa como causa. O termo contaminado é aplicado a níveis extremamente baixos de poluição da água, como em sua corrupção e decadência iniciais. A impureza é o resultado da poluição e sugere violação ou profanação.

águas hidrológicas

As águas naturais da Terra podem ser vistas como um sistema de circulação contínua, conforme mostrado na figura 1, que fornece uma ilustração gráfica das águas no ciclo hidrológico, incluindo águas superficiais e subterrâneas.

Figura 1. O ciclo hidrológico

Como referência de qualidade da água, as águas destiladas (H₂O) representam o mais alto estado de pureza. As águas no ciclo hidrológico podem ser vistas como naturais, mas não são puras. Eles se tornam poluídos por atividades naturais e humanas. Os efeitos da degradação natural podem resultar de uma miríade de fontes - da fauna, flora, erupções vulcânicas, relâmpagos causando incêndios e assim por diante, que a longo prazo são considerados níveis de fundo predominantes para fins científicos.

A poluição produzida pelo homem perturba o equilíbrio natural ao sobrepor materiais residuais descarregados de várias fontes. Os poluentes podem ser introduzidos nas águas do ciclo hidrológico em qualquer ponto. Por exemplo: a precipitação atmosférica (chuva) pode ser contaminada por poluentes atmosféricos; as águas superficiais podem ficar poluídas no processo de escoamento das bacias hidrográficas; o esgoto pode ser lançado em córregos e rios; e as águas subterrâneas podem ficar poluídas por infiltração e contaminação subterrânea.

 

 

A Figura 2 mostra a distribuição das águas hidrológicas. A poluição é então sobreposta a essas águas e pode, portanto, ser vista como uma condição ambiental não natural ou desequilibrada. O processo de poluição pode ocorrer em águas de qualquer parte do ciclo hidrológico, sendo mais evidente na superfície terrestre na forma de escoamento de bacias hidrográficas para córregos e rios. No entanto, a poluição das águas subterrâneas também é de grande impacto ambiental e é discutida após a seção sobre poluição das águas superficiais.

Figura 2. Distribuição da precipitação

Fontes de bacias hidrográficas de poluição da água

As bacias hidrográficas são o domínio originário da poluição das águas superficiais. Uma bacia hidrográfica é definida como uma área da superfície da terra na qual as águas hidrológicas caem, se acumulam, são usadas, descartadas e, eventualmente, são descarregadas em córregos, rios ou outros corpos d'água. É composto por um sistema de drenagem com escoamento final ou coleta em um córrego ou rio. Grandes bacias hidrográficas são geralmente chamadas de bacias de drenagem. A Figura 3 é uma representação do ciclo hidrológico em uma bacia hidrográfica regional. Para uma região, a disposição das várias águas pode ser escrita como uma equação simples, que é a equação básica da hidrologia escrita por Viessman, Lewis e Knapp (1989); unidades típicas são mm/ano:

P - R - G - E - T = ±S

em que:

P = precipitação (ou seja, precipitação, queda de neve, granizo)

R = escoamento ou fluxo superficial da bacia hidrográfica

G = água subterrânea

E = evaporação

T = transpiração

S = armazenamento de superfície

Figura 3. Ciclo hidrológico regional

A precipitação é vista como a forma inicial no balanço hidrológico acima. O termo escoamento é sinônimo de vazão. Armazenamento refere-se a reservatórios ou sistemas de detenção que coletam águas; por exemplo, uma represa feita pelo homem (barragem) em um rio cria um reservatório para fins de armazenamento de água. A água subterrânea é coletada como um sistema de armazenamento e pode fluir de um local para outro; pode ser afluente ou efluente em relação aos cursos de água superficiais. A evaporação é um fenômeno da superfície da água e a transpiração está associada à transmissão da biota.

 

 

 

 

 

 

 

Embora as bacias hidrográficas possam variar muito em tamanho, certos sistemas de drenagem para designação de poluição da água são classificados como de caráter urbano ou não urbano (agrícola, rural, subdesenvolvido). A poluição que ocorre dentro desses sistemas de drenagem tem origem nas seguintes fontes:

Fontes pontuais: descargas de resíduos em um corpo receptor de água em um local específico, em um ponto como um cano de esgoto ou algum tipo de saída de sistema concentrado.

Fontes não pontuais (dispersas): poluição entrando em um corpo receptor de água de fontes dispersas na bacia hidrográfica; A drenagem de águas pluviais não coletadas para um córrego é típica. Fontes difusas também são algumas vezes chamadas de águas “difusas”; no entanto, o termo disperso é visto como mais descritivo.

Fontes intermitentes: de um ponto ou fonte que descarrega sob certas circunstâncias, como em condições de sobrecarga; transbordamentos combinados de esgoto durante os períodos de escoamento de chuvas fortes são típicos.

Poluentes da água em córregos e rios

Quando materiais residuais deletérios das fontes acima são descarregados em córregos ou outros corpos de água, eles se tornam poluentes que foram classificados e descritos em uma seção anterior. Poluentes ou contaminantes que entram em um corpo de água podem ser divididos em:

• poluentes degradáveis ​​(não conservativos): impurezas que eventualmente se decompõem em substâncias inofensivas ou que podem ser removidas por métodos de tratamento; isto é, certos materiais orgânicos e produtos químicos, esgoto doméstico, calor, nutrientes vegetais, a maioria das bactérias e vírus, certos sedimentos
• poluentes não degradáveis ​​(conservadores): impurezas que persistem no ambiente aquático e não reduzem em concentração a menos que sejam diluídas ou removidas por meio de tratamento; isto é, certos produtos químicos orgânicos e inorgânicos, sais, suspensões coloidais
• poluentes perigosos veiculados pela água: formas complexas de resíduos deletérios, incluindo vestígios de metais tóxicos, certos compostos inorgânicos e orgânicos
• poluentes radionuclídeos: materiais que foram submetidos a uma fonte radioativa.

 

Regulamentos de controle de poluição da água

Regulamentos de controle de poluição da água amplamente aplicáveis ​​são geralmente promulgados por agências governamentais nacionais, com regulamentos mais detalhados por estados, províncias, municípios, distritos de água, distritos de conservação, comissões de saneamento e outros. Nos níveis nacional e estadual (ou provincial), as agências de proteção ambiental (EPAs) e os ministérios da saúde geralmente são encarregados dessa responsabilidade. Na discussão dos regulamentos abaixo, o formato e algumas partes seguem o exemplo dos padrões de qualidade da água atualmente aplicáveis ​​ao estado americano de Ohio.

Designações de uso da qualidade da água

O objetivo final no controle da poluição da água seria o lançamento zero de poluentes nos corpos d'água; no entanto, a realização completa desse objetivo geralmente não é rentável. A abordagem preferida é estabelecer limitações nas descargas de eliminação de resíduos para a proteção razoável da saúde humana e do meio ambiente. Embora esses padrões possam variar amplamente em diferentes jurisdições, as designações de uso para corpos de água específicos são geralmente a base, conforme brevemente abordado abaixo.

O abastecimento de água inclui:

• abastecimento público de água: águas que com tratamento convencional serão próprias para consumo humano
• abastecimento agrícola: águas adequadas para irrigação e abeberamento de gado sem tratamento
• abastecimento industrial/comercial: águas adequadas para usos industriais e comerciais com ou sem tratamento.

 

As atividades recreativas incluem:

• águas balneares: águas que, durante certas estações, são adequadas para natação, conforme aprovado para qualidade da água, juntamente com condições e instalações de proteção
• contato primário: águas que durante certas estações são adequadas para recreação de corpo inteiro, como natação, canoagem e mergulho subaquático com ameaça mínima à saúde pública como resultado da qualidade da água
• contato secundário: águas que durante certas estações são adequadas para recreação de contato corporal parcial, como, mas não limitado a, vadear, com ameaça mínima à saúde pública como resultado da qualidade da água.

 

Os recursos hídricos públicos são categorizados como corpos d'água que se encontram dentro de sistemas de parques, zonas úmidas, áreas de vida selvagem, rios selvagens, pitorescos e recreativos e lagos de propriedade pública e águas de excepcional importância recreativa ou ecológica.

Habitats de vida aquática

As designações típicas variam de acordo com os climas, mas referem-se às condições dos corpos d'água para sustentar e manter certos organismos aquáticos, especialmente várias espécies de peixes. Por exemplo, as designações de uso em um clima temperado, conforme subdividido nos regulamentos da Agência de Proteção Ambiental do Estado de Ohio (EPA), estão listadas abaixo sem descrições detalhadas:

• água morna
• água morna limitada
• água morna excepcional
• água morna modificada
• salmonídeo sazonal
• água fria
• recursos hídricos limitados.

 

Critérios de controle da poluição da água

As águas naturais e as águas residuais são caracterizadas quanto à sua composição física, química e biológica. As principais propriedades físicas e os constituintes químicos e biológicos das águas residuais e suas fontes são uma longa lista, relatada em um livro de Metcalf e Eddy (1991). Os métodos analíticos para essas determinações são fornecidos em um manual amplamente utilizado intitulado Métodos padrão para o exame de água e águas residuais pela Associação Americana de Saúde Pública (1995).

Cada massa de água designada deve ser controlada de acordo com os regulamentos que podem ser compostos por critérios numéricos básicos e mais detalhados, conforme brevemente discutido abaixo.

Liberdade básica da poluição. Na medida do possível e prático, todos os corpos de água devem atender aos critérios básicos das “Cinco Liberdades de Poluição”:

1. livre de sólidos em suspensão ou outras substâncias que entram nas águas como resultado da atividade humana e que se depositam para formar depósitos de lodo pútrido ou de outra forma censurável, ou que afetam adversamente a vida aquática
2. livre de detritos flutuantes, óleo, espuma e outros materiais flutuantes que entram nas águas como resultado da atividade humana em quantidades suficientes para serem desagradáveis ​​ou causar degradação
3. livre de materiais que entram nas águas como resultado da atividade humana, produzindo cor, odor ou outras condições em tal grau que criam incômodo
4. livre de substâncias que entram nas águas como resultado da atividade humana, em concentrações que são tóxicas ou nocivas para a vida humana, animal ou aquática e/ou são rapidamente letais na zona de mistura
5. livre de nutrientes que entram nas águas como resultado da atividade humana, em concentrações que criam crescimento incômodo de ervas daninhas e algas aquáticas.

 

Os critérios de qualidade da água são limitações numéricas e diretrizes para o controle de constituintes químicos, biológicos e tóxicos em corpos d'água.

Com mais de 70,000 compostos químicos em uso hoje, é impraticável especificar o controle de cada um. No entanto, os critérios para produtos químicos podem ser estabelecidos com base em limitações, uma vez que se referem, em primeiro lugar, a três classes principais de consumo e exposição:

Aula 1: Os critérios químicos para proteção da saúde humana são a primeira grande preocupação e devem ser definidos de acordo com as recomendações das agências governamentais de saúde, da OMS e de organizações reconhecidas de pesquisa em saúde.

Aula 2: Os critérios químicos para o controle do abastecimento de água na agricultura devem ser baseados em estudos e recomendações científicas reconhecidas que protejam contra os efeitos adversos nas plantações e no gado como resultado da irrigação das plantações e da irrigação do gado.

Aula 3: Os critérios químicos para proteção da vida aquática devem ser baseados em estudos científicos reconhecidos sobre a sensibilidade dessas espécies a produtos químicos específicos e também relacionados ao consumo humano de peixes e frutos do mar.

Os critérios de efluentes de águas residuais referem-se às limitações dos constituintes poluentes presentes nos efluentes de águas residuais e são um outro método de controle. Eles podem ser definidos como relacionados às designações de uso de água de corpos d'água e como se relacionam com as classes acima para critérios químicos.

Os critérios biológicos são baseados nas condições do habitat do corpo de água que são necessárias para sustentar a vida aquática.

Teor orgânico de águas residuais e águas naturais

O conteúdo bruto de matéria orgânica é mais importante na caracterização da força poluidora tanto das águas residuais quanto das águas naturais. Três testes de laboratório são comumente usados ​​para essa finalidade:

Demanda bioquímica de oxigênio (DBO): DBO de cinco dias (BOD5) é o parâmetro mais utilizado; esse teste mede o oxigênio dissolvido usado pelos microrganismos na oxidação bioquímica da matéria orgânica nesse período.

Demanda química de oxigênio (DQO): este teste é para medir a matéria orgânica em resíduos urbanos e industriais que contêm compostos tóxicos para a vida biológica; é uma medida do oxigênio equivalente da matéria orgânica que pode ser oxidada.

Carbono orgânico total (TOC): este teste é especialmente aplicável a pequenas concentrações de matéria orgânica na água; é uma medida da matéria orgânica que é oxidada a dióxido de carbono.

Regulamentos da política antidegradação

Os regulamentos da política antidegradação são uma abordagem adicional para prevenir a propagação da poluição da água além de certas condições prevalecentes. Como exemplo, a política antidegradação dos Padrões de Qualidade da Água da Agência de Proteção Ambiental de Ohio consiste em três níveis de proteção:

Nível 1: Os usos existentes devem ser mantidos e protegidos. Nenhuma degradação adicional da qualidade da água é permitida que interfira nos usos designados existentes.

Nível 2: Em seguida, a qualidade da água melhor do que a necessária para proteger os usos deve ser mantida, a menos que seja demonstrado que uma qualidade inferior da água é necessária para um desenvolvimento econômico ou social importante, conforme determinado pelo Diretor da EPA.

Nível 3: Finalmente, a qualidade das águas dos recursos hídricos deve ser mantida e protegida. A qualidade da água ambiente existente não deve ser degradada por quaisquer substâncias consideradas tóxicas ou que interfiram com qualquer uso designado. Cargas crescentes de poluentes podem ser descarregadas em corpos d'água se não resultarem na redução da qualidade da água existente.

Zonas de mistura de descarga de poluição da água e modelagem de alocação de carga de resíduos

As zonas de mistura são áreas em um corpo de água que permitem que descargas de águas residuais tratadas ou não tratadas atinjam condições estabilizadas, conforme ilustrado na figura 4 para um fluxo contínuo. A descarga está inicialmente em um estado transitório que se torna progressivamente diluído da concentração da fonte para as condições da água receptora. Não deve ser considerada como uma entidade de tratamento e pode ser delineada com restrições específicas.

Figura 4. Zonas de mistura

Normalmente, as zonas de mistura não devem:

• interferir na migração, sobrevivência, reprodução ou crescimento de espécies aquáticas

• incluem áreas de desova ou berçário

• incluem tomadas de abastecimento público de água

• incluem zonas balneares

• constituem mais de 1/2 da largura de um córrego

• constituem mais de 1/2 da área da seção transversal de uma foz

• estender a jusante por uma distância superior a cinco vezes a largura do fluxo.

 

Os estudos de alocação de carga de resíduos tornaram-se importantes devido ao alto custo do controle de nutrientes das descargas de águas residuais para evitar a eutrofização no rio (definido abaixo). Esses estudos geralmente empregam o uso de modelos computacionais para simulação das condições de qualidade da água de um córrego, principalmente no que diz respeito a nutrientes como formas de nitrogênio e fósforo, que afetam a dinâmica do oxigênio dissolvido. Os modelos tradicionais de qualidade da água deste tipo são representados pelo modelo US EPA QUAL2E, que foi descrito por Brown e Barnwell (1987). Um modelo mais recente proposto por Taylor (1995) é o Omni Diurnal Model (ODM), que inclui uma simulação do impacto da vegetação enraizada na dinâmica de nutrientes e oxigênio dissolvido no fluxo.

Disposições de variação

Todos os regulamentos de controle de poluição da água são limitados em perfeição e, portanto, devem incluir disposições que permitam a variação de julgamento com base em certas condições que podem impedir o cumprimento imediato ou completo.

Avaliação e gestão de riscos relacionados à poluição da água

Os regulamentos de controle de poluição da água acima são típicos de abordagens governamentais em todo o mundo para alcançar a conformidade com os padrões de qualidade da água e os limites de descarga de efluentes de águas residuais. Geralmente, esses regulamentos foram estabelecidos com base em fatores de saúde e pesquisas científicas; onde existe alguma incerteza quanto aos possíveis efeitos, frequentemente são aplicados fatores de segurança. A implementação de alguns desses regulamentos pode ser irracional e extremamente custosa para o público em geral, bem como para a iniciativa privada. Portanto, há uma preocupação crescente com a alocação mais eficiente de recursos para atingir as metas de melhoria da qualidade da água. Conforme apontado anteriormente na discussão sobre águas hidrológicas, a pureza primitiva não existe mesmo em águas naturais.

Uma crescente abordagem tecnológica incentiva a avaliação e gestão de riscos ecológicos no estabelecimento de regulamentos de poluição da água. O conceito é baseado em uma análise dos benefícios e custos ecológicos no cumprimento de padrões ou limites. Parkhurst (1995) propôs a aplicação da avaliação de riscos ecológicos aquáticos como uma ajuda no estabelecimento de limites de controle da poluição da água, particularmente quando aplicável para a proteção da vida aquática. Esses métodos de avaliação de risco podem ser aplicados para estimar os efeitos ecológicos das concentrações químicas para uma ampla gama de condições de poluição das águas superficiais, incluindo:

• poluição de fonte pontual

• poluição de fonte não pontual

• sedimentos contaminados existentes em canais de fluxo

• locais de resíduos perigosos relacionados a corpos d'água

• análise dos critérios existentes de controle da poluição da água.

 

O método proposto consiste em três níveis; conforme mostrado na figura 5, que ilustra a abordagem.

Figura 5. Métodos para conduzir a avaliação de risco para níveis sucessivos de análise. Tier 1: Nível de triagem; Nível 2: Quantificação de riscos potencialmente significativos; Nível 3: quantificação de risco específica do local

Poluição da água em lagos e reservatórios

Lagos e reservatórios fornecem o armazenamento volumétrico de fluxo de entrada de bacias hidrográficas e podem ter longos períodos de tempo de descarga em comparação com o fluxo rápido de entrada e saída de um curso em um curso de água. Portanto, eles são de preocupação especial no que diz respeito à retenção de certos constituintes, especialmente nutrientes, incluindo formas de nitrogênio e fósforo que promovem a eutrofização. A eutrofização é um processo de envelhecimento natural no qual o teor de água torna-se organicamente enriquecido, levando ao domínio de crescimento aquático indesejável, como algas, jacintos de água e assim por diante. O processo eutrófico tende a diminuir a vida aquática e tem efeitos prejudiciais do oxigênio dissolvido. Fontes naturais e culturais de nutrientes podem promover o processo, conforme ilustrado por Preul (1974) na figura 6, mostrando uma lista esquemática de fontes e sumidouros de nutrientes para o lago Sunapee, no estado americano de New Hampshire.

Figura 6. Listagem esquemática de fontes e sumidouros de nutrientes (nitrogênio e fósforo) para Lake Sunapee, New Hampshire (EUA)

Lagos e reservatórios, é claro, podem ser amostrados e analisados ​​para determinar seu status trófico. Os estudos analíticos geralmente começam com um equilíbrio básico de nutrientes, como o seguinte:

(nutrientes afluentes do lago) = (nutrientes do efluente do lago) + (retenção de nutrientes no lago)

Esse equilíbrio básico pode ser expandido para incluir as várias fontes mostradas na figura 6.

O tempo de descarga é uma indicação dos aspectos relativos de retenção de um sistema de lago. Lagos rasos, como o Lago Erie, têm tempos de descarga relativamente curtos e estão associados à eutrofização avançada porque lagos rasos geralmente são mais propícios ao crescimento de plantas aquáticas. Lagos profundos como o Lago Tahoe e o Lago Superior têm períodos de descarga muito longos, geralmente associados a lagos com eutrofização mínima porque até o momento não foram sobrecarregados e também porque suas profundidades extremas não são propícias ao crescimento extensivo de plantas aquáticas exceto no epilímnio (zona superior). Lagos nesta categoria são geralmente classificados como oligotróficos, com base em que são relativamente pobres em nutrientes e suportam crescimento aquático mínimo, como algas.

É interessante comparar os tempos de descarga de alguns dos principais lagos dos EUA, conforme relatado por Pecor (1973), usando a seguinte base de cálculo:

tempo de descarga do lago (LFT) = (volume de armazenamento do lago)/(vazão do lago)

Alguns exemplos são: Lago Wabesa (Michigan), LFT=0.30 anos; Houghton Lake (Michigan), 1.4 anos; Lago Erie, 2.6 anos; Lago Superior, 191 anos; Lago Tahoe, 700 anos.

Embora a relação entre o processo de eutrofização e o teor de nutrientes seja complexa, o fósforo é normalmente reconhecido como o nutriente limitante. Com base em condições totalmente mistas, Sawyer (1947) relatou que a proliferação de algas tende a ocorrer se os valores de nitrogênio excederem 0.3 mg/l e os de fósforo excederem 0.01 mg/l. Em lagos e reservatórios estratificados, baixos níveis de oxigênio dissolvido no hipoliminion são sinais precoces de eutrofização. Vollenweider (1968, 1969) desenvolveu níveis críticos de carga de fósforo total e nitrogênio total para vários lagos com base nas cargas de nutrientes, profundidades médias e estados tróficos. Para uma comparação do trabalho sobre este assunto, Dillon (1974) publicou uma revisão crítica do modelo de orçamento de nutrientes de Vollenweider e outros modelos relacionados. Modelos de computador mais recentes também estão disponíveis para simular ciclos de nitrogênio/fósforo com variações de temperatura.

Poluição da água em estuários

Um estuário é uma passagem intermediária de água entre a foz de um rio e uma costa marítima. Esta passagem é composta por um canal de desembocadura de rio com entrada de rio (água doce) a montante e descarga de saída no lado de jusante para um nível de caudal de água do mar em constante mudança (água salgada). Os estuários são continuamente afetados pelas flutuações das marés e estão entre os corpos de água mais complexos encontrados no controle da poluição da água. As características dominantes de um estuário são salinidade variável, uma cunha de sal ou interface entre água salgada e doce, e muitas vezes grandes áreas de águas rasas e turvas sobrepostas a planícies lodosas e pântanos salgados. Os nutrientes são amplamente fornecidos a um estuário a partir do rio afluente e combinam-se com o habitat da água do mar para proporcionar uma produção prolífica de biota e vida marinha. Especialmente desejados são os frutos do mar colhidos em estuários.

Do ponto de vista da poluição da água, os estuários são individualmente complexos e geralmente requerem investigações especiais empregando extensos estudos de campo e modelagem computacional. Para um entendimento básico adicional, o leitor deve consultar Reish 1979, sobre poluição marinha e estuarina; e a Reid e Wood 1976, sobre a ecologia de águas interiores e estuários.

Poluição da água em ambientes marinhos

Os oceanos podem ser vistos como o último receptor ou sumidouro de água, uma vez que os resíduos carregados pelos rios finalmente descarregam neste ambiente marinho. Embora os oceanos sejam vastos corpos de água salgada com capacidade de assimilação aparentemente ilimitada, a poluição tende a prejudicar as costas e afetar ainda mais a vida marinha.

Fontes de poluentes marinhos incluem muitos daqueles encontrados em ambientes de águas residuais terrestres, além de outros relacionados a operações marítimas. Uma lista limitada é dada abaixo:

• esgoto doméstico e lodo, resíduos industriais, resíduos sólidos, resíduos de bordo

• resíduos da pesca, sedimentos e nutrientes dos rios e escoamento superficial

• derramamentos de óleo, exploração de petróleo offshore e resíduos de produção, operações de dragagem

• calor, resíduos radioativos, resíduos químicos, pesticidas e herbicidas.

 

Cada um dos itens acima requer manuseio e métodos de controle especiais. A descarga de esgoto doméstico e lodo de esgoto através de emissários oceânicos é talvez a principal fonte de poluição marinha.

Para conhecer a tecnologia atual sobre o assunto, o leitor deve consultar o livro sobre a poluição marinha e seu controle de Bishop (1983).

Técnicas para reduzir a poluição nas descargas de águas residuais

O tratamento de águas residuais em larga escala é normalmente realizado por municípios, distritos sanitários, indústrias, empresas comerciais e várias comissões de controle de poluição. O objetivo aqui é descrever os métodos contemporâneos de tratamento de águas residuais municipais e, em seguida, fornecer alguns insights sobre o tratamento de resíduos industriais e métodos mais avançados.

Em geral, todos os processos de tratamento de águas residuais podem ser agrupados em tipos físicos, químicos ou biológicos, e um ou mais destes podem ser empregados para obter um produto efluente desejado. Este agrupamento de classificação é mais apropriado para a compreensão das abordagens de tratamento de águas residuais e está tabulado na tabela 1.

Tabela 1. Classificação geral das operações e processos de tratamento de águas residuais

 

Métodos contemporâneos de tratamento de águas residuais

A cobertura aqui é limitada e destina-se a fornecer uma visão geral conceitual das práticas atuais de tratamento de águas residuais em todo o mundo, em vez de dados de projeto detalhados. Para este último, o leitor deve consultar Metcalf e Eddy 1991.

As águas residuais municipais, juntamente com alguma mistura de resíduos industriais/comerciais, são tratadas em sistemas que geralmente empregam tratamento primário, secundário e terciário da seguinte forma:

Sistema de tratamento primário: Pré-tratamento ® Decantação primária ® Desinfecção (cloração) ® Efluente

Sistema de tratamento secundário: Pré-tratamento ® Decantação primária ® Unidade biológica ® Segunda decantação ® Desinfecção (cloração) ® Efluente para fluxo

Sistema de tratamento terciário: Pré-tratamento ® Decantação primária ® Unidade biológica ® Segunda decantação ® Unidade terciária ® Desinfecção (cloração) ® Efluente para fluxo

A Figura 7 mostra ainda um diagrama esquemático de um sistema convencional de tratamento de águas residuais. Seguem descrições gerais dos processos acima.

Figura 7. Diagrama esquemático do tratamento convencional de águas residuais

Tratamento primário

O objetivo básico do tratamento primário de águas residuais municipais, incluindo esgoto doméstico misturado com alguns resíduos industriais/comerciais, é remover sólidos suspensos e clarificar as águas residuais, para torná-las aptas para tratamento biológico. Depois de algum tratamento de pré-tratamento, como triagem, remoção de areia e cominuição, o principal processo de sedimentação primária é a sedimentação das águas residuais brutas em grandes tanques de decantação por períodos de até várias horas. Este processo remove de 50 a 75% do total de sólidos suspensos, que são retirados como um lodo de subfluxo coletado para tratamento separado. O efluente excedente do processo é então direcionado para tratamento secundário. Em certos casos, produtos químicos podem ser empregados para melhorar o grau de tratamento primário.

Tratamento secundário

A porção do conteúdo orgânico do efluente que é finamente suspensa ou dissolvida e não removida no processo primário, é tratada pelo tratamento secundário. As formas geralmente aceitas de tratamento secundário de uso comum incluem filtros biológicos, contatores biológicos como discos rotativos, lodo ativado, lagoas de estabilização de resíduos, sistemas de lagoas aeradas e métodos de aplicação no solo, incluindo sistemas de zonas úmidas. Todos esses sistemas serão reconhecidos como empregando processos biológicos de uma forma ou de outra. Os mais comuns desses processos são brevemente discutidos abaixo.

Sistemas de contator biológico. Os filtros biológicos são uma das formas mais antigas desse método para tratamento secundário e ainda são amplamente utilizados com alguns métodos de aplicação aprimorados. Nesse tratamento, o efluente dos tanques primários é aplicado uniformemente sobre um leito de mídia, como rocha ou mídia plástica sintética. A distribuição uniforme é conseguida tipicamente pelo gotejamento do líquido da tubulação perfurada girada sobre o leito de forma intermitente ou contínua de acordo com o processo desejado. Dependendo da taxa de cargas orgânicas e hidráulicas, os filtros biológicos podem remover até 95% do conteúdo orgânico, geralmente analisado como demanda bioquímica de oxigênio (DBO). Existem vários outros sistemas de contator biológico mais recentes em uso que podem fornecer remoções de tratamento na mesma faixa; alguns desses métodos oferecem vantagens especiais, particularmente aplicáveis ​​em certas condições limitantes, como espaço, clima e assim por diante. Deve-se notar que um tanque de decantação secundário seguinte é considerado uma parte necessária da conclusão do processo. Na sedimentação secundária, parte do chamado lodo de húmus é retirado como um subfluxo e o transbordamento é descarregado como um efluente secundário.

Lodo ativado. Na forma mais comum desse processo biológico, o efluente tratado primário flui para um tanque de unidade de lodo ativado contendo uma suspensão biológica previamente existente chamada lodo ativado. Esta mistura é referida como sólidos suspensos de licor misto (MLSS) e é fornecido um período de contato tipicamente variando de várias horas até 24 horas ou mais, dependendo dos resultados desejados. Durante este período, a mistura é altamente aerada e agitada para promover a atividade biológica aeróbica. Ao finalizar o processo, uma porção da mistura (MLSS) é retirada e devolvida ao afluente para continuação do processo de ativação biológica. A decantação secundária é fornecida após a unidade de lodo ativado com a finalidade de decantar a suspensão de lodo ativado e descarregar um excesso clarificado como efluente. O processo é capaz de remover até cerca de 95% da DBO afluente.

Tratamento terciário

Um terceiro nível de tratamento pode ser fornecido onde um maior grau de remoção de poluentes é necessário. Esta forma de tratamento pode normalmente incluir filtração de areia, lagoas de estabilização, métodos de disposição de solo, zonas úmidas e outros sistemas que estabilizam ainda mais o efluente secundário.

Desinfecção de efluentes

A desinfecção é comumente necessária para reduzir bactérias e patógenos a níveis aceitáveis. Cloração, dióxido de cloro, ozônio e luz ultravioleta são os processos mais comumente usados.

Eficiência geral da estação de tratamento de águas residuais

As águas residuais incluem uma ampla gama de constituintes que geralmente são classificados como sólidos suspensos e dissolvidos, constituintes inorgânicos e constituintes orgânicos.

A eficiência de um sistema de tratamento pode ser medida em termos da porcentagem de remoção desses constituintes. Parâmetros comuns de medição são:

• BOD: demanda bioquímica de oxigênio, medida em mg/l

• BACALHAU: demanda química de oxigênio, medida em mg/l

• TSS: sólidos suspensos totais, medidos em mg/l

• TDS: sólidos totais dissolvidos, medidos em mg/l

• formas de nitrogênio: incluindo nitrato e amônia, medido em mg/l (o nitrato é particularmente preocupante como nutriente na eutrofização)

• fosfato: medido em mg/l (também de particular preocupação como nutriente na eutrofização)

• pH: grau de acidez, medido como um número de 1 (mais ácido) a 14 (mais alcalino)

• contagem de bactérias coliformes: medido como o número mais provável por 100 ml (Escherichia e bactérias coliformes fecais são os indicadores mais comuns).

 

Tratamento de efluentes industriais

Tipos de resíduos industriais

Os resíduos industriais (não domésticos) são numerosos e variam muito em composição; eles podem ser altamente ácidos ou alcalinos e geralmente requerem uma análise laboratorial detalhada. Tratamento especializado pode ser necessário para torná-los inócuos antes da alta. A toxicidade é uma grande preocupação no descarte de efluentes industriais.

Resíduos industriais representativos incluem: celulose e papel, matadouro, cervejaria, curtume, processamento de alimentos, enlatados, produtos químicos, petróleo, têxteis, açúcar, lavanderia, carnes e aves, alimentação de suínos, processamento e muitos outros. A etapa inicial no desenvolvimento do projeto de tratamento é um levantamento de resíduos industriais, que fornece dados sobre as variações no fluxo e nas características dos resíduos. As características indesejáveis ​​dos resíduos listadas por Eckenfelder (1989) podem ser resumidas da seguinte forma:

• orgânicos solúveis causando depleção de oxigênio dissolvido

• sólidos em suspensão

• rastrear orgânicos

• metais pesados, cianeto e compostos orgânicos tóxicos

• cor e turbidez

• nitrogênio e fósforo

• substâncias refratárias resistentes à biodegradação

• óleo e material flutuante

• materiais voláteis.

 

A EPA dos EUA definiu ainda uma lista de produtos químicos orgânicos e inorgânicos tóxicos com limitações específicas na concessão de licenças de descarga. A lista inclui mais de 100 compostos e é muito longa para ser reimpressa aqui, mas pode ser solicitada à EPA.

Métodos de tratamento

O tratamento de resíduos industriais é mais especializado do que o tratamento de resíduos domésticos; no entanto, quando passíveis de redução biológica, eles geralmente são tratados usando métodos semelhantes aos descritos anteriormente (abordagens de tratamento biológico secundário/terciário) para sistemas municipais.

As lagoas de estabilização de resíduos são um método comum de tratamento de águas residuais orgânicas onde há área de terra suficiente disponível. As lagoas de escoamento são geralmente classificadas de acordo com sua atividade bacteriana como aeróbias, facultativas ou anaeróbicas. As lagoas aeradas são abastecidas com oxigênio por sistemas de aeração difusa ou mecânica.

A Figura 8 e a Figura 9 mostram esboços de lagoas de estabilização de resíduos.

Figura 8. Lagoa de estabilização de duas células: diagrama em corte transversal

Figura 9. Tipos de lagoas aeradas: diagrama esquemático

Prevenção da poluição e minimização de resíduos

Quando as operações e processos internos de resíduos industriais são analisados ​​em sua origem, eles geralmente podem ser controlados para evitar descargas poluentes significativas.

As técnicas de recirculação são abordagens importantes nos programas de prevenção da poluição. Um exemplo de estudo de caso é um plano de reciclagem para um efluente de curtume de couro publicado por Preul (1981), que incluiu a recuperação/reutilização de cromo juntamente com a recirculação completa de todos os efluentes de curtume sem efluente para qualquer fluxo, exceto em emergências. O diagrama de fluxo para este sistema é mostrado na figura 10.

Figura 10. Diagrama de fluxo para sistema de reciclagem de efluentes de curtumes

Para inovações mais recentes nesta tecnologia, o leitor deve consultar uma publicação sobre prevenção de poluição e minimização de resíduos da Water Environment Federation (1995).

Métodos avançados de tratamento de águas residuais

Vários métodos avançados estão disponíveis para graus mais altos de remoção de constituintes de poluição, conforme necessário. Uma listagem geral inclui:

filtração (areia e multimídia)

precipitação química

adsorção de carbono

eletrodiálise

destilação

nitrificação

colheita de algas

recuperação de efluentes

micro-esforço

decapagem de amônia

osmose reversa

troca iônica

aplicação de terra

desnitrificação

zonas úmidas.

O processo mais adequado para qualquer situação deve ser determinado com base na qualidade e quantidade das águas residuais brutas, nos requisitos de água receptora e, claro, nos custos. Para referência adicional, consulte Metcalf e Eddy 1991, que inclui um capítulo sobre tratamento avançado de águas residuais.

Estudo de caso de tratamento avançado de águas residuais

O estudo de caso do Projeto de Recuperação de Esgoto da Região de Dan, discutido em outra parte deste capítulo, fornece um excelente exemplo de métodos inovadores para tratamento e recuperação de águas residuais.

Poluição térmica

A poluição térmica é uma forma de resíduo industrial, definida como aumentos ou reduções deletérias nas temperaturas normais da água das águas receptoras causadas pelo descarte de calor de instalações feitas pelo homem. As indústrias que mais produzem calor residual são combustíveis fósseis (petróleo, gás e carvão) e usinas de geração de energia nuclear, siderúrgicas, refinarias de petróleo, fábricas de produtos químicos, fábricas de celulose e papel, destilarias e lavanderias. Uma preocupação particular é a indústria de geração de energia elétrica que fornece energia para muitos países (por exemplo, cerca de 80% nos EUA).

Impacto do calor residual nas águas receptoras

Influência na capacidade de assimilação de resíduos

• O calor aumenta a oxidação biológica.

• O calor diminui o teor de saturação de oxigênio da água e diminui a taxa de reoxigenação natural.

• O efeito líquido do calor é geralmente prejudicial durante os meses quentes do ano.

• O efeito do inverno pode ser benéfico em climas mais frios, onde as condições de gelo são quebradas e a aeração da superfície é fornecida para peixes e vida aquática.

 

Influência na vida aquática

Muitas espécies têm limites de tolerância à temperatura e precisam de proteção, particularmente em trechos de um córrego ou corpo d'água afetados pelo calor. Por exemplo, os riachos de água fria geralmente têm o tipo mais alto de peixes esportivos, como truta e salmão, enquanto as águas quentes geralmente suportam populações de peixes grosseiros, com certas espécies, como lúcios e robalos, em águas de temperatura intermediária.

Figura 11. Troca de calor nos limites de uma seção transversal de água receptora

Análise térmica em águas receptoras

A Figura 11 ilustra as várias formas de troca natural de calor nos limites de uma água receptora. Quando o calor é descarregado para uma água receptora, como um rio, é importante analisar a capacidade do rio para adições térmicas. O perfil de temperatura de um rio pode ser calculado resolvendo um balanço de calor semelhante ao usado no cálculo das curvas de queda de oxigênio dissolvido. Os principais fatores do balanço de calor são ilustrados na figura 12 para um trecho de rio entre os pontos A e B. Cada fator requer um cálculo individual dependente de certas variáveis ​​de calor. Assim como ocorre com o balanço de oxigênio dissolvido, o balanço de temperatura é simplesmente uma soma dos ativos e passivos de temperatura para uma determinada seção. Outras abordagens analíticas mais sofisticadas estão disponíveis na literatura sobre o assunto. Os resultados dos cálculos do balanço de calor podem ser usados ​​para estabelecer limitações de descarga de calor e possivelmente certas restrições de uso para um corpo de água.

Figura 12. Capacidade do rio para adições térmicas

Controle de poluição térmica

As principais abordagens para o controle da poluição térmica são:

• maior eficiência de operação da usina

• Torres de refrigeração

• lagoas de resfriamento isoladas

• consideração de métodos alternativos de geração de energia, como energia hidrelétrica.

 

Onde as condições físicas são favoráveis ​​dentro de certos limites ambientais, a energia hidrelétrica deve ser considerada como uma alternativa à geração de energia nuclear ou de combustível fóssil. Na geração de energia hidrelétrica, não há descarte de calor e não há descarga de águas residuais causando poluição da água.

Controle de Poluição de Águas Subterrâneas

Importância das águas subterrâneas

Uma vez que os suprimentos de água do mundo são amplamente extraídos de aquíferos, é muito importante que essas fontes de abastecimento sejam protegidas. Estima-se que mais de 95% do suprimento de água doce disponível na Terra seja subterrâneo; nos Estados Unidos aproximadamente 50% da água potável vem de poços, de acordo com o US Geological Survey de 1984. Como a poluição e o movimento das águas subterrâneas são de natureza sutil e invisível, às vezes é dada menos atenção à análise e controle dessa forma de degradação da água do que à poluição das águas superficiais, que é muito mais óbvia.

Figura 13. Ciclo hidrológico e fontes de contaminação das águas subterrâneas

Fontes de poluição subterrânea

A Figura 13 mostra o ciclo hidrológico com fontes sobrepostas de contaminação das águas subterrâneas. Uma lista completa das fontes potenciais de poluição subterrânea é extensa; no entanto, para ilustração, as fontes mais óbvias incluem:

• Descargas de Resíduos Industriais

• córregos poluídos em contato com aquíferos

• operações de mineração

• eliminação de resíduos sólidos e perigosos

• tanques de armazenamento subterrâneo, como para petróleo

• sistemas de irrigação

• recarga artificial

• invasão de água do mar

• derrames

• lagoas poluídas com fundos permeáveis

• poços de descarte

• campos de ladrilhos de tanques sépticos e poços de lixiviação

• perfuração de poço imprópria

• operações agrícolas

• sais de degelo para estradas.

 

Poluentes específicos na contaminação subterrânea são ainda categorizados como:

• constituintes químicos indesejáveis ​​(lista típica, não completa) - orgânicos e inorgânicos (por exemplo, cloreto, sulfato, ferro, manganês, sódio, potássio)

• dureza total e sólidos totais dissolvidos

• constituintes tóxicos (lista típica, não completa) - nitrato, arsênico, cromo, chumbo, cianeto, cobre, fenóis, mercúrio dissolvido

• características físicas indesejáveis ​​- sabor, cor e odor

• pesticidas e herbicidas - hidrocarbonetos clorados e outros

• materiais radioativos - várias formas de radioatividade

• biológicos - bactérias, vírus, parasitas e assim por diante

• ácido (pH baixo) ou cáustico (pH alto).

 

Dos anteriores, os nitratos são uma preocupação especial tanto nas águas subterrâneas como nas águas superficiais. No abastecimento de água subterrânea, os nitratos podem causar a doença metahemoglobinemia (cianose infantil). Eles ainda causam efeitos de eutrofização prejudiciais nas águas superficiais e ocorrem em uma ampla gama de recursos hídricos, conforme relatado por Preul (1991). Preul (1964, 1967, 1972) e Preul e Schroepfer (1968) também relataram o movimento subterrâneo de nitrogênio e outros poluentes.

Viagem de poluição no domínio subterrâneo

O movimento das águas subterrâneas é extremamente lento e sutil em comparação com o deslocamento das águas superficiais no ciclo hidrológico. Para uma compreensão simples do deslocamento das águas subterrâneas comuns sob condições ideais de fluxo constante, a Lei de Darcy é a abordagem básica para a avaliação do movimento das águas subterrâneas em baixos números de Reynolds (R):

V = K(dh/dl)

em que:

V = velocidade da água subterrânea no aquífero, m/dia

K = coeficiente de permeabilidade do aquífero

(dh/dl) = gradiente hidráulico que representa a força motriz do movimento.

No transporte de poluentes no subsolo, águas subterrâneas comuns (H₂O) é geralmente o fluido de transporte e pode ser calculado para se mover a uma taxa de acordo com os parâmetros da Lei de Darcy. No entanto, a taxa de deslocamento ou a velocidade de um poluente, como um produto químico orgânico ou inorgânico, pode ser diferente devido aos processos de advecção e dispersão hidrodinâmica. Certos íons se movem mais lentamente ou mais rápido do que a taxa geral de fluxo de água subterrânea como resultado de reações dentro do meio aquífero, de modo que podem ser categorizados como “reativos” ou “não reativos”. As reações são geralmente das seguintes formas:

• reações físicas entre o poluente e o aquífero e/ou o líquido de transporte

• reações químicas entre o poluente e o aquífero e/ou o líquido de transporte

• ações biológicas sobre o poluente.

 

Os seguintes são típicos de poluentes subterrâneos reativos e não reativos:

• poluentes reativos - cromo, íon amônio, cálcio, sódio, ferro e assim por diante; cátions em geral; constituintes biológicos; constituintes radioativos

• poluentes não reativos - cloreto, nitrato, sulfato e assim por diante; certos ânions; certos produtos químicos pesticidas e herbicidas.

 

A princípio, pode parecer que os poluentes reativos são o pior tipo, mas nem sempre é esse o caso, porque as reações detêm ou retardam as concentrações de deslocamento de poluentes, enquanto o deslocamento de poluentes não reativos pode ser amplamente desinibido. Certos produtos domésticos e agrícolas “suaves” estão agora disponíveis, que se degradam biologicamente após um período de tempo e, portanto, evitam a possibilidade de contaminação das águas subterrâneas.

Remediação de aquífero

A prevenção da poluição subterrânea é obviamente a melhor abordagem; no entanto, a existência descontrolada de condições de águas subterrâneas poluídas geralmente é divulgada após sua ocorrência, como por reclamações de usuários de poços de água na área. Infelizmente, no momento em que o problema é reconhecido, danos graves podem ter ocorrido e a correção é necessária. A remediação pode exigir extensas investigações de campo hidrogeológicas com análises laboratoriais de amostras de água para estabelecer a extensão das concentrações de poluentes e plumas de deslocamento. Freqüentemente, os poços existentes podem ser usados ​​na amostragem inicial, mas casos graves podem exigir extensas perfurações e amostragens de água. Esses dados podem então ser analisados ​​para estabelecer as condições atuais e fazer previsões de condições futuras. A análise do curso da contaminação das águas subterrâneas é um campo especializado que geralmente requer o uso de modelos de computador para entender melhor a dinâmica das águas subterrâneas e fazer previsões sob várias restrições. Vários modelos de computador bidimensionais e tridimensionais estão disponíveis na literatura para esse fim. Para abordagens analíticas mais detalhadas, o leitor deve consultar o livro de Freeze e Cherry (1987).

Prevenção de poluição

A abordagem preferida para a proteção dos recursos hídricos subterrâneos é a prevenção da poluição. Embora os padrões de água potável geralmente se apliquem ao uso de fontes de água subterrânea, as fontes de água bruta requerem proteção contra contaminação. Entidades governamentais como ministérios da saúde, agências de recursos naturais e agências de proteção ambiental são geralmente responsáveis ​​por tais atividades. Os esforços de controle da poluição das águas subterrâneas são amplamente direcionados à proteção dos aquíferos e à prevenção da poluição.

A prevenção da poluição requer controles de uso da terra na forma de zoneamento e certos regulamentos. As leis podem se aplicar à prevenção de funções específicas como particularmente aplicáveis ​​a fontes pontuais ou ações que potencialmente podem causar poluição. O controle pelo zoneamento do uso da terra é uma ferramenta de proteção das águas subterrâneas que é mais eficaz no nível municipal ou municipal de governo. Os programas de proteção de aquíferos e poços, conforme discutido abaixo, são exemplos importantes de prevenção da poluição.

Um programa de proteção de aquífero requer o estabelecimento dos limites do aquífero e suas áreas de recarga. Os aquíferos podem ser do tipo não confinado ou confinado e, portanto, precisam ser analisados ​​por um hidrólogo para fazer essa determinação. A maioria dos aquíferos principais são geralmente bem conhecidos nos países desenvolvidos, mas outras áreas podem exigir investigações de campo e análises hidrogeológicas. O elemento chave do programa na proteção do aquífero contra a degradação da qualidade da água é o controle do uso da terra sobre o aquífero e suas áreas de recarga.

A proteção da boca do poço é uma abordagem mais definitiva e limitada que se aplica à área de recarga que contribui para um determinado poço. O governo federal dos Estados Unidos, por meio de emendas aprovadas em 1986 à Lei da Água Potável Segura (SDWA) (1984), agora exige que áreas específicas de proteção de poços sejam estabelecidas para poços de abastecimento público. A área de proteção da boca do poço (WHPA) é definida no SDWA como “a área de superfície e subsuperfície ao redor de um poço de água ou campo de poço, abastecendo um sistema público de abastecimento de água, através do qual os contaminantes são razoavelmente prováveis ​​de se mover e atingir tal poço ou poço de água. campo." O principal objetivo do programa WHPA, conforme descrito pela US EPA (1987), é o delineamento de áreas de proteção de poços com base em critérios selecionados, operação de poços e considerações hidrogeológicas.

 

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