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UNIVERSIDADE DE PASSO FUNDO FACULDADE DE ENGENHARIA E ARQUITETURA
CURSO DE ENGENHARIA AMBIENTAL
CLEOMAR REGINATTO
COMPORTAMENTO REATIVO E HIDRÁULICO DE UM SOLO RESIDUAL COMPACTADO COM ADIÇÃO DE
CIMENTO PARA APLICAÇÃO EM BARREIRAS IMPERMEÁVEIS DE ATERROS DE RESÍDUOS SÓLIDOS
Passo Fundo 2009
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UNIVERSIDADE DE PASSO FUNDO FACULDADE DE ENGENHARIA E ARQUITETURA
CURSO DE ENGENHARIA AMBIENTAL
CLEOMAR REGINATTO
COMPORTAMENTO REATIVO E HIDRÁULICO DE UM
SOLO RESIDUAL COMPACTADO COM ADIÇÃO DE CIMENTO PARA APLICAÇÃO EM BARREIRAS
IMPERMEÁVEIS DE ATERROS DE RESÍDUOS SÓLIDOS
Trabalho de Conclusão de Curso para obtenção do titulo de Engenheiro Ambiental, do Curso de Engenharia Ambiental da Universidade de Passo Fundo. Orientador: Dr. Pedro Domingos M. Prietto
Passo Fundo 2009
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AGRADECIMENTOS
Primeiramente agradeço Deus por me dar à oportunidade de estar aqui hoje.
A minha família, que sempre me apoiou em toda
a minha graduação, nunca permitindo que eu desanimasse perante as dificuldades.
Agradeço ao meu orientador Professor Pedro
Prietto, pela dedicação com o trabalho e principalmente pela compreensão quando não consegui desenvolver todas as atividades.
Aos colegas formandos que estiveram sempre
junto comigo nessa longa caminhada, compartilhando momentos felizes e tristes, e a todos os amigos e amigas que conquistei na Engenharia Ambiental.
Meu sincero agradecimento...
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RESUMO
A disposição dos resíduos sólidos pode ocasionar a contaminação de solos e águas
subterrâneas pelo lixiviado que contém vários compostos, como metais. Neste contexto a composição
do lixiviado pode apresentar quantidades significativas de metais tóxicos, dentre os quais estão
inseridos o Chumbo e o cádmio O trabalho avaliou o comportamento hidráulico e reativo de um solo
argiloso compactado, com e sem a adição de cimento, na composição de um liner de aterro sanitário,
quando submetido à ação de carga estática de resíduos e ao contato de solução contaminate contendo
cádmio e chumbo.
Um Latossolo argiloso residual foi utilizado para moldagem de corpos de prova, que
receberam 0 % 1% e 2 % em massa de cimento Portland (CP-V). As soluções contaminantes de
chumbo e de cádmio foram elaboradas com faixas de pH de 1, 3,5 e 6. Foram realizados ensaios de
difusão, para verificar a retenção dos metais na barreira, assim como determinar os parâmetros de
transporte destes contaminantes. Para validação dos parâmetros e fazer simulações para diferentes
barreiras reativas e concentração de contaminante o software Geo-Slope foi utilizado.
Os resultados experimentais obtidos evidenciaram que a barreira argilosa possui atenuação por
fluxo advectivo e difusivo, em decorrência da baixa condutividade hidráulica, tanto para os ensaios
realizados com chumbo como os com cádmio. Os resultados mostraram que, em decorrência da baixa
condutividade hidráulica obtida, o material investigado, em particular com a adição de 2% de cimento,
possui capacidade de atenuação do fluxo difusivo, podendo ser utilizado em liners de aterros
sanitários.
Quanto aos resultados do monitoramento da solução contaminante observou-se que o principal
fator determinante na queda dos valores de concentração da solução contaminante foi o incremento do
pH, junto aos ensaios realizados com 2% de cimento, confirmando os dados da condutividade
hidráulica.
As simulações numéricas dos ensaios de difusão não reproduziram o comportamento
verificado para os corpos de prova. Como conseqüência, as retro-análises dos ensaios conduziram a
valores para os coeficientes de difusão menores que os calculados diretamente a partir dos ensaios. A
simulação da barreira para o metal cádmio corroborou a constatação de que o solo possui uma ótima
capacidade de retenção do contaminante.
Palavras-Chave: aterro sanitário, difusão, liners, lixiviados, metais.
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LISTA DE ILUSTRAÇÕES
Figura 1: Evolução da destinação final dos resíduos no Brasil............................................14
Figura 2: Mecanismo de transporte de contaminantes.........................................................21
Figura 3: Exemplo de um processo de difusão em água......................................................22
Figura 4: Processo de difusão em solos ...............................................................................23
Figura 5: Fenômeno de Expansão/Contração da camada dupla (a) contração (b) normal
referência acima, (c) expansão...........................................................................................27
Figura 6: Exemplo da influência do parâmetro Kd na migração de um contaminante........29
Figura 7: Fluxograma da pesquisa .......................................................................................41
Figura 8: Mapa da localização da área de estudo.................................................................45
Figura 9: Campo experimental de Geotecnia.......................................................................45
Figura 10: Curva de compactação ......................................................................................47
Figura 11: Solução padrão e diluição da mesma para a concentração desejada.................49
Figura 12: Equipamento de coluna projetado e utilizado por Knop (2007) .......................50
Figura 13: Equipamento de coluna acoplado à prensa de adensamento.............................50
Figura 14: Etapa de saturação dos corpos de prova com água deionizada.........................52
Figura 15: Espectrofotômetro de absorção atômica ...........................................................53
Figura 16: Processo de digestão das amostras....................................................................54
Figura 17: Ensaio de compactação proctor modificado......................................................57
Figura 18: Ensaios de compactação proctor normal e modificado.....................................57
Figura 19: Variação da condutividade hidráulica com o teor de cimento (série 1) ............60
Figura 20: Variação da condutividade hidráulica com o teor de cimento (série 2) ............60
Figura 21: Monitoramento da solução contaminante nos ensaios com chumbo ................61
Figura 22: Monitoramento da solução contaminante nos ensaios de difusão com cádmio 62
Figura 23: Variação do pH na solução contaminante - cádmio..........................................64
Figura 24: Variação do pH na solução contaminante - chumbo.........................................64
Figura 25: Gráfico de efeitos principais para a sorção (mg/kg) na primeira camada.........67
Figura 26: Gráfico de efeitos principais para a sorção (mg/kg) na segunda camada. ........67
Figura 27: Gráfico de efeitos principais para Kd (cm3/g)...................................................68
Figura 28: Gráfico de efeitos principais para De (m2/s).....................................................68
Figura 29: Matriz de interações para a sorção (mg/kg) na primeira camada......................69
Figura 30: Matriz de interações para a sorção (mg/kg) na segunda camada. .....................69
Figura 31: Matriz de interações principais para Kd (cm3/g)...............................................70
Figura 32: Matriz de interações principais para De (m2/s).................................................70
5
Figura 33: Simulação numérica do ensaio 9 (dimensões em mm). ....................................73
Figura 34: Retro-análise ensaio 9 (dimensões em mm)......................................................73
Figura 35: Simulação numérica do ensaio 10 (dimensões em mm). ..................................74
Figura 36: Retro-análise ensaio 10, (dimensões em mm)...................................................74
Figura 37: Simulação numérica do ensaio 6, (dimensões em mm). ...................................74
Figura 38: Retro-análise do ensaio 6, (dimensões em mm)................................................75
Figura 39: Simulação numérica do ensaio 8, (dimensões em mm). ...................................75
Figura 40: Retro-análise do ensaio 8, (dimensões em mm)................................................75
Figura 41: Simulação numérica do ensaio 2, (dimensões em mm). ...................................76
Figura 42: Retro-análise do ensaio 2, (dimensões em mm)................................................76
Figura 43: Simulação numérica do ensaio 4, (dimensões em mm). ...................................76
Figura 44: Retro-análise do ensaio 4, (dimensões em mm)................................................77
Figura 45: Simulação numérica do ensaio 5, (dimensões em mm). ...................................77
Figura 46: Retroanálise do ensaio 5, (dimensões em mm). ................................................77
Figura 47: Simulação numérica do ensaio 7, (dimensões em mm). ...................................78
Figura 48: Retro-análise do ensaio 7, (dimensões em mm)................................................78
Figura 49: Simulação numérica do ensaio 1, (dimensões em mm). ...................................78
Figura 50: Retro-análise do ensaio 1, (dimensões em mm)................................................79
Figura 51: Simulação numérica do ensaio 3, (dimensões em mm). ...................................79
Figura 52: Retro-análise do ensaio 3, (dimensões em mm)................................................79
Figura 53: Simulação do ensaio 11, (dimensões em mm). .................................................80
Figura 54: Retro-análise do ensaio 11, (dimensões em mm)..............................................80
Figura 55: Simulação numérica do ensaio 12, (dimensões em mm). .................................80
Figura 56: Retro-análise do ensaio 12, (dimensões em mm)..............................................81
Figura 57: Simulação do transporte de cd, ensaio 9, 5 anos (dimensões em mm). ............82
Figura 58: Simulação do transporte de cd, ensaio 9, 50 anos (dimensões em mm). ..........83
Figura 59: Simulação do transporte de cd, ensaio 9, 500 anos (dimensões em mm). ........83
Figura 60: Simulação do transporte de cd, ensaio 8, 5 anos (dimensões em mm). ............83
Figura 61: Simulação do transporte de cd, ensaio 8, 50 anos (dimensões em mm). ..........83
Figura 62: Simulação do transporte de cd, ensaio 8, 500 anos (dimensões em mm). ........84
Figura 63: Simulação do transporte de cd, ensaio 5, 5 anos (dimensões em mm). ............84
Figura 64: Simulação do transporte de cd, ensaio 5, 50 anos (dimensões em mm). ..........84
Figura 65: Simulação do transporte de Cd, ensaio 5, 500 anos (dimensões em mm). .......84
6
LISTA DE TABELAS
Tabela 1: Composição gravimétrica do lixo no Brasil.........................................................15
Tabela 2: Intervalo de variação de parâmetros típicos de lixiviados e comparação com a
legislação vigente...............................................................................................................16
Tabela 3: Argilominerais e suas devidas séries de preferência na adsorção ........................26
Tabela 4: Capacidade de troca catiônica , superfície especifica dos principais argilominerais
e das frações silte, argila e matéria orgânica......................................................................27
Tabela 5: Variação da composição química de percolados em algumas áreas de disposição
de resíduos sólidos urbanos ...............................................................................................35
Tabela 6: Concentração média de metais nos resíduos sólidos urbanos ..............................36
Tabela 7: Caracterização físico-química do solo da área de estudo.....................................46
Tabela 8: Análise básica do solo ..........................................................................................58
Tabela 9: Análise dos metais ambientalmente disponíveis no solo......................................58
Tabela 10: Valores de condutividade hidráulica dos ensaios realizados (série 1) ..............59
Tabela 11: Valores de condutividade hidráulica dos ensaios realizados (série 2) ..............60
Tabela 12: Parâmetros obtidos nos ensaios com cádmio ....................................................65
Tabela 13: Parâmetros obtidos nos ensaios com chumbo...................................................66
Tabela 14: Valores de difusão experimentais e proveniente da retro-análise. ....................82
7
LISTA DE QUADROS
Quadro 1: Estimativa de geração dos resíduos sólidos no Brasil .............................................13
Quadro 2: Formas de destinação final por região do Brasil .....................................................14
Quadro 3: Variáveis de resposta, controle e ruído ...................................................................42
Quadro 4: Níveis das variáveis de controle ..............................................................................42
Quadro 5: Programa dos ensaios (Cádmio e Chumbo) ............................................................44
Quadro 6: Composição do cimento Portland CP-V .................................................................48
Quadro 7: Resumo da análise de variância (ANOVA).............................................................71
8
SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO.................................................................................................................10
1.1 Justificativa..................................................................................................................11
1.2 Objetivos .....................................................................................................................11
1.2.1 Objetivo geral .......................................................................................................11
1.2.2 Objetivos específicos............................................................................................11
1.3 Organização do trabalho..............................................................................................12
2 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ..........................................................................................13
2.1 Resíduos sólidos urbanos ............................................................................................13
2.2 Disposição em aterros e os impactos relacionados à disposição inadequada .............15
2.3 Barreiras reativas e impermeáveis em solos ...............................................................17
2.4 Transporte de contaminantes em meios porosos.........................................................20
2.4.1 Processos físicos...................................................................................................21
2.4.1.1 Advecção ................................................................................................................................... 21
2.4.1.2 Dispersão Hidrodinâmica .......................................................................................................... 22
2.4.2 Processos Bio-Físico-Químicos............................................................................24
2.4.2.1 Sorção/Dessorção ...................................................................................................................... 25
2.4.2.2 Precipitação/Dissolução............................................................................................................. 29
2.4.2.3 Sorção Hidrofóbica.................................................................................................................... 30
2.4.2.4 Co-solvência .............................................................................................................................. 30
2.4.2.5 Complexação ............................................................................................................................. 30
2.4.2.6 Ionização.................................................................................................................................... 31
2.4.2.7 Filtração..................................................................................................................................... 31
2.4.2.8 Óxido/Redução .......................................................................................................................... 31
2.4.2.9 Hidrólise .................................................................................................................................... 31
2.4.2.10 Metabolização........................................................................................................................ 32
2.4.2.11 Volatilização.......................................................................................................................... 32
2.4.3 Determinação dos parâmetros de transporte.........................................................32
2.5 Ensaios de difusão.......................................................................................................32
2.6 Metais ..........................................................................................................................34
2.7 Chumbo .......................................................................................................................37
2.8 Cádmio ........................................................................................................................38
2.9 Retenção de metais......................................................................................................39
3 METODOLOGIA..............................................................................................................41
3.1 Programa experimental ...............................................................................................41
9
3.1.1 Planejamento experimental...................................................................................42
3.2 Materiais e equipamentos............................................................................................43
3.2.1 Local de estudo.....................................................................................................43
3.2.2 Solo residual de basalto ........................................................................................44
3.2.2.1 Ensaio de compactação.............................................................................................................. 47
3.2.2.2 Caracterização química do solo ................................................................................................. 47
3.2.3 Cimento Portland..................................................................................................48
3.2.4 Solução Contaminante..........................................................................................48
3.2.5 Equipamento de Coluna Modificado....................................................................49
3.3 Métodos e técnicas ......................................................................................................51
3.3.1 Ensaio de difusão..................................................................................................51
3.3.1.1 Moldagem dos corpos de prova................................................................................................. 51
3.3.1.2 Solução contaminante................................................................................................................ 51
3.3.1.3 Etapas do ensaio ........................................................................................................................ 51
3.3.2 Análise da solução contaminante .........................................................................53
3.3.3 Análise do solo ensaiado ......................................................................................53
3.3.4 Determinação dos parâmetros de difusão.............................................................54
3.3.5 Análise estatística .................................................................................................55
3.4 Simulação numérica ....................................................................................................55
4 RESULTADOS PARCIAIS E DISCUSSÃO....................................................................57
4.1 Caracterização do Solo................................................................................................57
4.2 Condutividade hidráulica ............................................................................................59
4.3 Monitoramento da solução contaminante ...................................................................61
4.4 Variação do pH na solução contaminante ...................................................................63
4.5 Parâmetros de transporte dos contaminantes ..............................................................65
4.6 Análise Numérica........................................................................................................72
4.7 Simulação do transporte do metal Cádmio em uma barreira compactada ..................81
5 CONSIDERAÇÕES FINAIS ............................................................................................86
5.1 Conclusões ..................................................................................................................86
5.2 Recomendações para futuros trabalhos .......................................................................86
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS .....................................................................................87
10
1 INTRODUÇÃO
O crescimento exponencial da população mundial e o avanço significativo dos
processos tecnológicos industriais induzem o aumento das relações de consumo pela
sociedade e, com isso, o incremento na geração de resíduos sólidos urbanos (RSU).
Essa perspectiva remete à problemática ambiental em relação à disposição inadequada
dos RSU e, por conseguinte, a proliferação dos lixões (forma sem qualquer controle ambiental
da disposição dos resíduos), os quais ocasionam problemas graves tais como de contaminação
de solos e de mananciais hídricos.
Nesse processo de disposição, segundo Oliveira e Jucá (2004), um dos grandes
problemas provém da decomposição do material orgânico, formando o lixiviado ou chorume,
que apresenta características físico-químicas e microbiológicas com concentrações variadas
de compostos orgânicos e inorgânicos tóxicos, como, por exemlo, os metais. Estes
contaminantes são decorrentes das reações físicas e químicas a que os resíduos depositados
estão sujeitos e da ação de microorganismos na decomposição da matéria orgânica presente
em grande quantidade nos resíduos sólidos urbanos (COSTA, 2002).
Em aterros sem a presença de sistemas de impermeabilização, este líquido pode
permear as camadas de fundo e contaminar as águas subterrâneas e o solo, além de escoar
superficialmente para os mananciais e corpos hídricos próximos.
Neste contexto, a composição do lixiviado de aterros de resíduos sólidos pode
apresentar quantidades significativas de metais tóxicos, como por exemplo chumbo e cádmio,
os quais, de um modo geral, podem desencadear problemas aos organismos expostos, como
plantas, animais e seres humanos, em razão de que podem ser inseridos na cadeia alimentar e
causar biomagnificação.
Com relação aos metais chumbo e cádmio, referidos anteriormente, estes estão sempre
presentes em lixiviados de aterros (NASCENTES, 2006). O metal chumbo é o segundo metal
mais tóxico ao homem, tendo efeito cumulativo e podendo levar a intoxicação crônica. Além
disso, segundo Pessin et al. (1997) apud Pessin et al.(2003), é o metal tóxico que pode estar
presente em maior concentração no lixiviado da decomposição de resíduos sólidos urbanos. Já
o metal cádmio é um elemento de elevado potencial tóxico, sendo considerado um elemento
carcinogênico (NASCENTES 2006).
Quanto à adsorção destes contaminantes no solo, o chumbo é considerado o metal de
maior retenção na caulinita, segundo ordem de seletividade proposta por Yong et al. (1992).
11
Já o cádmio é considerado o metal de menor retenção na caulinita, segundo ordem de
seletividade proposta pelo mesmo autor.
1.1 Justificativa
Considerando os potenciais problemas causados pelos lixiviados de aterros sanitários,
se faz necessário o estudo de alternativas viáveis dos pontos de vista tecnológico, ambiental e
econômico, capazes de garantir a mitigação desses impactos e a aplicabilidade como sistema
de impermeabilização de aterros sanitários, como é o caso de barreiras de solo reativas e
impermeáveis ao fluxo dos contaminantes presentes no lixiviado.
No âmbito tecnológico e econômico, a presente pesquisa contribuirá para a geração de
conhecimentos aplicáveis à elaboração de projetos de barreiras impermeáveis para aterros
sanitários e industriais. No âmbito ambiental a pesquisa propõe uma solução alternativa
buscando o controle de impactos ambientais oriundos da disposição de resíduos sólidos como
a contaminação de solos e lençóis freáticos por lixiviados.
1.2 Objetivos
1.2.1 Objetivo geral
O trabalho teve como objetivo geral avaliar o comportamento de barreiras reativas de
solo cimento, para aplicação em liners de aterros sanitários, submetidas à ação de
contaminantes inorgânicos ácidos enriquecidos com os metais chumbo e cádmio.
1.2.2 Objetivos específicos
• Analisar a influência do teor de cimento, pH e carga estática de aterro na
difusão de metais em barreira argilosas compactada;
• Determinar parâmetros de transporte, para os metais cádmio e chumbo na
barreira argilosa compactada;
• Realizar simulações numéricas de plumas de contaminação com metais em
barreiras de fundo em aterros de resíduos sólidos.
12
1.3 Organização do trabalho
O presente trabalho encontra-se divido em 5 capítulos, incluindo a introdução.
O capítulo 2 traz uma revisão geral sobre contaminantes em solos e parâmetros de
transporte, assim como disposição de resíduos sólidos e problemas relacionados.
O capítulo 3 apresenta a descrição da metodologia do trabalho.
No capítulo 4 são apresentados e discutidos os resultados obtidos.
Já no capítulo 5 são estabelecidas as conclusões do trabalho e sugeridas
recomendações para pesquisas futuras.
13
2 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
2.1 Resíduos sólidos urbanos
O contexto atual dos resíduos produzidos no Brasil, segundo a pesquisa nacional de
saneamento básico realizada pelo IBGE em 2000, revela que o Brasil produz em escala diária
228.413 toneladas de resíduos, sendo que destes 125.258 são de origem domiciliar. Isso é
produzido por uma população de aproximadamente 170 milhões de habitantes. A geração per
capita média é 1,35 kg/hab.dia. O Quadro 1 apresenta a estimativa de geração de resíduos
sólidos urbanos no Brasil segundo a pesquisa nacional de saneamento básico. (IBGE, 2000
apud JUCÁ, 2002).
Quadro 1: Estimativa de geração dos resíduos sólidos no Brasil
População Total Geração de resíduos (t/dia)
Valor Percentual Valor Percentual
Geração Per Capita
(kg/hab.dia) Brasil 169.799.170 228.413 1,35 Norte 12.900.704 7,6 11.067 4,8 0,86
Nordeste 47.741.711 28,1 41.558 18,2 0,87 Sudeste 72.412.411 42,6 141.617 62,0 1,96
Sul 25.107.616 14,8 19.875 8,7 0,79 Centro-Oeste 11.636.728 6,9 14.297 6,3 1,23 Fonte: IBGE (2000) apud JUCÁ (2002)
A destinação e o tratamento final dos resíduos ainda são, em grande parte, realizados
em locais inadequados como lixões. Do período de 1991 até 2000, observou-se uma redução
da disposição em lixões e o aumento de aterros controlados e sanitários, bem como da
aplicação de outros tipos de tratamento. A Figura 1 apresenta o panorama da destinação final
dos resíduos domiciliares no Brasil, de 1991 até 2000, de acordo com dados da pesquisa
nacional de saneamento básico realizada em 2000 (JUCÁ, 2002).
Dentre todas as formas de disposição de resíduos sólidos urbanos, a que melhor
satisfaz as questões ambientais e sociais é o aterro sanitário. Esta é uma obra de engenharia
muito complexa sobre vários aspectos, o que garante credibilidade na realização deste tipo de
empreendimento. Segundo a norma brasileira NBR 8419/84 (ABNT, 1984), Aterro Sanitário
de resíduos sólidos urbanos é a técnica de disposição de resíduos sólidos no solo, sem causar
danos à saúde pública e à sua segurança, minimizando os impactos ambientais, método este
14
que utiliza princípios de engenharia para confinar os resíduos à menor área possível e reduzi-
los ao menor volume permissível, cobrindo-os com uma camada de terra na conclusão de cada
jornada de trabalho ou a intervalos menores, se necessário.
Fonte: JUCÁ (2002).
Figura 1: Evolução da destinação final dos resíduos no Brasil
O Quadro 2 apresenta o tipo de destinação final de resíduos sólidos domiciliares por
região do Brasil. Nesse contexto, observa-se que na média brasileira prevalece a destinação
em aterros controlados. No entanto, em regiões como Norte e Nordeste ainda prevalece a
disposição à céu aberto em lixões (JUCÁ, 2002).
Quadro 2: Formas de destinação final por região do Brasil
Brasil Norte Nordeste Sudeste Sul Centro-Oeste
% Vazadouro à céu aberto
21,3 57,2 48,3 9,8 25,9 22
Aterro Controlado
37,0 28,3 14,6 46,5 24,3 32,8
Aterro sanitário
36,2 13,3 36,2 37,1 40,5 38,8
Compostagem 2,9 0,0 0,2 3,8 1,7 4,8 Triagem 1,0 0,0 0,2 0,9 4,2 0,5
Incineração 0,5 0,1 0,1 0,7 0,2 0,2 Locais não
fixos 0,5 0,9 0,3 0,6 0,6 0,7
Outra 0,7 0,2 0,1 0,7 2,6 0,2 Fonte: Jucá (2002).
15
A composição gravimétrica dos resíduos pode variar de acordo com dados
socioeconômicos de cada região. A Tabela 1 apresenta a composição gravimétrica média dos
resíduos no Brasil (IBAM, 2001):
Tabela 1: Composição gravimétrica do lixo no Brasil
Material Fração (%) Orgânico 65 Papéis 25
Plásticos 3 Vidros 3 Metais 4
Fonte: IBAM (2001).
2.2 Disposição em aterros e os impactos relacionados à disposição inadequada
Em comparação às técnicas de tratamento e disposição final de resíduos sólidos
urbanos, os aterros sanitários e os controlados estão entre as técnicas que apresentam melhor
relação de custo. (OLIVEIRA e JUCÁ, 2004). Segundo Pessin et al (2002), o aterramento de
resíduos constituem a técnica mais antiga para disposição. Pessin et al (2002) explica que nos
aterros sanitários existem ações controladas no projeto e operação com o fim de “minimizar
ao máximo os impactos ambientais decorrentes da fase de implantação, operação e
encerramento”.
O aterro sanitário, de acordo com Pessin et al (2002), “deve constituir-se entre outros
aspectos de sistema de drenagem superficial, sistema de drenagem interna e tratamento de
lixiviado, impermeabilização superior e inferior e sistemas de drenagem e tratamento de
gases”. No Brasil, esses critérios de implantação, operação e monitoramento inexistem, o que
dificulta ações no controle da poluição. Segundo Young et al. (1992), há seis focos de
problemas que devem ser observados no gerenciamento da disposição em aterros: (a)
produção de resíduos e geração de lixiviados; (b) geologia sub-superficial quantos aos
mananciais; (c) transporte físico, químico e biológico dos contaminantes; (d) previsão do
transporte do contaminante; (e) monitoramento e medições; (f) avaliação das operações e
medidas de monitoramento para satisfazer legislação e outros padrões de segurança.
A disposição inadequada de resíduos nos lixões ocasiona problemas graves de
contaminação do solo e recursos hídricos. No processo de disposição final, segundo Oliveira e
Jucá (2004), ocorre a decomposição do material orgânico formando o lixiviado ou chorume
16
que apresenta características físico-químicas e microbiológicas que conferem concentrações
variadas de compostos de orgânicos e inorgânicos tóxicos como os metais. Este líquido pode
permear as camadas de fundo dos locais clandestinos e contaminar as águas subterrâneas,
além de serem transportados superficialmente para os mananciais próximos. Além disso, entre
outros problemas relacionados estão impactos na atmosfera com eliminação de gases como
metano e na vegetação, além da geração de vetores de doenças e de odores.
A Tabela 2 apresenta os intervalos de variação de características físico-químicas
típicas de lixiviados de aterros sanitários, de acordo com Pessin et al. (1997) apud Pessin et
al.(2003). Os dados foram comparados com a resolução 128 do Conselho estadual de meio
ambiente, CONSEMA - RS (2006), que estabelece padrões de emissão de efluentes líquidos
em corpos hídricos superficiais.
Tabela 2: Intervalo de variação de parâmetros típicos de lixiviados e comparação com a
legislação vigente
Intervalo Observado Parâmetro Monitorado Mínimo Máximo
Limite (CONSEMA, 2006)
pH 5,71 8,40 6 – 9 DQO (mg/L) 588,0 49680,0 400 mg/L (Q<20 m³/d) DBO (mg/L) 99,0 26799,0 180 mg/L (Q>20 m³/d)
Nitrogênio Total (mg/L)
143,7 1494,0 20 mg/L (Q<100 m³/d)
Nitrogênio Amoniacal (mg/L)
0,6 1258,3 -
Nitrogênio Orgânico (mg/L)
7,8 887,5 -
Alumínio (mg/L) 0,1900 15,4060 10 mg/L Bário (mg/L) 0,1120 9,6960 5 mg/L
Cádmio (mg/L) <0,003 0,2160 0,1 mg/L Cromo Total (mg/L) 0,0030 0,3250 0,5 mg/L
Chumbo (mg/L) <0,026 5,7160 0,2 mg/L Cobre (mg/L) 0,008 2,4100 0,5 mg/L Ferro (mg/L) 5,8600 24,3220 10 mg/L
Manganês (mg/L) 0,0430 2,0740 1 mg/L Níquel (mg/L) 0,0630 2,3300 1 mg/L Zinco(mg/L) 0,0810 3,2150 2 mg/L
Fonte: Pessin et at. (1997) apud Pessin et al. (2003) (Adaptado)
17
2.3 Barreiras reativas e impermeáveis em solos
Na recuperação de lixões para aterros sanitários, ou mesmo na construção de aterros
sanitários são requeridos sistemas de impermeabilização (liners) devido à elevada carga de
poluentes que podem estar presentes nas demais formas de contaminações oriundas da
decomposição dos resíduos. Esses sistemas têm papel importante na impermeabilização e
retenção do fluxo dos poluentes e são constituídos geralmente de mantas de geossintéticos
impermeáveis associadas à camadas de solo compactado (OLIVEIRA e JUCÁ, 2004).
Os sistemas de barreiras impermeáveis com solos são executados a fim de
proporcionar a estanqueidade, durabilidade, resistência mecânica, resistência a intempéries e
compatibilidade com os resíduos a serem enterrados. Estes sistemas apresentam processos
físicos, biofísicos, bioquímicos e geoquímicos que atuam como mecanismos capazes de
retardar os contaminantes que os permeiam (PRIM et al. 2003). Além disso, estas barreiras
devem apresentar quantidades suficientes de argilominerais propiciando baixas
permeabilidades e reduzindo a migração de contaminantes (OLIVEIRA, 2002). Os sistemas
de impermeabilização com solos argilosos apresentam vantagens em relação ao uso de
geossintéticos, pois, de acordo com Oliveira e Jucá (2004), são “uma alternativa barata e
eficiente para impermeabilização superior, lateral e de fundo”.
A umidade do solo, o método de compactação e a energia de compactação têm
influência sobre a condutividade hidráulica do solo compactado. Estudos de laboratório têm
mostrado que quando o solo é compactado na umidade ótima e com altas energias de
compactação obtém-se baixa condutividade hidráulica. Para obter condutividade hidráulica
inferior que 10-9 m.s-1 os materiais da composição de barreiras devem conter porcentagem de
finos ≥ 20 % a 30 ¨%, índice de plasticidade ≥ 7 % a 10 %, porcentagem de pedregulho ≤ 30
% e máximo tamanhos das partículas de 25 – 50 mm (DANIEL, 1993)
Técnicas alternativas são usadas para auxiliar as barreiras impermeáveis na
remediação in-situ de contaminantes presentes em perfis de solo e águas subterrâneas. Sua
utilização depende das condições hidrogeológicas do local e da natureza físico-química do
contaminante. Diversos materiais reativos vêm sendo estudados nos últimos anos a fim de
propiciar pontos potenciais de remediação/degradação para diferentes tipos de compostos
inorgânicos, dentre eles metais tóxicos, e orgânicos, derivados de solventes de origem
industrial e derivados de petróleo (NOBRE et al, 2007 apud NOBRE et al. 2003; NOBRE et
al. 2006).
18
Vazamentos de gasolina contaminando solo e lençol freático foram estudados por
Nobre e Ferreira (2007), utilizando argila compactada como barreira de contenção. Os autores
concluíram que a argila tem uma significante aplicação na remoção de hidrocarbonetos
principalmente gasolina e seus derivados e na contenção do íon cloreto de cálcio (CaCl2).
Estudos realizados por Musso e Pejon (2007) avaliaram o transporte dos íons K+ e Cl-
em barreiras de argilas compactadas. Os autores concluíram que a camada pode ser usada
como liner em termos de conteúdo e tipo de argila, parâmetros de compactação,
condutividade hidráulica, CTC e capacidade de adsorção.
Oliveira (2002) estudou o uso de borra oleosa processada em sistemas de
impermeabilização de aterros. O mesmo realizou ensaios de coluna para avaliar a eficiência
da borra processada como material de impermeabilização em aterros. O autor inferiu que o
chumbo (Pb) apresentou baixa mobilidade na borra oleosa ficando retido através de
mecanismos de sorção incluindo adsorção e precipitação. Outro fator relevante foi o alto teor
de matéria orgânica (MO) nesse material o que contribuiu para a retenção do chumbo (Pb),
melhorando a retenção de umidade da borra e minimizando problemas de ressecamento e
fissuramento. O critério da condutividade hidráulica sugeriu que a borra possa vir a ser
utilizada para impermeabilização da base de aterros, pois a mesma apresentou baixa
condutividade hidráulica.
Azevedo et al. (2005) estudaram a determinação de parâmetros de transporte de metais
tóxicos em um latossolo (horizonte B) compactado. Os autores compararam os valores de
coeficientes de dispersão hidrodinâmica e fator de retardamento do zinco, manganês e cádmio
em ensaios de lixiviação em coluna.
Lemos (2006) estudou o comportamento hidráulico e mecânico de misturas compostas
por solo de arenito Botucatu, bentonita sódica e cimento. O comportamento hidráulico foi
estudado frente à percolação de água, soda cáustica (NaOH) e ácido sulfúrico (H2SO4) na
concentração de 5 %. O autor fez comparações entre os valores do coeficiente de
condutividade hidráulica e o comportamento do liner frente aos contaminantes. A inferência
do autor neste estudo foi que quando a barreira solo-cimento-bentonita foi submetida a
percolação ácida se mostrou adequada no tempo de 20 semanas, em que a condutividade
hidráulica só diminuiu. Já para a percolação de contaminantes básicos (NaOH) a barreira se
mostrou eficiente por um período de apenas 4 dias, demonstrando que a mistura é inadequada
como barreira para contaminantes básicos. O efluente resultante da percolação de água
destilada, ácido sulfúrico e soda cáustica com a mistura de 12 % de bentonita sódica e 25 %
de cimento alcançou em todas as situações valores de pH maiores que 11.
19
Lemos (2006) também analisou o comportamento do cimento na barreira
desenvolvida. Com a contaminação com 5 % de ácido sulfúrico ou soda cáustica o cimento
tem sua constituição alterada, perdendo parte dos minerais como magnésio, alumínio, ferro e
potássio. O autor também concluiu que a adição de solo e bentonita retardaram a hidratação
do cimento. A hidratação do cimento ocorreu com maior velocidade quando a mistura foi
submetida à percolação ácida.
Knop (2007) analisou o comportamento de liners de solo de arenito botucatu com e
sem cimentação submetidos à percolação ácida e à carregamento. Os resultados apresentaram
a desestruturação do material com a percolação ácida, tendendo a proporcionar o carreamento
de finos e aumentando a porosidade. Quanto à retenção do contaminante o fator de
retardamento apresentou aumento muito significativo com a adição de 1 % e 2 % de cimento,
sendo o meio capaz de evitar a progressão da frente de contaminação. O coeficiente de
distribuição teve o mesmo comportamento e foi influenciado pelo gradiente hidráulico
utilizado e pela concentração do contaminante inserida. A advecção do poluente mostrou um
decréscimo da velocidade de percolação da solução ácida quanto maior a concentração de
cimento inserida.
Daniel (1993) argumenta que ácidos ou bases fortes podem dissolver materiais no
solo, formar canais preferenciais e aumentar a condutividade hidráulica. Quando ácidos
concentrados são permeados pelo solo, a condutividade hidráulica apresenta declínio inicial e
seguidos aumentos. Alguns solos têm alta capacidade de poder tampão, sendo necessários um
grande volume de poros percolado antes que o efeito seja observado (DANIEL, 1993)
Oliveira et al. (2002) estudaram a retenção de poluentes de lixiviados em solos
argilosos que são utilizados em barreiras impermeáveis de aterros sanitários, em experimentos
com permeâmetros. Os autores concluíram que os solos argilosos apresentaram uma visível
retenção de íons ou metais, no entanto, seria necessária uma percolação por maiores períodos.
Lange et al. (2002) determinaram em laboratório os parâmetros de transporte de
metais em amostras de solos da área de disposição de resíduos sólidos do município de Catas
Altas, MG. Para determinar os parâmetros foram realizados ensaios de equilíbrio em lote ou
batelada com amostras de solos naturais da região e ensaios de coluna com amostras
indeformadas do solo natural e solução aquosa com metais. Os resultados permitiram mostrar
que houve um significativo potencial de retenção dos metais no solo, especialmente para o
cromo, o que reforçou a idéia no desenvolvimento de projetos com esses materiais.
Nascentes (2006) analisou a mobilidade de seis metais pesados (Mn2+, Zn2+, Cd2+,
Cu2+, Pb2+ e Cr3+) durante percolação de uma solução contaminante multiespécies, em um
20
solo residual compactado. A autora realizou ensaio de coluna e desenvolveu um método de
extração seqüencial para os metais. A mesma concluiu que todos os metais foram adsorvidos
especificamente e/ou precipitados, sendo encontrados em maiores quantidades proporcionais
ao que foi adicionado as amostras, os metais cobre e chumbo. O Cd foi o único metal, dentre
os estudados, que não apresentou associação com a fração residual.
2.4 Transporte de contaminantes em meios porosos
O comportamento de contaminantes no solo é regido por fenômenos de transporte
através de meios porosos que estão associados a processos físicos e bio-físico-químicos. Os
processos físicos, em geral, envolvem os fenômenos de advecção e dispersão hidrodinâmica.
Os processos bio-físico-químicos estão relacionados às interações físicas, químicas e
biológicas que podem ocorrer entre o solo e o poluente, ocasionando um retardamento,
aceleração ou degradação. O estudo do transporte envolve o entendimento desses
mecanismos. (DE CAMPOS, 2001 apud MONCADA, 2004)
No transporte de contaminantes em meios porosos, o contaminante é considerado
como sedo a massa de uma substância tóxica dissolvida, movimentando-se com a solução do
solo presente nos vazios do meio poroso sendo o mesmo saturado ou não (NOBRE, 1987
apud COELHO et al. 2003). Segundo Moncada (2004), o transporte de massa possui três
mecanismos principais. O primeiro deles é em relação ao meio poroso quanto às suas
características: teor de matéria orgânica, mineralogia, capacidade de troca iônica, distribuição
granulométrica etc. O segundo relaciona-se com as características básicas do contaminante
envolvendo o pH, potencial iônico, DBO5, DQO, polaridade, toxidez, solubilidade etc. Em
seguida, o mecanismo constitui as variáveis ambientais como as condições climáticas,
hidrogeológicas, microorganismos nativos, fator tempo, entre outros.
A Figura 2 traz um esquema sobre os diversos mecanismos de transporte de
contaminantes.
21
Advecção Dispersão hidrodinâmica
Dispersão mecânica Difusão molecular
Retardamento ou Aceleração Sorção/Dessorção Precipitação/dissolução Troca iônica, Óxido-redução Co-solvência Complexação, Ionização Sorção biológica Filtração
Migração de contaminantes pelo solo
Processos Físicos Processos Bio-físico-químicos
Degradação ou decaimento Óxido-redução Hidrólise Metabolização Volatilização
Fonte: De Campos, 2001 apud Moncada, 2004. (Adaptado)
Figura 2: Mecanismo de transporte de contaminantes
2.4.1 Processos físicos
2.4.1.1 Advecção
O processo de advecção, segundo Shackelford (1993), é o processo pelo qual solutos
presentes no poluente são transportados com o fluxo do fluido ou solvente submetido a um
determinado gradientes de pressão. O soluto é considerado não-reativo, ou seja, não sujeito a
reações químicas ou biológicas e não dispersivo. Segundo Delgado et al (2002), levando-se
em consideração unicamente este processo, a velocidade de transporte será equivalente à
velocidade média de percolação da solução através dos vazios, em um meio poroso como o
solo. Quando injetada uma determinada quantidade de contaminante em um meio, este é
transportado em forma de pulso, mantendo a sua concentração inicial constante ao longo do
tempo.
A equação (1), segundo Shackelford (1993), rege o transporte advectivo em meios
porosos. Nesta equação, “JA” representa a taxa mássica advectiva de acúmulo do poluente por
unidade de área, “Vs” é a velocidade de percolação, “n” a porosidade do meio, “C” a
concentração de soluto, “k” a condutividade hidráulica e “i” o gradiente hidráulico. “M”, “ L”
e “T”, representam massa, comprimento e tempo, respectivamente, se referindo à análise
dimensional da taxa de acúmulo do poluente.
22
)1()(2
CvnJn
ikv
x
Cv
TL
MJ s
AssA ××=⇒
×=⇒∂∂×=
×
2.4.1.2 Dispersão Hidrodinâmica
O processo de advecção é responsável por favorecer o transporte do contaminante na
forma de um pulso, porém, na prática, o contaminante toma direções diferentes, espalhando-
se e misturando-se. O pico de concentração diminui, enquanto a frente de contaminação se
desloca, caracterizando o processo de dispersão. Esse processo, também chamado de
dispersão hidrodinâmica, consiste na nas fases de difusão molecular e dispersão mecânica.
Na fase de difusão, os constituintes deslocam-se sob influência de gradientes de
concentração, independentemente de um gradiente hidráulico ou velocidade fluxo
(SHACKELFORD, 1993). O transporte difusivo é regido pela Primeira Lei de Fick,
considerando o transporte unidimensional e em regime permanente. A Figura 3 apresenta um
esquema da difusão em uma solução aquosa.
Fonte: Adaptado de Oliveira ( 2002)
Figura 3: Exemplo de um processo de difusão em água.
A difusão de solutos através de um solo, especialmente de granulometria fina, poderá
ser mais lenta do que em solução livre já que os caminhos de migração são mais tortuosos
devido à presença das partículas sólidas do solo que ocupam parte da área da seção
transversal, como mostrado na Figura 4 (SHACKELFORD; DANIEL, 1991, APUD JESUS
2004).
23
Fonte: Jesus (2004)
Figura 4: Processo de difusão em solos
Segundo Rowe et al. (1995, apud Jesus, 2004), os seguintes fatores seriam
responsáveis pela difusão mais lenta no solo:
a) Reduções na seção transversal de fluxo;
b) Caminhos de migração mais tortuosos no solo (associado ao coeficiente de
tortuosidade);
c) Fluxo com pequeno volume de fluido (associado à porosidade n, ou ao teor de
umidade volumétrico θ);
d) Aumento na viscosidade, especialmente, da água contida na dupla camada
difusa;
e) Retardamento de certas espécies devido às trocas catiônica e aniônica com
minerais argílicos e matéria orgânica;
f) Biodegradação de solutos orgânicos;
g) Fluxo osmótico contrário;
h) Desequilíbrio elétrico, possivelmente por exclusão aniônica.
Na fase de dispersão mecânica, ao longo da percolação pelos poros ocorre uma
mudança nos vetores da velocidade de fluxo, favorecendo o desenvolvimento de velocidades
médias diferentes devido à variação das dimensões dos poros ao longo das linhas de fluxo e
do desvio da trajetória das partículas em decorrência da tortuosidade, reentrâncias e
interligações entre os canais. (DELGADO et al. 2002).
A equação 2 apresenta a equação do fluxo dispersivo. A equação 3 envolve os dois
tipos de transporte: advectivo e dispersivo. A equação 4 apresenta a equação de taxa de
24
acúmulo do poluente por volume total de solo (equação unidimensional) aplicando a lei da
conservação da massa para o soluto (SHACKELFORD, 1993). “J” representa a taxa mássica
de acúmulo do poluente por unidade de área, “JA” a taxa mássica advectiva de acúmulo por
unidade de área, “JD” a taxa mássica dispersiva de acúmulo por unidade de área, “Dh” o
coeficiente de dispersão hidrodinâmica, “De” coeficiente de difusão molecular incluindo o
fator tortuosidade, “α” a dispersividade que pode ser em qualquer orientação tanto em x, y e
z, “vs” a velocidade de percolação (vs = v/n), “n” a porosidade do meio, “C” a concentração de
soluto, “t” o tempo. “M”, “ L” e “T”, representam respectivamente massa, comprimento e
tempo, se referindo à análise dimensional da taxa de acúmulo do poluente.
)2()(2 sehhD vDD
x
CnD
TL
MJ ×+=⇒
∂∂××=
×= α
)3(x
CnDCvnJJJ hsDA ∂
∂××−××=−=
)4(..2
2
x
Cv
x
CD
t
Csh ∂
∂−∂∂=
∂∂
2.4.2 Processos Bio-Físico-Químicos
Os processos bio-físico-químicos consistem, segundo Azambuja et al (2000), na
redução dos contaminantes através de reações químicas ou físico-químicas. A atenuação
química é mais intensa com alta presença de oxigênio, estando associada, também, à ação
biológica. Já a atenuação físico-química é responsável pela formação de fases adsorvidas,
quando os contaminantes se aderem aos grãos do solo. Nesses processos, o que pode ocorrer,
basicamente, é o retardo, aceleração ou a degradação.
Os principais processos, segundo Delgado (2002), constituem reações que podem
alterar a concentração de contaminantes como as reações de sorção-dessorção, reações ácido-
base, reações de dissolução-precipitação, reações óxido-redução, formações de complexos e
reações biológicas. Processos como sorção-dessorção e dissolução-precipitação provocam a
transferência real do contaminante da fase líquida para a sólida no solo. Os outros processos
25
atuam afetando a disponibilidade dos contaminantes para o processo de transferência e/ou
alterando a forma do contaminante, bem como seus efeitos tóxicos.
2.4.2.1 Sorção/Dessorção
O termo sorção engloba a adsorção e a absorção, segundo Young et al. (1992). A
adsorção pode ser de natureza física ou química e constitui o processo pelo qual o
contaminante adere às superfícies dos sólidos devido às forças de atração existentes. Essas
forças ocorrem devido a desequilíbrios nas cargas de superfície que resultam de imperfeições,
substituições iônicas na estrutura cristalina dos minerais ou quebra de ligações nas estruturas
moleculares (FREEZE; CHERRY, 1979 apud MONCADA, 2004). A adsorção é o fator de
maior relevância para moléculas polares e íons. Ela pode ocorrer na forma trocável e na forma
não trocável. A adsorção de íons pode ocorrer na fase mineral e na fase orgânica do solo.
A forma trocável de adsorção (não específica) constitui a capacidade de troca iônica
(catiônica – CTC, aniônica - CTA), que possui uma baixa energia de interação havendo a
interposição de pelo menos uma molécula de água entre o grupo funcional da superfície
mineral ou orgânica e o íon presente na solução do solo. Esse processo de interação é dito
complexo de esfera-externa (MEURER et al., 2006). Segundo o autor:
“Os cátions (Na+, K+, NH4+, Ca2+,Mg2+, Al3+) e ânions (NO3-, Cl-, SO4
2-, Br-) que
mantém sua água de hidratação ao serem adsorvidos pelas cargas negativas e
positivas das partículas minerais e orgânicas do solo são exemplos típicos de íons
que formam complexos de esfera-externa”.(MEURER et al. , p. 123, 2006)
O processo de troca iônica com adsorção não específica pode ser influenciado pelo
pH. Neste caso, a capacidade de troca catiônica cresce com o aumento do pH do fluido nos
poros do solo. Tal fato decorre do aumento do nível de dissociação de hidroxila (OH-) nas
extremidades e nas superfícies das partículas de minerais ou matéria orgânica, resultando em
aumento da carga líquida negativa das mesmas (MEURER et al. 2006).
A forma não trocável de adsorção, ou adsorção específica, conforme Meurer et al.
(2006), se constitui quando nenhuma molécula de água se interpõe entre o grupo funcional de
superfície e o íon se liga direto ao grupo funcional de superfície mineral ou orgânica, gerando
26
um complexo de superfície interna (quimiossorção). Estes complexos são caracterizados por
ligações fortes, covalentes e iônicas. Quanto maior o número de ligações de um mesmo íon ou
molécula, menor é a distância entre os núcleos e maior será a energia de interação. É
desejável, portanto, que íons e moléculas poluentes formem complexos de esfera interna com
grupos funcionais de superfície do solo, pois é uma forma de reduzir a sua mobilidade nos
perfis de solo.
Segundo Meurer et al. (2006), os argilominerais 1:1 como a caulinita apresentam
cargas de superfície dependentes do pH o que leva a predominar a adsorção na forma
trocável, ou troca iônica. Neste caso ocorre aumento da CTC, por exemplo, com o aumento do
pH do meio. Para argilominerais 2:1, como a esmectita, há predominância de cargas
permanentes o que proporciona a ocorrência da adsorção não trocável por substituição
isomórfica. No entanto, os argilominerais 2:1 apresentam troca iônica com valores de CTC
muito maiores que os 1:1 em função da área superficial específica da estrutura.
Para os óxidos presentes na composição mineralógica do solo ocorrem duas formas de
adsorção: a específica, explicada pelo complexo de esfera interna e as substituições
isomórficas, e a não específica, explicada pelo complexo de esfera externa e dependendo do
pH. Pode-se citar a adsorção em óxidos de ferro e alumínio.
Em relação aos argilominerais, Costa (2002) ressalva que cátions de maior valência
são adsorvidos preferencialmente e cátions de menor raio hidratado tendem a substituir os de
maior raio. A série de preferência de adsorção de cátions, em função de cada tipo de
argilomineral, está apresentada na Tabela 3, conforme Triegel (1980 apud Costa, 2002).
Tabela 3: Argilominerais e suas devidas séries de preferência na adsorção
Argilomineral Série de preferência
Caulinita Cd+2 < Zn+2 < Mg+2 < Cu+2 < Ca+2 < Pb+2
Ilita Mg+2 < Cd+2 < Ca+2 < Zn+2 < Cu+2 < Pb+2
Esmectita Zn+2 < Cd+2 < Mg+2 < Cu+2 < Pb+2 < Ca+2 Fonte: Triegel (1980) apud Costa (2002) (adaptado).
A Tabela 4 apresenta os valores típicos atribuídos à capacidade de troca de cátions dos
principais argilominerais, das frações de silte, areia e matéria orgânica dos solos, bem como
suas respectivas superfícies específicas. Salienta-se que a matéria orgânica presente no solo,
mesmo em pequena quantidade, é capaz de contribuir com uma boa parcela da retenção de
cátions (COSTA, 2002).
27
Tabela 4: Capacidade de troca catiônica , superfície especifica dos principais
argilominerais e das frações silte, argila e matéria orgânica
Mineral ou partícula Superfície específica (m2.g-1)
CTC (cmol. kg-1 ou meq.100g-1 )
Caulinita 10 – 20 3- 15 Ilita 70 – 120 10 – 40
Clorita 79 – 150 10 – 40 Vermiculita 300 – 500 100 – 150 Esmectita 700 – 800 60 – 150
Silte < 1 muito pequena Areia fina < 0,1 muito pequena
Areia grossa < 0,01 muito pequena Matéria orgânica 800 - 900 150 – 300
Fonte: Grim (1968); Russell (1973); e Bohn et. al. (1979) apud Costa (2002) (adaptado)
Costa (2002) salienta como aspecto importante da adsorção em relação ao processo de
interação solo-contaminante e no transporte de substâncias através do solo, o fenômeno de
expansão/contração da camada dupla dos argilominerais. A contração da camada dupla
devido à substituição de cátions monovalentes por cátions bivalentes na superfície argilosa,
aumenta os espaços vazios entre as partículas, aumentando a condutividade hidráulica e
acelerando o avanço do fluido percolante. Se determinada troca iônica vier a favorecer a
expansão da camada dupla, ocorrerá o contrário, a condutividade hidráulica irá diminuir e o
avanço do fluido percolante será retardado. Tal fenômeno é ilustrado na Figura 5.
Fonte: em Rowe et al, 1995 apud Costa, 2002.
Figura 5: Fenômeno de Expansão/Contração da camada dupla (a) contração (b) normal referência acima, (c) expansão
O processo de adsorção pode ser reversível, caracterizando a dessorção. Nesse
processo ocorre a liberação de íons em função, por exemplo, do pH, em se tratando do
processo de troca iônica (MONCADA, 2002).
No estudo do transporte de poluentes por meios porosos, é comum referir o processo
de sorção de forma genérica e defini-lo em relação aos processos bio-físico-químicos de
28
transporte (MONCADA, 2002). Essa definição denota a transferência do poluente para a fase
sólida ou a sua total retenção, que na realidade ocorrem em maior parte pelos processos de
adsorção.
A equação 5 apresenta a definição de sorção (S) e do coeficiente de distribuição ou
partição (Kd) que define a fase sorvida na fase mineral pela fase líquida do solo. A sorção é
definida como a massa de soluto acumulada na massa total de sólidos da camada de solo.
)5(3
3
L
M
M
L
M
MCKS Soluto
SólidosSólidos
Solutod ×=⇒×=
As equações 6 e 7 apresentam as relações gerais de taxa de acúmulo de poluente, nas
quais estão inclusos os mecanismos de sorção representando os processos bio-físico-químicos
(SHACKELFORD, 1993). Nas equações “ρd” é a densidade seca do solo. Na equação 7, “Rd”
é um parâmetro inferido a partir de “Kd” que é definido com fator de retardamento.
)6(..2
2
CKSt
S
nx
Cv
x
CD
t
Cd
dsh ×=⇒
∂∂−
∂∂−
∂∂=
∂∂ ρ
)7(.1:..2
2
C
S
nRonde
x
C
R
v
x
C
R
D
t
CJ d
ddd
h
∂∂+=⇒
∂∂−
∂∂=
∂∂=
ρ
Segundo Costa (2002), o coeficiente de distribuição Kd é um dos parâmetros mais
importantes usados para estimar a migração de plumas de contaminação em solos. A Figura 6
apresenta um exemplo da migração de contaminantes para um mesmo intervalo de tempo,
com diferentes valores de Kd.
Para este exemplo o autor explica que quando o coeficiente assume valores baixos
(situação a), a sorção é baixa e tem-se um maior avanço da pluma de contaminação. Já na
situação (b), para um valor de Kd dez vezes maior, uma parcela bem mais significativa da
massa do contaminante fica retida na fase sólida do meio, fazendo com que a pluma se
desloque mais lentamente, atingindo apenas regiões próximas à fonte. Dessa forma, pode-se
avaliar o efeito do retardamento na mobilidade do contaminante causado pelas reações de
sorção.
29
Fonte: USEPA, 1999; Apud Costa, 2002
Figura 6: Exemplo da influência do parâmetro Kd na migração de um contaminante
2.4.2.2 Precipitação/Dissolução
O fenômeno da precipitação química consiste, segundo Moncada (2002), “no
desprendimento de substâncias inicialmente em solução, que ocorre quando a sua
concentração na solução excede o seu grau de solubilidade”. Esse processo é reversível e
afetado pela temperatura e pH. Ainda depende, segundo Costa (2002), da concentração do
poluente e de outras substâncias em solução. Pode ocorrer dissolução na água do produto livre
ou de sólidos, por exemplo, por meio da lixiviação. Os produtos são cátions ou anions e
moléculas polares e apolares (MONCADA, 2002). Em relação ao pH, para os cátions, a
maioria dos metais precipita na presença de hidróxidos em meios alcalinos (LA GREGA,
1994; EM BORGES, 1996 apud COSTA, 2002)
No solo, a precipitação ocorre tanto na superfície dos grãos sólidos, quanto na água da
solução do solo. A precipitação no transporte de contaminantes em meios porosos ocorre
quando há transferência para a fase sólida, resultando na acumulação de uma nova substância.
30
2.4.2.3 Sorção Hidrofóbica
Esse processo se dá com a retenção de substâncias orgânicas na matéria orgânica,
devido à processos de partição que determinam a distribuição de uma substância nas suas
fases por mecanismos de dissolução e afinidade (MONCADA, 2002). Quanto menos polar ou
menos solúvel em água (lipossolúvel) for o composto, maior a sua afinidade com a matéria
orgânica, sendo assim solubilizado nesta fase. A participação de uma substância pode ser
definida como o coeficiente de partição octanol-água, que relaciona a solubilidade em gordura
pela solubilidade em água (Kow). Quanto maior for o “Kow”, maior será a tendência de
dissolução na fase orgânica. Além disso, ainda é possível definir o coeficiente de partição no
carbono orgânico (Koc) ou na matéria orgânica (Kom) do solo.
2.4.2.4 Co-solvência
Esse processo é a dissolução de uma substância em mais de um solvente. Isto, em
geral, ocorre com substâncias orgânicas, como resultado da introdução de certa quantidade de
solvente na superfície. A mistura resultante aumenta a mobilidade de substâncias em
comparação com o caso do solvente ser água pura (COSTA, 2002).
2.4.2.5 Complexação
A complexação é também denominada quelação e se dá pela formação de uma ligação
coordenada entre um cátion metálico e um ligante que pode ser um anion ou uma molécula
polar. O arranjo formado é neutro e é denominado complexo (LA GREGA et al. 2002;
FETTER, 1993 apud MONCADA, 2002). Os complexos formados com ligantes inorgânicos
são mais fracos do que os orgânicos e ainda mais, para o caso de ligantes inorgânicos como
metais (MONCADA, 2002).
Segundo Silva et al. (2006), pode haver a complexação de metais na matéria orgânica
presente no solo. Alguns cátions que se encontram na solução do solo possuem afinidade com
a superfície, com interação de caráter covalente que acontece em dois pontos da molécula
orgânica. O mesmo autor aponta que a complexação de íons metálicos que são tóxicos
(Cádmio, Chumbo, Cromo, Níquel, etc) pelas substâncias húmicas pode apresentar efeitos
benéficos ou maléficos. Pode ocorrer aumento da mobilidade, pois o complexo metálico
torna-se mais solúvel que o cátion, diminuindo as possibilidades de adsorção e precipitação.
31
2.4.2.6 Ionização
A ionização de um composto aumenta sua mobilidade na água. Isso pode ocorre com
ácidos orgânicos, ácidos inorgânicos e bases fracas que são regidos por constantes de
dissociação, que, segundo Moncada (2002), afetam o seu grau de ionização dentro da faixa de
pH dos solos. Isso afeta os fenômenos de sorção nas duas principais formas que estão
presentes neste caso: ionizada e não-ionizada.
2.4.2.7 Filtração
Quanto o líquido infiltrante em uma camada de solo possui partículas suspensas, parte
do material suspenso fica retido na superfície, pois as partículas maiores que a abertura dos
poros não conseguem penetrar no solo. Isso constitui a separação física por filtração,
caracterizada pela retenção ao longo da trajetória de fluxo (MONCADA, 2002). No caso de
íons, o processo de filtração influencia caso estes estejam sorvidos nas partículas suspensas do
líquido infiltrante.
2.4.2.8 Óxido/Redução
As reações de oxidação e redução consistem em processos de degradação ou
decaimento, que resultam na mudança da valência dos elementos envolvidos através de ganho
(redução) ou perda de elétrons (oxidação) que acontece de forma concomitante. Essas reações
são catalisadas pela presença de microorganismos (MONCADA, 2002). A oxidação/redução
de cátions, por exemplo, pode resultar na mudança de sua solubilidade e toxicidade, como é o
caso do ferro e cromo, respectivamente.
2.4.2.9 Hidrólise
A hidrólise é definida como a reação de uma substância orgânica ou inorgânica com
uma molécula de água (MONCADA, 2002). A água, nesse processo, efetua dupla troca com
um outro composto (BARCKA, 2007). No caso de um sal, a hidrólise com a parcela catiônica,
derivada de uma base fraca, pode resultar na mudança do pH do meio, ocasionando, por
exemplo, a acidez quando parcela aniônica for derivada de um ácido forte. No caso de metais,
conforme Yong et al. (1992), a hidrólise proporciona a formação de um composto básico do
metal e o meio torna-se ácido. Esse processo, explica Moncada (2002), tem efeito
insignificante em comparação à outros processos que transformam as substâncias.
32
2.4.2.10 Metabolização
Moncada (2002) define que “a metabolização decorre da degradação biológica (ou
biodegradação), que consiste na transformação de moléculas orgânicas em outras menores,
como conseqüência da atividade metabólica de organismos presentes no solo”. A
biodegradação pode ser aeróbia ou anaeróbia. No caso de compostos inorgânicos como
cátions ou anions, a metabolização não é tão evidente, apenas ocorrendo se estes compostos
estiverem incorporados em moléculas orgânicas.
2.4.2.11 Volatilização
A volatilização é o processo de difusão de um composto de baixa concentração da fase
líquida ou sólida para a fase gasosa. A quantidade de uma dada substância que pode
volatilizar depende de sua pressão de vapor. Esta pode ser definida a partir da constante de
Henry, que é a razão entre a pressão parcial da fase gasosa acima da superfície do líquido
(pressão de vapor) e fração molar dissolvida no líquido (MONCADA, 2002).
2.4.3 Determinação dos parâmetros de transporte
No caso de modelagem numérica, ou seja, para resolução das equações que regem o
transporte (equação 7), é necessário o conhecimento de certos parâmetros que devem ser
informados aos softwares para o desenvolvimento de simulações numéricas. A equação 7 (ver
seção 2.4.1.2) apresenta todos os parâmetros necessários no caso de transportes de
contaminantes em meios porosos. Os principais parâmetros são: De e α (Dh), Rd (Kd). Esses
parâmetros podem ser obtidos através de experimentos em laboratório, tais como ensaios de
coluna e de difusão e ensaios de equilíbrio em lote ou batelada, estimados de acordo com
dados da literatura ou obtidos por correlações.
2.5 Ensaios de difusão
O estudo da difusão de contaminantes em solos se dá quando há a predominância deste
fluxo sobre a dispersão hidrodinâmica, ou seja, quando a velocidade de fluxo (Vs) é muito
baixa. A parcela da dispersão mecânica torna-se insignificante para determinação total do
parâmetro de dispersão hidrodinâmica (Dh), pois segundo a equação 2 a parcela De torna-se
33
ordens de grandeza maior que a parcela α.Vs, o que já não traz contribuição para a magnitude
do valor de Dh.
Barone et al. (1989) expõe que em barreiras argilosas a condutividade hidráulica é
muito baixa e/ou o gradiente hidráulico é insignificante. Neste caso, o transporte do
contaminante será muito lento e será controlado por difusão através dos fluidos presentes no
meio saturado. Os principais parâmetros de controle do transporte passam a ser o coeficiente
de difusão (De) e o coeficiente de distribuição (Kd) ou o fator de retardamento (Rd).
Floss (2008) analisou o transporte de cádmio em um solo argiloso compactado de
fundo de uma ETE em Passo Fundo-RS. A pesquisa ocorreu em duas etapas. Na primeira
foram realizados ensaios de coluna e de condutividade hidráulica. A segunda etapa
compreendeu ensaios em camada de difusão, em decorrência da condutividade hidráulica
baixa e dificuldade para realização dos ensaios de coluna. O ensaio de difusão determinou
uma que a pluma de cádmio se move lentamente pelo solo compactado, o que caracterizou
uma ótima atenuação da concentração de cádmio presente na solução contaminante.
Barone et al. (1989) utilizaram um método para avaliar o transporte difusivo de alguns
íons (Cl- ,K+, Mg+2, Ca+2). Os autores elaboraram uma câmara de difusão cilíndrica, onde
internamente estava presente um corpo de prova de solo argiloso e um lixiviado de um aterro
sanitário. O autor manteve a solução contaminante em agitação para homogeneização. O
ensaio durou 15 dias. Foram coletadas amostras da solução a cada 2 dias de intervalo para
observar a variação da concentração pelo efeito difusivo. Após o ensaio, os corpos de provas
foram seccionados para determinar a distribuição vertical do contaminante. Os coeficientes de
difusão obtidos foram de 4,6.10–6 cm²/s (4,6x10-10 m2/s) para Na+ e 7,5 10-6 cm²/s (7,5x10-10
m2/s) para K+.
Jesus (2004) estudou a difusão de zinco em solo residual de gnaisse, simulando a
atenuação de fluxo difusivo em barreiras de solo compactado. O coeficiente de difusão do
zinco foi obtido de ensaios de difusão, em laboratório, em solo residual saturado, compactado.
Para a realização dos ensaios, foi construído um equipamento constituído por quatro células
de difusão e um aparelho de homogeneização. A execução dos ensaios envolveu,
inicialmente, a compactação das amostras de solo dentro das células e a saturação do solo
com água destilada. Em seguida, permitiu-se a difusão de zinco através das amostras
saturadas, durante períodos de tempo não inferiores a doze dias. O programa computacional
POLLUTE (Professional version 6.3.5, GAE Environmental Engineering Ltd., Canada) foi
empregado para calcular o coeficiente de difusão efetiva do zinco, por meio de ajuste das
curvas de variação de concentração no reservatório fonte deste metal com o tempo, e das
34
curvas de variação de concentração na água intersticial com a profundidade obtidas para cada
amostra. Após doze dias de ensaio, o valor médio do coeficiente de difusão efetivo
encontrado foi de 11,9x10-10 m2/s enquanto que, para vinte dias, verificou-se um valor para De
de 3,3x10-10 m2/s.
Azevedo et al. ( 2005) estudaram os valores do coeficiente de dispersão hidrodinâmica
e do fator de retardamento do zinco, do manganês e do cádmio, em Latossolo (horizonte B)
compactado, obtidos através dos métodos de análise tradicional e de massa acumulada para
ensaios em coluna de lixiviação. Os resultados obtidos para o Cd, nos dois tipos de análises
variaram de 1,28x10-2 cm2/min (2,133x10-8 m2/s) até 1,84x10-2 cm2/min ( 3,06667x10-8 m2/s).
Já os valores de Dh para o zinco variaram de 1,01x10-2 cm2/min (1,683x10-8 m2/s) a 7,03x10-3
cm2/min (1,171x10-8 m2/s). Os autores ainda enfatizam que devido a baixa velocidade de
percolação, o parâmetro Dh representa quase que somente o transporte difusivo.
Segundo Delgado (2000), geralmente o coeficiente de difusão é influenciado pela
temperatura e é independe da resistência iônica. Para íons em soluções aquosas, varia entre 1x
10−9 a 2x10−9 m2/s, a 25 °C. No entanto, num meio poroso saturado, seu valor será menor
devido à presença das partículas de solo, as quais além de contribuir para aumentar a trajetória
percorrida por esses íons, podem causar adsorção dos mesmos.
2.6 Metais
Os metais são cátions que, em sua maioria, apresentam mobilidade geralmente
limitada no solo e na água subterrânea devido a sorção da superfície da fração sólida do meio
poroso (NASCENTES, 2006).
A mobilidade dos metais é geralmente maior em solos arenosos e ácidos com baixa
capacidade de troca catiônica e com baixo teor de matéria orgânica e argila. Os metais podem
formar precipitados de solubilidade variável sob determinadas condições de potencial de
oxidação (eh) e pH de uma solução aquosa. Valores de pH baixos favorecem a solubilidade
dos metais, favorecendo sua mobilidade (NASCENTES, 2006).
Alguns metais tóxicos são considerados elemetos essenciais aos animais, seres
humanos e vegetais, como é o caso do Co, Cu, Fe, Mn, Mo, Ni, Zn, entre outros. Entretanto,
outros como o Cd, Hg e Pb não apresentam função biologica conhecida (SRIVASTAVA E
GUPTA, 1994 APUD NASCENTES, 2006)
35
Os metais são incorporados às várias funções geoquímicas do solo. Essas formas
influenciam a solubilidade dos metais, a qual afeta diretamente sua mobilidade. A mobilidade
e a retenção de metais pesados no solo dependem de complexas interações com a fase sólida,
tanto orgânica quanto inorgânica. Estudos sobre o comportamento de metais pesados no solo
tem mostrado que a retenção desses elementos nesse meio depende da natureza da fase sólida
e da proporção de seus constituintes, das características da fase liquida e das espécies
metálicas presentes na solução contaminante. Em lixiviados de aterros sanitários é muito
comum a presença de vários tipos de contaminantes metálicos. A Tabela 5 apresenta a
composição de percolados em varias áreas de disposição de resíduos sólidos urbanos.
Tabela 5: Variação da composição química de percolados em algumas áreas de
disposição de resíduos sólidos urbanos
Elemento 1* 2* 3* 4* 5* 6* Al 50-80 ND - 85 - - - 0,265-0,799 Ca 30 – 1700 3 - 2500 - - - 41,1 – 80,4 Cd <0,01 ND – 0,4 0 – 0,375 <0,01 9 0,027 – 0,039 Pb <0,01 – 1,8 - - - - - Cu 0,2 – 4,4 ND - 9 0,1 - 9 <0,05 25 0,014 – 0,036 Cr <0,01 – 6,9 ND – 5,6 0,02 - 18 0,03 – 0,15 16 0,04 – 0,036 Fé 30 – 770 ND - 4000 200 - 5500 1143,25 153 4,9 – 9,89 P 10 – 20 ND - 234 0,1 - 150 2,72 – 14,1 - 1,304 – 3,336
Mg 10 – 220 4 – 780 3 - 15600 35 – 63 1507 17,5 – 36,2 Mn < 0,01 – 19 ND - 400 0,6 - 41 0,05 -0,24 25 0,058 – 0,130 Ni <0,01 – 2,7 ND – 7,5 0,2 - 79 0,07 – 0,18 74 0,153 – 0,248 Zn 1 – 90 ND - 731 0,6 -220 0,24 – 2,55 50 0,064 – 0,168
* 1) Aterro de resíduos sólidos de Muribeca – PE (OLIVEIRA, 1999); 2) Variações de acordo com com BAGCHI (1990); 3) Variações segundo EPA (1992); 4) Aterro de Junk Bay/China – CHU et al (1994); 5) Aterro de Gramacho/RJ – BARBOSA (1994); 6) Aterro do Jockey Club/DF. Fonte: Adaptado de Nascentes, 2006
Concentrações dos principais metais pesados encontrados em resíduos sólidos
urbanos, obtidas a partir de estudos sobre a distribuição destes elementos em diversas frações
dos resíduos urbanos no Brasil, estão apresentadas na Tabela 6 (ROUSSEAUX et al. 1989
apud JESUS, 2004).
A concentração de metais pesados na solução do solo resulta do equilíbrio entre as
reações de precipitação, dissolução, complexação e adsorção que, por sua vez, são
influenciadas por diversos fatores, como: tipo de solo, clima, cultura e forma química dos
elementos (COOKER; MATTHEWS, 1983). Entretanto, face às mudanças nos equilíbrios e
formas químicas dos metais no composto (CHANG et al. 1984) e no solo e à possibilidade de
36
superação da capacidade de retenção dos poluentes pelo mesmo, os metais poderão ficar
disponíveis para lixiviação, especialmente, em condições ácidas, podendo vir a atingir as
águas subterrâneas.
Tabela 6: Concentração média de metais nos resíduos sólidos urbanos
Elemento Matéria bruta* Matéria seca*
Cd 3 7,20
Pb 167 - 282 372 – 627
Zn 263 – 369 585 – 820
Cu 156 346
Ni 12 27
Cr 68 150
Hg 0,20 0,50
* Concentração em mg/kg
Fonte: Adaptado de Jesus, 2004
Dentre as propriedades do solo que influenciam as reações dos metais e sua
mobilidade no solo, incluem-se: superfície específica, textura, densidade aparente,
temperatura, pH, potencial redox, capacidade de troca catiônica (CTC), quantidade de matéria
orgânica, quantidade e o tipo de minerais de argila, tipo e quantidade de metais e competição
iônica (LAKE, 1987).
A capacidade de troca catiônica do solo é um dos mais importantes indicadores da
capacidade de retenção de metais pesados na fase sólida do solo. Solos que apresentam
valores mais elevados de CTC têm, em geral, maior capacidade de adsorção de metais que os
de baixa capacidade de troca (NASCENTES, 2006).
A mobilidade dos metais está inversamente relacionada à sua adsorção no solo. O pH
tem grande influência na adsorção de metais pesados, já que, em conjunto com o potencial
redox, determina o equilíbrio entre as formas iônicas e hidrolisadas dos metais. Estudos de
mobilidade têm demonstrado, em geral, que os metais pesados Pb, Cr e Cu, quando dispostos
sobre a superfície do solo, apresentam baixa mobilidade, acumulando-se nas camadas
superficiais dos solos contaminados, enquanto que Zn, Mn, Ni e Cd são relativamente mais
móveis, proporcionando, deste modo, maior risco de contaminação da água subterrânea
(LAKE, 1987).
37
2.7 Chumbo
O chumbo, segundo Coelho (1973), tem abundância na litosfera de 16 mg.kg-1. Em
muitos solos, a concentração total pode variar de 2 a 200 mg.kg-1. Segundo Campos el al
(2003 apud Guilherme et al., 2008), foram realizadas análises de chumbo em 19 latossolos
brasileiros pelo método 3005A da U.S.E.P.A. e foram encontradas concentrações equivalentes
a 22 mg.kg-1, com desvio padrão de 9 mg.kg-1. Entre os valores mencionados pela Cetesb
(2005) para solo, o chumbo apresenta referência de qualidade de 17 mg.kg-1, valor de
prevenção de 72 mg.kg-1, valor de intervenção agrícola de 180 mg.kg-1, residencial de 300
mg.kg-1 e industrial 900 mg.kg-1, em que o valor de prevenção seria o número que acima do
qual poderiam ocorrer alterações prejudiciais à qualidade do solo e valor de intervenção, o
número que acima do qual existem riscos potenciais diretos ou indiretos à saúde humana.
Quanto ao comportamento do chumbo no solo, a solubilidade aumenta com a acidez
do solo, pois o mesmo é fixado pelas argilas e precipitado por íons sulfato, sulfeto, fosfato e
carbonato. Guilherme et al. (2008) apresenta que a mobilidade de chumbo no solo é
considerada baixa, sendo o mesmo adsorvido fortemente em húmus, óxidos metálicos e
argilas, podendo formar óxidos metálicos insolúveis, sulfetos e complexos solúveis em pH
alto. No caso do argilomineral caulinita, presente em solos argilosos, o chumbo é considerado
como o metal mais adsorvido, segundo a série de preferência proposta por Triegel (1980)
apud Costa, (2002).
Segundo Costa (2002), através de estudos tem-se confirmado que muitos materiais
orgânicos, naturais e sintéticos, adsorvem chumbo. Dados mostrando correlações entre
concentrações de matéria orgânica e chumbo nos solos indicam que, a matéria orgânica
presente nos solos tem uma maior afinidade para adsorver chumbo do que os argilominerais.
A partir de estudos do coeficiente de distribuição (Kd) para o chumbo, concluiu-se que
este pode precipitar nos solos se sua concentração exceder aproximadamente 4mg/L e
0,2mg/L, para valores de pH iguais a 4 e 8, respectivamente. Assim, em experimentos nos
quais a concentração de chumbo excede esses valores, os valores de Kd obtidos podem refletir
reações de precipitação ao invés de reações de adsorção.
A principal fonte antrópica de chumbo ao solo é proveniente da fundição de metais
não-ferrosos, descarte de lodo de esgoto no solo, descarte de cinzas de carvão e produtos
comerciais e de deposições atmosféricas (GUILHERME, 2008). Algumas fontes agrícolas
como calagem com calcário, aplicação de fertilizantes fosfatados e nitrogenados, estercos e
pesticidas também contribuem para o ingresso de chumbo no solo.
38
No caso das emissões atmosféricas, o chumbo é considerado, segundo Guilherme et
al. (2008), como 96% devido à emissões antrópicas. Em conseqüência, os ecossistemas
terrestres e aquáticos recebem deposições de até 1,16 milhões de toneladas por ano. As
emissões aos ecossistemas aquáticos provêm de efluentes domésticos, mineração, processos
industriais, descarga de lodos e deposição atmosférica (GUILHERME et al., 2008). Para
águas subterrâneas, Paoliello e Chasin (2001) apresentam a faixa de concentração máxima
aceitável como 1 a 20 µg.L-1. Em rios não contaminados a faixa é de 1 – 30 µg.L-1, podendo
chegar a 1000 µg.L-1, como média mundial. Em águas do oceano, a concentração pico molar
(pM) em águas superficiais pode variar de 14 a 150 pM e em águas profundas de 3 – 20 pM
(PAOLIELLO; CHASIN, 2001).
O chumbo está, em pequenas quantidades, presente em plantas e animais, porém se
torna tóxico em concentrações mais elevadas. Segundo Guilherme et al. (2008) não é
conhecida nenhuma função biológica e a classificação de risco à saúde humana merece a
posição número 2 na lista de poluentes prioritários definidos pela U.S.E.P.A.
O chumbo pode ser ingerido de forma aguda com altas doses submetidas em um
pequeno período de exposição. Na forma crônica, ele passa a ser um tóxico cumulativo
quando ocorre a ingestão de pequenas quantidades de forma constante (COELHO, 1973). O
chumbo, segundo Wachelke (2008), pode ingressar no organismo por ingestão oral ou
aspiração causando anemia, problemas ao sistema nervoso central, órgãos sensitivos, rins,
pode causar fraqueza pela inibição da ação do cálcio e hipertensão. Paolielo e Chasin (2001)
argumentam efeitos sistêmicos, neurológicos e imunológicos. A legislação brasileira segundo
o ministério da saúde pela sua portaria 518 de 2004 (BRASIL, 2004) impõe um valor máximo
permitido para águas de consumo humano de 0,01 mg/L.
2.8 Cádmio
O cádmio é extensamente distribuído na crosta terrestre e apresenta concentração
média de 0,1 mg.kg-1. Elevadas concentrações podem ser encontradas em rochas sedimentares
e fosfatos marinhos que contém 15 mg.k-1 (WHO, 1992 apud CARDOSO, 2001).
O elemento cádmio é utilizado em pigmentos de tintas, na indústria de plásticos e
fabricação de baterias, podendo entrar em contato com o solo através da decomposição de
resíduos urbanos e industriais e fertilizantes fosfatados. Entre as patologias provocadas pelo
39
cádmio aos animais estão a anemia, hipertensão, enfisema pulmonar, disfunções gástricas e
intestinais (DIAS et al., 2003).
Os Resíduos sólidos urbanos contém cádmio provindo de várias fontes, o que
contamina o composto que é o produto da reciclagem da parte orgânica do lixo e o lixiviado.
Este líquido pode infiltrar no solo alcançando as águas subterrâneas (TEVES, 2001 apud
CARDOSO, 2001).
Entre os valores mencionados pela Cetesb (2005) para solos, a referência de qualidade
é menor 0,5 mg.kg-1, o valor de prevenção é de 1,3 mg.kg-1, valor de intervenção agrícola de 3
mg.kg-1, residencial de 8 mg.kg-1 e industrial 20 mg.kg-1, o valor de prevenção é o número que
acima do qual pedem ocorrer alterações prejudiciais à qualidade do solo e o valo de
intervenção, o número que acima do qual existem riscos potenciais diretos ou indiretos a
saúde humana.
O cádmio pode ser ingerido de forma aguda com altas doses submetidas em um
pequeno período de exposição. Na forma crônica, ele passa a causar problemas respiratórios,
cardiovasculares, hematológicos, hepáticos e renais (CARDOSO 2001).
2.9 Retenção de metais
Yong et al. (1992) apontam que diversos estudos usando soluções de solo mineral
argiloso puro (caolinita, ilita e montmorilonita) para retenção de metais indicam alta
capacidade de retenção de metais, inclusive com o incremento do pH. Esses autores afirmam
que a retenção é marcante quando a solução do solo excede o valor de pH requerido para
precipitação ou formação de espécies de hidróxidos metálicos. Quanto à mineralogia, a
caolinita retém menos do que a ilita e esta menos do que a montmorilonita, sendo isto
explicado pela capacidade de troca catiônica superior em função da área superficial específica
da montmorilonita. O autor ainda menciona que os metais têm sido retidos no solo
dependendo das condições do ambiente e dos tipos dos constituintes do sistema solo-água
ocorrendo formação de óxidos, hidróxidos, carbonatos, cátions trocáveis e migração para a
matéria orgânica do solo.
Em suma, a capacidade de retenção de metais é garantida pelas diversas formas de
retardamento do transporte pelo meio poroso. Isso ocorre devido aos processos dispersivos,
como difusão e dispersão e pelos mecanismos de sorção, reações de hidrólise, precipitação,
óxido-redução e complexação. Young et al. (1992) comentam que a capacidade de retenção
40
de metais difere para os diferentes tipos de solos e difere quando há a presença de outros
metais ou íons na solução contaminante, pois ocorrem competições para adsorção entre as
espécies químicas.
Lange et al. (2002) estudaram o transporte de metais em amostras de solos da área de
disposição de resíduos sólidos do município de Catas Altas, MG. Os resultados mostram o
significativo potencial de retenção dos metais no solo, especialmente para o cromo, o que
reforçou a idéia no desenvolvimento de projetos com esses materiais. Outros autores como
Oliveira et al. (2002) estudaram a retenção de metais de poluentes de lixiviados em solos
argilosos e concluíram sobre a visível retenção de íons ou metais.
41
3 METODOLOGIA
3.1 Programa experimental
A Figura 7 apresenta o fluxograma de pesquisa.
Preparo da Solução Contaminante
Caracterização Coleta de
Solo
Ensaio de Difusão
Moldagem de Corpos de Prova
Proporção de cimento
Etapas
Adensamento
Saturação Condutividade
hidráulica
Ensaio de difusão
Análises
Solução Contaminante
Corpo de Prova
Ensaiado
Branco
0 %
Carga Aplicada
1 %
2 % p H
1 p H 3,5
p H 6
0 kpa
250 kpa
500 kpa
Geotécnica
Química
Figura 7: Fluxograma da pesquisa
42
3.1.1 Planejamento experimental
Para fins do projeto dos experimentos, definiram-se as possíveis variáveis de resposta,
de controle e de ruído, conforme apresentado no Quadro 3. Os níveis estudados das variáveis
de controle são apresentados no Quadro 4.
Quadro 3: Variáveis de resposta, controle e ruído
Resposta Controle Ruído Concentração do metal após percolação com digestão da
amostra e acidificação Carga aplicada ao solo Contaminação em vidrarias
Concentração do metal após percolação sem digestão
pH da solução contaminante Variação na carga aplicada ao
solo e hidráulica Concentração de metais no
corpo de prova ensaiado e não ensaiado (branco)
Concentração de cimento nos corpos de prova
Variação no gradiente hidráulico utilizado
Condutividade hidráulica do corpo de prova antes do
adensamento
Índice de vazios, umidade e peso específico moldado dos
Corpos de prova
Contaminações na leitura em espectrofotômetro de absorção
atômica Condutividade hidráulica do
corpo de prova após adensamento e percolação do
contaminante
Diâmetro e Altura dos corpos de prova
Contaminação na água deionizada
Curva de resposta breakthrought
Concentração do metal na solução contaminante
Variação na concentração do metal na solução contaminante
com o tempo
Parâmetros Kd, Dh, De e α Tipo de metal na solução
contaminante Variação do pH na solução contaminante com o tempo
Deformações no corpo de prova Variação da temperatura
Quadro 4: Níveis das variáveis de controle
Fator de Controle Níveis realizados Valor/Faixa de variação Tipo de metal na solução
contaminante 2 cádmio e chumbo
Carga aplicada ao solo 2 0 a 500 kpa pH da solução contaminante 2 1 a 6 Concentração de cimento nos
corpos de prova 2 0 a 2 %
Índice de vazios, umidade e peso específico dos Corpos de prova
1
Vv( cm3)=30,11 a 34,83 e= 0,65 a 0,75
Teor de umidade = 4 a 6,55% peso específico (kN/m³)=18,82 a 20,16
Diâmetro e Altura dos corpos de prova
1 D = 7 cm
H = 7,02 a 8,07 Concentração do metal na solução
contaminante 1 10 mg/L
43
O projeto experimental foi inicialmente planejado adotando-se como base um
experimento fatorial com pontos centrais, considerando a possibilidade de modelagem de uma
superfície resposta para os dados medidos (MONTGOMERY, 2001). Para a definição do
delineamento experimental considerou-se um cubo referenciado a um sistema de coordenadas
cartesianas, onde cada um dos eixos “x”, “y” e “z” representa cada um dos três fatores de
controle quantitativos variados no experimento (teor de cimento, pH e carga vertical), sendo
os seus respectivos níveis representados pelas arestas do cubo. Este arranjo resulta em oito
combinações entre os níveis dos fatores, caracterizando um experimento 2k, onde k é o
número de fatores e 2 o número de níveis de cada fator, mais 4 pontos repetidos no centro do
cubo. Esse planejamento resultou na realização de 12 ensaios na primeira fase da pesquisa.
Em uma segunda fase, se for comprovado o comportamento não-linear das variáreis de
resposta frente à variação dos fatores investigados, estão previstos mais 6 pontos axiais
localizados a partir das faces do cubo, e 3 repetições adicionais do ponto central, totalizando
mais 9 ensaios. O delineamento experimental resultante é denominado projeto compósito
central, apropriado à modelagem de superfícies de resposta de segunda ordem (curvatura
quadrática).
No planejamento experimental foi prevista ainda a aleatorização da ordem de
realização dos ensaios, como forma de minimizar a influência dos fatores de ruído nos
experimentos.
O Quadro 5 apresenta o programa dos ensaios (incluindo a segunda fase), onde é
visualizada a ordem de realização dos ensaios, bem como as variações dos fatores para cada
ensaio. Este programa foi realizado de forma independente para os dois tipos de metais na
solução contaminante: cádmio e chumbo.
3.2 Materiais e equipamentos
3.2.1 Local de estudo
A área de estudo está situada na mesorregião noroeste do estado do Rio Grande do
Sul, na cidade de Passo Fundo (ver Figura 8). Segundo IBGE (2007), o município tem área de
780,355 km², com aproximadamente 183.300 mil habitantes. É considerada a “Capital do
Planalto Médio”, sendo uma das maiores cidades do norte do estado. O programa
44
experimental foi desenvolvido nos laboratórios da Faculdade de Engenharia e Arquitetura da
Universidade de Passo Fundo.
Quadro 5: Programa dos ensaios (Cádmio e Chumbo)
Ordem Padrão
Ordem de Execução
Teor de Cimento Carga Aplicada
pH da Solução
Fase I
9 1 1 250 3,5 10 2 1 250 3,5 8 3 2 500 6 6 4 2 0 6 5 5 0 0 6 7 6 0 500 6 11 7 1 250 3,5 2 8 2 0 1 4 9 2 500 1 1 10 0 0 1 3 11 0 500 1 12 12 1 250 3,5
Fase II 20 13 1 250 3,5 18 14 1 250 6 13 15 0 250 3,5 16 16 1 500 3,5 21 17 1 250 3,5 15 18 1 0 3,5 14 19 2 250 3,5 17 20 1 250 1
19 21 1 250 3,5
3.2.2 Solo residual de basalto
O solo de estudo foi coletado no Campo Experimental de Geotecnia da Universidade
de Passo Fundo, localizado ao lado do Centro Tecnológico, prédio R1, conforme ilustra a
Figura 8. A técnica de amostragem foi por extração deformada no horizonte B do solo.
45
Fonte: Meneguetti (2007)
Figura 8: Mapa da localização da área de estudo
Figura 9: Campo experimental de Geotecnia
46
O solo de estudo é um material residual de basalto e pertence à província geológica do
planalto Rio-Grandense, segundo a geologia do Rio Grande do Sul, e à bacia do Paraná
segundo à geologia do Brasil (BERTORELLI; HARALYI, 1998), que recebeu derrames
vulcânicos de basalto no período mesozóico sobre um pacote de rochas sedimentares.
A classificação pedológica é Latossolo Vermelho distrófico típico (unidade Passo
Fundo), segundo Streck et al. (2002). Estes solos são muito profundos, drenados e altamente
intemperizados, apresentando uma seqüência de horizontes A-Bw-C, onde Bw é do tipo
latossólico. Estes solos têm pouco incremento de argila com a profundidade, transição gradual
entre os horizontes e, por serem muito intemperizados, têm predomínio de caulinita e óxidos
de ferro, o que lhes proporciona baixa CTC (<17 cmol.kg-1), acentuada acidez e baixo estoque
de nutrientes. A coloração vermelha confere baixa saturação por bases (<50%) e elevado teor
de Ferro (>18 %), o que os caracteriza como distroférrico (STRECK et al., 2002).
Quanto às características geotécnicas este solo é classificado como CH, ou argila de
alta plasticidade, segundo Girardello et al. (2007).
A caracterização geotécnica e química deste solo do horizonte B à 1,2 metros de
profundidade, realizada por Girardello et al. (2007), está apresentada na Tabela 7. A Figura
10 apresenta a curva de compactação (energia Proctor Normal) obtida por Fonini et al.
(2005), em que a umidade ótima foi de 28,34 % e o peso específico seco máxima foi de 14,6
kN/m³.
Tabela 7: Caracterização físico-química do solo da área de estudo
Parâmetro Valor Argila (%) 68 Silte (%) 5 Areia (%) 27
Limite de liquidez (%) 53 Limite de plasticidade (%) 42
Índice de plasticidade 11 Peso específico real dos grãos (kN/m³) 26,7
Umidade natural (%) 34 Peso específico natural (kN/m³) 16,3
Índice de vazios 1,19 Grau de saturação (%) 75,7
Porosidade (%) 54 pH 5,4
Matéria Orgânica <0,8 CTC 8,6 cmolc/dm³
Permeabilidade (m/s) 1,39.10-5 Fonte: Girardello et al. 2007.
47
Fonte: Fonini et al (2005).
Figura 10: Curva de compactação
3.2.2.1 Ensaio de compactação
A caracterização geotécnica foi realizada no Laboratório de Geotecnia da
Universidade de Passo Fundo. Foram realizados ensaios de compactação proctor modificado,
segundo a NBR 7182 (1986). O resultado deste ensaio foi utilizado para moldagem dos
corpos de prova utilizados nos ensaios de difusão.
3.2.2.2 Caracterização química do solo
A caracterização química básica foi efetuada no Laboratório de Análise de Solo da
Universidade de Passo Fundo. Foi feita a análise completa abordando (TEDESCO et al.,
1995):
a) pH em H2O;
b) Índice SMP;
c) Argila (%);
d) Concentração de Matéria-Orgânica ( %);
e) Macronutrientes (N, P, K, S, Ca, Mg);
f) Cátions trocáveis (Al, Na) e Acidez potencial (H+Al)
g) CTC (total de cátions trocáveis)
48
h) Micronutrientes (Mn, Zn, Cu, Fe, Mo, B, Cl)
i) Saturação por bases, saturação por Alumínio e saturação por K.
A caracterização dos principais metais tóxicos foi efetuada no Laboratório de
Saneamento Ambiental da Universidade de Passo Fundo. O método foi o de extração por
digestão de amostra de solo (3050B) padronizado por U.S. Environmental Protection Agency
– EPA (1995). Este método determina a fração ambientalmente disponível dos metais.
3.2.3 Cimento Portland
Para moldagem dos corpos de prova foi utilizado cimento Portland CP-V, devido as
suas características de reatividade. Este é composto de clínquer e de adições. Na forma de pó
o clínquer tem a peculiaridade de desenvolver uma reação química com a água, na qual
inicialmente torna-se pastoso e em seguida endurece, adquirindo resistência e durabilidade.
As adições, misturadas ao clínquer na fase de moagem são muito variáveis e são elas que
diferem os tipos de cimento. Estas outras matérias primas são: o gesso, as escórias de alto
forno, os materiais pozolâmicos e os materiais carbonáticos (LEMOS, 2006).
O cimento Portland foi adotado para o melhoramento das condições reativas do solo
em termos de reforço atenuante para uma barreira impermeável. A Associação Brasileira de
Cimento Portland (ABPC, 2002) apresenta a composição do cimento segundo o Quadro 6:
Quadro 6: Composição do cimento Portland CP-V
Tipo Clínquer + Gesso (%) Material Carbonático (%)
CP-V-ARI 100 - 95 0 – 5
Fonte: ABPC, 2002.
3.2.4 Solução Contaminante
Foram utilizados dois tipos de solução contaminante. Uma dela foi com o metal
chumbo, pois o mesmo é considerado o metal de maior retenção na caulinita, segundo série de
preferência proposta por Triegel (1980 apud Costa, 2002) e o metal tóxico que pode estar
presente em maior concentração no lixiviado da decomposição de resíduos sólidos urbanos,
49
de acordo com Pessin et al. (1997) apud Pessin et al. (2003). A outra foi uma solução
contaminante com cádmio, pois o mesmo é considerado o metal de menor retenção na
caulinita, segundo série de preferência proposta pelo mesmo autor.
As soluções foram produzidas a partir da diluição de solução padrão de chumbo e de
cádmio de 1000 mg/L. A diluição foi para uma solução de 10 mg/L, o que equivale à
extrapolação de 1000 e 2000 vezes o valor de intervenção estabelecido pela CETESB (2005),
para cádmio e chumbo, respectivamente. Esta estabelece o valor máximo permitido para água
subterrânea, acima do qual existem riscos potenciais à saúde humana.
Estas soluções contaminantes foram elaboradas com diferentes faixas de pH, desde
uma faixa ácida com pH 1, a uma faixa intermediária com pH 3,5 e uma faixa quase neutra
com pH 6, de acordo com o projeto experimental apresentado no Quadro 5. Os diferentes
valores de pH aplicados tiveram o objetivo de avaliar a sua influência na interação solo-
contaminante, perante as diversas faixas desta variável, considerando não somente valores de
lixiviado de aterros mas também valores que representem outros tipos de lixiviado, como os
de mineração que possuem um pH, muito ácido. O pH foi ajustado com uma solução de
hidróxido de sódio e ácido sulfúrico.
O preparo das soluções foi realizado no Laboratório de Saneamento Ambiental da
Universidade de Passo Fundo. A Figura 11 apresenta a solução padrão utilizada e a diluição
da solução na concentração desejada.
Figura 11: Solução padrão e diluição da mesma para a concentração desejada.
3.2.5 Equipamento de Coluna Modificado
50
O equipamento funciona como um permeâmetro de parede rígida de fluxo
descendente. Permite avaliar o transporte de um poluente pelo solo e a determinação da
condutividade hidráulica. O equipamento segue as prescrições de ASTM – D 4874 (1995)
com modificações. A Figura 12 apresenta o desenho do mesmo equipamento que foi
construído por Knop (2007) e a Figura 13 o equipamento acoplado à prensa de adensamento
no Laboratório de Geotecnia Ambiental da Universidade de Passo Fundo. O mesmo recebeu
uma adaptação que permite a aplicação de carga em amostras de solo, funcionando como um
edômetro.
Fonte: Knop, 2007.
Figura 12: Equipamento de coluna projetado e utilizado por Knop (2007)
Figura 13: Equipamento de coluna acoplado à prensa de adensamento
51
3.3 Métodos e técnicas
3.3.1 Ensaio de difusão
3.3.1.1 Moldagem dos corpos de prova
Os corpos de prova foram moldados diretamente no cilindro de aço inox do
equipamento de coluna utilizado. Os parâmetros de moldagem foram definidos a partir do
peso específico e umidade ótima do ensaio de compactação modificado. Foi adotado o peso
específico máximo e a compactação foi feita no ramo úmido com variação de 2 % acima da
umidade ótima. As dimensões dos corpos de prova foram definidas em um ensaio de
condutividade hidráulica inicial visando o ajuste do tempo de cada ensaio (em torno de uma
semana), tendo os corpos de prova diâmetro de 7 cm e altura variando de 1,97 cm a 2,08 cm,
ficando dentro de uma faixa de variação de 5% em torno da densidade máxima.
Os teores de cimento utilizados foram de 0%, 1% e 2% em massa, de acordo com o
projeto dos experimentos apresentado no Quadro 5.
3.3.1.2 Solução contaminante
O preparo da solução contaminante foi conforme o descrito em 3.2.3. Para cada ensaio
foram preparados 500 mL de solução contaminante. Deste volume foi utilizada a quantidade
necessária para preencher o cilindro (em torno de 230 a 260 mL).
3.3.1.3 Etapas do ensaio
a) Saturação
A saturação foi realizada com água destilada, mediante aplicação de carga hidráulica
constante de 80 kPa, resultando em uma gradiente hidráulico de 400. A aplicação da carga
hidráulica foi feita através de um cilindro acoplado ao cilindro com os corpos de prova. Nesta
etapa, foi determinada a condutividade hidráulica, A saturação foi finalizada quando a
percolação atingia o regime permanente. Para isso foram feitas coletas de líquido percolado
em diferentes intervalos de tempo. A Figura 14 apresenta a etapa de saturação dos corpos de
prova.
52
Figura 14: Etapa de saturação dos corpos de prova com água deionizada
b) Ensaio de difusão
Este ensaio foi adaptado de Barone et al. (1989). Após a saturação do solo, foi inserida
no cilindro de aço inox a solução contaminante com concentração de chumbo ou cádmio e pH
conhecidos (baseados no programa experimental). A válvula de percolação foi fechada e não
ocorreu a aplicação de carga hidráulica, mas apenas a aplicação de uma carga vertical de
adensamento simulando diferentes alturas de resíduos sobre o liner. A solução contaminante
foi constantemente agitada durante o ensaio com uma bomba para manter a sua
homogeneidade.
Logo após a colocação da solução contaminante, foi realizada uma amostragem inicial
da solução contaminante adicionada (10 mL ou 20 mL). Posteriormente, novas amostras
foram coletadas, em média, a cada dois dias. Estas amostras foram submetidas à
caracterização do contaminante conforme descrito em 3.3.2.
Ao final de cada ensaio, com duração de 7 dias, cada corpo de prova foi seccionado e
cortado a cada 0,5 cm de altura, totalizando quatro partes para cada corpo de prova. Estas
53
fatias foram encaminhados para análise da absorção de metais pelas partículas de solo
conforme descrição apresentada na seção 3.3.3.
3.3.2 Análise da solução contaminante
As amostras de solução contaminante foram submetidas à análise de pH no
Laboratório de Saneamento Ambiental da Universidade de Passo Fundo. Após, as mesmas
foram encaminhadas para o Laboratório de Análises de Solos da Universidade de Passo
Fundo, para análise de absorbância em espectrofotômetro de absorção atômica. A Figura 15
apresenta o equipamento de absorção utilizado.
Figura 15: Espectrofotômetro de absorção atômica
3.3.3 Análise do solo ensaiado
Os corpos de prova ensaiados, após seccionados e secos em estufa a 105ºC, foram
submetidos à análise dos metais disponíveis, no Laboratório de Saneamento Ambiental da
Universidade de Passo Fundo, conforme abordado em 3.2.1.2. Os principais metais presentes
foram determinados pelo método de extração por digestão das amostras (3050B), padronizado
por U.S. Environmental Protection Agency – EPA (1995). Após, foram encaminhados para
análise de absorbância em espectrofotômetro de absorção atômica. Desta forma foi
determinada a fração ambientalmente disponível dos metais, em cada uma das quatro partes
54
do corpo de prova com cada um dos diferentes metais. A Figura 16 apresenta o processo de
digestão das amostras pelo método 3050B.
Figura 16: Processo de digestão das amostras
3.3.4 Determinação dos parâmetros de difusão
Para o cálculo do parâmetro de difusão foi utilizada a equação para regime permanente
proposta por Ogatta e Banks (1964), citada também por Moncada (2007). apresentada a
seguir:
( )8*2
=xRxtD
RxLerfc
Co
C
considerando que para x=L, V’x = 0
Devido a não realização de ensaio de batelada ou de coluna com percolação de solução
contaminante, o coeficiente de distribuição (KD) e o fator de retardamento (R) foram
estimados através de um balanço de massa, juntamente com a determinação da curva de
sorção.
Pelo balanço de massa foram calculadas as massas acumuladas nos corpos de prova,
seguido do cálculo da sorção de cada metal, por camada de solo analisada. Conhecendo-se a
concentração da solução contaminante inicial, e calculando-se pelo balanço de massa a
concentração disponível em cada camada, tem-se ao final da última camada a concentração de
55
equilíbrio do ensaio. De posse da sorção por camada e da concentração de equilíbrio pode-se,
então, traçar a curva de sorção versus concentração, determinando o valor de KD, através do
coeficiente angular da reta de ajuste.
Conforme cita Lemos (2006), em muitas aplicações praticas as concentrações de
solutos não são suficientemente elevadas, de modo que as isotermas de sorção não apresentem
comportamento linear. Nos ensaios realizados o comportamento das curvas sorção versus
concentração de equilíbrio não apresentaram comportamento linear. Desta forma, o
coeficiente de distribuição foi estimado baseando-se no maior valor de sorção, ou no ponto
crítico do ensaio, onde ocorreu a maior adsorção pelo solo.
Com este dado e conhecendo o valor de da porosidade do solo (n), e a densidade do
corpo de prova, pode-se calcular o Fator de Retardamento (R).
Com estes dados, o coeficiente de difusão é calculado, modificando-se os valores do
parâmetro na equação 8, até que se chegue a concentração de equilíbrio final de cada ensaio.
As modelagens numéricas realizadas serviram para validar os dados obtidos nos ensaios.
3.3.5 Análise estatística
A influência dos fatores de controle pH, teor de cimento e carga aplicada sobre as
variáveis de resposta investigadas foram validadas através de análise de variância (ANOVA).
3.4 Simulação numérica
Para a realização da análise numérica da migração do contaminante através do solo é
necessário o conhecimento de vários fatores que influenciam no transporte dos mesmos.
Através da determinação do parâmetro de difusão, em laboratório, e conhecendo outros
fatores importantes relacionados ao solo e ao tipo de contaminante, foram realizadas
simulações numéricas para uma barreira de solo compactado com 60 cm de espessura e
diferentes intervalos de tempo.
As simulações numéricas foram realizadas com a utilização dos softwares SEEP/W e
CTRAN/W da Geo- Slope Internacional. Nestes softwares, através da retro-análise dos
ensaios de laboratório e por análise paramétrica, pôde-se validar os valores dos parâmetros de
difusão encontrados pelos cálculos experimentais.
56
Os corpos de prova utilizados nos experimentos, assim como a barreira argilosa, foram
inicialmente esquematizados geometricamente através do uso do software SEEP/W que faz
parte do conjunto de softwares do GeoStudio. Após, com o uso do software CTRAN/W que
faz parte desse mesmo conjunto, foi realizada a análise do transporte de contaminantes no
solo.
O software CTRAN/W é um programa de elementos finitos utilizado para realizar a
modelagem do transporte de contaminante através de meios porosos como o solo. Através
dele, pode-se desenvolver análises desde o simples transporte da partícula do contaminante
através do solo, como também envolvendo processos de difusão, dispersão e adsorção.
(KRAHN, 2004 apud FLOSS, 2008).
Esses resultados são importantes para a validação do estudo e posterior uso na análise
da migração do contaminante in situ.
Para as simulações e retro-análises, em razão de que no ensaio não ocorre fluxo
advectivo de contaminante e o programa não aceita dispersividade (α) igual a zero, utilizou-se
um valor conservador de 0,001cm na simulação da difusão. Conforme Krahn (2004), a
dispersividade varia tipicamente entre 0,1 a 100 m, dessa forma, o valor utilizado nas análises
poderia ser comparado a dispersividade quase nula, levando em consideração assim apenas a
difusividade.
A condutividade hidráulica utilizada nas simulações foo de 1 x 10-25 m/s, devido a que
em nenhum corpo de prova houve percolação do contaminante e este é o menor valor
aceitável pelo software. Os valores do coeficiente de difusão e de sorção foram obtidos pelas
análises dos corpos de prova.
Parâmetros típicos do solo, como umidade, índice de vazios, entre outros, foram
obtidos no próprio programa, que contém um banco de dados para diversos tipos de solo. No
caso em estudo foi utilizado o tipo de solo “Clayey silt” ou argila siltosa.
57
4 RESULTADOS PARCIAIS E DISCUSSÃO
4.1 Caracterização do Solo
Nas Figuras 17 e 18, respectivamente, estão apresentados os resultados dos ensaios de
compactação.
13.413.613.814.014.214.414.614.815.015.215.415.615.816.016.216.416.616.817.017.217.417.6
15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31
Umidade %
Pes
o es
pecí
fico
seco
(kN
/m³)
Ensaio de Compactação modificadoCurva de Saturação
Figura 17: Ensaio de compactação proctor modificado
13.0013.1013.2013.3013.4013.5013.6013.7013.8013.9014.0014.1014.2014.3014.4014.5014.6014.7014.8014.9015.0015.1015.2015.3015.4015.5015.6015.70
16.0 17.0 18.0 19.0 20.0 21.0 22.0 23.0 24.0 25.0 26.0 27.0 28.0 29.0 30.0 31.0 32.0 33.0 34.0 35.0
Umidade %
Pes
o es
pecí
fico
seco
(kN
/m³)
Ensaio de Compactação modificadoEnsaio de compactação normal
Figura 18: Ensaios de compactação proctor normal e modificado
58
A Figura 17 apresenta o ensaio de compactação proctor modificado, em que o peso
específico seco ótimo (γd) foi de 15,65 kN.m-3, a umidade ótima 25%, e o grau de saturação
de 94,5 %. Estes parâmetros foram utilizados para moldagem dos corpos de prova. A Figura
18 apresenta uma comparação com os resultados obtidos por Fonini et al. (2005) para a
energia proctor normal. Observa-se que com o aumento da energia de compactação houve
aumento do peso específico seco ótimo e redução da umidade ótima. Os resultados do autor
são qualitativamente semelhantes aos obtidos na presente pesquisa.
A Tabela 8 apresenta a análise básica do solo. A Tabela 9 apresenta os metais
ambientalmente disponíveis no solo.
Tabela 8: Análise básica do solo
Parâmetro Valor Argila (%) 60
pH H20 5,5 Índice SMP 5,4
MO (%) 0,8 P (mg.kg-1) 4 K (mg.kg-1) 334 S (mg.kg-1) 33
Al (cmolc.dm-³) 1,7 Ca (cmolc.dm-³) 0,5 Mg (cmolc.dm-³) 0,3
H + Al (cmolc.dm-³) 8,7 CTC (cmolc.dm-³) 10,3
Saturação por bases (%) 16 Saturação por Alumínio (%) 51 Saturação por potássio (%) 8,3
B (mg.kg-1) 0,2 Mn (mg.kg-1) 9 Zn (mg.kg-1) 1,4 Cu (mg.kg-1) 2,5
Tabela 9: Análise dos metais ambientalmente disponíveis no solo
Parâmetro Concentração média (mg.L-1)
Ref Prevenção Cetesb (2005)
Desvio padrão (mg.L-1)
CV (%)
Ni 23,26 30 0,98 4,20 Cd 1,63 1,3 0,11 6,66 Pb 34,54 72 1,39 4,03 Zn 40,79 300 0,58 1,43 Cu 24,20 60 0,89 3,67 Mn 511,85 - 17,79 3,48 Fe 50412,26 - 388,24 0,77 Cr 85,02 75 17,00 20,00 Co 9,74 25 0,42 4,33
59
Na Tabela 8 observa-se que o pH é 5,5 (faixa ácida). O solo apresenta baixa
concentração de matéria orgânica (0,8 %) e a CTC é baixa (10,3 cmolc.dm-³), típica de solos
com a predominância do argilomineral caulinita, segundo Streck et al. (2002). Na Tabela 9
verifica-se que o metal chumbo disponível ambientalmente no solo apresentou concentração
abaixo da referencia de prevenção estabelecida por Cetesb (2005). O valor de chumbo está
acima da faixa proposta por Coelho (1973) e próximo da concentração média de 22 mg.kg-1
encontrada por Guilherme et al. (2008) em Latossolos brasileiros. Entre os demais metais, o
cromo e o cádmio ultrapassaram a referência de prevenção da Cetesb (2005).
4.2 Condutividade hidráulica
As Tabelas 10 e 11 apresentam os valores das condutividades hidráulicas para
permeação somente com água destilada, obtidas nas duas séries de ensaios realizados (cádmio
e chumbo). As Figuras 19 e 20 apresentam a variação da condutividade hidráulica com o teor
de cimento para as duas séries, respectivamente.
Tabela 10: Valores de condutividade hidráulica dos ensaios realizados (série 1)
Ensaio % de cimento Condutividade Hidráulica média (m.s-1)
9 1 4,80E-10 10 1 9,40E-10 6 2 1,20E-10 8 2 3,40E-10 2 2 6,40E-10 4 2 2,50E-10 5 0 7,30E-10 7 0 1,00E-09 1 0 3,20E-09 3 0 3,40E-09 11 1 6,50E-10 12 1 1,10E-09
60
Tabela 11: Valores de condutividade hidráulica dos ensaios realizados (série 2)
Ensaio % de cimento Condutividade Hidráulica média (m.s-1)
9 1 7,70E-11 10 1 3,30E-09 6 2 1,80E-10 8 2 1,10E-10 2 2 1,00E-10 4 2 5,80E-10 5 0 5,00E-10 7 0 3,50E-10 1 0 3,90E-10 3 0 5,40E-10 11 1 1,80E-10 12 1 5,90E-11
% Cimento
k (m/s)
210
3,5000E-09
3,0000E-09
2,5000E-09
2,0000E-09
1,5000E-09
1,0000E-09
5,0000E-10
0,0000E+00
Figura 19: Variação da condutividade hidráulica com o teor de cimento (série 1)
% Cimento
k (m/s)
210
3,5000E-09
3,0000E-09
2,5000E-09
2,0000E-09
1,5000E-09
1,0000E-09
5,0000E-10
0,0000E+00
Figura 20: Variação da condutividade hidráulica com o teor de cimento (série 2)
61
Conforme evidenciado nas Figuras 19 e 20, não há, a princípio, um padrão claro de
comportamento, uma vez que a condutividade hidráulica aparentemente aumenta com o teor
de cimento para a série 2 e diminui para a série 1. A análise de variância para o efeito do teor
de cimento também apresentou resultados contraditórios, indicando em uma diferença
significativa entre os teores de cimento para a série 1 (P = 0,041) e não significativa para a
série 2 (P = 0,343). Possivelmente, as análises foram distorcidas pela presença de alguns
valores aberrantes (os três valores mais altos apresentados nas Figuras 19 e 20). Com a
exclusão destes valores, o efeito do teor de cimento sobre a condutividade hidráulica
desaparece ou torna-se muito pequeno.
Em geral, os valores encontrados se enquadraram na faixa proposta por Daniel (1993)
para barreiras compactadas (<10-9 m.s-1), com exceção do valor encontrado para a mistura
com 0 % de cimento (série 1), que ficou um pouco acima do estabelecido pelo autor.
4.3 Monitoramento da solução contaminante
As Figuras 21 e 22 apresentam o monitoramento da solução contaminante nos ensaios
de difusão com Pb e Cd, respectivamente.
0
2
4
6
8
10
12
14
16
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20
Tempo (d)
Co
nce
ntr
açã
o (
mg
/L)
Ensaio 9 ( pH 3,5 e % C 1)
Ensaio 10 ( pH 3,5 e % c 1)
Ensaio 6 ( pH 6 e % C 2)
Ensaio 8 ( pH 6 e % C 2)
Ensaio 2 ( pH 1 e % C 2)
Ensaio 4 ( pH 1 e % C 2)
Ensaio 5 ( ph 6 e % C 0)
Ensaio 7 ( pH 6 e % C 0)
Ensaio 1 ( pH 1 e % C 0)
Ensaio 11 ( pH 3,5 e % C 1)
Ensaio 3 ( pH 1 e % C 0)
Ensaio 12 ( pH 3,5 e % C 1)
Figura 21: Monitoramento da solução contaminante nos ensaios de difusão com chumbo
62
0
2
4
6
8
10
12
14
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20
Co
nce
ntr
açã
o (
mg
/L)
tempo (d)
Ensaio 9 ( pH 1 e % C 1)
Ensaio 10 ( ph 3,5 e % C 1)
Ensaio 6 ( pH 6 e % C 2)
Ensaio 8 ( pH 6 e % C 2)
Ensaio 2 ( pH 1 e % C 2)
Ensaio 4 ( pH 1 e % C 2)
Ensaio 5 ( pH 6 e % C 0)
Ensaio 7 ( pH 6 e % C 0)
Ensaio 1( pH 1 e % C 0)
Ensaio 11 ( pH 3,5 e % C 1)
Ensaio 3 ( pH 1 e % C 0)
Ensaio 12 ( pH 3,5 e % C 1)
Figura 22: Monitoramento da solução contaminante nos ensaios de difusão com cádmio
A análise das Figuras 21 e 22 possibilitou verificar que o principal fator determinante
na queda dos valores de concentração da solução contaminante foi o incremento do pH.
Percebeu-se que quanto maior o pH, mais facilmente as curvas tenderam ao valor zero. Para
algumas situações em que o pH ensaiado foi 1, pode-se dizer que a concentração da solução
contaminante permaneceu constante e até aumentou em função da não ocorrência de
precipitação e adsorção do contaminante ao solo do interior da camada compactada.
O teor de cimento também contribuiu para a queda da concentração. Em geral, pode-se
dizer que o poder reativo da barreira aumentou com o incremento do teor de cimento e do pH
ensaiado, pois com a queda da concentração das curvas, menos disponível ficaram os metais
para que houvesse contaminação por processo difusivo. A carga aplicada à barreira, com a
análise qualitativa das curvas, não influenciou no poder reativo da camada. Na comparação
entre os dois metais, pode-se dizer que o chumbo apresentou maior atenuação pela barreira,
pois suas curvas obtiveram maior tendência ao valor zero na concentração.
Em relação aos resultados observados com o incremento do pH, estes são
corroborados por Yong et al. (1992), que realizaram diversos estudos usando soluções de solo
mineral argiloso puro (caolinita, ilita e montmorilonita) para retenção de metais e
evidenciaram alta capacidade de retenção de metais com o incremento do pH. Eles afirmam
que a retenção é marcante quando a solução do solo excede o valor de pH requerido para
precipitação ou formação de espécies de hidróxidos metálicos. Os autores ainda afirmam que
63
os metais têm sido retidos no solo dependendo das condições do ambiente e dos tipos dos
constituintes do sistema solo-água ocorrendo formação de óxidos, hidróxidos, carbonatos,
cátions trocáveis e migração para a matéria orgânica do solo.
Em relacão aos resultados observados com o incremento do teor de cimento, o mesmo
comportamento foi identificado por Knop (2007), que analisou o comportamento de um solo
de arenito botucatu artificialmente cimentado, frente à percolação ácida. O autor evidenciou
que contaminantes ácidos apresentaram retardamento significativo com 1% e 2 % de cimento
no solo. Lemos (2006) afirma que isso ocorre devido a hidratação do cimento em condições
ácidas, o que possivelmente favoreça o aumento da capacidade de retenção dos
contaminantes.
Em relação à comparação da atenuação entre os dois metais, os resultados observados
se equivalem a seqüência de adsorção apresentada por Triegel (1980 apud Costa, 2002). A
ordem evidenciada nos ensaios foi maior atenuação ou retenção para o metal chumbo, ou seja,
Pb>Cd. Essa ordem é a mesma apresentada por Triegel para o argilomineral caulinita, o qual
aponta, em sua série, o chumbo como o metal de maior adsorção ao solo e o cádmio como o
metal de maior mobilidade.
4.4 Variação do pH na solução contaminante
As Figuras 23 e 24 apresentam a variação do pH nos ensaios realizados com Cd e Pb
respectivamente. Nos dados do chumbo, o monitoramento da solução no ensaio 9 não pode
ser feito devido a erros na coleta e armazenamento da solução.
Pelas Figuras 23 e 24, verificou-se, em geral, um aumento dos valores de pH iniciais,
na maioria dos ensaios. Isto se deve ao pH natural do solo estar na faixa ácida, conforme
análises realizadas (ver Tabela 8). Além disso, estudos feitos por Lemos ( 2006) evidenciam
que a adição de cimento faz aumentar o pH da solução envolvida com o solo. Em relação as
dados da solução contaminte, as que obtiveram a maior redução na concentração foram as que
apresentaram a maior elevação no pH.
64
0
1
2
3
4
5
6
7
8
-2 -1 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20
Va
ria
ção
pH
Tempo (d)
Variação do pH na solução contaminante, dos ensaios realizados com Cd
Ensaio 10 ( pH 3,5 e c 1)
Ensaio 6 ( pH 6 e C 2)
Ensaio 8 ( pH 6 e C 2)
Ensaio 2 ( pH 1 e C 2)
Ensaio 4 ( pH 1 e C 2)
Ensaio 5 ( ph 6 e C 0)
Ensaio 7 ( pH 6 e C 0)
Ensaio 1 ( pH 1 e C 0)
Ensaio 11 ( pH 3,5 e C 1)
Ensaio 3 ( pH 1 e c 0)
Ensaio 12 ( pH 3,5 e C 1)
Ensaio 9 ( pH 3,5 e C 1)
Figura 23: Variação do pH na solução contaminante - cádmio
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
-2 0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20
Va
ria
ção
pH
Tempo (d)
Variação do pH na solução contaminante, dos ensaios realizados com PB
Ensaio 10 ( pH 3,5 e c 1)
Ensaio 6 ( pH 6 e C 2)
Ensaio 8 ( pH 6 e C 2)
Ensaio 2 ( pH 1 e C 2)
Ensaio 4 ( pH 1 e C 2)
Ensaio 5 ( ph 6 e C 0)
Ensaio 7 ( pH 6 e C 0)
Ensaio 1 ( pH 1 e C 0)
Ensaio 11 ( pH 3,5 e C 1)
Ensaio 3 ( pH 1 e c 0)
Ensaio 12 ( pH 3,5 e C 1)
Figura 24: Variação do pH na solução contaminante - chumbo
65
4.5 Parâmetros de transporte dos contaminantes
A determinação dos parâmetros de transporte de contaminantes foi realizada conforme
descrito em 3.3.4.
Para os ensaios com chumbo, no entanto, não foi possível calcular os parâmetros para
todos os ensaios devido a erros ocorridos durante as análises de adsorção do solo. Assim, não
possível obter-se um valor correto da sorção do contaminante no solo. Apenas para três
ensaios (9, 10 e 11) foi possível calcular o parâmetro de difusão. Desta forma, a análise
estatística e as simulações numéricas não foram realizadas para o metal chumbo, sendo os
mesmos apenas apresentados na Tabela 13.
Já para o cádmio, foram calculados os parâmetros para todos os ensaios, assim como
realizadas a análise estatística e as simulações numéricas. As Tabelas 12 e 13 apresentam um
resumo resultados obtidos no programa experimental, juntamente com os valores dos
parâmetros calculados para cada ensaio. Deve salientar que os resultados obtidos e analisados
no presente trabalho referem-se somente à primeira etapa do programa experimental (ver
Quadro 5). Foram calculadas as sorções para todas as camadas do corpo de prova, mas como
em todos os ensaios os valores da terceira e quarta camadas apresentaram valores abaixo do
limite de detecção do equipamento de absorção atômica, estes não estão apresentados.
Tabela 12: Parâmetros obtidos nos ensaios com cádmio
N°
Ensaio
Teor de Cimento
(%)
Carga
Aplicada (kPa)
pH da solução
Sorção 1°
Camada (mg/kg)
Sorção 2°
camada (mg/kg)
Kd calculado (cm3/g)
De
(m2/s)
9 1 250 3,5 49,92 0,20 20,5 2,19E-08
10 1 250 3,5 14,03 0,20 1,79 3,52E-10
8 2 500 6 4,99 0,20 0,54 2,96E-10
6 2 0 6 25,86 0,00 25,86 3,23E-09
5 0 0 6 17,33 0,30 2,36 1,43E-09
7 0 500 6 2,86 0,00 0,3 1,84E-10
11 1 250 3,5 13,43 0,20 1,68 8,53E-10
2 2 0 1 0,51 0,90 0,051 5,70E-10
4 2 500 1 0,89 0,30 0,09 1,04E-10
1 0 0 1 0,18 0,50 0,02 8,76E-11
3 0 500 1 0,05 0,10 0,005 7,80E-11
12 1 250 3,5 20,71 0,20 6,89 1,14E-09
66
Tabela 13: Parâmetros obtidos nos ensaios com chumbo
N° Ensaio
Teor de Cimento
( %)
Carga Aplicada
(KPa)
pH da solução
Sorção 1°
Camada (mg/kg)
Sorção 2°
camada (mg/kg)
Kd calculado (cm3/g)
De (m2/s)
9 1 250 3,5 -- -- -- --
10 1 250 3,5 -- -- -- --
8 2 500 6 -- -- -- --
6 2 0 6 -- -- -- --
5 0 0 6 72,26 22,26 2,24 1,00E-08
7 0 500 6 43,60 15,14 11,37 9,80E-04
11 1 250 3,5 -- -- -- --
2 2 0 1 -- -- -- --
4 2 500 1 -- -- -- --
1 0 0 1 22,26 8,03 3,32 5,80E-09
3 0 500 1 -- -- -- --
12 1 250 3,5 -- -- -- --
Para o metal cádmio, gráficos de efeitos principais são apresentados nas Figuras 25 a
28, os quais permitem uma avaliação qualitativa dos efeitos médios de cada fator de controle
investigado (teor de cimento, carga vertical e pH) sobre as variáveis de resposta apresentadas
na Tabela 12 (sorção na primeira e segunda camadas; coeficiente de distribuição – KD,
coeficiente de difusão – De). Nas Figuras 29 a 32, são apresentados gráficos de dois fatores
(matrizes de interações), os quais permitem a avaliação qualitativa de eventuais interações de
segunda ordem entre os fatores de controle.
No Quadro 7 são apresentados os resultados da análise de variância realizada com os
dados da Tabela 12. Nesta tabela, ênfase é dada ao denominado valor P, que representa a
significância estatística das diferenças nas respostas medidas, frente aos diferentes
tratamentos, isto é, às diferentes combinações entre níveis dos fatores controlados. Este valor
significa a probabilidade de que uma dada diferença entre duas médias, por exemplo, seja
resultado do acaso tão somente, e não fruto de uma diferença real entre dois tratamentos.
No Quadro 7, os efeitos cujos valores P estão salientados em azul e vermelho foram
considerados estatisticamente significativos, para níveis de significância de referência de 5%
e 10%, respectivamente.
67
Sorção na Camada 1 (Médias)
210
24
18
12
6
0
5002500
6,03,51,0
24
18
12
6
0
% Cimento Carga (kPa)
pH
Figura 25: Gráfico de efeitos principais para a sorção (mg/kg) na primeira camada.
Sorção na Camada 2 (Médias)
210
0,4
0,3
0,2
0,1
5002500
6,03,51,0
0,4
0,3
0,2
0,1
% Cimento Carga (kPa)
pH
Figura 26: Gráfico de efeitos principais para a sorção (mg/kg) na segunda camada.
68
Kd médio
210
8
6
4
2
0
5002500
6,03,51,0
8
6
4
2
0
% Cimento Carga (kPa)
pH
Figura 27: Gráfico de efeitos principais para Kd (cm3/g).
Coeficiente de Difusão (Médias)
210
600
450
300
150
0
5002500
6,03,51,0
600
450
300
150
0
% Cimento Carga (kPa)
pH
Figura 28: Gráfico de efeitos principais para De (m2/s).
69
% Cimento
20
10
0
Carga (kPa)
pH
6,03,51,0
5002500
20
10
0
210
20
10
0
0
1
2
% Cimento
0
250
500
(kPa)
Carga
1,0
3,5
6,0
pH
Figura 29: Matriz de interações para a sorção (mg/kg) na primeira camada.
% Cimento
0,50
0,25
0,00
Carga (kPa)
pH
6,03,51,0
5002500
0,50
0,25
0,00
210
0,50
0,25
0,00
0
1
2
% Cimento
0
250
500
(kPa)
Carga
1,0
3,5
6,0
pH
Figura 30: Matriz de interações para a sorção (mg/kg) na segunda camada.
70
% Cimento
16
8
0
Carga (kPa)
pH
6,03,51,0
5002500
16
8
0
210
16
8
0
0
1
2
% Cimento
0
250
500
(kPa)
Carga
1,0
3,5
6,0
pH
Figura 31: Matriz de interações principais para Kd (cm3/g).
% Cimento
1000
500
0
Carga (kPa)
pH
6,03,51,0
5002500
1000
500
0
210
1000
500
0
0
1
2
% Cimento
0
250
500
(kPa)
Carga
1,0
3,5
6,0
pH
Figura 32: Matriz de interações principais para De (m2/s).
71
Quadro 7: Resumo da análise de variância (ANOVA)
Fontes de Variação (Efeitos)
Sorção 1°
Camada (mg/Kg)
Sorção 2°
camada (mg/Kg)
K d calculado (cm3/g)
De (m2/s)
Valor P
A - % de Cimento 0,851 0,069 0,370 0,057
B - Carga Aplicada 0,585 0,006 0,312 0,068
C - pH 0,451 0,003 0,289 0,040
Interação AB 0,926 0,212 0,382 0,029
Interação AC 0,880 0,026 0,374 0,088
Interação BC 0,580 0,011 0,311 0,072
Interação ABC 0,913 0,026 0,380 0,037
Curvatura (Efeito Quadrático)
0,188 0,999 0,509 0,002
Obs.: em azul – α menor que 5%; em vermelho – α entre 5 e 10%.
Pode-se observar na Tabela 12 que o coeficiente de difusão variou de 2,19 x 10-8 m2/s
até 8,76 x 10-11 m2/s. Nos ensaios 1, 2, 3 e 4, todos com pH igual a 1, os valores de sorção
deram muito baixos, apresentando conseqüentemente valores de Kd muito baixos, visto que o
mesmo é calculado baseado na sorção e na concentração de equilíbrio.
Na análise qualitativa dos efeitos principais (Figuras 25 a 28), se observa que para a
variável sorção na primeira camada, o maior valor ocorreu para os valores intermediários das
variáveis de controle (1% de cimento, carga de 250 kPa e pH igual a 3,5). Já para a sorção na
segunda camada se observa um comportamento distinto, com a maior resposta ocorrendo para
a combinação 2% de cimento, sem carga aplicada e pH igual a 1. Deve-se notar que, como a
sorção ocorreu somente nas duas primeiras camadas, estas duas variáveis de resposta não são
independentes entre si: uma maior sorção na primeira camada está obrigatoriamente associada
a uma menor sorção na segunda camada, mesmo considerando que valores distintos foram
observados para a concentração final da solução contaminante (concentração de equilíbrio).
A análise de variância apresentada no Quadro 7, contudo, não identificou nenhum efeito
estatisticamente significativo em relação à sorção na primeira camada, indicando que os
padrões apresentados nas Figuras 25 e 26 podem ser aleatórios. No entanto, isto pode ser
creditado à grande variabilidade observada na determinação experimental da sorção ou às
variações do pH da solução contaminante, que podem ter induzido a precipitação do metal.
Esta questão, portanto, ainda carece de uma melhor interpretação, necessitando de um
aprofundamento futuro da investigação.
72
Quanto à variável Kd, o padrão apresentado nas Figuras 27 e 31 é semelhando ao
obtido para a variável sorção na primeira camada, ou seja, os maiores valores foram
observados nos pontos centrais do experimento (1% de cimento, carga de 250 kPa e pH igual
a 3,5). Isto já era esperado, na medida em que o coeficiente de distribuição foi obtido em
função somente da sorção máxima, isto é, da sorção na primeira camada. Novamente, a
análise de variância não indicou qualquer efeito significativo, o que pode estar relacionado às
mesmas causas sugeridas no parágrafo anterior.
Em relação ao coeficiente de difusão, a combinação referente aos pontos centrais (1%
de cimento, carga de 250 kPa e pH igual a 3,5) apresentou os menores valores de De. Ainda
com relação a esta variável de resposta, pode-se observar um forte efeito de todas as
interações de segunda ordem. Por exemplo, o efeito do aumento do teor de cimento de 0%
para 2%, o qual causa uma redução do coeficiente de difusão, é muito mais pronunciado para
os tratamentos com pH igual a 1 do que aqueles com pH igual a 6. Comportamento
semelhante foi observado para as demais interações. A análise estatística, neste caso,
apresentou significância para todos os efeitos analisador, inclusive para a curvatura quadrática
(não linearidade), o que sugere a necessidade de realização da segunda fase do programa
experimental apresentado no Quadro 5. Para o De, a análise estatística corroborou com os
dados de concentração e variação do pH da solução contaminante, já apresentados nas Figuras
22 e 23, onde a elevação do pH e aumento no teor de cimento levaram a uma maior sorção
pelo solo, e com isso a um menor valor do coeficiente de difusão. Quando à carga vertical
aplicada, sugere-se que o seu efeito significativo (redução do coeficiente de difusão para o
solo sem cimento) possa estar relacionado à redução do índice de vazios.
4.6 Análise Numérica
As simulações numéricas foram realizadas apenas para os ensaios com o metal
cádmio, conforme explicado anteriormente. De inicio, foram feitas simulações com os dados
obtidos diretamente das análises do solo. Como estas as simulações não reproduziram o
comportamento experimental apresentado pelo corpo de prova, foram feitas retro-análises dos
ensaios variando somente o valor do coeficiente de difusão, mantendo-se os demais
parâmetros constantes (ver Tabela 12; em particular, a sorção máxima do ensaio, medida
sempre na primeira camada).
73
Apenas em relação ao valor da condutividade hidráulica, foi considerada um valor
virtualmente nulo (1 x 10-25 m/s), para todos os ensaios, a fim de simular a condição de
difusão pura.
Quanto ao parâmetro dispersividade, o programa computacional não aceita valores
iguais a zero (sem efeito da dispersão mecânica). Assim, utilizou-se o valor conservador de
0,001cm. Conforme Krahn (2004), a dispersividade varia tipicamente entre 0,1 a 100 m.
Dessa forma, o valor utilizado nas análises poderia ser comparado a dispersividade quase
nula, levando em consideração assim apenas a difusividade.
As Figuras 33 a 56 apresentam as simulações realizadas para os ensaio com cádmio,
juntamente com as retro-análises de cada um. Os valores indicados nas linhas de contorno
representam a variação da concentração do contaminante (mg/L) ao longo do corpo de prova.
0 1
2 3 4
5 6
7 8
9 10
Diâmetro Cp (x 0.001)
0 10 20 30 40 50 60 70
Altu
ra C
P (
x 0.
001)
02468
101214161820
Figura 33: Simulação numérica do ensaio 9 (dimensões em mm).
1 2
3 5 6 7
10
Diâmetro Cp (x 0.001)
0 10 20 30 40 50 60 70
Altu
ra C
P (
x 0.
001)
02468
101214161820
Figura 34: Retro-análise ensaio 9 (dimensões em mm).
74
0
1
2
3 4
5 6
8 9
10
Diâmetro Cp (x 0.001)
0 10 20 30 40 50 60 70
Altu
ra C
p (x
0.0
01)
02468
101214161820
Figura 35: Simulação numérica do ensaio 10 (dimensões em mm).
0
1 2 3 4
6 8 10
Diâmetro Cp (x 0.001)
0 10 20 30 40 50 60 70
Altu
ra C
p (x
0.0
01)
02468
101214161820
Figura 36: Retro-análise ensaio 10, (dimensões em mm).
0
1
2
3
4 5
6
8
10
Diâmetro Cp (x 0.001)
0 10 20 30 40 50 60 70
Altu
ra C
P (
x 0.
001
)
02468
101214161820
Figura 37: Simulação numérica do ensaio 6, (dimensões em mm).
75
0
1 2 3 4 5 6 8 10
Diâmetro Cp (x 0.001)
0 10 20 30 40 50 60 70
Altu
ra C
P (
x 0.
001
)
02468
101214161820
Figura 38: Retro-análise do ensaio 6, (dimensões em mm).
0
1
2 3
4 5
6 7
8 9
10
Diâmetro Cp (x 0.001)
0 10 20 30 40 50 60 70
Altu
ra C
P (
x 0.
001)
02468
101214161820
Figura 39: Simulação numérica do ensaio 8, (dimensões em mm).
0
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
Diâmetro Cp (x 0.001)
0 10 20 30 40 50 60 70
Altu
ra C
P (
x 0.
001)
02468
101214161820
Figura 40: Retro-análise do ensaio 8, (dimensões em mm).
76
0 1
2 3
4
5 6
7 8
9 10
Diâmetro Cp (x 0.001)
0 10 20 30 40 50 60 70
Altu
ra C
P (
x 0.
001)
02468
101214161820
Figura 41: Simulação numérica do ensaio 2, (dimensões em mm).
0
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
Diâmetro Cp (x 0.001)
0 10 20 30 40 50 60 70
Altu
ra C
P (
x 0.
001)
02468
101214161820
Figura 42: Retro-análise do ensaio 2, (dimensões em mm).
0
1
2
3 4
5 6
7 8
9 10
Diâmetro Cp (x 0.001)
0 10 20 30 40 50 60 70
Altu
ra C
P (
x 0.
001)
02468
101214161820
Figura 43: Simulação numérica do ensaio 4, (dimensões em mm).
77
0
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
Diâmetro Cp (x 0.001)
0 10 20 30 40 50 60 70
Altu
ra C
P (
x 0.
001)
02468
101214161820
Figura 44: Retro-análise do ensaio 4, (dimensões em mm).
0
1
2
3
4 5
6 7
8 9
10
Diâmetro Cp (x 0.001)
0 10 20 30 40 50 60 70
Altu
ra C
P (
x 0.
001
)
02468
101214161820
Figura 45: Simulação numérica do ensaio 5, (dimensões em mm).
0
1 2
4 6
8 10
Diâmetro Cp (x 0.001)
0 10 20 30 40 50 60 70
Altu
ra C
P (
x 0.
001)
02468
101214161820
Figura 46: Retroanálise do ensaio 5, (dimensões em mm).
78
0
1
2
3 4
5 6 7
8 9
10
Diâmetro Cp (x 0.001)
0 10 20 30 40 50 60 70
Altu
ra C
P (
x 0.
001)
02468
101214161820
Figura 47: Simulação numérica do ensaio 7, (dimensões em mm).
0
1 3
5 6 7 8 9 10
Diâmetro Cp (x 0.001)
0 10 20 30 40 50 60 70
Altu
ra C
P (
x 0.
001)
02468
101214161820
Figura 48: Retro-análise do ensaio 7, (dimensões em mm).
0
1
2
3 4
5 6
7 8
9 10
Diâmetro Cp (x 0.001)
0 10 20 30 40 50 60 70
Altu
ra C
P (
x 0.
001)
02468
101214161820
Figura 49: Simulação numérica do ensaio 1, (dimensões em mm).
79
0
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
Diâmetro Cp (x 0.001)
0 10 20 30 40 50 60 70
Altu
ra C
P (
x 0.
001)
02468
101214161820
Figura 50: Retro-análise do ensaio 1, (dimensões em mm).
0
1
2
3 4
5 6
7 8
9 10
Diâmetro Cp (x 0.001)
0 10 20 30 40 50 60 70
Altu
ra C
P (
x 0.
001
)
02468
101214161820
Figura 51: Simulação numérica do ensaio 3, (dimensões em mm).
0
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
Diâmetro Cp (x 0.001)
0 10 20 30 40 50 60 70
Altu
ra C
P (
x 0.
001)
02468
101214161820
Figura 52: Retro-análise do ensaio 3, (dimensões em mm).
80
0
1
2
3
4 5
6 7
8 9
10
Diâmetro Cp (x 0.001)
0 10 20 30 40 50 60 70
Altu
ra C
P (
x 0.
001
)
02468
101214161820
Figura 53: Simulação do ensaio 11, (dimensões em mm).
0
1 2
3 4 5 6 7 8 9 10
Diâmetro Cp (x 0.001)
0 10 20 30 40 50 60 70
Altu
ra C
P (
x 0.
001)
02468
101214161820
Figura 54: Retro-análise do ensaio 11, (dimensões em mm).
0
1
2
3 4
5 6
7 8
9 10
Diâmetro Cp (x 0.001)
0 10 20 30 40 50 60 70
Altu
ra C
P (
x 0.
001)
02468
101214161820
Figura 55: Simulação numérica do ensaio 12, (dimensões em mm).
81
0
1 2
3 4 6
8 9 10
Diâmetro Cp (x 0.001)
0 10 20 30 40 50 60 70
Altu
ra C
P (
x 0.
001)
02468
101214161820
Figura 56: Retro-análise do ensaio 12, (dimensões em mm).
Pelas retro-análises, se confirma que nem uma das simulações representou o
comportamento dos corpos de prova, apresentando valores do coeficiente de difusão menores
que os encontrados experimentalmente.
A Tabela 14 apresenta valores de coeficiente de difusão obtidos por retro-análise
juntamente os valores obtidos experimentalmente, para fins de comparação.
Segundo Shackelford e Daniel (1991), os valores referentes ao coeficiente de difusão
do íon Cd2+ diluídos em água em solução livre, variam de 3,2x10-10 m2/s a 7,6x10-10 m2/s.
Pode-se observar que, em geral, os parâmetros de difusão obtidos por retro-análises ficaram
mais próximos da faixa estabelecida pelos autores, mesmo que na análise experimental estes
também tenham ficado na faixa proposta, embora para alguns dos ensaios os valores tenham
ficado acima desta faixa. Isto pode ser devido principalmente ao pH da solução contaminante,
pois neste ensaios o pH era igual a 1. Segundo Yong et al. (1992), em solos a retenção de
metais aumenta com o aumento do pH da solução envolvida. Desta forma, para de pH na
faixa mais ácida, a retenção do íon cádmio foi baixa, permanecendo o mesmo presente na
solução contaminante.
4.7 Simulação do transporte do metal Cádmio em uma barreira compactada
Para verificar a capacidade de retenção do metal cádmio em situação real de
utilização, foi realizada a simulação do transporte do contaminante em uma barreira
compactada, a partir dos dados obtidos na retro-análise, considerando aqueles valores que se
enquadram ou ficam muito próximos da faixa estabelecida por Shackelford e Daniel (1991),
sendo simulados ensaios com 0%, 1% e 2% de cimento. Para a difusão do contaminante
foram simulados tempos de 5, 50 e 500 anos. Os valores utilizados foram os dos ensaios 9, 8 e
82
5, conforme apresentado na Tabela 14. A barreira considera os mesmos parâmetros utilizados
nestes ensaios utilizando a média da condutividade hidráulica obtida a partir de serie 2 de
ensaios realizados (5,3x 10-10 m2/s). O liner simulado tem 60 cm de solo compactado, sendo o
seu comprimento considerado infinito e considerando toda a extensão homogênea de um
aterro. Quanto aos dados de entrada cabe ressaltar que foi considerado, um valor de carga
hidráulica de 10m de coluna de água.
Tabela 14: Valores de difusão experimentais e proveniente da retro-análise.
Ensaio Teor de Cimento
( %)
pH da solução
contaminate
De calculado (m2/s)
De (m2/s) retro-análise
9 1 3,5 2,19E-08 3,00E-10 10 1 3,5 3,52E-10 3,50E-11 8 2 6 2,96E-10 2,00E-10 6 2 6 3,23E-09 1,00E-10 5 0 6 1,43E-09 8,00E-10 7 0 6 1,84E-10 1,80E-11 11 1 3,5 8,53E-10 7,00E-11 2 2 1 5,70E-10 1,02E-12 4 2 1 1,04E-10 1,01E-12 1 0 1 8,76E-11 1,01E-12 3 0 1 7,80E-11 1,00E-13 12 1 3,5 1,14E-09 1,14E-10
1 2
4 6 8 9 10
Altu
ra b
arre
ira (
x 0.
001)
0
100
200
300
400
500
600
Figura 57: Simulação do transporte de cd, ensaio 9, 5 anos (dimensões em mm).
83
0
1 2
3 4
5 6
7 8
9
10 A
ltura
bar
reira
(x
0.00
1)
0
100
200
300
400
500
600
Figura 58: Simulação do transporte de cd, ensaio 9, 50 anos (dimensões em mm).
0 1 4 7 9
10
Altu
ra b
arre
ira (
x 0.
001)
0
100
200
300
400
500
600
Figura 59: Simulação do transporte de cd, ensaio 9, 500 anos (dimensões em mm).
1 2
4
6
8 9
Altu
ra b
arre
ira (
x 0.
001)
0
100
200
300
400
500
600
Figura 60: Simulação do transporte de cd, ensaio 8, 5 anos (dimensões em mm).
0 1 4 7 9 10
Altu
ra b
arre
ira (
x 0.
001)
0
100
200
300
400
500
600
Figura 61: Simulação do transporte de cd, ensaio 8, 50 anos (dimensões em mm).
84
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9
10
Altu
ra b
arre
ira (
x 0.
001)
0
100
200
300
400
500
600
Figura 62: Simulação do transporte de cd, ensaio 8, 500 anos (dimensões em mm).
1 2 4 6 8
9
10
Altu
ra b
arre
ira (
x 0.
001)
0
100
200
300
400
500
600
Figura 63: Simulação do transporte de cd, ensaio 5, 5 anos (dimensões em mm).
0 1 2 3 4 5 6 7 8
9
10
Altu
ra b
arre
ira (
x 0.
001)
0
100
200
300
400
500
600
Figura 64: Simulação do transporte de cd, ensaio 5, 50 anos (dimensões em mm).
0 1 4 7
9
10
Altu
ra b
arre
ira (
x 0.
001)
0
100
200
300
400
500
600
Figura 65: Simulação do transporte de Cd, ensaio 5, 500 anos (dimensões em mm).
85
Nas três simulações se observa que apenas no tempo de 500 anos é que a pluma de
contaminação consegue chegar, com a máxima concentração até ao fim da barreira, sendo que
em nenhuma das simulações a pluma consegue permear a camada compactada. Isto evidencia
uma ótima capacidade de atenuação do contaminante pela barreira. Os diferentes teores de
cimento não resultaram em diferenças visíveis, embora este fator tenha apresentado influência
significativa na análise dos resultados experimentais.
86
5 CONSIDERAÇÕES FINAIS
5.1 Conclusões
O solo residual argiloso compactado com a adição de cimento Portland do tipo CP-V
apresentou capacidade de atenuação elevada em relação ao comportamento hidráulico, isto
explicado pelo baixo coeficiente de condutividade hidráulica observado. Os materiais
investigados podem, em princípio, ser aplicados como barreira de fundo em aterros sanitários
e industriais, em particular com a adição de 2 % de cimento.
A análise do comportamento reativo através das curvas de monitoramento da solução
contaminante indicou um aumento do poder reativo mediante ao incremento do teor de
cimento e do pH da solução contaminante, sendo que a carga aplicada não apresentou
aparente influência.
A análise qualitativa e estatística dos resultados experimentais, para a solução com
cádmio, indicou que o coeficiente de difusão foi significativamente influenciado pelo teor de
cimento, carga vertical aplicada e pH, bem como por todas as interações de segunda ordem.
Os parâmetros de difusão calculados não corresponderam a real condição observada
nos ensaios, sendo os valores obtidos através da retro-análise menores que os obtidos
diretamente através das análises dos ensaios.
A simulação da barreira para o metal cádmio demonstrou que o solo possui uma ótima
capacidade de retenção do contaminante, sendo que para o tempo de 500 anos, a pluma não
conseguiu permear a camada compactada.
5.2 Recomendações para futuros trabalhos
• Realizar a segunda etapa prevista no planejamento da pesquisa, a fim de confirmar
algumas das conclusões estabelecidas na presente pesquisa;
• Avaliar o efeito da estrutura do solo na capacidade de retenção de metais;
• Expandir o estudo para soluções multiespécies de metais;
• Realizar a análise dos metais adsorvidos ao solo pelo método de extração seqüencial
e comparar com o método 3050B utilizado no presente trabalho;
• Simular diferentes barreiras solo-cimento, com diferentes teores.
87
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS. NBR 6457: Amostras de solo - Preparação de ensaios de compactação e caracterização. Rio de Janeiro, 1986.
____ NBR 8419: Apresentação de Projetos de Aterros sanitários de Resíduos sólidos
Urbanos. Rio de Janeiro, 1992.
____. NBR 7182: Solo – Ensaio de Compactação. Rio de Janeiro, 1986.
AMERICAN SOCIETY FOR TESTING AND MATERIALS - ASTM. Standard Classification of Soils for Engineering Purposes: D2487. Philadelphia. 1993. 11.p
AMERICAN SOCIETY FOR TESTING AND MATERIALS - ASTM. Standard Test Method for leaching solid material in a Column: D4874. Apparatus. Philadelphia. 1995.
ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE CIMENTO PORTLAND - ABCP. Guia Prático de Utilização do cimento Portland: Boletim técnico. 7. ed. São Paulo: ABCP. 2002. 28. p Disponível em: <http://www.abcp.org.br/downloads/arquivos_pdf/BT106_2003.pdf>. Acesso em: 12. abr. 2008.
AZAMBUJA, E.; CANCELIER, D.B.; NANNI, A. S. Contaminação de solos por LNAPL: discussão sobre diagnósticos e remediação. 2000. Disponível em: <http://www.azambuja.com.br/acervo/geosul2000.pdf>. Acesso em: 18. Junho. 2006
AZEVEDO, I. C. D et al. Determinação de parâmetros de transporte de metais pesados em Latossolo compactado. Revista Brasileira de Engenharia Agrícola e Ambiental, Campina Grande, PB, v.9, n.4, p. 623-630, 2005. Disponível em: <www.scielo.br/scielo.php?pid=S1415-43662005000400028&script=sci_arttext>. Acesso em: 12. abr. 2008.
BARCZA, M. V. Processos unitários orgânicos: hidrólise. Disponível em: <http://www.finep.gov.br/prosab/livros/ProsabArmando.pdf>. Acesso em: 12. abr. 2008
BARONE, F.S. et. al. Effect of multiple contaminant migration on diffusion and adsorption of some domestic waste contaminants in a natural clayey soil. Canadian Geotechnical Journal, Canadá, v. 26, p. 189-198, 1989
88
BERTORELLI, A.; HARALYI, N. Geologia do Brasil. In: OLIVEIRA, A. M. S.; BRITO, S. N. A. (Coord.) Geologia de engenharia. São Paulo: Associação Brasileira de Geologia de Engenharia, 1998. 584 p.
BORGES, A.F.; CAMPOS, T. M. P.; NOBRE, M. M. M. Desenvolvimento de um Sistema de Permeâmetros para Ensaios de Transporte de Contaminantes em Laboratório. Solos e Rochas, São Paulo, v.20, n.3, p. 191-207, dez, 1997.
BRASIL, MINISTÉRIO DA SAÚDE. Portaria nº 518, de 25 de março de 2004. Estabelece procedimentos e responsabilidades relativos ao controle e vigilância da qualidade da água para consumo humano e seu padrão de potabilidade, e dá outras providências. Diário Oficial da república federativa do Brasil, Brasília, DF, nº 59, 26 de março de 2004. Seção 1, p 266.
CARDOSO,L.M.N. Ecotoxicologia do cádmio e seus compostos. Salvador: CRA, 2001. 121 p.
CETESB – COMPANHIA DE TECNOLOGIA EM SANEAMENTO AMBIENTAL. Decisão de diretoria nº 195-2005-E. 2005. Disponível em: <http://www.cetesb.sp.gov.br/Solo/relatorios/Tabela_valores_2005.pdf >. Acesso em 28. junho. 2006.
CHANG, A.C; Et. Al. Accumulation of heavy metals in sewage sludge-treated soil. Journal of environmental quality. Madisom, V.13. P.87-91, 1984.
COELHO, F. S. Fertilidade do solo. Campinas: Instituto Campineiro de Ensino Agrícola, 1973. 384 p
COELHO, H. M. G. et al. Transporte de contaminantes em meios porosos saturados. In: JUNIOR, A. B. D. C. (Org.) Resíduos sólidos Urbanos: Aterro sustentável para município de pequeno porte. Florianópolis: PROSAB, 2003. p.142-97. Disponível em: <http://www.finep.gov.br/prosab/livros/ProsabArmando.pdf>. Acesso em: 12. abr. 2008.
CORSEUIL, H.X. MARINS, M. D. M. Contaminação de águas subterrâneas por derramamentos de gasolina: o problema é grave? 1997. Disponível em: <http://www.remas.ufsc.br/donwload/publicacao_08.pdf>. Acesso em: 18. Junho. 2006
COSTA, P. O. S. Avaliação em laboratório, do transporte de contaminantes no solo do aterro sanitário de Sauípe/Ba. 2002. Dissertação (Mestrado em Engenharia Civil – Geotecnia) – Departamento de Engenharia Civil, Pontifícia Universidade Católica do Rio de Janeiro, Rio de Janeiro, 2002.
DANIEL, D. E. Clay liners. In: DANIEL, D. E. Geotechnical pratictice for waste disposal. London: Chapman & Hall, 1993. p. 33-65.
89
DIAS, N.M.P, et al. Energia livre da reação de adsorção de cádmio de latossolos ácricos. Revista Ciência Rural, v. 33, n. 5, p. 829-834, set-out 2003.
DELGADO, C. W. C. Mecanismos de transporte de metais pesados. In: CONGRESSO NACIONAL DE MEIO AMBIENTE, 2, 2000, Salvador. Mini Curso. Salvador.
DEMUELENAERE, R. G. de A. Caracterização de propriedades de transporte de metais pesados em solos residuais o Rio de Janeiro. 2004. Dissertação (Mestrado em Engenharia Civil) – Programa de Pós-Graduação em Engenharia Civil. Pontifícia Universidade Católica – Rio, Rio de Janeiro. 2004.
ESTADO DO RIO GRANDE DO SUL, SECRETARIA DO MEIO AMBIENTE, CONSEMA. Resolução nº 128/2006, de 24 de Novembro de 2006. Dispõe sobre a fixação de Padrões de Emissão de Efluentes Líquidos para fontes de emissão que lancem seus efluentes em águas superficiais no Estado do Rio Grande do Sul. Diário Oficial do Estado do Rio Grande do Sul, Porto Alegre, RS, 7 de Dezembro de 2006. Disponível em: <http://www.sema.rs.gov.br/sema/html/pdf/Resolucao128Efluentes.pdf>. Acesso em: 12. abr. 2008.
FLOSS, M. F. Capacidade de atenuação de cádmio no solo de fundo da lagoa anaeróbia da ETE araucárias. 2008. Dissertação (Mestrado em Engenharia – Infraestrutura e Meio Ambiente) – Programa de pós-graduação em Engenharia, Universidade de Passo Fundo, Passo Fundo - RS, 2008.
FONINI, A.; et al. Estudo da técnica de encapsulamento do solo do norte do rs através de ensaios de lixiviação com diferentes porcentagens de aglomerante. In: SEMINÁRIO DE ENGENHARIA GEOTÉCNICA DO RIO GRANDE DO SUL, 3. 2005, Passo Fundo. Anais... Passo Fundo: ABMS, 2005
GIRARDELLO, V. et al. Comparação das técnicas de atenuação natural, bioaumentação e bioventing para avaliar biodegradação de um solo contaminado com biodiesel. In: CONGRESSO REGIONAL DE INICIAÇÃO CIENTÍFICA E TECNOLÓGICA EM ENGENHARIA E VII FEIRA DE PROTÓTIPOS, 22. 2007, Passo Fundo. Anais... Passo Fundo : UPF, 2007.
GUILHERME, L. R. G. et al. Elementos traço em solos, sedimentos e águas. Disponível em: <http://www.cemac-ufla.com.br/trabalhospdf/Palestras/Palestra%20Joao%20Jose%20e%20Bebeto.pdf>. Acesso em 19. Abril. 2008.
INSTITUTO BRASILEIRO DE ADMINISTRAÇÃO MUNICIPAL – IBAM. Manual de Gerenciamento Integrado de Resíduos Sólidos. 5 ed. Rio de Janeiro: IBAM, 2001. 200.p Disponível em: <www.etg.ufmg.br/manualrsu.pdf>. Acesso em: 12. abr. 2008.
90
INSTITUTO BRASILEIRO DE GEOGRAFIA E ESTATÍSTICA - IBGE. Banco de Dados. Disponível em: <http://www.ibge.gov.br/cidadesat/topwindow.htm?1>. Acesso em 6 jan. 2009.
JESUS, C.S. Difusão De Zinco Em Camada Compactada De Solo Residual De Gnaisse. Dissertação (Mestrado em Geotecnia – Departamento de Engenharia Civil): Universidade Federal de Viçosa, Viçosa MG, 2004.
JUCÁ, J. F. T. Destinação final de resíduos sólidos no Brasil: situação atual e perspectivas. In: SIMPÓSIO LUSO-BRASILEIRO DE ENGENHARIA SANITÁRIA E AMBIENTAL, 10., 2002, Braga, Portugal. Anais... Portugal: Associação Portuguesa para Estudos de Saneamento Básico, 2002. Disponível em: <www.bvsde.paho.org/bvsars/fulltext/destina10.pdf >. Acesso em: 12. abr. 2008.
KNOP, A. Estudo do comportamento de Liners atacado por ácido sulfúrico. 2007. Dissertação (Mestrado em Engenharia Civil) – Escola de Engenharia Civil, Universidade Federal do Rio Grande do Sul, Porto Alegre, 2007.
KRAHN, J. Transport Modeling with CTRAN/W: An Engineering Met hodology. 1ª ed. Calgary, Canadá: GEO-SLOPE International, 2004.
LAGREGA, M.D.; BUCKINGHAM, P.L e EVANS , J.C. Hazardous waste management. Mc Graw. Hill, inc, Singapore.1994.
LAKE, D.J.Sludge disposal to land. In Lester, J.N. Heavy metals in wasterwater na sludge treatment process: tratament and disposal. Flórida: CRC Press. V.2.1987. P.92-124.
LANGE, L. C et al. Estudo do transporte de contaminantes em meios porosos aplicado a aterros de disposição de resíduos sólidos urbanos. In: JUNIOR, A. B. C. et al. Alternativas para disposição de resíduos sólidos urbanos para pequenas comunidades: coletânea de trabalhos técnicos. Florianópolis: PROSAB, 2002. p. 13-17. Disponível em: <www.finep.gov.br/prosab/livros/livrocompletofinal.pdf>. Acesso em: 12. abr. 2008.
LANGE, L. C. et al. Metodologia para análises laboratoriais de resíduos sólidos urbanos, líquidos, lixiviados de aterros sanitários e solos. In: JUNIOR, A. B. D. C. (Org.) Resíduos sólidos Urbanos: Aterro sustentável para município de pequeno porte. Florianópolis: PROSAB, 2003. p.142-97. Disponível em: <http://www.finep.gov.br/prosab/livros/ProsabArmando.pdf>. Acesso em: 12. abr. 2008.
LEMOS, R. G. Estudo do comportamento hidráulico, mecânico e químico de barreiras hidráulicas verticais, compostas por solo residual, bentonita e cimento sob ação de substâncias agressivas. 2006. Dissertação (Mestrado em Engenharia Civil) – Escola de Engenharia Civil, Universidade Federal do Rio Grande do Sul, Porto Alegre, 2006.
91
MENEGUETTI, L. R. R. Biorremediação na descontaminação de solo residual de basalto contaminado com óleo diesel e biodiesel. Dissertação (Mestrado em Engenharia) – Programa de Pós Graduação em Engenharia, Universidade de Passo Fundo, Passo Fundo, 2007.
MEURER, E. J., RHEINHEIMER, D.; BISSANI, C. A. In: MEURER, E.J. Fundamentos de química do solo. 3. ed. Porto Alegre: Evangraf, 2006. p. 73-99.
MONCADA, M. P. H. Estudo em laboratório de características de colapso e transporte de soluto associadas à infiltração de licor cáustico em um solo laterítico. 2004. Dissertação (Programa de pós-graduação em Engenharia Civil) – Departamento de Engenharia Civil, Pontifícia Universidade Católica do Rio de Janeiro, Rio de Janeiro, 2007.
MONTGOMERY, Douglas C. Design and analysis of experiments. 5.ed. New York: John Wiley & Sons, 2001. 684 p.
MUSSO, M.; PEJON, O. J. Transporte de Poluentes em Barreiras de Argilas Compactadas para Proteção do Aqüifero Guaraní. In: CONGRESSO BRASILEIRO DE GEOTECNIA AMBIENTAL, 6., 2007, Recife. Anais... Recife: ABMS, 2007. CD-ROM.
NASCENTES, C. R. Coeficiente de dispersão hidrodinâmica e fator de retardamento de metais pesados em solo residual compactado. 2003. Dissertação (Mestrado em Geotecnia – Departamento de Engenharia Civil): Universidade Federal de Viçosa, Viçosa MG, 2003.
NOBRE, E. M. G.; FERREIRA, S. R. M. Uso de Argila Compactada como Barreira de Contenção para a Gasolina e Outros Contaminantes. In: CONGRESSO BRASILEIRO DE GEOTECNIA AMBIENTAL, 6., 2007, Recife. Anais... Recife: ABMS, 2007. CD-ROM.
NOBRE, M. M. M. et al. Ensaios de Laboratório para Garantia de Qualidade da Execução de uma Barreira Reativa Permeável. In: CONGRESSO BRASILEIRO DE GEOTECNIA AMBIENTAL, 6., 2007, Recife. Anais... Recife: ABMS, 2007. CD-ROM.
OLIVEIRA, F. J. S.; JUCÁ, J. F. T. Acúmulo de metais pesados e capacidade de impermeabilização do solo imediatamente abaixo de uma célula de um aterro de resíduos sólidos. Engenharia sanitária e ambiental, v.9, n.3, p. 211-217, jul/set. 2004. Disponível em: <www.scielo.br/pdf/esa/v9n3/v9n3a07.pdf>. Acesso em: 12. abr. 2008.
OLIVEIRA, J. C.; PRIM, E. C. C.; JUNIOR, A. B. C. Estudo da retenção de poluentes veiculados por lixiviados de aterros sanitários em solos argilosos. In: JUNIOR, A. B. C. et al. Alternativas para disposição de resíduos sólidos urbanos para pequenas comunidades: coletânea de trabalhos técnicos. Florianópolis: PROSAB, 2002. p. 13-17. Disponível em: <www.finep.gov.br/prosab/livros/livrocompletofinal.pdf>. Acesso em: 12. abr. 2008.
92
OLIVEIRA, S. H. Avaliação do uso de borra oleosa processada em sistemas de impermeabilização de aterros. 2002. Dissertação (Mestrado em Engenharia Civil – Geotecnia) – Departamento de Engenharia Civil, Pontifícia Universidade Católica do Rio de Janeiro, Rio de Janeiro, 2002.
PAOLIELLO, M. M. B.; CHASIN, A. A. M. Ecotoxicologia do chumbo e seus compostos. Salvador: CRA, 2001. 144 p.
PESSIN, N.; et al. Concepção e implantação de células piloto de aterramento de resíduos sólidos. In: JUNIOR, A. B. C. et al. Alternativas para disposição de resíduos sólidos urbanos para pequenas comunidades: coletânea de trabalhos técnicos. Florianópolis: PROSAB, 2002. p. 13-17. Disponível em: <www.finep.gov.br/prosab/livros/livrocompletofinal.pdf> . Acesso em: 12. abr. 2008.
PESSIN, N.; SILVA, A. R.; PANAROTTO, C. T. Monitoramento de aterros sustentáveis para município de pequeno porte. In: JUNIOR, A. B. D. C. (Org.) Resíduos sólidos Urbanos: Aterro sustentável para município de pequeno porte. Florianópolis: PROSAB, 2003. p.142-97. Disponível em: <http://www.finep.gov.br/prosab/livros/ProsabArmando.pdf>. Acesso em: 12. abr. 2008.
PRIM, E. C. C..; OLIVEIRA, J. C. C.; JUNIOR, A. B. C. Comportamento de solos argilosos utilizados como impermeabilizantes em aterros sanitários diante da atenuação de contaminantes In: JUNIOR, A. B. D. C. (Org.) Resíduos sólidos Urbanos: Aterro sustentável para município de pequeno porte. Florianópolis: PROSAB, 2003. p.142-97. Disponível em: <http://www.finep.gov.br/prosab/livros/ProsabArmando.pdf>. Acesso em: 12. abr. 2008.
ROWE, R.K., QUIGLEY, R.M. & BOOKER, J.R. 1995. Clayey barrier systems for waste disposal facilities, E&FN Spon, London. 390 p.
SHACKELFORD, C.D.; DANIEL, D.E. Diffusion in saturated soil. I: Background. Journal of Geotechnical Engineering. EUA, v. 117, n. 3, 467-484, 1991.
SHACKELFORD, C. D. Contaminant transport. In: DANIEL, D. E. Geotechnical pratictice for waste disposal. London: Chapman & Hall, 1993. p. 33-65.
SILVA, L. S.; CAMARGO, F.A.O.; CERETTA, C.A. Composição da fase sólida orgânica do solo. In: MEURER, E.J. Fundamentos de química do solo. 3. ed. Porto Alegre: Evangraf, 2006. p. 73-99.
SILVEIRA, A. M. M. Estudo do peso específico de resíduos sólidos urbanos. 2004. Tese (Programa de pós Graduação em Engenharia – Engenharia Civil) – Escola de Engenharia Civil, Universidade Federal do Rio de janeiro, Rio de Janeiro, 2004.
93
STRECK, Edmar Valdir. Solos do Rio Grande do Sul. Porto Alegre: EMATER, 2002. 107 p.
TECHNOHIDRO PROJETOS AMBIENTAIS. Tecnologias: Barreiras reativas. Disponível em: <http://www.tecnohidro.com.br/tecnologia_03.htm>. Acesso em 23. Agosto. 2007.
TEDESCO, M. J. et al. Análise de solo, planta e outros materiais: Boletim técnico nº 5. Porto Alegre: Departamento de Solos, Faculdade de Agronomia, UFRGS, 1995.
U.S. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY – EPA. .Method 3050B: Acid digestion of sediments, sludges, and soils. 1996. Disponível em: <http://www.epa.gov/SW-846/pdfs/3050b.pdf>. Acesso em 25. Ago. 2007.
U.S. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY – EPA. Method 3005A: Acid digestion of waters for total recoverable or dissolved metals for analysis by flaa or icp spectroscopy. 1992. Disponível em: < http://www.epa.gov/SW-846/pdfs/3005a.pdf >. Acesso em 25. Out. 2007.
USEPA – United States Environmental Protection Agency. Understanding Variation in
Partition Coefficient, Kd, Values: Review of Geochemistry and Available Kd Values for
Cadmium, Cesium, Chromium, Lead, Plutonium, Padon, Strontium, Throrium, Tritium
(3H), and Uranium. Washington: USEPA, 1999. v. 4.
WACHELKE, L. Por que evitar o chumbo? Disponível em: <http://www.cimm.com.br/portal/noticia/exibir_noticia/?idNoticia=385>. Acesso em: 12. abr. 2008.
YONG, R.N.; MOHAMED, A. M O.; WARKENTIN, B. P. Principles of contaminant transport in soils. Amsterdam: Elsevier, 1992. 327 p.