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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

1

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

2

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...

3

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.

4

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 46: Retroanálise do ensaio 5, (dimensões em mm). ................................................77







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 62: Simulação do transporte de cd, ensaio 8, 500 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 5 ( ph 6 e % C 0)



Ensaio 11 ( pH 3,5 e % C 1)


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 10 ( ph 3,5 e % C 1)







Ensaio 1( pH 1 e % C 0)

Ensaio 11 ( pH 3,5 e % C 1)


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 5 ( ph 6 e C 0)



Ensaio 11 ( pH 3,5 e C 1)

Ensaio 3 ( pH 1 e c 0)



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 5 ( ph 6 e C 0)




Ensaio 3 ( pH 1 e c 0)


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


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


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


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


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


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


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


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


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


0 10 20 30 40 50 60 70

Altu

ra C

P (

x 0.

001)

02468

101214161820


0

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10


0 10 20 30 40 50 60 70

Altu

ra C

P (

x 0.

001)

02468

101214161820


76

0 1

2 3

4

5 6

7 8

9 10


0 10 20 30 40 50 60 70

Altu

ra C

P (

x 0.

001)

02468

101214161820


0

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10


0 10 20 30 40 50 60 70

Altu

ra C

P (

x 0.

001)

02468

101214161820


0

1

2

3 4

5 6

7 8

9 10


0 10 20 30 40 50 60 70

Altu

ra C

P (

x 0.

001)

02468

101214161820


77

0

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10


0 10 20 30 40 50 60 70

Altu

ra C

P (

x 0.

001)

02468

101214161820


0

1

2

3

4 5

6 7

8 9

10


0 10 20 30 40 50 60 70

Altu

ra C

P (

x 0.

001

)

02468

101214161820


0

1 2

4 6

8 10


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


0 10 20 30 40 50 60 70

Altu

ra C

P (

x 0.

001)

02468

101214161820


0

1 3

5 6 7 8 9 10


0 10 20 30 40 50 60 70

Altu

ra C

P (

x 0.

001)

02468

101214161820


0

1

2

3 4

5 6

7 8

9 10


0 10 20 30 40 50 60 70

Altu

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P (

x 0.

001)

02468

101214161820


79

0

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10


0 10 20 30 40 50 60 70

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x 0.

001)

02468

101214161820


0

1

2

3 4

5 6

7 8

9 10


0 10 20 30 40 50 60 70

Altu

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x 0.

001

)

02468

101214161820


0

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10


0 10 20 30 40 50 60 70

Altu

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P (

x 0.

001)

02468

101214161820


80

0

1

2

3

4 5

6 7

8 9

10


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


0 10 20 30 40 50 60 70

Altu

ra C

P (

x 0.

001)

02468

101214161820


0

1

2

3 4

5 6

7 8

9 10


0 10 20 30 40 50 60 70

Altu

ra C

P (

x 0.

001)

02468

101214161820


81

0

1 2

3 4 6

8 9 10


0 10 20 30 40 50 60 70

Altu

ra C

P (

x 0.

001)

02468

101214161820


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


0 1 4 7 9

10

Altu

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x 0.

001)

0

100

200

300

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500

600


1 2

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8 9

Altu

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x 0.

001)

0

100

200

300

400

500

600


0 1 4 7 9 10

Altu

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arre

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x 0.

001)

0

100

200

300

400

500

600


84

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9

10

Altu

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arre

ira (

x 0.

001)

0

100

200

300

400

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1 2 4 6 8

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10

Altu

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x 0.

001)

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100

200

300

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0 1 2 3 4 5 6 7 8

9

10

Altu

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x 0.

001)

0

100

200

300

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500

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0 1 4 7

9

10

Altu

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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

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