SIMONE HARTH OLIVEIRA - geotecnia.ufba.br Simone Harth Oliveira.pdf · SIMONE HARTH OLIVEIRA AVALIAÇÃO DO USO DE BORRA OLEOSA PROCESSADA EM SISTEMAS DE IMPERMEABILIZAÇÃO DE ATERROS

SIMONE HARTH OLIVEIRA

AVALIAÇÃO DO USO DE BORRA OLEOSA PROCESSADA EM

SISTEMAS DE IMPERMEABILIZAÇÃO DE ATERROS.

Dissertação apresentada ao Departamento de

Engenharia Civil da PUC-Rio como parte dos

requisitos para obtenção do título de Mestre

em Engenharia Civil: Geotecnia.

Orientadores:

- José Tavares Araruna Júnior

- Luís Edmundo Prado Campos

Departamento de Engenharia Civil

Pontifícia Universidade Católica do Rio de Janeiro

Rio de Janeiro, 09 de maio de 2002.

AGRADECIMENTOS

Aos amigos Viviane, Antônio, Bidkar, Cláudio Rabe, Rodrigo, Cassiane, Vânia, Júlio César,

Cleide, Eudes, Betânia, Everton, Ana Júlia e demais colegas de pós-graduação pelas diversas

colaborações ao longo do trabalho e pelo agradável convívio durante todo o curso.

À ANP, pela bolsa de estudos.

Ao professor Araruna pela orientação, incentivo e paciência durante toda a realização desse

trabalho.

Aos professores do Departamento de Engenharia Civil da PUC-RJ pelos conhecimentos

transmitidos durante o curso.

À Ana Roxo e aos demais funcionários da Secretaria do DEC da PUC-RJ.

Ao Waldir Silveira, Delson e toda a equipe do CTRS, pela colaboração na fabricação dos

equipamentos utilizados nesse trabalho.

Ao Fernando, São Pedro e à Josi, do LERQ/UFBa; ao Ariomar e Betty, da EBDA; e à Telma,

Percílio, Edinilze e Rita do Laboratório do DHS/UFBa, pela realização das análises químicas.

Ao Armando, Bessa, Renato, Paulo Burgos, Paulo Libonatti, Mariana e Seu reginaldo,

funcionários do Laboratório de Geotecnia da UFBa, pela ajuda prestada durante a realização

do trabalho.

Ao seu João, pelos trabalhos de marcenaria realizados durante a montagem do equipamento.

Aos amigos Luci, Ivan e Detinha, pelo apoio e amizade.

Ao Professor Luisão, pelo apoio e incentivo indispensável à realização desse trabalho.

Aos meus Pais, Pedro e Gerda, pela paciência e incentivo indispensável na conclusão desse

trabalho.

E, especialmente, a Peu, pela compreensão e paciência, pelo apoio e incentivo, e,

principalmente, pela ajuda durante toda a realização deste trabalho.

RESUMO

Este trabalho tem como objetivo apresentar uma avaliação do uso de borra oleosa

processada como material de construção em sistemas de impermeabilização de Aterros

Sanitários. O estudo se baseia em resultados de ensaios de laboratório e em dados fornecidos

pela PETROBRAS, além de informações da literatura, as quais foram utilizadas para prever a

mobilidade do contaminante e os principais mecanismos de interação entre este e a borra.

Foi desenvolvido um equipamento para a realização de ensaios de transporte em

laboratório, que permite a determinação dos parâmetros de transporte do contaminante no

solo.

ABSTRACT

The purpose of this thesis is to present an evaluation of the use o processed oil ground

as a building material for barrier systems in Landfill facylities. The study is based on

experimental laboratory results and on PETROBRAS data, besides literature data, which have

been used for predicting the contaminant mobility and the main mechanisms of its interaction

with the soil.

An equipment has been developed to carry out laboratory tests on confined soil samples

using water and a contaminant solution as the percolating fluid, which allows the

determination of the transport parameters of the contaminant in the soil.

v

ÍNDICE

LISTA DE FIGURAS............................................................................................................ vii

LISTA DE TABELAS ........................................................................................................... xii

LISTA DE FOTOS .................................................................................................................xv

LISTA DE SÍMBOLOS....................................................................................................... xvii

1 - INTRODUÇÃO ...................................................................................................................1

2 - TRANSPORTE DE CONTAMINANTES EM MEIOS POROSOS ..............................6

2.1 – INTRODUÇÃO ...................................................................................................................6

2.2 – MECANISMOS DE TRANSPORTE EM SOLOS SATURADOS ....................................................8

2.2.1 – ADVECÇÃO ...................................................................................................................9

2.2.2 – DISPERSÃO HIDRODINÂMICA ........................................................................................9

2.3 – PROCESSOS DE INTERAÇÃO SOLO-CONTAMINANTE ........................................................19

2.3.1 - ADSORÇÃO ..................................................................................................................23

2.3.2 - PRECIPITAÇÃO .............................................................................................................27

2.3.3 – QUANTIFICAÇÃO DA SORÇÃO......................................................................................28

2.3.4 – INTERAÇÕES SOLO-CHUMBO .......................................................................................32

2.4 – FATORES QUE INFLUENCIAM O TRANSPORTE DE CONTAMINANTES.................................35

2.5 - DESCRIÇÃO MATEMÁTICA DO TRANSPORTE DE CONTAMINANTES...................................38

3 - CARACTERIZAÇÃO DO MATERIAL ........................................................................51

3.1 - INTRODUÇÃO ..................................................................................................................51

3.2 – PROCESSO DE ENCAPSULAMENTO..................................................................................52

3.3 – CARACTERIZAÇÃO DA BORRA PROCESSADA..................................................................60

3.3.1 - ENSAIOS DE CARACTERIZAÇÃO GEOTÉCNICA...............................................................60

3.3.2 – ENSAIOS DE COMPACTAÇÃO .......................................................................................62

3.3.3 - ANÁLISES MINERALÓGICAS .........................................................................................64

3.3.4 - ANÁLISES FÍSICO-QUÍMICAS.........................................................................................65

3.4 – CARACTERIZAÇÃO DA SOLUÇÃO UTILIZADA ..................................................................71

vi

4 - EQUIPAMENTOS E METODOLOGIAS DE ENSAIOS.............................................73

4.1 - INTRODUÇÃO ..................................................................................................................73

4.2 – ENSAIOS DE COLUNA .....................................................................................................73

4.2.1 – DESCRIÇÃO DO EQUIPAMENTO ....................................................................................74

4.2.2 - METODOLOGIA DE ENSAIO...........................................................................................81

4.3 – ENSAIOS DE EQUILÍBRIO EM LOTE ..................................................................................86

4.3.1 – DESCRIÇÃO DO EQUIPAMENTO ....................................................................................87

4.3.2 - METODOLOGIA DE ENSAIO...........................................................................................89

5 - APRESENTAÇÃO E DISCUSSÃO DOS RESULTADOS ...........................................91

5.1 - INTRODUÇÃO ..................................................................................................................91

5.2 - ENSAIOS DE COLUNA ......................................................................................................91

5.2.1 – ENSAIOS REALIZADOS NO SISTEMA DESENVOLVIDO NA UFBA....................................92

5.2.2 – ENSAIOS REALIZADOS NO EQUIPAMENTO DA PUC-RIO.............................................123

5.2.3 – ENSAIOS REALIZADOS EM CÉLULAS TRIAXIAIS..........................................................138

5.3 - ENSAIOS DE EQUILÍBRIO EM LOTE .................................................................................144

5.4 - CONSIDERAÇÕES GERAIS ..............................................................................................150

6 - CONCLUSÕES E SUGESTÕES ...................................................................................152

6.1 - CONCLUSÕES ................................................................................................................152

6.2 - SUGESTÕES PARA TRABALHOS FUTUROS.......................................................................153

REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS................................................................................155

APÊNDICE A........................................................................................................................161

APÊNDICE B........................................................................................................................162

APÊNDICE C........................................................................................................................165

APÊNDICE D........................................................................................................................169

APÊNDICE E........................................................................................................................170

vii

LISTA DE FIGURAS

Figura 2.1 - Ilustração do processo de espalhamento causado pela dispersão; fonte instantânea

(adaptado de Vargas, 2001). ................................................................................10

Figura 2.2 - Mecanismos físicos de mistura mecânica em escala microscópica (adaptado de

Bedient, 1994). ....................................................................................................11

Figura 2.3 – Dispersão longitudinal de um soluto através de uma coluna de solo: (a) coluna

com fluxo permanente e fonte contínua; (b) interface abrupta no instante to; (c)

concentração relativa do soluto no efluente da coluna (adaptado de Freeze &

Cherry, op. cit.)....................................................................................................13

Figura 2.4 - Variação da concentração do efluente - “breakthrough curve”. ..........................14

Figura 2.5 – Ocorrência da dispersão em um fluxo uniforme bidimensional em uma areia

isotrópica: (a) fonte contínua; (b) fonte instantânea (adaptado de Freeze &

Cherry, op. cit.)....................................................................................................15

Figura 2.6 – Coeficientes de dispersão longitudinal e transversal em um arenito (n = 22%)

para várias velocidades de fluxo (Crane & Gardner, 1961 – adaptado de Freeze

& Cherry, op. cit.)................................................................................................15

Figura 2.7 – Ilustração esquemática da difusão, em água, de cátions e ânions. O equilíbrio é

alcançado quando uma concentração uniforme é atingida (adaptado de Rowe,

1995). ...................................................................................................................16

Figura 2.8 – Ilustração esquemática da difusão de cátions e ânions através de um solo argiloso

saturado (adaptado de Rowe, 1995). ...................................................................16

Figura 2.9 – Relação entre o Número de Peclet e a razão entre os coeficientes de dispersão e

difusão molecular em uma areia (Perkins & Johnston, 1963 – adaptado de Freeze

& Cherry, 1979)...................................................................................................18

viii

Figura 2.10 - Avanço dos solutos reativo e não reativo através do meio poroso, (adaptado de

Freeze & Cherry, 1979). ......................................................................................20

Figura 2.11 – Curvas típicas da concentração efluente expressas em termos de concentração

relativa C/Co (adaptado de Rowe, 1995). ............................................................22

Figura 2.12 - Ilustração da partícula de argila carregada negativamente e da camada dupla...24

Figura 2.13 – Ilustração do efeito da floculação e dispersão nos espaços vazios: (a) floculada

(contração); (b) normal – referência ao lado; (c) dispersa (expansão) (adaptado

de Rowe, 1995)....................................................................................................25

Figura 2.14 – Influência do parâmetro Kd na migração de contaminantes: (a) Kd = 1mL/g;

(b) Kd = 10 mL/g (adaptado de USEPA, 1999a). ...............................................29

Figura 2.15 – Isoterma de sorção............................................................................................31

Figura 2.16 – Balanço de massa em um volume elementar de solo no espaço (Freeze &

Cherry, op. cit.)....................................................................................................39

Figura 2.17 - Lei da conservação de massa para o volume elementar de solo (Freeze &

Cherry, op. cit.)....................................................................................................39

Figura 2.18 - Isoterma de Freundlich........................................................................................46

Figura 2.19 - Isoterma de Langmuir (a)....................................................................................48

Figura 2.20 - Isoterma de Langmuir (b). ..................................................................................49

Figura 3.1 - Curva granulométrica............................................................................................61

Figura 3.2 - Curva granulométrica com extração de betume....................................................61

Figura 3.3 - Curva de compactação – Proctor Normal. ............................................................63

Figura 3.4 - Curva de compactação – Proctor Modificado.......................................................63

Figura 3.5 – Difratograma de raio-x da fração passante na peneira # 40. ................................64

Figura 3.6 – Difratograma de raio-x da fração passante na peneira # 100. ..............................65

ix

Figura 4.1 - Representação esquemática de um conjunto de 2 permeâmetros. ........................75

Figura 4.2 – Esquema do sistema de filtração a vácuo (Elbachá, 1989). .................................88

Figura 5.1 - Ensaio de coluna – fase de percolação com água – corpo de prova 3: a) variação

de volume versus tempo; b) variação do gradiente hidráulico versus tempo; c)

variação da condutividade hidráulica versus tempo. ...........................................94

Figura 5.2 - Corpo de Prova 1: a) variação da condutividade hidráulica e b) variação da

velocidade de percolação com o tempo.............................................................102

Figura 5.3 - Corpo de prova 2: a) variação da condutividade hidráulica e b) variação da






Figura 5.6 - Curva breakthrough para o ensaio 1 com concentração inicial Co1 (a) e Co2 (b).

...........................................................................................................................111

Figura 5.7 - Curvas de condutividade elétrica (a) e pH (b) versus volume percolado por

volume de vazios para o ensaio 1. .....................................................................112


...........................................................................................................................113




...........................................................................................................................115



x


...........................................................................................................................117



Figura 5.14 - Forma esperada das curvas breakthrough de chumbo. .....................................119

Figura 5.15 - Ensaio de coluna – percolação com água – corpo de prova 5: variação de

volume (a); variação do gradiente hidráulico (b); e variação da condutividade

hidráulica com o tempo (c). ..............................................................................126



hidráulica com o tempo (c). ..............................................................................127






...........................................................................................................................133




...........................................................................................................................135



Figura 5.23 - Ensaio de permeabilidade do corpo de prova 7: variação de volume (a) e da

condutividade hidráulica com o tempo (b) – i = 49,8.......................................140

xi


condutividade hidráulica com o tempo (b) – i = 100,6.....................................141





Figura 5.27 – Isoterma de Freundlich. ....................................................................................146

Figura 5.28 – Isoterma de Langmuir. .....................................................................................147

xii

LISTA DE TABELAS

Tabela 2.1 - Superfície específica e capacidade de troca catiônica dos principais componentes

das frações argila, silte e areia dos solos. ............................................................24

Tabela 2.2 – Preferências de trocas catiônicas (Elbachá, 1989). ..............................................26

Tabela 3.1 - Resultados dos ensaios de lixiviação e solubilização realizados na borra tratada

(PETROBRAS, 1999). ........................................................................................56

Tabela 3.2- Caracterização geotécnica .....................................................................................60

Tabela 3.3 - Caracterização do material com extração de betume. ..........................................61

Tabela 3.4 - Composição mineralógica da borra. .....................................................................64

Tabela 3.5 – Análises químicas. ...............................................................................................66

Tabela 3.6 - Resultado das análises físico-químicas da borra processada. ...............................69

Tabela 5.1 - Dados iniciais dos corpos de prova 1, 2, 3 e 4......................................................92

Tabela 5.2 - Ensaios de coluna – percolação com água – ensaios 1, 2, 3 e 4. ..........................93

Tabela 5.3 - Segundo estágio dos ensaios de coluna - percolação com água. ..........................95

Tabela 5.4 – Análises químicas dos efluentes dos ensaios de lixiviação e solubilização da

borra tratada (PETROBRAS, 1999). ...................................................................97

Tabela 5.5 -Análises químicas dos efluentes da percolação com água. ...................................98

Tabela 5.6 - Análises de pH e cond. elétrica dos efluentes da percolação com água. ..............98

Tabela 5.7 - Resultado das análises físico-químicas das amostras de efluente do ensaio 1. ..107



xiii

Tabela 5.10 - Resultado das análises físico-químicas das amostras de efluente do ensaio 4. 109

Tabela 5.11 - Análises da solução influente dos ensaios 1, 2, 3 e 4. ......................................109

Tabela 5.12 - Teste com nylon................................................................................................110

Tabela 5.13 - Resultado das análises químicas para determinação do teor de chumbo nos

corpos de prova 1, 2, 3 e 4, após a percolação do soro......................................120

Tabela 5.14 - Resultado das análises de CTC final nos corpos de prova 1, 2, 3 e 4...............121

Tabela 5.15 - Dados iniciais dos corpos de prova 5 e 6..........................................................123

Tabela 5.16 - Ensaios de coluna – percolação com água – ensaios 5 e 6. ..............................124

Tabela 5.17 – Condutividades hidráulicas para os ensaios realizados no equipamento da PUC-

Rio e nos novos permeâmetros desenvolvidos na UFBa...................................125

Tabela 5.18 - Segundo estágio dos ensaios de coluna – percolação com água. .....................128



Tabela 5.21 - Análises da solução influente dos ensaios 5 e 6. ..............................................132


corpos de prova 5 e 6, após a percolação do soro.............................................137

Tabela 5.23 - Resultado das análises de CTC final nos corpos de prova 5 e 6.......................138

Tabela 5.24 - Dados iniciais do corpo de prova 7. .................................................................138

Tabela 5.25 - Ensaios de permeabilidade com água em célula triaxial. .................................139

Tabela 5.26 – Condutividades hidráulicas para os ensaios realizados em câmara triaxial e nos

novos permeâmetros desenvolvidos. .................................................................144

Tabela 5.27 – Definições dos ensaios de batelada.................................................................145

Tabela 5.28 – Dados gerais dos ensaios de batelada. ............................................................145

xiv

Tabela 5.29 – Parâmetros de sorção segundo equação de Freundlich. ...................................146

Tabela 5.30 – Parâmetros de sorção segundo equação de Langmuir. ....................................148

Tabela 5.31 – Valores de Fator de Retardamento para as isotermas de Freundlich e Langmuir.

...........................................................................................................................149

xv

LISTA DE FOTOS

Foto 3.1 - Retirada da borra oleosa (PETROBRAS, 1999). .....................................................57

Foto 3.2 - Homogeneização da borra oleosa (PETROBRAS, 1999). .......................................58

Foto 3.3 - Recolhimento da borra oleosa (PETROBRAS, 1999). ............................................58

Foto 3.4 - Disposição da borra no misturador (PETROBRAS, 1999)......................................59

Foto 3.5 - Descarga do misturador – borra tratada (PETROBRAS, 1999). ............................59

Foto 3.6 – Espectrofotômetro do Laboratório de Engenharia das Reações Químicas

(LERQ/UFBa). ....................................................................................................66

Foto 4.1 - Conjunto de permeâmetros desenvolvido no Laboratório de Geotecnia da UFBa. .76

Foto 4.2 – Painel de distribuição de pressão.............................................................................77

Foto 4.3 – Detalhe das interfaces ar-água para aplicação de pressão na base dos corpos de

prova. ...................................................................................................................78

Foto 4.4 – Detalhe das buretas utilizadas para medição do volume de saída de fluido do corpo

de prova e coleta de efluentes..............................................................................79

Foto 4.5 – Visão da interface de visualização dos dados..........................................................80

Foto 4.6 - Equipamento utilizado na compactação dos corpos de prova..................................82

Foto 4.7 – Agitador magnético. ................................................................................................87

Foto 4.8 – Sistema de filtração a vácuo. ...................................................................................88

Foto 5.1 – Efluente coletado e amostras compactadas. ............................................................96

Foto 5.2 – Detalhe da cor avermelhada das mangueiras de saída dos corpos de prova..........100

xvi

Foto 5.3 - Detalhe da mangueira do topo do permeâmetro 2 (a) dos outros permeâmetros (b).

...........................................................................................................................106

Foto 5.4 - Medidores de Variação Volumétrica. ....................................................................124

xvii

LISTA DE SÍMBOLOS

C = concentração em solução [ML-3]

C* = concentração adimensional

Ca = concentração da solução de azul de metileno [ML-3]

Ce = concentração de equilíbrio da substância na solução [ML-3]

Cef = concentração do soluto no efluente [ML-3]

Cs = concentração de equilíbrio sorvida pelo solo [ML-3]

C0 = concentração inicial [ML-3]

CTC = capacidade do troca catiônica do solo [meq M-1]

d = dimensão característica [L]

D = coeficiente de dispersão hidrodinâmica [L2T-1]

D* = coeficiente de difusão molecular do soluto no meio [L2T-1]

Dl = coeficiente de dispersão longitudinal na direção do fluxo [L2T-1]

Do = coeficiente de difusão em soluções aquosas [L2T-1]

Dx’ = coeficiente de difusão aparente na direção x [L2T-1]

dA =área transversal do elemento de solo [L2]

e = índice de vazios do solo

erfc = função erro complementar

G = densidade dos grãos

i = gradiente hidráulico

F = fluxo de massa de soluto por unidade de área por unidade de tempo [ML-2T-1]

k = condutividade hidráulica do solo [LT-1]

K = coeficiente de sorção (isoterma de Freundlich)

xviii

Kd = coeficiente de distribuição

Kf = função de distribuição da substância entre as fases sorvida e dissolvida

KL = constante relacionada com a energia de adsorção (isoterma de Langmuir)

L = altura da amostra [L]

Mi = massa do soluto no interior do elemento de solo [M]

n = porosidade

N = coeficiente da isoterma de Freundlich

Pe = número de Peclet

Q = capacidade de sorção em relação à substância de interesse (isoterma de Langmuir)

R = fator de retardamento

S = grau de saturação do solo

Sc = massa de substância sorvida (ou dessorvida) na parte sólida do meio poroso por unidade

de massa de sólidos

SS = área de superfície específica do solo [L2M-1]

t = tempo [T]

t* = tempo adimensional

T = temperatura absoluta

u = poropressão [ML-1T-2]

vc = velocidade da frente de contaminação [LT-1]

vp = velocidade intersticial ou velocidade de percolação [LT-1]

vx = velocidade média do fluido percolante na direção x [LT-1]

vx’ = velocidade de percolação aparente na direção x [LT-1]

V = volume [L3]

Va = volume de azul de metileno consumido [L3]

Vp = volume percolado [L3]

xix

Vv = volume de vazios [L3]

x = coordenada de direção

α = coeficiente de mistura mecânica ou dispersividade [L]

ω = umidade do solo

ωot = umidade ótima do solo

γ t = peso específico total do solo [ML-2T-2]

γd = peso específico seco [ML-2T-2]

γmax = peso específico máximo do solo [ML-2T-2]

ρ = densidade ou massa específica [ML-3]

ρb = massa específica seca do solo [ML-3]

σ = tensão total [ML-1T-2]

σ’ = tensão efetiva [ML-1T-2]

CAPÍTULO 1

INTRODUÇÃO

Atualmente, com o crescente desenvolvimento e avanço da industrialização, a questão

da poluição ambiental vem cada vez mais ganhando espaço e exigindo soluções.

Uma questão que vem se agravando é a constante geração de resíduos sólidos urbanos e

industriais. A disposição final desses resíduos, quando feita de forma inadequada, pode

acarretar em sérios problemas sanitários e ambientais. Dentre os aspectos ambientais, pode-se

destacar a poluição do solo e das águas superficiais e subterrâneas.

Uma das alternativas para a disposição dos resíduos sólidos urbanos é a utilização de

aterros sanitários. Essa técnica, embora amplamente utilizada, constituí-se numa fonte

potencial de contaminação do subsolo e da água subterrânea.

Segundo a ABNT, NBR-10703 / 89, Aterro Sanitário é uma “forma de disposição final

de resíduos sólidos urbanos no solo, através de confinamento em camadas cobertas com

material inerte, geralmente solo, segundo normas operacionais específicas, de modo a evitar

danos ou riscos à saúde pública e à segurança, minimizando os impactos ambientais”.

Um aspecto importante dos resíduos sólidos urbanos contidos nos aterros é a

decomposição da matéria orgânica presente neste, resultando na geração de gás,

principalmente metano, e de chorume – líquido de cor escura, odor desagradável e

composição química variada, incluindo metais pesados e matéria orgânica. O chorume

constitui um fator preocupante, uma vez que, este pode infiltrar-se no solo e vir a contaminar

as águas subterrâneas e superficiais.

2

Segundo as normas de projeto e execução de aterros sanitários, estes devem dispor de

sistemas de impermeabilização de base (liners), para minimizar a migração de contaminantes

presentes no chorume gerado nos mesmos, de forma que, estes não atinjam o solo de fundação

e, consequentemente, possíveis aquíferos existentes.

Para construção dos liners podem ser utilizados diversos materiais, de formas

diferentes. Dentre os tipos de liners mais comuns, destacam-se os depósitos naturais de solos

de baixa permeabilidade, os de argila compactada e os geosintéticos. De acordo com a

Agência de Proteção Ambiental Americana (USEPA), um projeto padrão de um aterro

sanitário requer um liner sintético compósito (argila compactada/geomembrana) e uma

camada inferior de solo compactado com condutividade hidráulica da ordem de 1x 10-9m/s,

juntamente com um sistema de drenagem para coleta do chorume gerado.

O impacto de um aterro na qualidade da água subterrânea depende de inúmeros fatores,

dentre os quais, talvez o mais importante seja a natureza da barreira que pretende limitar e

controlar a migração de contaminantes. Barreiras de solo, contendo argilominerais em

quantidade suficiente para produzir baixa permeabilidade, são muito utilizadas para evitar a

rápida migração de percolados dos aterros.

Normalmente, as barreiras argilosas constituem uma boa solução para os sistemas de

impermeabilização de aterros. No entanto, essa boa performance não pode ser assumida a

priori, visto que, sua eficiência hidráulica depende de diversos fatores, tais como o método de

compactação e a composição mineralógica do material argiloso, além da interação entre os

argilominerais e o percolado (Rowe, 1995).

A argila em si pode atuar também como um importante meio para a atenuação de alguns

dos constituintes químicos do chorume, devido à processos como adsorção, precipitação e

biodegradação. Talvez uma das mais importantes funções dos liners argilosos seja a

capacidade de atenuação dos contaminantes a longo prazo (Rowe, op. cit.).

3

Por outro lado, dentro desse contexto – avanço da industrialização com geração de

resíduos versus exigências ambientais – está a Companhia Brasileira de Petróleo,

PETROBRAS.

A PETROBRAS, em decorrência de uma intensa atividade de exploração e produção de

petróleo, gera um imenso volume de resíduo de borra oleosa – resíduo retirado dos filtros de

petróleo nas plataformas, consistindo de uma mistura de argila, sílica, óxidos e resíduos de

óleo processado – em todas as suas unidades no País. Somente na Bacia de Campos, segundo

levantamento efetuado em 1996, houve um acúmulo estimado em torno de 2.000 toneladas de

borra oleosa e uma geração de 35 toneladas./mês (PETROBRAS, 1999).

Assim, em função da crescente preocupação ambiental, a PETROBRAS tem buscado

uma solução adequada ao uso desse material, de forma que, esta possa minimizar seus

resíduos, diminuindo os impactos ambientais e atendendo às exigências legais.

Com esse intuito, a PETROBRAS contratou a empresa Americlean para tratar, através

do processo de encapsulamento, os resíduos de borra oleosa produzida na Bacia de Campos.

Uma vez tratado o resíduo, pretende-se utilizá-lo como material de construção em sistemas de

impermeabilização de aterros sanitários.

A tecnologia de encapsulamento, nos EUA denominada de Stabilization / Solidification

Technology, pode ser definida como sendo um processo de tratamento para se obter a

melhoria das características físicas e de manuseio de um resíduo, diminuir sua área

superficial, através da qual os poluentes possam migrar ou lixiviar, ou limitar a solubilidade

ou ainda destoxificar seus constituintes perigosos (Neder et al., 1999). Segundo uma das

companhias atuantes no mercado, a Americlean, o encapsulamento é feito por adsorção e

ligação química dos contaminantes aos reagentes contidos no produto encapsulante, quando o

mesmo é adicionado aos resíduos oleosos (Americlean, 2002). Uma descrição mais detalhada

do processo é feita no capítulo 3.

4

Como os processos de encapsulamento não são tecnologias prontas para uso, são

necessários testes pilotos para estabelecer qual o melhor reagente para cada tipo de resíduo,

visando a característica mais apropriada do produto final. Superada a fase de testes de

laboratório, foram assinados dois contratos entre a PETROBRAS e a Americlean.

O processo de tratamento da borra oleosa foi um projeto piloto que teve a participação

da FEEMA – Fundação Estadual de Engenharia do Meio Ambiente. Em abril de 1998,

iniciou-se o processo de tratamento da borra oleosa da Bacia de Campos, com capacidade de

processamento em média de 25 toneladas/dia. Em março de 1999 foi concluído o tratamento

das 2.000 toneladas (PETROBRAS, 1999). A PETROBRAS vem desde então buscando

alternativas para o emprego deste material. Apesar do esforço da Gerência de Segurança,

Meio Ambiente e Saúde da Unidade de Negócios da Bacia de Campos, só recentemente a

PETROBRAS conseguiu junto à FEEMA autorização para empregar a borra oleosa tratada

como material de capeamento em acostamentos de rodovias do Norte Fluminense (Robalinho

da Silva, 2002).

Assim, a borra oleosa tratada constitui o material a ser estudado no presente trabalho,

que tem como objetivo principal, fornecer dados preliminares que possam ajudar a avaliar a

eficiência da borra como material de impermeabilização em aterros. Para tal, foram realizados

ensaios de transporte (ensaios de coluna e equilíbrio em lote) em laboratório. A partir desses

ensaios buscou-se determinar a condutividade hidráulica e os parâmetros de transporte do

material saturado – fator de retardamento, dispersão mecânica e difusão molecular – além da

verificação de uma possível lixiviação dos contaminantes encapsulados.

A relevância dos testes de laboratório decorre da principal preocupação em relação à

disposição dos resíduos tratados no solo - os processos de migração de contaminantes da

massa estabilizada para o meio circundante.

5

O trabalho foi dividido em seis capítulos. O capítulo 2 trata do transporte de substâncias

dissolvidas através de solos saturados, sendo apresentados os principais mecanismos de

transporte e processos de interação solo-contaminante. Neste capítulo são apresentados ainda

os modelos utilizados para descrever o transporte que são aplicáveis ao problema. Como a

solução utilizada nos ensaios foi uma solução de nitrato de chumbo, as propriedades do

chumbo que são relevantes para este trabalho, bem como os resultados de estudos de diversos

autores acerca da interação do mesmo com diferentes tipos de solo, são também apresentados

neste capítulo.

No capítulo 3 é apresentada a caracterização do material e da solução utilizada,

incluindo os resultados dos ensaios de caracterização geotécnica e compactação e análises

mineralógica e química, realizados nas amostras da borra processada.

O capítulo 4 traz a descrição do equipamento desenvolvido e utilizado neste trabalho,

para a realização dos ensaios de coluna, e do equipamento utilizado para realização dos

ensaios de equilíbrio em lote, assim como as metodologias empregadas nos ensaios

executados.

Os resultados dos ensaios realizados são apresentados e discutidos no capítulo 5.

No capítulo 6 apresentam-se as conclusões e sugestões para trabalhos que venham a ser

realizados dentro deste assunto.

CAPÍTULO 2

TRANSPORTE DE CONTAMINANTES EM MEIOS POROSOS

2.1 – Introdução

A constante geração de resíduos sólidos urbanos tem contribuído para o

desenvolvimento de técnicas de disposição final desses resíduos. Uma das alternativas para a

disposição destes é a utilização de aterros sanitários. Essa técnica, embora amplamente

utilizada, constituí-se numa fonte potencial de contaminação do subsolo e da água

subterrânea.

Segundo a ABNT, NBR-10703 / 89, Aterro Sanitário é uma “forma de disposição final

de resíduos sólidos urbanos no solo, através de confinamento em camadas cobertas com

material inerte, geralmente solo, segundo normas operacionais específicas, de modo a evitar

danos ou riscos à saúde pública e à segurança, minimizando os impactos ambientais”.

O objetivo principal de um aterro sanitário é conter os resíduos de forma a proteger a

saúde humana e o ambiente. Um aspecto importante dos resíduos sólidos urbanos contidos

nos aterros é a decomposição da matéria orgânica presente neste, resultando na geração de

gás, principalmente metano, e de chorume – líquido de cor escura, odor desagradável e

composição química variada, incluindo metais pesados e matéria orgânica.

O chorume constitui um fator preocupante, uma vez que, este pode infiltrar-se no solo e

vir a contaminar as águas subterrâneas e superficiais. Para minimizar a percolação do

chorume gerado nos aterros sanitários, de forma que este não atinja as águas subterrâneas, os

aterros devem dispor de sistemas de impermeabilização de base, denominado de liners.

7

Existem diversos tipos de liners, dentre os quais destacam-se os depósitos naturais de solos de

baixa permeabilidade, os de argila compactada e os geosintéticos.

O impacto de um aterro na qualidade da água subterrânea depende de inúmeros fatores,

dentre os quais, talvez o mais importante seja a natureza da barreira que pretende limitar e

controlar a migração de contaminantes. Barreiras de solo, contendo argilominerais em

quantidade suficiente para produzir baixa condutividade hidráulica, são muito utilizadas para

evitar a rápida migração de percolados dos aterros.

Normalmente, as barreiras argilosas constituem uma boa solução para os sistemas de

impermeabilização de aterros. No entanto, essa boa performance não pode ser assumida a

priori, visto que, sua eficiência hidráulica depende de diversos fatores, tais como o método de

compactação da argila e sua mineralogia, além da interação entre os argilominerais e o

percolado (Rowe, op. cit.).

A argila em si pode atuar também como um importante meio para a atenuação de alguns

dos constituintes químicos do chorume, devido à processos como adsorção, precipitação e

biodegradação. Talvez uma das mais importantes funções dos liners argilosos seja a

capacidade de atenuação dos contaminantes a longo prazo (Rowe, op. cit.).

De uma forma cada vez mais constante, tem-se empregado os liners sintéticos

compósitos (solo / geomembrana ou gcl’s (geosinthetic clay liners)) para impermeabilização

das bases dos aterros sanitários. Esses liners são constituídos por geomembrana intercalada

nas camadas de argila compactada formando estruturas compósitas (Tchobanoglous et al,

1993– em Carvalho, 1996).

No entanto, nenhum material utilizado nos sistemas de impermeabilização de base é

totalmente impermeável aos constituintes químicos do chorume. Eventualmente alguns deles

irão migrar através da barreira por advecção ou difusão.

8

Geralmente há uma preocupação maior com o fluxo hidráulico de percolados através da

barreira. Entretanto, a questão de maior relevância é a magnitude do transporte de

contaminantes através do liner e seu impacto no ambiente. Há situações, por exemplo, em que

tanto uma geomembrana de alta qualidade quanto um liner argiloso com condutividade

hidráulica muito baixa permitem a passagem de percolado sob um gradiente hidráulico e, no

entanto, o impacto ambiental é desprezível. Por outro lado, em situações onde não há fluxo

hidráulico através da barreira, pode haver um transporte significativo de massa do

contaminante por difusão (Rowe, op. cit.).

Dessa forma, em projetos de aterros sanitários, torna-se cada vez mais necessário,

estimar-se o transporte advectivo e/ou difusivo através do liner, de forma que, a quantidade de

contaminantes liberada dos aterros seja mínima e, os impactos no ambiente, desprezíveis.

Em problemas que envolvem a previsão dos impactos de uma área de disposição de

resíduos ou a proposta de técnicas de remediação de áreas contaminadas faz-se necessário o

conhecimento dos mecanismos e parâmetros de transporte de contaminantes envolvidos.

A migração de contaminantes em meios porosos é governada por diversos processos. Os

processos físicos envolvem os fenômenos da advecção e dispersão hidrodinâmica, enquanto

os químicos englobam as diversas reações químicas que podem ocorrer entre a solução

contaminada e o solo, implicando em ganho ou perda de massa do soluto para o solo.

Nesse capítulo é apresentada uma revisão dos processos físicos e químicos que

controlam o transporte de substâncias solúveis através do meio poroso.

2.2 – Mecanismos de transporte em solos saturados

Os mecanismos básicos de transporte de contaminantes são advecção e dispersão

hidrodinâmica, sendo esta última composta pela dispersão mecânica e difusão molecular.

9

nikv .−=

2.2.1 – Advecção

A advecção é o mecanismo de transporte no qual a migração do soluto ocorre devido ao

fluxo hidráulico do fluido no qual este está dissolvido. No transporte advectivo de solutos que

não interagem com o meio poroso, a frente de contaminação é abrupta e move-se a uma

velocidade igual à velocidade linear média (v) do fluido percolante, geralmente a água, sem

que seu pico de concentração seja alterado.

Supondo válida a lei de Darcy, a velocidade de percolação do fluido (v) no meio poroso

é definida como sendo a velocidade de Darcy dividida pela porosidade efetiva (n) do meio,

conforme a equação 2.1.

(2.1)

Onde: k = condutividade hidráulica [L T-1]

n = porosidade efetiva do meio

i = gradiente hidráulico

Dessa forma, a condutividade hidráulica é um importante parâmetro no que se refere ao

transporte de contaminantes, visto que, esta representa a maior ou menor resistência que o

meio oferece à percolação da água e, consequentemente, aos contaminantes dissolvidos nesta.

Entretanto, a medida da condutividade hidráulica, em laboratório, é influenciada por diversos

fatores. Tais fatores podem estar associados ao método e variáveis de ensaio, às propriedades

físicas do meio poroso e físicas e químicas do líquido permeante.

2.2.2 – Dispersão Hidrodinâmica

Na prática, no entanto, o soluto tende a se espalhar, afastando-se da trajetória prevista,

quando considerada apenas a advecção. O mecanismo responsável pelo espalhamento do

10

poluente no meio poroso é conhecido como dispersão hidrodinâmica (Bear,1972). Nesse caso,

como resultado do espalhamento, ocorre expansão e diluição da pluma de contaminação.

Embora a massa total do contaminante não varie, a pluma ocupa um volume maior no meio

poroso. A figura 2.1 ilustra o processo de espalhamento causado pela dispersão.

Figura 2.1 - Ilustração do processo de espalhamento causado pela dispersão; fonte instantânea

(adaptado de Vargas, 2001).

A dispersão hidrodinâmica é o aspecto macroscópico dos movimentos das moléculas e

íons dissolvidos através dos poros e dos vários fenômenos físicos e químicos que ocorrem

dentro dos poros (Bear, op. cit.). Esta possui duas componentes: a dispersão mecânica e a

difusão molecular.

A dispersão mecânica é um processo de mistura mecânica que ocorre em função das

variações locais da velocidade de fluxo do fluido dentro do meio poroso (Domenico &

Schwartz, 1990). Com o passar do tempo, uma determinada pluma torna-se, gradativamente,

mais dispersa, à medida que diferentes porções do soluto são transportadas com diferentes

velocidades. Em geral, a causa principal dessas variações de velocidade é a heterogeneidade

do meio. Essas heterogeneidades podem estar associadas à escalas microscópicas e/ou

macroscópicas.

x

advecção pura

advecção com dispersão

Cto t1 t2

plumas de contaminação

11

Numa escala microscópica, a dispersão mecânica resulta de três mecanismos básicos

(Freeze & Cherry, 1979). O primeiro ocorre em canais individuais, devido à rugosidade da

superfície dos poros. Moléculas que são transportadas mais próximas do centro do poro estão

sujeitas à um menor atrito do que as que são transportadas mais próximas do grão e, portanto

movem-se mais rápido (figura 2.2a). O segundo processo é causado pela diferença no

tamanho dos poros ao longo da trajetória de fluxo. Devido às diferenças na área superficial de

contato entre o fluido e a superfície rugosa e na relação entre a rugosidade e o volume de água

percolante, diferentes canais têm diferentes velocidades médias (figura 2.2b). O terceiro

processo dispersivo está relacionado à tortuosidade, ou comprimento da trajetória de fluxo.

Ao longo da trajetória de fluxo algumas moléculas percorrem caminhos menos tortuosos

(mais curtos) do que outras e, portanto movem-se mais rápido (figura 2.2c). Na figura 2.2 são

ilustrados os três mecanismos de mistura mecânica.

atrito em canais individuais dimensão dos canais tortuosidade

(a) (b) (c)

Figura 2.2 - Mecanismos físicos de mistura mecânica em escala microscópica (adaptado de

Bedient, 1994).

alta,lento

baixa,rápido

pequena,rápido

grande,lento

alto,lento

baixo,rápido

12

Além disso, alguns pesquisadores acreditam que heterogeneidades em escala

macroscópica podem causar dispersão adicional àquela causada pelos processos

microscópicos (Freeze & Cherry, op. cit.).

Para ilustrar o significado físico da dispersão, pode ser utilizado o clássico experimento

(ensaio de coluna) esquematizado na figura 2.3a, descrito por Freeze & Cherry (op. cit.).

Nesse experimento, sob regime de fluxo permanente unidimensional, uma solução, contendo

um soluto não reativo a uma concentração inicial C0, é continuamente introduzida na parte

superior de uma coluna contendo uma amostra de solo previamente saturado com água. Para

efeito de ilustração assume-se que a concentração do soluto na coluna antes da sua introdução

é zero. É conveniente expressar a concentração do soluto na coluna em termos de

concentração relativa, definida por C/C0, onde C é a concentração do efluente no tempo t. No

instante inicial, a solução ocupa uma região separada da água por uma interface abrupta

(figura 2.3b), mas, com o passar do tempo, esta se transforma em uma região de transição, na

qual a concentração do soluto varia da concentração inicial da solução (C0) até zero (figura

2.3c).

13

Figura 2.3 – Dispersão longitudinal de um soluto através de uma coluna de solo: (a) coluna

com fluxo permanente e fonte contínua; (b) interface abrupta no instante to; (c)

concentração relativa do soluto no efluente da coluna (adaptado de Freeze &

Cherry, op. cit.).

Assumindo que o transporte do soluto ocorre sem dispersão mecânica ou difusão

molecular, a variação da concentração deste na água dos poros seria representada pelas linhas

pontilhadas da figura 2.3c. No entanto, em situações reais, dispersão mecânica e difusão

molecular ocorrem, causando um espalhamento na curva característica e, conseqüente

detecção do soluto no efluente em um tempo t1 antes da chegada da água, no tempo t2, que se

move com velocidade linear média (v).

Medindo-se a concentração do efluente ao longo do tempo e traçando o resultado em

um gráfico em termos de concentração relativa (C/Co) em função da razão entre o volume

percolado (Vp) e o volume de vazios da amostra (Vv) obtém-se a curva normalizada da figura

x

Efluente com concentração C após um tempo t

(a)

Fonte contínua com concentração Co após o tempo inicial to C/Co

Tempo

0

1

(b)

to

Tempo

C/Co

0

1

v breakthrough , t2

Efeito da dispersão

Primeira detecção t1

to

(c)

14

2.4. Esta é denominada curva característica do transporte ou, mais freqüentemente, é

utilizado o termo inglês breakthrough curve (Borges, 1996).

Figura 2.4 - Variação da concentração do efluente - “breakthrough curve”.

A partir dessa curva os parâmetros que controlam a dispersão hidrodinâmica e o

retardamento podem ser determinados. Uma metodologia para a obtenção destes parâmetros é

apresentada por da Fontoura et al. (1987).

A dispersão pode ocorrer tanto na direção do fluxo - dispersão longitudinal - como em

direções perpendicular a este - dispersão transversal. Normalmente a primeira é mais

acentuada do que a segunda (Freeze & Cherry, op. cit.).

Nos casos de fluxo não confinado e/ou bi ou tridimensional, que não podem ser

representados pelo esquema simplificado da figura 2.3a, a dispersão transversal deve ser

considerada (Borges, op. cit.). Na figura 2.5 é ilustrado, esquematicamente, a ocorrência do

fenômeno da dispersão para o fluxo horizontal bidimensional, no qual tem-se as duas

componentes – longitudinal e transversal – da dispersão mecânica.

C/Co

Vp/Vv

0

1

breakthrough curve

t1 t2 t3 t4

(a)

Fluxo uniforme

15

Figura 2.5 – Ocorrência da dispersão em um fluxo uniforme bidimensional em uma areia

isotrópica: (a) fonte contínua; (b) fonte instantânea (adaptado de Freeze &

Cherry, op. cit.).

No entanto, para velocidades de fluxo baixas, onde a difusão molecular é o mecanismo

dispersivo dominante, os coeficientes de dispersão longitudinal e transversal são quase iguais

(Freeze & Cherry, op. cit.). Esse fato é ilustrado pelos resultados experimentais mostrados na

figura 2.6.

Figura 2.6 – Coeficientes de dispersão longitudinal e transversal em um arenito (n = 22%)

para várias velocidades de fluxo (Crane & Gardner, 1961 – adaptado de Freeze

& Cherry, op. cit.).

A difusão molecular é o processo no qual os constituintes iônicos e moleculares se

movem sob a influência da energia cinética na direção do gradiente de concentração (Freeze

& Cherry, op. cit.). Uma vez estabelecido o gradiente, as moléculas e íons tendem a se

(b)

Fluxo uniforme

0.00001 0.001 0.1

100

10

0

0.1

Coe

ficie

nte

de d

ispe

rsão

D

l x 1

0-7 e

Dt x

10-8

(m2 /s

)

Velocidade (cm/s)

Dt

Dl

16

deslocar das regiões de maior concentração para as de menor, visando equalizar a

concentração em toda a massa do fluido, conforme ilustrado na figura 2.7. O transporte

difusivo ocorre mesmo na ausência de fluxo hidráulico.

Figura 2.7 – Ilustração esquemática da difusão, em água, de cátions e ânions. O equilíbrio é

alcançado quando uma concentração uniforme é atingida (adaptado de Rowe,

1995).

As máximas taxas de migração de solutos por difusão ocorrem em água livre com o

máximo de diluição (Rowe, op. cit.). O coeficiente de difusão em soluções aquosas (Do), para

os principais íons (Na+, K+, Mg+2, Ca+2, Cl-, HCO3-, SO4

-2 ) varia entre 1x10-9 à 2x10-9 m2/s

à 25o C (Robson & Stokes, 1965 - em Freeze & Cherry, op. cit.).

A presença de partículas de solo dificulta o processo de difusão, uma vez que, este

envolve o movimento das espécies de interesse na água presente nos poros, entre essas

partículas, conforme ilustrado na figura 2.8 (Rowe, op. cit.).

Figura 2.8 – Ilustração esquemática da difusão de cátions e ânions através de um solo argiloso

saturado (adaptado de Rowe, 1995).

Difusão em solução aquosa

Con

cent

raçã

o ba

ixa

Con

cent

raçã

o al

ta cátions

ânions

Difusão em solução aquosa através do solo

Con

cent

raçã

o ba

ixa

Con

cent

raçã

o al

ta cátions

ânions

17

Assim, no meio poroso, a difusão é menor do que em soluções livres. Esse fato se deve

a diversos fatores, dentre os quais pode-se citar: tortuosidade das trajetórias de fluxo; pequeno

volume de fluido para o fluxo (porosidade); retenção de íons e moléculas nas superfícies das

partículas (retardamento); biodegradação de solutos orgânicos; ente outros (Rowe, op. cit.).

Nesse caso, utiliza-se o coeficiente de difusão efetivo (D*), definido por (Freeze &

Cherry, op. cit.):

D* = w Do (2.2)

Onde: w = coeficiente empírico; geralmente 0,01 < w < 0,5;

Do = coeficiente de difusão na solução [ L2 T-1]

D* = coeficiente de difusão molecular do soluto no meio [ L2 T-1]

Conforme citado anteriormente, a dispersão hidrodinâmica possui duas componentes: a

dispersão mecânica e a difusão molecular. Assim, a variável que descreve a dispersão

hidrodinâmica (D) pode ser definida como a soma de duas parcelas, que representam a

dispersão mecânica (α v ) e a difusão molecular (D* ), conforme a equação 2.3 (Freeze &

Cherry, op. cit.).

D = α v + D* (2.3)

Onde D = coeficiente de dispersão hidrodinâmica [L2T-1]

α = coeficiente de mistura mecânica ou dispersividade [L];

v = velocidade de percolação do fluido [L T-1]

D* = coeficiente de difusão molecular do soluto no meio [L2T-1]

18

O parâmetro α é uma propriedade característica do meio poroso, enquanto D* é

propriedade da substância e do meio (Freeze & Cherry, 1979; Borges, 1996).

Embora esses dois processos tenham seus efeitos combinados, ambos contribuindo para

a dispersão, há situações em que um deles predomina sobre o outro.

Em situações onde a velocidade de percolação é baixa, a difusão molecular domina o

processo e, nesse caso, o coeficiente de dispersão hidrodinâmica (D) é igual ao coeficiente de

difusão molecular (D*). Por outro lado, se a velocidade for alta, a mistura mecânica passa a

ser o fator mais importante no processo de dispersão, enquanto o efeito da difusão molecular é

desprezado. Nesse caso, o coeficiente de dispersão hidrodinâmica é uma função linear da

velocidade (D = α v).

A figura 2.9 ilustra a relação entre a influência dos dois processos na dispersão

hidrodinâmica. O parâmetro adimensional (v.d / D*), conhecido como o Número de Peclet

(Pe), é usado para avaliar a importância relativa dos dois processos dispersivos. Na expressão

para o Número de Peclet, (d) é a dimensão característica do grão, que depende da distribuição

granulométrica (Freeze & Cherry, op. cit.).

Figura 2.9 – Relação entre o Número de Peclet e a razão entre os coeficientes de dispersão e

difusão molecular em uma areia (Perkins & Johnston, 1963 – adaptado de Freeze

& Cherry, 1979).

v.d / D*

Dispersão mecânica domina

Difusão domina

Condições de transição

100

10

1

0.1

D* = coeficiente de difusão Dl = coeficiente de dispersão v = velocidade linear média

Dl /

D*

19

Em solos finos, que têm baixa condutividade hidráulica e, consequentemente,

velocidades de fluxo comumente baixas, a difusão molecular pode se tornar o principal

mecanismo de contaminação, excedendo até o efeito da advecção (Bear, 1972; Gillham, 1981

– em Borges, 1996).

2.3 – Processos de interação solo-contaminante

Conforme dito anteriormente, a migração de contaminantes em meios porosos é

governada por diversos processos físicos e químicos. No item anterior foram descritos os

processos físicos, que envolvem os fenômenos da advecção e dispersão hidrodinâmica.

No entanto, na maioria das vezes, esses processos sofrem a influência de reações

químicas / bioquímicas, que podem alterar a concentração da solução. Essas reações podem

ocorrer inteiramente na fase líquida ou causar a transferência do soluto desta para a fase sólida

do meio poroso, ou para a fase gasosa, no caso do meio não saturado (Freeze & Cherry, op.

cit.; Borges, op. cit.).

As diversas reações químicas e bioquímicas que podem alterar a concentração do soluto

no fluido percolante podem ser agrupadas em seis categorias: adsorção-dessorção, dissolução-

precipitação, ácido-base, oxidação-redução, complexação e síntese microbiótica. Os

contaminantes radiativos são afetados também pelo decaimento radiativo (Freeze & Cherry,

op. cit.).

Os processos de interação entre solo e poluente que merecem maior atenção são os que

resultam na acumulação deste no solo, pela sua transferência do fluido para a fase sólida, onde

fica retido (Borges, op. cit.). Quando o contaminante está associado à fase sólida, não é sabido

se este foi adsorvido à superfície do sólido, absorvido na estrutura do sólido, precipitado na

superfície do sólido, ou particionado na matéria orgânica (Sposito, 1989 – em USEPA,

1999a). Um termo genérico, usado para descrever a partição de constituintes da fase líquida

20

para a fase sólida e, que não leva em consideração o mecanismo de retenção, é referido como

sorção.

As reações de adsorção-dessorção e precipitação-dissolução se destacam como as de

maior importância na transferência de poluentes entre as fases líquida e sólida do sistema

(Nobre, 1987). Os outros processos podem afetar a disponibilidade dos poluentes para o

processo de transferência e/ou alterar a forma do poluente, aumentando ou diminuindo seus

efeitos de contaminação (Nobre, op. cit.). Assim, no presente trabalho, apenas os processos de

adsorção e precipitação serão discutidos com mais detalhes.

A transferência da massa do soluto, da solução para a matriz sólida do meio poroso,

durante o fluxo, implica na redução da velocidade da frente de contaminação em relação à

velocidade do fluido percolante, resultando em um fenômeno denominado retardamento. Para

ilustrar esse fenômeno, pode-se utilizar o clássico experimento da figura 2.3a descrito

anteriormente.

Nesse caso, assume-se que dois solutos, um reativo e outro não reativo, são introduzidos

instantaneamente na coluna. O soluto não reativo não sofre sorção e, portanto, move-se com a

água percolante. Já o soluto reativo sofre sorção e, portanto, à medida que este é transportado

através do solo, parte de sua massa fica retida na fase sólida. A distribuição dos dois solutos

na coluna pode ser representada, esquematicamente, conforme a figura 2.10.

Figura 2.10 - Avanço dos solutos reativo e não reativo através do meio poroso, (adaptado de

Freeze & Cherry, 1979).

x a b

espécie retardada

espécie não retardada 0

1

Con

cent

raçã

o R

elat

iva

(C/C

o) x b = v . t x a = v . t / R

21

RV

VC C

v

= =( . )0 5 0

Embora ambas as frentes de contaminação sofram espalhamento em função da

dispersão, a frente da espécie retardada move-se atrás da não retardada. Isso ocorre, pois a

velocidade da frente de contaminação da espécie retardada é dividida por um fator R. Esse

fator é conhecido como fator de retardamento e, é definido pela razão entre a velocidade do

fluido percolante e a velocidade da frente de contaminação (R = v / vc) (Freeze & Cherry, op.

cit.).

O valor do fator de retardamento pode ser obtido diretamente da curva característica de

transporte, obtida no ensaio de coluna, segundo a expressão abaixo (Nobre, op. cit.):

(2.4)

Onde: V(C=0,5C0) = volume de fluido percolado quando a concentração do soluto no

efluente atinge 50% da concentração inicial;

Vv = volume de vazios da amostra.

O valor do fator de retardamento pode ser obtido diretamente da curva característica de

transporte, obtida no ensaio de coluna, segundo a expressão abaixo (Nobre, op. cit.):

O fator de retardamento é um parâmetro empírico comumente utilizado nos modelos de

transporte de contaminantes para descrever os processos de interação química entre o

contaminante e o solo. Este inclui os processos de adsorção e precipitação, importantes na

transferência de poluentes da fase líquida, na qual estão dissolvidos, para a fase sólida, onde

ficam retidos.

Os diversos mecanismos de transporte e processos de interação química entre o

contaminante e o solo podem ser ilustrados através de curvas características de transporte

(inglês breakthrough curve) típicas, conforme a figura 2.11. Analisando-se a forma de uma

22

determinada curva, é possível identificar os mecanismos de transporte envolvidos e a

existência ou não de processos de interação.

Figura 2.11 – Curvas típicas da concentração efluente expressas em termos de concentração

relativa C/Co (adaptado de Rowe, 1995).

A curva 1 representa o transporte advectivo, uniforme e não disperso. Nesta tem-se que

a concentração efluente é igual a inicial para exatamente um volume de poros (vazios)

percolado (VP). Nesse ponto toda a água do solo é deslocada pelo fluido permeante.

Considerando agora a dispersão, tem-se que, como esta tende a espalhar a frente de

contaminação, alguns compostos químicos podem ser detectados no efluente antes de 1 VP e,

C/Co não atinge a unidade mesmo depois de 1 VP. Tal situação é representada pela curva 2. A

curva 3 representa espécies fortemente retardadas, as quais são totalmente sorvidas até 2 VP

e, então, lentamente estabelecem o equilíbrio. A curva 4 é descrita como retardada, embora

ainda demostre alguma chegada antes de 1 VP. Esse tipo de comportamento normalmente

indica o fluxo através de canais, de espécies altamente reativas que atingem o equilíbrio

através da difusão. Já a curva 5 representa a rápida chegada de espécies não reativas (C/Co =

1.0

0.5 0.4

0.2

2.0 3.0 0.5 1.0 4.0

Volume de vazios percolado (ou tempo)

C/Co

(3)

(5)

(4) (2)

(1)

(6)

23

0.5 para 0.5 VP). Novamente a explicação é o rápido fluxo através de canais, com o equilíbrio

sendo atingido através da difusão das fraturas (macroporos) para os microporos. A curva 6 é

uma típica curva de dessorção, onde o Ca+2 e o Mg+2 são trocados pelo Na+ e o K+ presentes

no lixiviado (Rowe, op. cit.).

2.3.1 - Adsorção

A adsorção é um dos mais importantes processos químicos que ocorrem nos solos. Esta

determina a quantidade de nutrientes, metais, pesticidas, e outros químicos orgânicos que são

retidos nas superfícies dos sólidos, sendo, portanto, um dos principais processos que afeta o

transporte de nutrientes e contaminantes no solos.

O processo de adsorção no solo consiste na adesão de íons e moléculas do fluído na

superfície dos sólidos, especialmente partículas da fração argila, pois estas têm uma carga

elétrica alta, devido à sua grande área superficial (Freeze & Cherry, op. cit.).

A fração argila inclui, além dos argilominerais, que têm estrutura cristalina definida,

consistindo principalmente de silício, alumínio e oxigênio (alumino-silicatos), materiais

inorgânicos não cristalinos (sesquióxidos — óxidos de alumínio e ferro hidratados) e matéria

orgânica (Fetter, 1993 – em Borges, 1996).

A adesão de íons e moléculas na superfície dos sólidos ocorre, basicamente, em função

de forças de atração, decorrentes de cargas desequilibradas nas superfícies. As partículas de

argila, devido à imperfeições ou substituições isomórficas de íons na rede cristalina e ao

rompimento de ligações em suas estruturas moleculares, possuem, em geral, cargas negativas

em suas faces (Grim, 1968 – em Elbachá, 1989; Freeze & Cherry, op. cit.).

Essas cargas são equilibradas por cátions hidratados que aderem às superfícies e às

extremidades das partículas, formando a chamada camada dupla que envolve a partícula de

24

argila. Na figura 2.12 tem-se uma ilustração da partícula de argila carregada negativamente e

da camada dupla.

Figura 2.12 - Ilustração da partícula de argila carregada negativamente e da camada dupla.

A quantidade de cátions necessários à neutralização das partículas é denominada

capacidade de troca catiônica (CTC). A CTC é uma propriedade do mineral, sendo utilizada

para avaliar a capacidade do solo em reter e trocar cátions. Na tabela 2.1 estão relacionados os

valores de superfície específica e capacidade de troca catiônica dos principais componentes

das frações argila, silte e areia dos solos.

Tabela 2.1 - Superfície específica e capacidade de troca catiônica dos principais componentes

das frações argila, silte e areia dos solos.

Mineral ou partícula Superfície específica

(m2/g)

CTC

(cmol/Kg ou meq/100g)

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

FONTE: valores compilados por Russell (1973) e Bohn et al. (1979) para superfície específica; Grim

(1968) para CTC.

camada dupla

partícula de argila carregada negativamente

25

Normalmente, o principal mecanismo de retenção de íons dissolvidos é a troca iônica –

processo reversível pelo qual íons previamente retidos na fase sólida são substituídos por

outros que tenham maior afinidade com o mineral, compensando a carga desequilibrada na

superfície das partículas. Como a carga líquida das superfícies é usualmente negativa, os íons

atraídos às superfícies são cátions (Freeze & Cherry, op. cit.).

Em função do processo de troca iônica, a camada dupla, que envolve a partícula de

argila, está sujeita a processos de expansão e contração, alterando a condutividade hidráulica

do solo. Talvez o fator mais importante na interação argila-percolado seja o processo de

expansão e contração da camada dupla. Uma contração da camada dupla, a um índice de

vazios constante (conhecida como floculação), causa um aumento nos espaços livres. Tal fato

pode acarretar no aumento da condutividade hidráulica e, possivelmente, no coeficiente de

difusão. Por outro lado, uma modificação química que cause uma expansão (dispersão) da

camada dupla, pode eliminar a maior parte dos espaços livres, reduzindo a condutividade

hidráulica (Rowe, op. cit.). A figura 2.13 ilustra os efeitos da floculação e dispersão nos

espaços livres, a um índice de vazios constante.

(a) (b) (c)

Figura 2.13 – Ilustração do efeito da floculação e dispersão nos espaços vazios: (a) floculada

(contração); (b) normal – referência ao lado; (c) dispersa (expansão) (adaptado

de Rowe, 1995).

Camada dupla

Espaço vazio

Partículas de argila

26

A preferência de troca catiônica é função da valência e do raio hidratado do cátion, de

forma que, normalmente, cátions de maior valência são adsorvidos preferencialmente e, para a

mesma valência, cátions de menor raio tendem a substituir os de maior raio. Entretanto, no

caso de soluções com alta concentração de determinado cátion, este pode substituir um outro

de maior preferência (Freeze & Cherry, op. cit.).

Assim, considerando o exemplo de um aterro sanitário, no qual o nível de Na+ no

chorume gerado é suficientemente alto, tem-se que o Ca+2 e o Mg+2, presentes nas argilas

naturais dos liners, podem ser substituídos por este (Na+), durante a advecção e difusão.

Como são necessários dois íons de Na+ para trocar um de Ca+2, tal reação deve expandir a

camada dupla, ocasionando uma diminuição da condutividade hidráulica. Por outro lado, em

situações onde um cátion bivalente é trocado preferencialmente por um monovalente, há uma

contração da camada dupla e, possivelmente, um aumento na condutividade hidráulica (Rowe,

op. cit.).

Na tabela 2.2 são apresentados alguns dados sobre preferências de trocas catiônicas,

segundo Mitchell (1976) e Triegel (1980).

Tabela 2.2 – Preferências de trocas catiônicas (Elbachá, 1989).

Série típica (Mitchell, 1976)

Na+ < Li+ < K+ < Rb+ < Cs+ < Mg+2 < Ca+2 < Ba+2 < Cu+2 < Al+3 < Fe+3 < Th+4

Série de preferência em função do argilomineral para cátions bivalentes (Triegel, 1980)

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

Assim como os componentes inorgânicos do solo, a matéria orgânica presente neste

exerce um importante papel na retenção de cátions. Segundo Stevenson (1985), citado em de

27

Paula et al. (1999), cerca de 25 a 90% da CTC dos solos de superfície pode ser atribuída à

matéria orgânica. De acordo com Sparks (1995), esta apresenta uma elevada superfície

específica – 800 a 900m2/g – e CTC em torno de 150 a 300cmol/Kg ou meq/100g. Tal fato

justifica a atribuição da maior parte da CTC dos solos à matéria orgânica, já que, segundo a

tabela 2.2, o maior valor de CTC para os argilominerais é 150cmol/Kg.

O teor de matéria orgânica, nos solos superficiais, está entre 0,5 a 5% (em peso),

enquanto que, para solos orgânicos, este valor pode atingir 100% . Mesmo em solos arenosos,

nos quais o teor de matéria orgânica geralmente é menor que 1%, esta exerce influencia

significativa nas reações químicas que ocorrem no solo (Sparks, op. cit.).

O processo de troca iônica e, consequentemente, a adsorção, são influenciados pelo

pH da solução. Para soluções ácidas (pH menor que 7) tem-se uma alta concentração do íon

H+, que é mais resistente à substituição por outros cátions, resultando em uma menor troca

catiônica em relação a soluções alcalinas (pH maior que 7) (Voyutsky, 1978; LaGrega et al.,

1994 – em Borges, op. cit.).

A adsorção de uma substância a partir de uma solução sempre envolve competição

com o solvente e com outras substâncias presentes na solução pelas regiões de adsorção

(Shaw, 1992 – em Borges, op. cit.).

A quantidade de soluto adsorvida pelos sólidos é comumente uma função da sua

concentração na solução (Freeze & Cherry, op. cit.).

2.3.2 - Precipitação

A precipitação é o processo através do qual as espécies dissolvidas são desprendidas

da solução. O processo só ocorre quando condições de supersaturação existem, ou seja, a

concentração do soluto na solução é relativamente alta, de forma que seu grau de solubilidade

é excedido (Sparks, op. cit.).

28

A precipitação está diretamente relacionada com a solubilidade da substância no

fluido, sendo o processo inverso da dissolução. Quando a concentração da substância na

solução excede seu grau de solubilidade ocorre a precipitação. Por outro lado, se a

concentração chegar a valores menores que o grau de solubilidade, pode ocorrer dissolução da

substância precipitada. Daí, a precipitação depender fundamentalmente da concentração do

poluente e de outras substâncias na solução (Borges, op. cit.)

A precipitação também pode ocorrer quando o produto de uma determinada reação

química é uma substância menos solúvel do que a original, tal como ocorre em reações de

oxidação (LaGrega et al., 1994 – em Borges, op. cit.).

Outro importante mecanismo de precipitação é a neutralização, que é resultado de

reações de ácido-base. O composto formado nestas reações freqüentemente tem baixo

coeficiente de solubilidade (Nobre, 1987 – em Borges, op. cit.).

A precipitação é particularmente importante em relação ao comportamento de metais

pesados, tais como níquel e chumbo (USEPA, 1999a). Esta depende do pH – a maioria dos

metais precipita como hidróxidos em meios alcalinos (LaGrega et al., 1994 – em Borges, op.

cit.).

2.3.3 – Quantificação da sorção

A sorção é, geralmente, quantificada através da função de distribuição (kf), que é uma

medida da partição do contaminante entre as fases sólida e líquida do sistema. Existem muitas

teorias e equações para descrever o processo de sorção. Muitas destas equações são

essencialmente empíricas e desenvolvidas de forma a melhor ajustar os dados experimentais à

expressões matemáticas (Elbachá, op. cit.). Algumas dessas equações serão abordadas no item

2.4.

29

O modelo linear é o método mais comum para quantificar as interações químicas entre

os contaminantes dissolvidos e o solo na modelagem de transporte de contaminantes. Neste

tem-se a hipótese de que a sorção do contaminante de interesse independe de sua

concentração na fase líquida. Nesse caso, o parâmetro que quantifica a sorção é o coeficiente

de distribuição (kd), que é definido pela razão entre a concentração do contaminante associado

ao sólido e a concentração do mesmo na fase líquida, quando o sistema está em equilíbrio

(USEPA, 1999a).

O coeficiente de distribuição, kd, é um dos parâmetros mais importantes usado para

estimar a migração de contaminantes presentes em soluções aquosas em contato com sólidos

(USEPA, 1999a). Sua influência na migração de contaminantes pode ser ilustrada através da

figura 2.14.

(a)

(b)

Figura 2.14 – Influência do parâmetro Kd na migração de contaminantes: (a) Kd = 1mL/g;

(b) Kd = 10 mL/g (adaptado de USEPA, 1999a).

Fonte contínua de contaminação

C/Co = 0.1

C/Co = 0.9

C/Co = 0.3

Fluxo permanente

Caso I : Kd = 1 mL/g

Fluxo permanente Fonte contínua de contaminação

C/Co = 0.1

Caso II : Kd = 10 mL/g

30

Em (a), onde o coeficiente de distribuição assume um valor baixo, tem-se um maior

avanço da pluma de contaminação, indicando uma baixa ocorrência de processos de interação

química entre o solo e o contaminante e, consequentemente, baixa retenção deste pelo solo. Já

na situação (b), para um valor de Kd dez vezes maior, grande parte da massa do contaminante

fica retida na fase sólida do meio, fazendo com que a pluma atinja apenas regiões próximas à

fonte. Nesse caso, observa-se o efeito do retardamento na mobilidade do contaminante,

causado por reações de sorção.

O coeficiente de partição é uma medida empírica que pretende levar em conta os vários

mecanismos físicos e químicos de retardamento que são influenciados por inúmeras variáveis.

Seu valor é normalmente obtido através de experimentos em laboratório, tais como os ensaios

de equilíbrio em lote e ensaios de coluna (USEPA, 1992). Na sua determinação, através destes

ensaios, não se sabe(m) o(s) mecanismo(s) de sorção ocorrido(s).

Em função de sua simplicidade , o ensaio de equilíbrio em lote tem sido frequentemente

usado nos estudos em laboratório para avaliar a capacidade dos solos de remover constituintes

químicos da solução, sendo este o método mais comum para se obter o valor do coeficiente de

distribuição (USEPA, 1992).

O ensaio consiste em misturar uma determinada massa de solo com uma solução,

contendo o contaminante a uma concentração inicial conhecida, e, após um determinado

período de agitação (suficiente para que o equilíbrio seja atingido), realizar a separação entre

as fases sólida e líquida. Em seguida, após a separação, a solução é analisada quimicamente

para determinação da variação da concentração do soluto. A quantidade de soluto sorvido

pelo solo é assumido como sendo a diferença entre a concentração inicial (antes do contato

com o solo) e a concentração do soluto depois do período de agitação, embora não seja

possível separar a quantidade da massa adsorvida da precipitada.

31

Normalmente é realizada uma série de ensaios, variando-se apenas a concentração

inicial da substância na solução. Os resultados desses ensaios são, então, expressos em

gráficos que relacionam a massa sorvida por unidade de massa de sólidos secos (Cs) e a

concentração do soluto na solução (Ce), após o equilíbrio, conforme ilustrado na figura 2.15.

Como a sorção normalmente se processa a temperatura constante, as curvas obtidas e suas

expressões matemáticas equivalentes são chamadas isotermas de sorção (Freeze & Cherry,

op. cit.).

Ce = concentração de equilíbrio da substância em solução

Cs = concentração de equilíbrio sorvida pelo solo

Kf = função de distribuição da substância entre as fases sorvida e dissolvida

Figura 2.15 – Isoterma de sorção.

Embora a obtenção do parâmetro de sorção através do ensaio de equilíbrio em lote seja

relativamente simples, muitos parâmetros experimentais podem influenciar a sorção de um

dado constituinte. Os procedimentos de ensaio utilizados variam consideravelmente entre si,

levando, algumas vezes, a resultados diferentes, mesmo quando o mesmo solo, soluto e

concentrações são estudadas. Os únicos procedimentos de ensaio padronizados desenvolvidos

para uso rotineiro são o da USEPA (1992) e o da ASTM D-18, D-34 e E-47 (USEPA, 1992).

Ce

Cs Kf

32

Para solutos inorgânicos, esse parâmetros incluem tempo de contato entre o solo e a

solução, temperatura, método de agitação, razão solo:solução, umidade do solo, pH da

solução, método de separação, fração de solo utilizada, e a composição e concentração de

outros constituintes dissolvidos na solução (USEPA, 1992).

É importante se ter em mente que, para determinar o potencial de sorção de um solo

para uma dada substância, estudam-se as características de sorção sob condições específicas.

No caso do estudo da capacidade de retenção do solo, é conveniente a reprodução das

condições reais do problema, principalmente no que se refere às características da solução

utilizada para representar o fluido percolante no campo, uma vez que, a presença de outras

substâncias pode afetar a sorção da substância.

2.3.4 – Interações solo-chumbo

Em função do elemento utilizado nos ensaios de transporte, realizados no presente

trabalho, ter sido o chumbo, é feita uma breve revisão da geoquímica do chumbo, no que se

refere ao transporte deste no solo, com ênfase ao fatores que afetam os processos de adsorção

e precipitação. Essa revisão foi feita com base nas diversas informações compiladas em

USEPA (1999b).

O chumbo é um metal pesado que apresenta três estados de valência: 0, +2 e +4, sendo

que, o mais comumente encontrado no ambiente é a forma bivalente (Pb+2). Estudos

extensivos da biogeoquímica do chumbo tem sido conduzidos em função dos seus efeitos

adversos no organismo (Hammond, 1977).

Chumbo dissolvido em sistemas naturais pode existir na forma iônica livre e também

formando complexos. O chumbo é conhecido por formar complexos com ligantes inorgânicos

tais como carbonatos, cloretos, fluoretos, nitratos e sulfatos. Estudos mostram que, sob

condições de baixo pH (<6), a forma iônica livre Pb+2 é a forma dominante. Na faixa de pH

33

entre 6,5 a 7,5, as principais formas que o chumbo se encontra é a iônica Pb+2 e o complexo

aquoso PbCO3. Para valores de pH entre 7 e 9 a forma complexada de carbonato PbCO3(aq)

domina. A especiação do chumbo tem uma ação direta na dissolução/precipitação das fases

sólidas do chumbo e nas reações de adsorção/dessorção.

É sabido que o chumbo adsorve nas superfícies dos constituintes do solo, tais como

argila, óxidos, hidróxidos e matéria orgânica. Dados de adsorção mostram que este tem uma

elevada afinidade para adsorção em solos, quando comparado com metais de transição (ex:

cobalto, níquel, cobre e zinco) (McLean & Bledsoe, 1992). Estudos da adsorção de chumbo

em solos indicam que esta é fortemente influenciada pelo pH e valores de CTC dos solos

(Zimdahl & Hassett, 1977). Em geral, propriedades que afetam a CTC dos solos, tais como

teor de matéria orgânica, teor de argila, e superfície específica, tem maior efeito sobre a

adsorção de chumbo do que o pH do solo.

A adsorção do chumbo é afetada por diversos fatores, tais como tipo e propriedades do

substrato, pH, concentrações de chumbo, tipo e concentrações de outros cátions, além do tipo

e concentração dos ligantes presentes na solução. Espécies de chumbo catiônica,

especialmente Pb+2, são mais comumente adsorvidos do que complexos aniônicos.

Reações de troca iônica de chumbo nos diversos argilominerais, tais como

montmorilonita, Caulinita, ilita e vermiculita, tem sido estudadas por vários pesquisadores.

Esses estudos mostraram que o chumbo é preferencialmente adsorvido por troca em argilas,

substituindo cálcio (Ca+2) e potássio (K+) (Bittel & Miller, 1974; Overstreet &

Krishnamurthy, 1950). Estudos conduzidos por Lagerwerff & BRower (1973) em solos

montmoriloníticos, cauliníticos e ilíticos confirmaram que o chumbo troca preferencialmente

por cálcio. A vermiculita é também conhecida por exibir uma elevada afinidade com o

chumbo (Rickard & Nriagu, 1978). Baseados em vários estudos esses autores também

concluíram que acima do pH neutro (básico), reações de precipitação podem controlar as

34

concentrações de chumbo na solução mais do que reações de troca iônica e adsorção,

envolvendo as superfícies dos argilominerais.

Dados experimentais mostraram que apenas íons de hidrogênio e alumínio são capazes

de substituir o chumbo nas superfícies dos argilominerais (Lagerwerff & BRower, 1974;

Zimdahl & Hassett, op. cit.).

Os argilominerais também diferem na sua preferência de troca por chumbo. Bittel e

Miller (1974) mostraram que essa preferência varia na seguinte sequência: caulinita > ilita >

montmorilonita. Esses estudos também mostraram que, em condições de pH neutro a básico,

o chumbo pode preferencialmente substituir o cálcio, potássio e cádmio, enquanto que, em

situações de baixo pH (ambientes ácidos), o chumbo seria substituído por íons de hidrogênio e

alumínio.

Estudos da adsorção de chumbo nos óxidos e hidróxidos mostraram que as propriedades

dos substratos, tal como superfície específica, controlam o grau de adsorção (Rickard &

Nriagu, op. cit.). Dados experimentais de Forbes et al. (1976) mostraram que a goetita

(FeOOH) tem maior afinidade para adsorver chumbo do que zinco, cobalto e cádmio.

Minerais de óxido de manganês também adsorvem íons de chumbo (Rickard & Nriagu, op.

cit.).

Rickard & Nriagu (1978) sugerem que os óxidos e hidróxidos apresentam uma alta

afinidade para adsorver chumbo em suas superfícies, sendo o processo pouco reversível. No

entanto, segundo os autores, nenhuma correlação foi estabelecida entre o tipo e teor de óxidos

no solo e as características de adsorção destes.

Vários estudos tem 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.

35

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 igual a 4 e 8, respectivamente. Portanto, 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.

Observou-se também, que constituintes aniônicos, tais como fosfatos, cloretos e

carbonatos, influenciam as reações entre o chumbo e o solo tanto pela precipitação de

minerais de solubilidade limitada, quanto pela redução da adsorção, através da formação de

complexos (Rickard & Nriagu, op. cit.).

Em geral, para a faixa de pH dos solos (de 4 a 11), a adsorção de chumbo aumenta,

assim como a precipitação, com o aumento do pH (Bittel & Miller, op. cit.; Griffin & Shimp,

1976; Zimdahl & Hassett, op. cit.). Griffin e Shimp (1976) sugeriram que tal fato poderia ser

atribuído à formação de precipitados de carbonato de chumbo.

A matéria orgânica sólida presente nos solos, tal como material húmico – substâncias de

alto peso molecular, coloração marrom a preta, formadas por reações secundárias (Sparks, op.

cit.) – adsorvem chumbo (Rickard & Nriagu, op. cit.; Zimdahl & Hasset, op. cit.).

Adicionalmente, a matéria orgânica solúvel, tal como ácidos fúlvidos e amino ácidos, reagem

com o chumbo solúvel, afetando sua adsorção (Rickard & Nriagru, op. cit.). Correlações entre

o teor de matéria orgânica nos solos e seu efeito na adsorção de chumbo foram estabelecidas

por Gerritse et al. (1982) e Soldatini et al. (1976). Em geral, o aumento do teor de matéria

orgânica nos solos também causa um aumento na adsorção do chumbo.

2.4 – Fatores que influenciam o transporte de contaminantes

O transporte de contaminantes no solo é influenciado por diversos fatores, que podem

estar associados ao meio poroso, ao contaminante e ao ambiente. Dentre estes pode-se

36

destacar alguns fatores, tais como: tipo de solo, atividade, mineralogia, capacidade de troca

catiônica, tipo de cátions adsorvidos, velocidade de percolação, teor de matéria orgânica; tipo

e concentração do contaminante, presença de outras substâncias e pH da solução; condições

hidrogeológicas, temperatura e microorganismos presentes.

No presente trabalho serão abordados alguns desses fatores, sendo que, para melhor

compreender como estes afetam o transporte de contaminantes, será discutido a influência dos

mesmos nos parâmetros de transporte. Muitos dos fatores interferem nos processos de

transferência de massa da fase líquida para a sólida – reações de adsorção e precipitação –

sendo, portanto, o fator de retardamento um dos parâmetros mais afetados.

O fator de retardamento, que é usado para avaliar a capacidade de retenção do solo, é

uma característica do solo em relação à determinada substância (Borges, op. cit.). Dessa

forma, o mesmo contaminante pode apresentar uma maior ou menor mobilidade a depender

do tipo de solo. Solos mais ativos apresentam maior capacidade de interação e retenção de

substâncias e, portanto, o retardamento é maior nestes.

Os solos utilizados para reter soluções contaminadas caracterizam-se por serem solos

argilosos com baixa condutividade hidráulica. A mineralogia das argilas é um fator

importante influenciando o transporte de contaminantes, uma vez que, as propriedades típicas

das argilas são função basicamente dos argilominerais. As diversas espécies de argilominerais

influenciam, diferentemente, o comportamento dos solos, no que diz respeito à capacidade de

adsorção, atividade e condutividade hidráulica. As espécies de argilominerais que determinam

os extremos das propriedades dos solos são a caulinita e a montmorilonita. Assim, solos com

predominância de caulinita possuem menor capacidade de troca catiônica, menor atividade e

maior condutividade hidráulica do que solos com montmorilonita (Elbachá, op. cit.).

37

A variação do pH da solução pode ter diversos efeitos no transporte de contaminantes,

dentre os quais pode-se citar: a alteração da capacidade de troca catiônica e a precipitação de

compostos, além da dissolução de componentes do solo (Borges, op. cit.).

Geralmente a capacidade de troca catiônica diminui com a diminuição do pH da

solução do meio. Tal fato pode ser atribuído à alta concentração do íon H+, que é mais

resistente à substituição por outros cátions.

Como a troca iônica é, em geral, o principal mecanismo de adsorção, é natural que a

capacidade de adsorção dos solos seja também influenciada pelo pH da solução do meio.

Normalmente, a adsorção de cátions inorgânicos aumenta com o aumento do pH. Em estudos

realizados por Griffin & Shimp (1976), a quantidade de chumbo removida do chorume de um

aterro aumento, pelo solo, aumentou com o aumento do pH. A baixa capacidade de adsorção

para valores de pH baixos foi atribuída ao aumento da competição pelos íons H+ e Al+3,

resultantes da dissolução da argila USEPA (1999b).

Ao contrário do que ocorre com os cátions, a adsorção de ânions é geralmente

estimulada em ambientes ácidos. Para valores de pH maiores que oito, a capacidade de troca

catiônica é consideravelmente maior, enquanto que, para valores abaixo de quatro, a troca

aniônica pode ser significante (Bonaparte, 1982 – em Elbachá, op. cit.).

As reações de precipitação são também fortemente influenciadas pelo pH. Quando

soluções ácidas entram em contato com o solo, reações de neutralização (reações de ácido-

base) tendem a ocorrer, de forma que o composto formado freqüentemente possui baixa

solubilidade, tendendo a precipitar (Shepard & Cherry, 1980 – em Elbachá, op. cit.). Segundo

LaGrega et al. (1994) a maioria dos metais precipita como hidróxidos em meios alcalinos

(Borges, op. cit.).

Outro fator importante a ser considerado é a velocidade de percolação. Valores

elevados de velocidade implicam na redução do retardamento, já que, o tempo disponível para

38

que as interações entre o solo e o soluto ocorram é menor. Caso a velocidade de percolação

seja suficientemente alta para que não ocorra transferência do soluto para os sólidos, o

transporte pode, inclusive, ocorrer sem retardamento. Por outro lado, o retardamento é

máximo em situações de velocidade nula. A velocidade de percolação, inclusive, é

determinante para caracterização dos mecanismos de transporte envolvidos.

A variação da temperatura pode ter três efeitos básicos na retenção de substâncias:

alterar a permeabilidade do solo, alterar a velocidade dos processos de transferência e

propiciar a ocorrência de reações que não se processam à temperatura ambiente. A alteração

da permeabilidade está associada basicamente à alterações das características do fluido

permeante – viscosidade e peso específico – já que, as variáveis do solo não são afetadas por

variações de temperatura. O valor do peso específico para a água pode ser considerado

constante com a temperatura, enquanto que a viscosidade decresce com o aumento da

temperatura. Como o decréscimo da viscosidade implica no aumento da permeabilidade e,

consequentemente, da velocidade de percolação, tem-se que o retardamento é menor para

temperaturas elevadas (Elbachá, op. cit.).

De maneira geral, o fator de retardamento tende a aumentar à medida que diminui a

concentração inicial da substância (de Campos & Elbachá,1991).

2.5 - Descrição matemática do transporte de contaminantes

O transporte de contaminantes pode ser descrito matematicamente através de equações

diferenciais desenvolvidas a partir da lei da conservação de massa. Para tal é conveniente

considerar o fluxo do soluto através de um volume elementar de solo (figura 2.16) e, analisar

a variação da concentração do soluto na solução percolante. A equação do transporte é obtida,

então, a partir do balanço de massa, tal como representado na figura 2.17:

39

Figura 2.16 – Balanço de massa em um volume element

Cherry, op. cit.).

Figura 2.17 - Lei da conservação de massa para o volum

Cherry, op. cit.).

Os processos físicos que controlam o fluxo do soluto p

elementar são a advecção e a dispersão hidrodinâmica, de

ganho de massa do soluto pelo elemento pode ocorrer como

solo e o soluto (reações químicas ou bioquímicas), ou aind

(Freeze & Cherry, op. cit.).

A equação do transporte advectivo – dispersivo, a se

caso particular de solo homogêneo, isotrópico e saturado, em

unidimensional, sendo válida a lei de Darcy. Inicialmente

soluto não reativo.

Variação da massa do soluto no interior

do elemento

= Massa do soluto

que entra no elemento

_ Massa do s

que sai delement

dz

dx

dy

Fy + ∂Fy dy ∂y

Fx + ∂Fx dx ∂x

Fz + ∂Fz dz ∂z

Fx

Fz Fy

z

x

y

Mi

F = massa de soluto por unidade de área por unidade de tempo

ar de solo no espaço (Freeze &

e elementar de solo (Freeze &

ara dentro e para fora do volume

scritos no item 2.2. A perda ou

resultado das interações entre o

a devido ao decaimento radiativo

r deduzida a seguir, se aplica ao

condições de fluxo permanente

será considerado o transporte de

oluto o o

Ganho ou perda de massa do soluto pelo

elemento devido a reações

+

40

dAxCnDM xsoluto ∂

⋅∂⋅=

dAvCnM xsoluto ⋅⋅= 23

LTL

LM

TM ⋅⋅=

23

2

LLL

MTL

TM ⋅

⋅⋅=

xCnDvnCF xxx ∂

∂⋅−⋅=3

2

32 LM

TLL

TL

LM

TLM ⋅−⋅= ( )7.2

A concentração do soluto (C) é definida como a massa do soluto por unidade de volume

da solução. Considerando o meio poroso saturado, o volume da solução coincide com o

volume de vazios do meio (Vv). Dessa forma, a massa de soluto por unidade de volume do

meio (V) é dada por nC, onde n é a porosidade efetiva do meio (n = Vv / V).

A massa de soluto transportada na direção x, por unidade de tempo, segundo estes

mecanismos (advecção e dispersão hidrodinâmica), pode ser representada como (Freeze &

Cherry, op. cit.):

(Advecção) (2.5)

(Dispersão) (2.6)

Onde vx = velocidade média do fluido percolante na direção x [LT-1]

dA = área transversal do elemento de solo [L2]

n .C = massa de soluto por unidade de volume do meio [ML-3]

Dx = coeficiente de dispersão hidrodinâmica na direção x [L2T-1]

Assumindo que Fx representa a massa de soluto por unidade de área (transversal),

transportada na direção x, por unidade de tempo, então, considerando ambos os termos

advectivo e dispersivo:

O sinal negativo antes do termo dispersivo indica que o contaminante se move em

direção à zona de menor concentração.

Como o meio é considerado homogêneo, a porosidade é assumida constante, i.e., ∂nC /

∂t = n ∂C / ∂t.

41

zyxSE ddFM = ( )8.2

zyxx

xSS ddxdF

FM

∂∂

+= ( )9.2

zyxx

zyxzyxx

xi dddx

FddFdd

xdF

FM∂

∂=−

∂∂

+=∆ ( )10.2

( )zyxi ddd

tCnV

tnCM

∂∂−=

∂∂=∆ ( )11.2

( )12.2

Assim, a massa total de soluto, por unidade de tempo, que entra (MSE) e a que sai (MSS)

do elemento da figura 2.16, na direção x, podem ser representadas pelas expressões abaixo:

Onde, o termo da derivada parcial indica a variação da massa do soluto na direção x.

A variação da massa do soluto no interior do elemento (Mi), segundo a lei da

conservação de massa, é dada pela diferença entre a massa que sai (2.9) e a que entra (2.8) do

elemento, conforme esquematizado na figura 2.17. A parcela que representa o ganho ou a

perda de massa do soluto devido à reações é desprezada, pois, inicialmente, o soluto foi

considerado não reativo. Dessa forma, tem-se:

Por outro lado, a variação da massa do soluto, por unidade de tempo, no interior do

elemento pode ser representada, em termos da concentração, por:

Finalmente, com (2.10) e (2.11), obtém-se a expressão completa, derivada da lei da

conservação de massa, para o fluxo unidimensional:

tCn

xFx

∂∂−=

∂∂

42

( )tCCv

xxCD

x xx ∂∂=

∂∂−

∂∂

∂∂ ( )13.2

tC

xCv

xCD xx ∂

∂=∂∂−

∂∂

2

2 ( )14.2

Substituindo (2.7) em (2.12) e cancelando n em ambos os lados tem-se:

Assim, a equação que descreve o transporte de solutos por estes mecanismos, em meio

poroso saturado, para o caso unidimensional, é a equação da advecção – dispersão 2.14.

Como solução dessa equação tem-se a concentração (C) no espaço e no tempo; C(x, t) (Freeze

& Cherry, op. cit.).

Existem inúmeras soluções analíticas para as formas mais simples da equação do

transporte. No entanto, na maioria das situações de campo, análises bi ou tridimensional são

necessárias, além de, as velocidades não serem uniformes e as dispersividades variarem no

espaço. Para essas condições métodos numéricos devem ser utilizados para obter-se a solução

(Freeze & Cherry, op. cit.).

Para o caso representado na figura 2.3, que esquematiza o ensaio de coluna (fluxo

permanente, unidimensional), as condições de contorno são descritas matematicamente como:

C(x,0) = 0 para x ≥ 0

C(0,t) = C0 para t ≥ 0 (2.15)

C(∞,t) = 0 para t ≥ 0

Para essas condições de contorno, a solução da equação 2.14 para um solo saturado

homogêneo é:

43

( )a16.2

( )b16.2

tC

tS

nxCv

xCD b

xx ∂∂=

∂∂+

∂∂−

∂∂ ρ

2

2( )a17.2

Onde: erfc = função erro complementar, que é tabelada (vide apêndice A) (Freeze &

Cherry, op. cit.).

Em situações onde a dispersividade do meio ou a trajetória de fluxo ou o tempo são

grandes, o segundo termo entre colchetes é desprezado (Freeze & Cherry, op. cit.). Nesse

caso, utiliza-se a solução simplificada:

Se o soluto for considerado reativo, o efeito do retardamento no transporte deste deve

ser considerado e, o balanço de massa, esquematizado na figura 2.14, deve incluir a parcela

que representa o ganho ou a perda de massa do soluto devido à reações químicas /

bioquímicas. Nesse caso, a equação do transporte, incluindo o efeito dos processos de sorção,

passa a ser expressa pela equação 2.17a (Freeze & Cherry, op. cit.):

Onde ρb = massa específica seca do meio poroso [ML-3];

S = massa de substância sorvida (ou dessorvida) na parte sólida do meio

poroso por unidade de massa de sólidos (S ou Cs).

O primeiro termo da equação 2.17a é referente à parcela dispersiva do transporte,

enquanto o segundo à parcela advectiva. O termo ∂S/∂t representa a taxa de sorção do soluto

C

Cerfc

x v t

D t

v

Derfc

x v t

D tl l l0

1

2 2 2=

−

+

+

exp

C

Cerfc

x v t

D tl0

1

2 2=

−

44

tC

CS

tS

∂∂

∂∂=

∂∂

tC

CS

ntS

nbb

∂∂

∂∂=

∂∂ ρρ

( )b17.2

( )c17.2

( )CRtC

xCv

xCD xx ∂

∂=∂∂−

∂∂

2

2 ( )18.2

tC

xCv

xCD xx ∂

∂=∂∂−

∂∂ '

2

2' ( )19.2

e, (ρd/n)(∂S/∂t) a mudança da concentração deste no fluido, causada pela sorção (Freeze &

Cherry, op. cit.; Borges, op. cit.).

A quantidade do soluto que é sorvido pelos sólidos é, comumente, função da sua

concentração na solução, S = f (C). Assim (Freeze & Cherry, op. cit.):

Onde ∂S/∂C representa a distribuição do poluente entre a solução e os sólidos. Esta é

quantificada através do parâmetro Kf – função de distribuição da substância entre as fases

sorvida e dissolvida.

Dessa forma, pode-se rescrever a equação (2.17a):

Onde, R (C) = função retardamento; R (C) = 1 + (ρb/n) Kf

Uma outra forma de se expressar a equação do transporte, incluindo o efeito dos

processos de sorção, é indicada na equação (2.19) (Elbachá, op. cit.):

Onde: Dx’ = dispersão aparente; Dx’ = Dx / R [ L2 T-1 ];

vx’ = velocidade de percolação aparente; vx’ = vx / R [ L T-1 ];

R = fator de retardamento; obtido diretamente da curva característica de

transporte, obtida no ensaio de coluna.

45

( )

−=

21'

'

221

tD

tvxerfc

CC

x

x

o

( )a20.2

−

=

RVV

LvD

RVV

erfcCC

v

o

v

o

o

'

'

2

1

21 ( )b20.2

Assim, a solução simplificada da equação (2.19) assume a mesma forma da equação

(3.16b), porém, no lugar dos parâmetros Dx e vx, tem-se Dx’ e vx’ , respectivamente.

Para uma melhor interpretação dos resultados dos ensaios de coluna, Nobre (1987)

sugere expressar a equação (2.20a) em termos de volume de vazios, conforme a equação

(2.20b):

Onde: Vo = volume total percolado na amostra até o tempo t [ L3 ]

Vv = volume de vazios da amostra [ L3 ]

L = altura da amostra [ L ]

A função de distribuição Kf, da equação 2.18, pode ser expressa de várias formas, sendo

o uso de isotermas de sorção um dos métodos mais usados (Elbachá, op. cit). As isotermas,

conforme descrito no item 2.3.1, são curvas obtidas nos ensaios de equilíbrio em lote.

Diversas equações foram desenvolvidas a fim de melhor ajustar a curva obtida

experimentalmente em cada caso. As mais freqüentemente utilizadas são as de Freundlich e

Langmuir (Elbachá, op. cit.).

Na isoterma de Freundlich os resultados do ensaio de equilíbrio em lote são plotados

em um gráfico de escala logarítmica dupla. Nesse caso, para solutos a concentrações baixas

46

ou moderadas, obtém-se uma relação linear para uma extensa faixa de concentrações (Freeze

& Cherry, op. cit.; Borges; op. cit.). Esta situação é ilustrada na figura 2.18.

Figura 2.18 - Isoterma de Freundlich

Essa relação pode ser expressa como:

log Cs = N log Ce + log K (2.21a)

ou,

Cs = KCeN (2.21b)

Onde Cs = massa de substância sorvida na fase sólida por unidade de massa seca de

sólidos do meio poroso

Ce = concentração de equilíbrio do soluto na solução [ML-3]

K e N = são coeficientes que dependem do soluto, natureza do meio poroso e

condições do ambiente (Freeze & Cherry, op. cit.)

Observa-se que se o coeficiente N for igual a um, a relação é linear também em um

gráfico de escala aritmética. Nesse caso a isoterma é dita linear (equação 2.22) e, o

coeficiente K é substituído por Kd (coeficiente de distribuição).

Cs = KdCe (2.22)

log Cs

log Ce

47

db K

nR

ρ+=1 ( )23.2

O parâmetro Kd é amplamente utilizado em estudos de contaminação para representar a

sorção do poluente em determinado solo, embora sua utilização seja válida somente quando as

reações são rápidas e reversíveis e a isoterma é linear (Freeze & Cherry, op. cit.). De uma

forma geral, muitos casos de transporte de contaminantes se enquadram nestas hipóteses: a

transferência do poluente para a fase sólida não é permanente e as reações são rápidas em

relação à velocidade do fluxo.

Nos casos em que a partição do contaminante pode ser adequadamente descrita pelo

coeficiente de distribuição Kd – isoterma linear – o fator de retardamento é descrito pela

expressão 2.23, conhecida como equação de retardamento.

Entretanto, é importante ter em mente que o fator de retardamento depende da

velocidade de percolação, conforme dito anteriormente. O valor calculado com a equação

2.23 teoricamente é o limite superior, correspondente à velocidade nula, uma vez que, no

ensaio de equilíbrio em lote não há fluxo através do solo. Além disso, como, neste ensaio, o

solo está em suspensão, a superfície exposta, onde ocorrem as reações de sorção, é a maior

possível, sendo máximas as oportunidades de interação. Em uma amostra de solo natural,

parte da superfície das partículas está em contato com outras partículas, diminuindo a

superfície disponível para a sorção (Yong et al.,1992; de Campos & Elbachá, 1991 – em

Borges, op. cit.).

Convém observar também que a equação de Freundlich supõe sorção ilimitada, ou seja,

o solo nunca é saturado, atingindo sua capacidade de retenção, o que é uma situação irreal.

Dessa forma, é importante lembrar que a isoterma se ajusta bem a uma faixa de variação da

concentração (Borges, op. cit.).

48

Le

Les KC

QKCC+

=1

Na teoria de Langmuir tem-se a hipótese de que a sorção se restringe a uma única

camada de moléculas da substância sobre a superfície das partículas sólidas e, a relação entre

a concentração da substância sorvida e a concentração de equilíbrio da mesma na solução é

baseada no equilíbrio estabelecido entre as velocidades de sorção e de dessorção (Elbachá, op.

cit.; Borges, op. cit.).

A expressão matemática desenvolvida a partir dessa teoria é dada pela equação 2.24a:

(2.24a)

Onde: KL = é uma constante relacionada com a energia de adsorção (L3 M-1);

Cs = concentração de equilíbrio sorvida pelo sólido;

Ce = concentração de equilíbrio da substância em solução ( M L-3);

Q = capacidade de sorção do solo em relação à substância de interesse.

A figura 2.19 mostra o aspecto da isoterma traçada em um gráfico Cs vs Ce.

Figura 2.19 - Isoterma de Langmuir (a).

Analisando-se a forma da equação 2.24a observa-se que, para valores de Ce muito

baixos, o termo CeKL é desprezível e, a equação se reduz a:

Cs = CeQKL (2.24b)

Zona 2 Zona 3 Zona 1

Cs

Ce

49

QC

QKCC e

Ls

e += 1

Nesse caso, obtém-se uma relação linear entre Cs e Ce, representada pela zona 1 da

figura 2.19.

Por outro lado, quando Ce assume valores elevados, o valor de Cs praticamente não se

altera com a variação de Ce, sugerindo que a sorção é independente da concentração da

substância na solução. Tal fato ocorre quando o solo atinge sua capacidade de sorção, sendo

representado pela zona 3 da figura. A equação, agora, é reduzida a:

Cs = Q (2.25)

Por fim, a zona 2 da figura 2.16, na qual a isoterma assume uma forma curva,

representa valores intermediários de Ce.

A utilização da isoterma de Langmuir costuma se limitar a soluções com concentrações

baixas (Elbachá, op. cit.; Borges, op. cit.).

Uma outra forma de se expressar a equação 2.24a é dada por:

(2.26)

Essa expressão representa a equação de uma reta traçada em um gráfico Ce/Cs vs Ce,

possibilitando a obtenção dos valores das constantes Q e KL, a partir da inclinação da reta

(1/Q) e do intercepto com o eixo vertical (1/Q.KL), conforme ilustrado na figura 2.20.

Figura 2.20 - Isoterma de Langmuir (b).

1 / Q

1 . Q KL

Ce

Ce / Cs

50

2)1(1

Le

Ld

KCQK

nR

++= ρ

Considerando agora a teoria de Langmuir, a função de distribuição (Kf = ∂Cs/∂Ce)

assume o valor QKL /(1 + CeKL)2 e, o fator de retardamento pode ser estimado pela seguinte

expressão:

(2.27)

É importante lembrar que as isotermas são modelos empíricos utilizados para descrever

os processos de sorção entre solos e substâncias de maneira geral e, que, as constantes de cada

um destes modelos variam de acordo com o solo, a substância e as condições do meio. Como

os valores destas constantes são determinados através de ensaios, sob condições específicas, é

natural que tais valores só se apliquem nas mesmas condições. No entanto, tais condições,

geralmente, não são uma representação fiel das encontradas no campo e, portanto, as

isotermas devem ser utilizadas apenas como uma representação qualitativa da situação que

ocorre no campo (Yong et al.,1992 – em Borges, op. cit.).

Cabe ainda ressaltar que, devido às hipóteses em que se baseia cada uma das teorias

desenvolvidas, uma isoterma pode ser uma boa representação de alguns casos, não sendo

adequada em outros. Dessa forma, para cada caso, deve-se identificar a curva que melhor se

ajusta ao resultado dos ensaios, determinando os coeficientes relativos à mesma (Borges, op.

cit.).

Os modelos apresentados são baseados na hipótese de que o equilíbrio das reações é

atingido durante o transporte, sendo válidos apenas para condições de fluxo

predominantemente difusivo ou com velocidade de advecção relativamente baixa. Em

situações onde a velocidade de fluxo é alta, torna-se necessário o emprego de modelos mais

complexos, comumente denominados modelos cinéticos (Harmon et al., 1989; Armstrong et

al., 1994 – em Borges, op. cit.).

CAPÍTULO 3

CARACTERIZAÇÃO DO MATERIAL

3.1 - Introdução

A PETROBRAS, em decorrência de uma intensa atividade de exploração e produção de

petróleo, gera um imenso volume de resíduo de borra oleosa (passivo ambiental) em todas as

suas unidades no País. Somente na Bacia de Campos, segundo levantamento efetuado em

1996, houve um acúmulo estimado em torno de 2.000 toneladas de borra oleosa e uma

geração de 35 toneladas/mês. Esse material estava armazenado temporariamente no Parque de

Tubos, em Macaé (PETROBRAS, 1999).

A borra oleosa de petróleo em questão é um resíduo retirado dos filtros de petróleo nas

plataformas, consistindo de uma mistura de argila, sílica, óxidos e resíduos de óleo

processado. Sua composição típica é: água – 21,91%; sólidos – 62,02%; óleo – 16,67 %;

enxofre – 1,46%. Análises e testes preliminares das cinzas indicaram: SiO2 – 27,52%; Al2O3 –

2,85%; Fe2O3 – 10,99%; CaO – 7,55%; MgO – 1,77% (PETROBRAS, 1999).

Desta forma, existe um interesse da PETROBRAS em obter uma solução adequada ao

uso desse material, de forma que, esta possa minimizar seus resíduos, diminuindo os impactos

ambientais e atendendo às exigências legais. Com esse intuito a PETROBRAS contratou a

empresa Americlean para tratar, através do processo de encapsulamento, os resíduos de borra

oleosa produzida na Bacia de Campos. Uma vez tratado o resíduo, pretende-se utilizá-lo como

material de impermeabilização em Aterros Sanitários.

52

Como os processos de encapsulamento não são tecnologias prontas para uso, são

necessários testes pilotos para estabelecer qual o melhor reagente para cada tipo de resíduo,

visando a característica mais apropriada do produto final. O processo de encapsulamento é

descrito com mais detalhes no item 3.2 a seguir.

Superada a fase de testes de laboratório, foram assinados dois contratos entre a

PETROBRAS e a Americlean, sendo um com ASSEMA-BA e outro com a GER E&P

BC/GELOG-GEMAT – RJ. O processo de tratamento da borra oleosa foi um projeto piloto

que teve a participação da FEEMA – Fundação Estadual de Engenharia do Meio Ambiente

(PETROBRAS, 1999).

O primeiro tratamento da PETROBRAS utilizando essa tecnologia foi realizado em

Alagoinhas-Ba, de forma que, com base nos resultados obtidos nos testes de lixiviação e

solubilização e da aprovação do órgão ambiental do estado da Bahia (CRA- Centro de

Recursos Ambientais da Bahia), iniciou-se, em abril de 1998, o processo de tratamento da

borra oleosa da Bacia de Campos, com capacidade de processamento em média de 25ton./dia.

Em março de 1999 foi concluído o tratamento das 2.000 toneladas (PETROBRAS, 1999).

Essa borra oleosa processada constitui o material a ser estudado no presente trabalho.

Nos próximos itens é apresentada uma breve descrição do processo de encapsulamento

e a caracterização desse material.

3.2 – Processo de Encapsulamento

Muitas são as tecnologias desenvolvidas para o tratamento de resíduos perigosos que

visam a reclassificação deste como material não perigoso, diminuindo os custos relativos à

sua disposição final ou mesmo utilizando-o em outro processo produtivo.

A tecnologia de encapsulamento constitui uma alternativa de tratamento para resíduos

contendo contaminantes iônicos, como os metais pesados. Sua aplicação aos contaminantes

53

orgânicos oleosos presentes em resíduos da indústria petrolífera tem sido mais recentemente

pesquisada (Neder et al., 1999).

Em geral, as argilas, solos e materiais de aquíferos com pouca matéria orgânica,

possuem pequena capacidade de adsorção para contaminantes orgânicos presentes nas águas

subterrâneas. Entretanto, uma pequena modificação química provocando o deslocamento de

íons trocáveis naturais nesses solos, resulta num aumento significativo do conteúdo orgânico e

aumento substancial das propriedades adsortivas para solutos orgânicos não iônicos (Passos e

Neder, 2001).

O aumento da fase orgânica ocorre pela troca de cátions presentes na estrutura do

mineral por cátions orgânicos que passam a atuar como um poderoso meio de adsorção, com

capacidade para adsorver de 10 a 30 vezes mais do que a matéria orgânica natural do solo.

Este processo torna-se efetivo na remoção de benzeno, diclorobenzeno, percloroeteno e

muitas outras substâncias orgânicas da água (Passos e Neder, op. cit.).

Assim, esta simples modificação do solo também pode ser utilizada para tratamento de

resíduos sólidos antes de sua disposição em aterros, para melhorar a capacidade de contenção

de solos pobres em matéria orgânica, para a proteção do aqüífero, e também para aumentar a

capacidade de contenção de camadas impermeabilizantes em aterros (Passos e Neder, op.

cit.).

O produto obtido por esta modificação é denominado Complexo Argilo-Mineral ou

simplesmente pelo seu acrônimo CAM. Os mecanismos de encapsulamento com CAMs

envolvem processos de adsorção e a Capacidade de Troca Catiônica - CTC presente em

determinados argilominerais (Passos e Neder, op. cit.).

Esta capacidade de adsorção que ocorre naturalmente em alguns tipos de solo, pode ser

bastante melhorada por modificações químicas bastante simples, que levam em conta a

capacidade de troca iônica destes solos. A maioria dos solos argilosos possui uma acentuada

54

carga negativa devido à substituição isomorfa na estrutura alumino-silicato. Na natureza esta

carga negativa é neutralizada por trocas por íons inorgânicos tais como o Na+ ou Ca+2. A

presença destes sítios de alta hidratação de íons metálicos confere ao mineral características

fortemente hidrofílicas. Por reações simples de troca iônica estes íons podem ser trocados por

uma variedade de cátions orgânicos, modificando então a natureza da superfície, de

hidrofílica para hidrófoba. Como resultado estes complexos minerais formados exibem uma

forte capacidade de remoção de poluentes orgânicos e, portanto podem ser utilizados para a

remoção e para a formação de barreiras impedindo sua migração (Passos e Neder, op. cit.).

O termo encapsulamento tem sido utilizado para definir uma tecnologia de tratamento

de resíduos que utiliza processos de solidificação e estabilização de contaminantes. Na

estabilização os constituintes perigosos de um resíduo são transformados, por meio de reações

químicas, e mantidos nas suas formas menos solúveis ou menos tóxicas. A solidificação, por

sua vez, gera uma massa sólida monolítica de resíduo tratado, melhorando tanto a sua

integridade estrutural, quanto as suas características físicas e de manuseio (CETESB, 1985;

Neder et al., op. cit.).

Assim, a tecnologia de encapsulamento, nos EUA denominada de Stabilization /

Solidification Technology, pode ser definida como sendo um processo de tratamento para se

obter a melhoria das características físicas e de manuseio de um resíduo, diminuir sua área

superficial, através da qual os poluentes possam migrar ou lixiviar, ou limitar a solubilidade

ou ainda destoxificar seus constituintes perigosos (Neder et al., op. cit.).

Os processos de encapsulamento não são tecnologias prontas para uso, sendo comuns

algumas modificações nos aditivos utilizados para um resíduo específico. Por esta razão, são

necessários testes pilotos para estabelecer o reagente ótimo para cada tipo de resíduo, visando

as características desejadas do produto final (Americlean, 2002).

55

O produto encapsulante utilizado pela Americlean trata-se de um produto na fase sólida,

em forma de pó cinza claro, não tóxico, insolúvel em água e em óleo. Segundo a Americlean,

este produto, através de um processo aprovado pela Agência de Proteção Ambiental dos

U.S.A. (USEPA), encapsula hidrocarbonetos e metais pesados de resíduos oleosos da

atividade de perfuração e produção de petróleo, formando uma barreira física permanente,

evitando sua lixiviação no meio ambiente.

O encapsulamento é feito por adsorção e ligação química dos contaminantes aos

reagentes contidos no produto encapsulante, quando o mesmo é adicionado aos resíduos

oleosos (Americlean, op. cit.).

O tratamento dos resíduos inorgânicos (metais pesados) perigosos resulta numa reação

incorporando os íons de metal pesado numa estrutura cristalina de um composto de silicato de

alumínio e cálcio. O agente de solidificação do silicato, então, micro-encapsula o composto de

silicato de alumínio, formando outra barreira física à lixiviação (Americlean, op. cit.).

O tratamento dos orgânicos (hidrocarbonetos) é similar ao processo de encapsulamento

dos inorgânicos. Os resíduos orgânicos são isolados por um silicato de alumínio com a

superfície organicamente modificada. Este composto poderia ser visto como uma estrutura em

camadas, contendo camadas orgânicas entremeadas entre outras de silicato de alumínio.

Quando o composto é misturado com os resíduos orgânicos, ele aprisiona estes nas camadas

com a superfície organicamente modificada por uma reação de separação. As camadas de

orgânicos no composto podem adsorver uma quantidade de resíduo orgânico até 20 vezes seu

peso próprio (Americlean, op. cit.).

Para avaliação da eficácia da tecnologia são executados testes físico-químicos que

permitem verificar se os contaminantes do resíduo original encontram-se imobilizados na

matriz encapsulada e, indisponíveis para a lixiviação. Esses testes simulam as condições

56

encontradas em ambientes agressivos, como os existentes em aterros para resíduos sólidos de

origem doméstica, cujo chorume apresenta pH ligeiramente ácido (Neder et al., op. cit.).

Na tabela 3.1 abaixo, são apresentados os resultados dos ensaios de lixiviação e

solubilização realizados na borra tratada, segundo as normas NBR-10005 e NBR-10006 da

ABNT, respectivamente, no laboratório do CENPES, em julho de 98. Os ensaios de lixiviação

e solubilização são utilizados para determinar ou avaliar a estabilidade química dos resíduos

tratados, quando em contato com soluções aquosas que podem ser encontradas em um aterro,

permitindo assim verificar o grau de imobilização dos contaminantes. No extrato é

determinado o teor de óleos e graxas e metais pesados.

Tabela 3.1 - Resultados dos ensaios de lixiviação e solubilização realizados na borra tratada

(PETROBRAS, 1999).

NBR 10004 LIXIVIAÇÃO (ANEXO G) SOLUBILIZAÇÃO (ANEXO H)

ANÁLISES DETECTADO (mg/L)

LEGISLAÇÃO (mg/L)

DETECTADO (mg/L)

LEGISLAÇÃO (mg/L)

ALUMÍNIO - - < 0,2 0,2 ARSÊNIO < 5 5 < 0,05 0,05 BÁRIO < 1 100 3,2 1 CÁDMIO < 0,5 0,5 < 0,005 0,005 CHUMBO < 5 5 1,1 0,05 COBRE - - <1 1 CROMO < 5 5 0,14 0,05 FERRO - - 3,6 0,3 FLUORETOS <10 150 1,9 1,5 MANGANÊS - - 1,3 0,1 MERCÚRIO < 0,1 0,1 < 0,001 0,001 PRATA < 5 5 0,27 0,005 SÓDIO - - 727 200 SELÊNIO < 1 1 < 0,01 0,01 ZINCO - - < 5 5

57

A borra tratada foi classificada como resíduo classe II, não inerte, e aprovado, por

técnicos do Núcleo de Resíduos da FEEMA, para reutilização em aterros sanitários.

A operação completa consiste de diversas etapas. O procedimento descrito a seguir e as

fotos foram retirados do Relatório de Acompanhamento do Teste de Inertização da Borra

(PETROBRAS, 1999).

Primeiramente a borra oleosa, desembarcada das plataformas marítimas, é retirada dos

tambores e disposta em um local impermeável para homogeneização (Fotos 3.1 e 3.2).

Foto 3.1 - Retirada da borra oleosa (PETROBRAS, 1999).

58

Foto 3.2 - Homogeneização da borra oleosa (PETROBRAS, 1999).

Em seguida esta é recolhida com uma pá carregadeira e disposta no misturador, onde

são adicionados os aditivos (20% em massa de argila ativada) e a mistura é agitada durante 20

minutos (Fotos 3.3 e 3.4).

Foto 3.3 - Recolhimento da borra oleosa (PETROBRAS, 1999).

59

Foto 3.4 - Disposição da borra no misturador (PETROBRAS, 1999).

Após a mistura o material é descartado, através de uma esteira, formando pilhas que são

numeradas para facilitar as amostragens (Foto 3.5). O material aguarda oito dias para

completar o tempo de cura. Os hidrocarbonetos encapsulados terão uma mudança de cor e, se

notará também que tomará a forma de uma textura arenosa.

Foto 3.5 - Descarga do misturador – borra tratada (PETROBRAS, 1999).

60

3.3 – Caracterização da Borra Processada

Foram realizados ensaios de caracterização geotécnica e de compactação, assim como,

análises mineralógicas e físico-químicas na borra processada.

3.3.1 - Ensaios de caracterização geotécnica

Foram realizados ensaios para determinação do peso específico dos grãos, curva

granulométrica e limites de liquidez e plasticidade no Laboratório de Engenharia Civil da

Universidade Estadual do Norte Fluminense (UENF), segundo os procedimentos

especificados pela Norma Brasileira – NBR 6508, NBR 6457/ NBR 7181, NBR 6459 e NBR

7180 – da ABNT.

Adicionalmente optou-se por realizar também ensaios para determinação da curva

granulométrica, segundo procedimento adotado pelo DER-Ba (Departamento de Estrada e

Rodagem da Bahia) B-38/1970, para caracterização de misturas betuminosas. Este

procedimento determina a percentagem de betume no material através de Extrator Centrífugo.

Após a extração do betume o agregado é recuperado e faz-se o ensaio de caracterização

convencional. Esse ensaios foram realizados pela empresa LCL Eng. e Consultoria Ltda.

Os resultados da caracterização são apresentados nas tabelas 3.2 e 3.3, enquanto as

curvas granulométricas são apresentadas nas figuras 3.1 e 3.2.

Tabela 3.2- Caracterização geotécnica

Distribuição Granulométrica (%) LL LP IP Areia G

Pedregulho Grossa Média Fina

Silte Argila (%) (%) (%)

2,40 4 4 18 39 27 8 - - - Fonte: Relatório de Ensaios do Lab. de Eng. Civil – Oficina de Geotecnia – da UENF (29/04/1999) LL = limite de liquidez; LP = limite de plasticidade; IP = índice de plasticidade = LL – LP

61

Diâmetro das Partículas (mm)

Porc

enta

gem

que

Pas

sa

Figura 3.1 - Curva granulométrica.

Tabela 3.3 - Caracterização do material com extração de betume.

TEOR GRANULOMETRIA DOS INERTES (%) SEDIMENTAÇÃO

DE PASSANTE NA PENEIRA # SILTE ARGILA

BETUME (%) 1 1/2" 1" 3/4" ½" 3/8" 4 10 40 80 200 (%) (%)

20,2 100 97 93 92 87 80 40 18 6 4 1

Figura 3.2 - Curva granulométrica com extração de betume.

CURVA GRANULOMÉTRICAAMOSTRA 1

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

0,001 0,01 0,1 1 10 100

DIÂMETRO DAS PARTÍCULAS (mm)

POR

CEN

TAG

EM Q

UE

PASS

A

AMOSTRA 1

62

Analisando-se os resultados dos ensaios de caracterização realizados, observa-se uma

diferença significativa em relação ao percentual de finos obtido através de diferentes ensaios.

Tal fato sugere que o método de ensaio de caracterização convencional pode não ser aplicável

a esse material, talvez em função do teor de óleo presente neste. De fato, durante a realização

dos ensaios, houve uma certa dificuldade de se trabalhar com o material.

Um outro aspecto é quanto aos limites. Em geral, a presença de matéria orgânica no

solo configura uma certa plasticidade no mesmo, o que não foi verificado no material, mesmo

para valores elevados de matéria orgânica. Tal fato poderia questionar o tipo de material

orgânico presente no material.

3.3.2 – Ensaios de Compactação

As características de compactação da borra processada foram avaliadas realizando-se

ensaios de compactação, segundo a NBR 7182 da ABNT, no Laboratório de Geotecnia da

UFBa.

Para proceder o ensaio de compactação deixou-se, inicialmente, a amostra da borra

processada secando ao ar. Em seguida, esta foi destorroada e passada na peneira # 4.

A preparação da amostra para compactação foi realizada adicionando-se água destilada,

de forma a obter diferentes valores de umidade. Para obter uma melhor homogeneização da

umidade em toda a massa da borra, deixou-se a mesma em repouso por aproximadamente

24h.

Após preparada a amostra, a mesma foi colocada em molde cilíndrico de 10,0 cm de

diâmetro interno e 12,75 cm de altura. A amostra foi compactada em 3 camadas, com

aplicação de 25 golpes por camada. A energia de compactação utilizada foi a do Proctor

Normal. A curva de compactação obtida é apresentada na figura 3.3.

63

Figura 3.3 - Curva de compactação – Proctor Normal.

Também foram realizados ensaios de compactação na borra oleosa tratada no

Laboratório de Engenharia Civil da Universidade Estadual do Norte Fluminense para a

ASSEMA-PETROBRAS, em abril de 1999. Estes foram realizados segundo a norma NBR

7182, porém para energia do Proctor Modificado. A curva obtida neste ensaio é apresentada

na figura 3.4.

Figura 3.4 - Curva de compactação – Proctor Modificado.

γd = 20,08kN/m3

wot = 6,1%

Teor de umidade (%)

Peso

esp

ecífi

co se

co (K

N/m

3 )

64

Difratograma # 40

020406080

100120140160180200

0 10 20 30 40 50

2 θθθθ

Inte

nsid

ade

(cps

)

d=

7,05

402

d=

4,18

532

d=

3,53

969

d=

3,32

223

d=

2,92

220

d=

2,61

995

d=

2,44

941

d=

2,11

489

d=

2,07

332

d=

1,97

575

Como era de se esperar, para um esforço de compactação maior (Proctor Modificado), o

peso específico seco máximo aumentou, enquanto a umidade ótima diminuiu.

3.3.3 - Análises mineralógicas

Foram realizadas análises mineralógicas das frações passantes na peneira # 40 e na #

100. Os ensaios consistiram em uma análise por difração de raios x, sendo realizados no

Laboratório de Difração de Raios X do Departamento de Ciências dos Materiais e Metalurgia

da Puc-Rio, utilizando-se um difratômetro de raios x, marca Siemens, modelo D5000. A

composição mineralógica da borra é apresentada na tabela 3.4. Os difratogramas são

apresentados nas figuras 3.5 e 3.6 abaixo.

Tabela 3.4 - Composição mineralógica da borra.

Fração # 40 # 100

Composição Caulinita (traços)

Quartzo Caulinita Quartzo

Figura 3.5 – Difratograma de raio-x da fração passante na peneira # 40.

65

Figura 3.6 – Difratograma de raio-x da fração passante na peneira # 100.

3.3.4 - Análises físico-químicas

Foram realizadas análises químicas para determinação das concentrações dos elementos

Fe, Cu, Cr, Cd, Zn, Pb, Al e Ag na borra processada.

Os teores desses elementos na borra foram determinados pela técnica de absorção

atômica de chamas. Para tal faz-se necessário a abertura da amostra de solo para extração dos

elementos, através de um ataque ácido, utilizando-se uma solução de ácido nítrico.

A abertura da amostra foi realizada segundo o método da ASTM D3474/81. Quatro

gramas da amostra passante na peneira # 10, seca em estufa, são misturadas com 50 mL da

solução ácida. Em seguida, a mistura é aquecida, utilizando-se uma placa de aquecimento, até

que a amostra seja reduzida para 15 mL. Esse volume é, então, filtrado em papel de filtro

comum e a análise é feita no filtrado.

Para os elementos Fe, Cu, Cr, Cd, Zn e Pb, utilizou-se o espectrofotômetro modelo

AA–100, marca VARIAN, do Laboratório de Eng. das Reações Químicas (LERQ) da UFBa.

Enquanto que as análises para os elementos Ag e Al foram feitas no Laboratório do SENAI –

CETIND, utilizando-se um espectrofotômetro modelo AA–800/ VARIAN. Nesse caso a

Difratograma # 100

0200400600800

1000120014001600

0 10 20 30 40 50

2 θθθθ

Inte

nsid

ade

(cps

)

d=

7,22

649

d=

4,86

471

d=

4,18

199

d=

4,44

478

d=

2,50

215

d=

2,38

721

d=

3,58

704

d=

2,53

777

d=

2,25

675

d=

1,99

090

66

abertura da amostra foi realizada segundo o método D5258/92 da ASTM, no qual o

aquecimento da amostra é feito utilizando-se um microondas. Na foto 3.6 tem-se uma visão

geral do equipamento de absorção atômica do LERQ / UFBa.

Foto 3.6 – Espectrofotômetro do Laboratório de Engenharia das Reações Químicas

(LERQ/UFBa).

Para ter-se uma confirmação dos valores obtidos, foi realizada uma segunda análise para

o elemento chumbo (Pb) no Laboratório do SENAI – CETIND. Os resultados das análises são

apresentados na tabela 3.5.

Tabela 3.5 – Análises químicas.

CONCENTRAÇÃO ( mg / Kg ) ELEMENTO

Lab. da UFBa Lab. do SENAI

Cádmio (Cd) 7,00 -Chumbo (Pb) 185,68 164,00 Cobre (Cu) 2,82 - Cromo (Cr) 430,50 - Ferro (Fe) 67.101,32 -

Manganês (Mn) - 206,00 Prata (Ag) - < 2,5

67

As concentrações de chumbo (Pb) determinadas nos dois laboratórios apresentaram

valores próximos, porém com uma certa diferença, a qual poderia ser atribuída à amostragem.

Realizou-se também análise para determinar o teor de óleos e graxas na borra

processada. Essa análise foi feita no Laboratório do SENAI-CETIND, segundo método

SMEWW 5520F/ASTM D3921. O valor obtido foi de 942 mg/Kg (0,0942%).

Foram realizadas também análises para determinar o pH, condutividade elétrica, teor de

matéria orgânica, capacidade de troca catiônica (CTC) e superfície específica (SS) da borra

processada.

A metodologia utilizada para determinação do pH em água foi a da norma inglesa BS

1377:1975. O pH foi medido na proporção de 1:2,5 da borra, passante na peneira # 10, e de

água deionizada. Trinta gramas do material seco ao ar foram misturadas com 75 mL de água

deionizada. Em seguida, a mistura foi agitada e deixada em repouso por uma noite. Na

medição do pH utilizou-se um eletrodo combinado de pH calibrado com uma solução de pH

4,0 e outra de pH 7,0. O pH foi determinado em dois laboratórios diferentes – o LERQ da

UFBa e o do EBDA (Empresa Baiana de Desenvolvimento Agrícola), sendo que, neste último

determinou-se também o pH em KCl.

Para determinação da condutividade elétrica utilizou-se a metodologia descrita no

Manual de Análises de Solos da EMBRAPA. Esta foi determinada no laboratório do DHS –

Departamento de Hidráulica e Saneamento – da UFBa. A condutividade foi medida a partir do

extrato de saturação de 1:1, obtido por filtração simples. Na preparação do extrato utilizou-se

50g do material, passante na peneira # 10, seco ao ar, e 50ml de água destilada. A mistura foi

agitada e deixada em repouso durante 24h. Em seguida o extrato foi filtrado em papel de filtro

comum e a condutividade determinada utilizando-se um condutivímetro.

O teor de matéria orgânica foi determinado em dois laboratórios distintos, utilizando-se

metodologias diferentes. No LERQ da UFBa, utilizou-se da metodologia D2974 da ASTM, na

68

MCVCTC aa 100⋅⋅= ( )1.3

qual, quatro gramas do material, passante na peneira # 200, são colocadas na estufa para

secar, à 105oC, durante 16 horas. Em seguida, esse material é aquecido a uma temperatura de

400oC por 6 horas. O teor de matéria orgânica é obtido pela diferença entre o peso seco e o

peso final da amostra. No laboratório da EBDA, o teor de carbono orgânico e matéria

orgânica foram determinados segundo a metodologia descrita no Manual de Análises de Solos

da EMBRAPA.

A capacidade de troca catiônica (CTC) da borra processada foi determinada a partir de

dois métodos diferentes. Primeiramente adotou-se o ensaio de adsorção de Azul de Metileno –

corante orgânico catiônico de composição química C16H18N3SCl.3H2O. Este ensaio, pelo

método da mancha, consiste na determinação, por titulação, do máximo consumo de corante

pelo solo, o que pode ser verificado pelo aparecimento de uma aura azulada ou esverdeada em

torno da borda que envolve o núcleo da mancha, quando se pinga uma gota da suspensão

(água + solo + corante) em um papel de filtro (Burgos, 1998).

Este ensaio foi realizado no próprio Laboratório de Geotecnia da UFBa. Seu

procedimento consistiu das seguintes etapas: misturou-se 1g do solo úmido, passante na

peneira # 200, com 10mL de água destilada; a mistura foi então agitada para homogeneização;

adicionou-se pequenas quantidades da solução padrão contendo 1g azul de metileno/L até se

observar o aparecimento da aura azulada em torno da borda que envolve o núcleo da mancha.

O valor da CTC é, então, obtido através da expressão de Chen et al. (1974) (Burgos, op. cit.):

Onde: CTC : capacidade de troca de cátions (meq/100g);

Va : volume de azul de metileno consumido (mL);

Ca : concentração da solução de azul de metileno – Normalidade;

M: massa do solo seco (g)

69

Posteriormente determinou-se, na EBDA – Empresa Baiana de Desenvolvimento

Agrícola, a CTC para os cátions Ca+2, Mg+2, Na+, K+, H+ e Al+3 isoladamente.

Os cátions Ca+2, Mg+2, Na+ e K+ quando somados são denominados de bases extraíveis

de um solo (S) e, a soma de S com os cátions H+ e Al+3 é denominada de capacidade de troca

total (T). Para cada tipo de cátion tem-se um método específico para se determinar a sua

capacidade de troca. A descrição desses métodos encontra-se no Manual de Análises de Solos

da EMBRAPA. Estes consistem basicamente na retirada dos cátions do solo utilizando um

extrator adequado, seguida de sua determinação quantitativa através de métodos volumétricos

ou complexométricos (Ca+2, Mg+2, H+ , Al+3) ou métodos fotométricos ou

espectrofotométricos (Na+, K+,) (Elbachá, op. cit.).

Os resultados das análises descritas acima estão apresentados na tabela 3.6.

Tabela 3.6 - Resultado das análises físico-químicas da borra processada.

ANÁLISE RESULTADO

pH H2O 1:2,52 6,2 / 6,31 pH KCl2 6,1 Condutividade Elétrica 4 (mS/cm) 10,100 Matéria Orgânica 2 (%) 32,7 / 19,431 Carbono 2 (%) 18,9

CTC Total3 (meq/100g) 5µm 24,74

SS 3 (m2/g) 5µm 173,57

Ca+2 30,6 Mg+2 4,69 Na+ 6,91 K+ 0,66 S 42,66

Al+3 0 H+ 0,78

CTC 2 (meq / 100 g)

T 43,44 1 valores obtidos no LERQ – Laboratório de Eng. das Reações Químicas 2 valores obtidos no laboratório da EBDA – Empresa Baiana de Desenvolvimento Agrícola 3 valor obtido através do ensaio de adsorção de azul de metileno, no Laboratório de Geotecnia da UFBa 4 valor obtido no laboratório do DHS – Departamento de Hidráulica e Saneamento

70

A partir de análise dos resultados acima, observa-se que os teores de carbono orgânico e

matéria orgânica são elevados nesse material. O teor de matéria orgânica, nos solos

superficiais, está entre 0,5 a 5% (em peso), enquanto que, para solos orgânicos, este valor

pode atingir 100% (Sparks, op. cit.). O valor obtido para o teor de matéria orgânica, pelo

método da queima (19,43%), se aproximou mais do valor do teor de carbono orgânico

determinado segundo a metodologia da EMBRAPA (18,9%). Em geral, admite-se que, na

composição média da matéria orgânica do solo, o carbono participa em 58% (da Silva, 1999),

daí porque o valor de 32,7% para o teor de matéria orgânica, segundo a metodologia da

EMBRAPA.

O material apresenta capacidade de troca catiônica intermediária, embora os resultados

obtidos a partir de métodos diferentes não se aproximem de um valor único. É possível que o

valor obtido utilizando-se a metodologia da EMBRAPA seja mais consistente, uma vez que, o

método da adsorção do azul de metileno é um método indireto e subjetivo. Os resultados da

CTC dos cátions trocáveis, determinada na EBDA, e da CTC total, determinada no

Laboratório de Geotecnia da UFBa, enquadram-se numa faixa de valores típicos do

argilomineral ilita, considerados intermediários. Entretanto, vale ressaltar a incompatibilidade

desses resultados com os resultados dos difratogramas de raio-x, que indicaram a presença

dos minerais de quartzo e caulinita na borra. É possível que, nas análises mineralógicas

realizadas, o preparo do material tenha mascarado os resultados, principalmente devido às

características específicas do material. Talvez a retirada da parcela de matéria orgânica do

material anterior às análises levem a um outro resultado.

Entretanto, conforme dito no capítulo 2, cerca de 25 a 90% da CTC dos solos pode ser

atribuída à matéria orgânica presente neste. Mesmo em solos arenosos, nos quais o teor de

matéria orgânica geralmente é menor que 1%, esta exerce influencia significativa nas reações

químicas que ocorrem no solo (Sparks, op. cit.). Assim, de acordo com os resultados das

71

análises da CTC e da matéria orgânica da tabela 3.5, sugere-se que a maior contribuição à

retenção de cátions deve ser atribuída ao teor de matéria orgânica do material.

Os valores de pH obtidos indicam que o material apresenta características ligeiramente

ácidas. O aumento do pH de soluções ácidas, devido à sua inserção em meios básicos pode

levar à precipitação de óxidos metálicos dos elementos de Ca, Mg, Fe, Zn, Mn, Cu, Pb, Cd,

Co, Ni, Cr, V e Sr, sendo importante sua determinação, já que, seu valor pode influenciar no

tipo de reações que ocorrem entre solo e poluente (Kohler & Morteani, 1984 – em Elbachá

1989).

3.4 – Caracterização da solução utilizada

A solução de lixiviação empregada em qualquer ensaio deve assemelhar-se ao fluido

real que estará em contato com o material. No entanto, não existe um meio de desenvolver

uma solução única, representativa de todas as variáveis, tais como pH, potencial de oxi-

redução, presença de agentes quelantes ou complexos e outros. Assim, normalmente, em

ensaios de lixiviação, realizados para avaliar a estabilidade química dos resíduos tratados, a

tendência é usar uma solução de lixiviação agressiva, com baixo pH e baixo potencial de oxi-

redução, para simular a pior situação de um aterro (CETESB, 1985).

No procedimento do ensaio de lixiviação, segundo a norma NBR 10005, utiliza-se uma

solução de ácido acético 0,5 N para ajustar o pH da mistura em torno de cinco.

Como, no presente trabalho, pretende-se avaliar a capacidade de sorção do material e a

estabilidade química dos contaminantes encapsulados, optou-se por utilizar uma solução

preparada de nitrato de chumbo - Pb(NO3)2 - com pH igual a cinco. Esta foi preparada a partir

da diluição do reagente de Pb(NO3)2 e, o pH, ajustado adicionando-se ácido nítrico até se

alcançar o pH desejado. Assim, com essa solução pretende-se avaliar a capacidade de

retenção do material em relação ao metal Chumbo (Pb), além de verificar uma possível

72

lixiviação dos elementos encapsulados, quando em contato com uma solução levemente ácida

por um período prolongado. Optou-se por utilizar o chumbo como traçador por este ser

comum em chorumes, sendo prejudicial à saúde humana quando em concentrações elevadas,

além de ter-se disponível outros estudos com esse elemento.

Nos ensaios de coluna utilizou-se essa solução com diferentes concentrações de

chumbo, a fim de avaliar a variação dos parâmetros de transporte em função da variação da

concentração inicial.

Para os ensaios de equilíbrio em lote, por sua vez, essa mesma solução foi preparada

para concentrações variando de 10 a 1700mg Pb/L, com o intuito de obter as isotermas de

sorção.

CAPÍTULO 4

EQUIPAMENTOS E METODOLOGIAS DE ENSAIOS

4.1 - Introdução

Para avaliar a eficiência da borra processada como material de impermeabilização em

aterros, foram realizados ensaios de coluna e de equilíbrio em lote, em laboratório.

Nos ensaios de coluna buscou-se a determinação dos parâmetros de transporte – fator de

retardamento, dispersão mecânica e difusão molecular – além da verificação de uma possível

lixiviação dos contaminantes encapsulados. As condutividades hidráulicas da percolação com

água e com uma solução preparada (soro) foram também determinadas a partir desses ensaios.

Nos ensaios de equilíbrio em lote, por sua vez, buscou-se determinar o coeficiente de

distribuição e o fator de retardamento a partir de isotermas de sorção.

Os equipamentos utilizados e os procedimentos dos ensaios são descritos nos próximos

itens.

4.2 – Ensaios de Coluna

O procedimento do ensaio de coluna é bastante semelhante aos dos ensaios de

permeabilidade realizados rotineiramente. A peculiaridade do ensaio de coluna está na

percolação de uma solução contendo uma substância, com coletas periódicas do efluente para

determinação da sua concentração, após a saturação da amostra com água.

74

Para realização destes ensaios foi desenvolvido, no Laboratório de Geotecnia da

Universidade Federal da Bahia (UFBa), um equipamento composto por quatro permeâmetros,

que será descrito no próximo item.

Com o intuito de verificar os resultados de condutividade hidráulica saturada da

percolação com água, obtidos com o novo equipamento desenvolvido, realizou-se também

ensaios de permeabilidade em células triaxiais convencionais, existentes no laboratório.

Além disso, também para garantir a confiabilidade dos resultados, foram realizados

ensaios de coluna complementares utilizando-se, porém, o equipamento desenvolvido no

Laboratório de Geotecnia da PUC-Rio por de Campos em 1993 e, implementado por Andréa

Borges em 1996, disponível no laboratório da UFBa. Este apresenta apenas algumas

diferenças em relação ao equipamento desenvolvido na UFBa, sendo a metodologia de ensaio

basicamente a mesma.

Dessa forma, nos itens 4.2.1 e 4.2.2, serão descritos apenas o equipamento desenvolvido

na UFBa e a metodologia dos ensaios realizados neste. As diferenças relevantes dos outros

equipamentos e metodologias utilizadas adicionalmente serão mencionadas no momento da

apresentação e discussão dos resultados.

4.2.1 – Descrição do equipamento

O equipamento utilizado para realização dos ensaios de coluna foi desenvolvido no

Laboratório de Geotecnia da UFBa. Este consiste de dois conjuntos de dois permeâmetros de

parede flexível cada, permitindo a realização de quatro ensaios simultâneos, com quatro

gradientes hidráulicos diferentes. O sistema permite controlar a tensão efetiva das amostras,

sendo possível a reprodução das tensões de campo. Um esquema de um conjunto é mostrado

na figura 4.1. Já a foto 4.1, apresenta uma visão geral do sistema completo. No apêndice B é

apresentado o projeto dos permeâmetros fabricados.

75

1 – Câmaras 2 – Corpos de prova 3 – Buretas 4 – Interfaces ar/água (1a etapa) – ar/soro (2a etapa) 5 – Interface ar/água 6 – Painel de válvulas de ar-comprimido 7 – Painel de registros 8 – Registro para coleta dos efluentes para análise 9 – Engates rápidos para conectar transdutores 10 – Registros 11 – Transdutor de pressão 12 – Remota para aquisição dos dados

Figura 4.1 - Representação esquemática de um conjunto de 2 permeâmetros.

4

2 2

11

6

3

9

8

7

3

5 4

9

119

9 9

9 10

8 12

76

Foto 4.1 - Conjunto de permeâmetros desenvolvido no Laboratório de Geotecnia da UFBa.

Optou-se por fabricar permeâmetros de parede flexível, ao invés de utilizar os de parede

rígida, disponíveis no laboratório da UFBa, uma vez que, estes diminuem a possibilidade de

ocorrência de fluxo preferencial entre o corpo de prova e a parede do permeâmetro,

especialmente quando da percolação de contaminantes, além de permitir um melhor controle

sobre as pressões aplicadas às amostras.

Os ensaios são de carga constante e, para aplicação das pressões, é utilizado um sistema

de ar comprimido. O painel de distribuição de pressão é composto por quatro válvulas: duas

para cada conjunto de dois corpos de prova, sendo uma utilizada para aplicação da tensão

confinante e a outra para a pressão de base. A mesma tensão confinante pode ser aplicada nos

77

dois corpos de prova utilizando uma única válvula, o mesmo ocorrendo para a pressão de

base. A pressão aplicada no topo do corpo de prova é a atmosférica.

Inicialmente, para ajustar as pressões a serem aplicadas, utiliza-se um transdutor de

pressão acoplado ao painel. Este permite medir a pressão de ar aplicada pelas quatro válvulas,

uma por vez, através de manobras nos registros que isolam estas. O transdutor de pressão

utilizado (marca ASHCROFT, modelo K1) foi calibrado para pressão de ar; sua curva de

calibração é apresentada no apêndice C. Na foto 4.2 tem-se uma visão geral do painel.

Foto 4.2 – Painel de distribuição de pressão.

A tensão confinante e as pressões de base são aplicadas com ar comprimido, através de

interfaces ar-água, e medidas através de transdutor de pressão. O sistema possui seis

interfaces: três para cada conjunto, sendo uma para a aplicação da tensão confinante e as

outras duas para a aplicação da pressão de base, uma para cada amostra. Um detalhe das

interfaces ar-água para aplicação de pressão de base nas amostras é mostrado na foto 4.3.

78

Foto 4.3 – Detalhe das interfaces ar-água para aplicação de pressão na base dos corpos de

prova.

O gradiente hidráulico é estabelecido por meio da aplicação de pressão na base, uma

vez que, a pressão no topo é atmosférica. Para variar o gradiente, faz-se necessário o uso de

corpos de prova com comprimentos diferentes, pois as pressões de base para cada dois corpos

de prova (num mesmo conjunto) não são independentes.

A base de cada corpo de prova é ligada a uma interface ar-água que, além de servir para

a aplicação de pressão de base, funciona também como reservatório para o fluido de

percolação. Uma pressão de ar comprimido é aplicada na parte superior da interface e

transmitida ao fluido de percolação, contido na mesma, de forma que, o fluido é então

gradualmente expulso do reservatório e injetado na base do corpo de prova.

O topo do corpo de prova é ligado a uma bureta com capacidade de 10cm3 e resolução

de 0,05cm3, onde é medido o volume de fluido que sai do corpo de prova. A bureta possui em

sua base um registro para permitir as coletas dos efluentes para análise química. A foto 4.4

mostra um detalhe das buretas utilizadas para medição do volume de saída da amostra e coleta

de efluentes.

79

Foto 4.4 – Detalhe das buretas utilizadas para medição do volume de saída de fluido do corpo

de prova e coleta de efluentes.

Para medir a pressão na base e a tensão confinante utiliza-se um transdutor conectado à

câmara por engate rápido. Neste trabalho, utilizou-se transdutores de pressão modelo K1,

marca ASHCROFT. Estes foram calibrados para pressão de água com a utilização de um

manômetro. As curvas de calibração dos transdutores são apresentadas no apêndice C.

O monitoramento dos ensaios e a aquisição dos dados são feitos através de um Sistema

de Aquisição de Dados (SAD) baseado em Unidades Remotas de Aquisição de Dados

(remota) desenvolvido no próprio laboratório da UFBa. As remotas estão interligadas em rede

a um microcomputador, onde um programa processa as informações. Nessa configuração, a

remota faz toda a aquisição de dados do ensaio ao qual está ligada, sem que o computador

precise estar ligado durante o ensaio. O computador é usado para configurar o ensaio

(intervalo entre leituras; calibração dos sensores, escala dos gráficos, etc.), acompanhar o

andamento do ensaio e gravar os dados lidos pela remota. O programa que roda no

80

microcomputador tem o desenho esquemático de cada ensaio, onde é representado: o valor de

cada grandeza a ser medida, o estado do ensaio, o número de leituras feitas, tempo decorrido,

etc.

Assim, as leituras de pressão são feitas através dos transdutores de pressão ligados à

remota que, por sua vez, estão conectadas a um computador, permitindo o monitoramento dos

dados através de uma interface de visualização. Essas leituras são armazenadas nas remotas

para posterior gravação dos dados. Na foto 4.5 tem-se uma visão da interface de visualização

dos dados.

Foto 4.5 – Visão da interface de visualização dos dados.

O equipamento conta ainda com um sistema de distribuição de água/soro para as

interfaces ar-água. Quando o reservatório do fluido esvazia, o sistema permite tornar a enchê-

lo facilmente e sem risco de entrada de bolhas de ar, através de um painel de registros. Este

possui uma saída que pode ser ligada a um reservatório, onde é acondicionado o fluido de

percolação (água ou soro), que irá ser transferido para as interfaces. A ligação é feita por meio

de engate rápido. A retirada de eventuais bolhas, mantendo o sistema saturado, é feita pela

parte superior das interfaces.

A câmara foi fabricada em acrílico, possibilitando a visualização do corpo de prova.

Esta foi testada para suportar uma pressão de 500kPa. Para evitar vazamentos utilizou-se de

81

anéis de vedação. Os materiais utilizados na fabricação do equipamento são apresentados no

apêndice D.

4.2.2 - Metodologia de ensaio

O procedimento dos ensaios de coluna é semelhante ao dos ensaios de permeabilidade,

porém com a percolação, além de água, de uma solução contendo o contaminante a uma

concentração inicial conhecida e, com coletas do efluente para posterior análise química e

determinação das concentrações efluentes.

Os ensaios de coluna foram realizados em corpos de prova compactados nas dimensões

compatíveis com o equipamento: diâmetro igual a 3,52 cm e alturas variando de 3 a 6 cm. Os

corpos de prova foram moldados com diferentes alturas para possibilitar a obtenção de

diferentes gradientes, uma vez que, o sistema não permite a aplicação de pressões na base

independentes, o mesmo valendo para as pressões no topo.

Os corpos de prova tinham aproximadamente 4 e 3 cm de comprimento (conjunto 1) e 6

e 3 cm (conjunto 2). Os tamanhos destes foram assim definidos com o intuito de diminuir o

tempo de realização dos ensaios, já que, o volume de percolação para finalização dos ensaios

seria menor e, ao mesmo tempo, de disponibilizar um volume (de vazios) a ser coletado

suficiente para realização das análises químicas.

A compactação foi executada utilizando-se um mini-compactador, visto na foto 4.6. Os

corpos de prova foram compactados em quatros camadas, com 25 golpes por camada. Durante

o processo ajustou-se a energia do equipamento, até se obter, para a umidade de compactação,

a densidade correspondente, segundo à curva de compactação.

Os corpos de prova foram compactados para uma umidade em torno de 2% acima da

ótima, já que, a condutividade hidráulica normalmente decresce com o aumento do teor de

umidade, atingindo valores mínimos para teores de umidade 2% a 4% acima da ótima (Rowe,

82

op. cit.). Esse decréscimo normalmente é atribuído à presença de uma estrutura mais dispersa

quando o solo é compactado acima da umidade ótima. Isso significa que as partículas de

argila dispõem-se paralelas umas às outras, aumentando a tortuosidade da trajetória de fluxo

(Rowe, op. cit.).

Foto 4.6 - Equipamento utilizado na compactação dos corpos de prova.

Os ensaios de coluna realizados podem ser divididos em três fases. A primeira é a fase

de saturação, na qual faz-se percolar água destilada através do corpo de prova, até que seja

atingida condição de fluxo permanente. Em seguida, passa-se à fase de adensamento, onde o

corpo de prova é adensado para uma tensão efetiva de campo. E, finalmente, tem-se a fase de

percolação com água e com a solução preparada.

Para proceder o ensaio deve-se, primeiramente, antes de se iniciar a fase de saturação,

saturar todo o sistema com água destilada e dearada. Em seguida, os corpos de prova,

previamente compactados, são colocados nas células, com pedras porosas separando as suas

extremidades do pedestal e do cabeçote, e envolvidos por uma membrana de látex, presa com

anéis de vedação ao pedestal e ao cabeçote.

Uma vez colocados os corpos de prova nas câmaras, estas são fechadas e enchidas com

água, que irá transmitir a tensão confinante ao corpo de prova. Com a câmara completamente

cheia, aplica-se a tensão confinante por meio da interface ar-água.

83

A partir daí, então, inicia-se a fase de saturação. Esta fase tem por objetivo saturar o

corpo de prova antes de se iniciar a percolação com soro, uma vez que, o modelo teórico

assumido para determinação dos parâmetros de transporte é baseado na hipótese do solo estar

saturado. Dessa forma, também, na percolação com água, a condutividade hidráulica é

determinada para condição saturada.

Inicialmente, regula-se a pressão que irá ser aplicada na base dos corpos de prova,

através do transdutor de pressão acoplado ao painel de distribuição. Em seguida ajusta-se a

mesma, medindo-se a pressão diretamente na base do permeâmetro, de forma a se obter o

gradiente desejado. É estabelecido, então, o fluxo vertical ascendente.

Na fase de saturação o fluxo ocorre sob baixa tensão efetiva, em torno de 10 kPa, para

facilitar a expulsão do ar contido na amostra. Durante o ensaio, mede-se o volume de saída de

fluido da amostra ao longo do tempo, através das buretas. Quando o regime de fluxo

permanente é atingido, a vazão torna-se constante e, admite-se a hipótese de que o corpo de

prova está saturado.

Como as buretas não estavam acondicionadas, procurou-se, a cada três dias de

percolação, coletar os efluentes e armazená-los em recipientes, com o intuito de evitar um

possível erro de leitura, em função da evaporação. A taxa de evaporação do ambiente foi

estimada em aproximadamente 0,015 cm3/dia, através de medidas da variação do volume de

água, em uma proveta deixada em exposição na bancada do sistema, com o tempo.

O volume percolado na fase de saturação foi recolhido para posterior análise química, a

fim de ser verificada uma possível lixiviação dos elementos encapsulados. Optou-se por

determinar a concentração dos mesmos elementos que foram determinados no material

tratado.

Depois de saturados os corpos de prova, inicia-se a fase de adensamento. Esta fase, por

sua vez, tem por objetivo representar a consolidação de campo, quando do enchimento da

84

célula do aterro, sob a qual estará a camada impermeabilizante. A tensão de consolidação

adotada foi de 100kPa, estimando-se uma altura de lixo recoberto em torno de 8 m e

densidade de 1,2 tf/m3 (densidade média do lixo de 0,7 t/m3 mais a parcela de solo de

cobertura).

O registro da base é, então, fechado e é dado um acréscimo de tensão confinante, de

forma que a tensão efetiva média ao final do adensamento seja 100kPa. Durante o

adensamento a drenagem ocorre pelo topo do corpo de prova. O volume de água que sai do

corpo de prova é registrado ao longo do tempo, através da bureta que está ligada ao topo

deste, para que, quando esse volume estabilize, o volume de vazios do corpo de prova seja

corrigido, já que, as curvas de transporte são traçadas em termos de volume de vazios

percolado.

Terminada a fase de adensamento, inicia-se a fase de percolação. Inicialmente, ajusta-se

a pressão aplicada à base e a tensão confinante, de forma que, seja estabelecido o gradiente de

percolação desejado e, a percolação ocorra sob a mesma tensão efetiva média do final do

adensamento.

Nessa fase utilizou-se, inicialmente, água destilada como percolante, a fim de se

determinar a condutividade hidráulica saturada do material. Esta foi determinada utilizando-se

a lei de Darcy para fluxo unidimensional laminar em um meio homogêneo (Q=kiA). Ao longo

do ensaio, o volume percolado é registrado ao longo do tempo através das buretas e, a pressão

aplicada na base, através de transdutor conectado ao sistema de aquisição de dados. Para o

cálculo da condutividade hidráulica, assume-se que não há variação no volume do corpo de

prova durante o ensaio.

Os gradientes adotados inicialmente nos ensaios foram: 50, 100, 150 e 200. Estes foram

assim definidos a fim de viabilizar a realização dos ensaios num período hábil. A realização

de ensaios sob diferentes gradientes é importante, pois, para determinação dos coeficientes de

85

mistura mecânica e de difusão molecular, é necessário ter-se coeficientes de dispersão

molecular correspondentes à diferentes velocidades de fluxo. Além disso, é possível verificar-

se a variação da condutividade hidráulica em função do gradiente de percolação. Em geral, a

condutividade diminui com a elevação do gradiente hidráulico, devido ao carreamento de

finos e entupimento da pedra porosa. Entretanto, pode haver também um aumento da

condutividade, quando esses finos apenas causam um aumento da porosidade da amostra

(Dunn, 1983 – em Elbachá, 1989).

As condutividades hidráulicas para água são então determinadas utilizando-se esses

gradientes. Uma vez determinada a condutividade para água, o fluxo é interrompido para que

esta seja substituída pelo soro no sistema. Depois de se retirar toda a água do sistema,

procede-se a saturação do mesmo com a solução de concentração inicial conhecida.

Em seguida, inicia-se a percolação desta solução através do corpo de prova sob as

mesmas condições (tensão efetiva média e gradiente) da percolação com água, para que seja

verificada, também, a variação da condutividade hidráulica em função do fluido percolante.

No entanto, na fase de percolação com soro, aumentou-se gradativamente os gradientes de 50

e 100 para 100 e 200, respectivamente, de forma a reduzir o tempo necessário para a

conclusão dos ensaios.

Assim como na fase de percolação com água, mede-se, ao longo do ensaio, o volume de

saída de fluido da amostra ao longo do tempo, permitindo a determinação da condutividade

hidráulica para a solução. As pressões são da mesma forma monitoradas e registradas.

Em intervalos de tempo correspondentes a aproximadamente meio volume de vazios

percolado, o efluente é recolhido para posterior análise química e determinação da

concentração da substância. Com isto, obtém-se a variação da concentração do efluente ao

longo do ensaio, sendo possível a determinação dos parâmetros de transporte em solo

saturado: coeficientes de difusão molecular e de mistura mecânica e fator de

86

retardamento/parâmetro de sorção. Determinou-se também o pH e a condutividade elétrica

dos efluentes coletados, antes destes serem preservados (acidificados).

A percolação com a solução prossegue até que a concentração do efluente atinja, no

mínimo, metade da concentração inicial desta, para que possa ser calculado o fator de

retardamento e, posteriormente, os demais parâmetros de transporte.

Finalmente, ao final do ensaio, a amostra é retirada e dividida em três partes

aproximadamente iguais para posterior análise química e determinação do perfil de

concentração do contaminante na mesma. Uma parte da amostra é retirada para determinação

da umidade e grau de saturação final.

4.3 – Ensaios de equilíbrio em lote

Conforme já mencionado no capítulo 2, o ensaio de equilíbrio em lote é usualmente

realizado para quantificação da distribuição do contaminante entre a solução e os sólidos do

solo, através da função de distribuição Kf.

Este consiste em misturar uma determinada massa de solo com uma solução, contendo o

contaminante a uma concentração inicial conhecida, em um recipiente fechado e, após um

determinado período de agitação, suficiente para que ocorram as reações químicas entre o

solo e o contaminante, realizar a separação entre as fases sólida e líquida. Em seguida, após a

separação, a solução é analisada quimicamente para determinação da variação da

concentração do soluto. A quantidade de soluto sorvido pelo solo é assumido como sendo a

diferença entre a concentração inicial (antes do contato com o solo) e a concentração do

soluto depois do período de agitação, embora não seja possível separar a quantidade da massa

adsorvida da precipitada.

Normalmente é realizada uma série de ensaios, variando-se apenas a concentração

inicial da substância na solução e, os resultados desses ensaios são expressos em gráficos que

87

relacionam a massa sorvida por unidade de massa de sólidos secos e a concentração do soluto

na solução, após o equilíbrio.

Embora o ensaio seja relativamente simples, muitos parâmetros experimentais podem

influenciar a sorção de um dado constituinte. Em geral, os procedimentos de ensaio utilizados

variam consideravelmente entre si.

4.3.1 – Descrição do equipamento

Para realização dos ensaios de equilíbrio em lote utilizou-se um agitador magnético,

modelo 258 da marca FANEM, existente no Laboratório de Geotecnia da UFBa. Este foi

usado para agitar a mistura solo-solução, disposta em um becker vedado, por um determinado

período. A agitação é feita através de um ímã acoplado ao agitador que, ao girar, faz com que

uma barra magnética teflonada, inserida no becker, também gire, agitando a amostra. Na foto

4.7 tem-se uma visão do agitador magnético com uma amostra sendo agitada.

Foto 4.7 – Agitador magnético.

88

Para realizar a separação entre as fases sólida e líquida após o ensaio, utilizou-se o

método da filtração a vácuo. Para tal foram necessários os seguintes materiais: funil de

Buchner de porcelana, frasco de Kitasato de vidro, papel de filtro WHATMAN 42 e bomba de

vácuo. Um esquema do sistema para filtração é mostrado na figura 4.2; na foto 4.8, tem-se

uma visão geral do mesmo.

Figura 4.2 – Esquema do sistema de filtração a vácuo (Elbachá, 1989).

Foto 4.8 – Sistema de filtração a vácuo.

89

4.3.2 - Metodologia de ensaio

Conforme dito anteriormente, os procedimentos de ensaio utilizados variam

consideravelmente entre si. Dessa forma, é importante associar os resultados obtidos às

definições de ensaio adotadas, já que, os parâmetros experimentais podem influenciar a

sorção de um dado constituinte.

No presente trabalho, utilizou-se amostras do material, passante na peneira # 10 (2mm),

seco ao ar. A proporção adotada nos ensaios foi de 1:4 (solo: solução), sendo que a massa de

solo é corrigida em função da sua umidade inicial.

Para definir o tempo de agitação (tempo necessário para que as reações ocorram),

recomenda-se a realização de ensaios preliminares, nos quais as amostras, com concentrações

iniciais de soluto iguais, são agitadas por tempos diferentes e as concentrações de equilíbrio

determinadas para os respectivos tempos. Entretanto, em geral, 24h é um valor típico adotado,

suficiente para que o equilíbrio seja atingido (USEPA, 1992). Dessa forma, o tempo de

agitação adotado foi igual a 24h.

Uma vez definido o tempo de agitação e a proporção utilizada, selecionou-se as

concentrações inicias para cada amostra e o número de amostras. As concentrações utilizadas

foram aproximadamente 15, 25, 90, 400, 750, 1150 e 1650 mg Pb/L, perfazendo um total de 7

amostras.

Em seguida preparou-se as soluções para as concentrações definidas e pesou-se a massa

de solo a ser utilizada nos ensaios. A massa seca de solo usada foi de 15g para 60mL da

solução. Como o solo estava inicialmente úmido, determinou-se sua umidade inicial para

corrigir a massa real a ser utilizada.

A mistura solo-solução é, então, colocada num becker de 100mL, preso ao Agitador

Magnético, e agitada durante 24h. Após esse período, o becker é recolhido e mede-se a

90

temperatura de equilíbrio e o pH da solução. Em seguida a mistura é filtrada pelo método da

filtração a vácuo, utilizando-se os equipamentos descritos no item anterior. São determinadas

então a condutividade elétrica e a concentração de equilíbrio da fase líquida. Esta última foi

determinada por absorção atômica.

A massa sorvida do contaminante é, então, obtida pela diferença entre a concentração

inicial da solução e a concentração da solução filtrada.

Finalmente os resultados desses ensaios foram expressos em gráficos que relacionam a

massa sorvida por unidade de massa de sólidos secos e a concentração do soluto na solução,

após o equilíbrio. As curvas obtidas, isotermas, podem ser ajustadas segundo modelos

matemáticos, sendo os mais comumente utilizados os de Langmuir e Freundlich.

CAPÍTULO 5

APRESENTAÇÃO E DISCUSSÃO DOS RESULTADOS

5.1 - Introdução

Neste capítulo são apresentados e discutidos os resultados obtidos nos ensaios de coluna

e equilíbrio em lote realizados.

5.2 - Ensaios de coluna

Foram realizados ensaios de coluna, com percolação de água e de soro, na borra

processada compactada, utilizando-se o sistema de permeâmetros desenvolvido. Através

destes buscou-se determinar os parâmetros de transporte de massa na borra (e.g., o fator de

retardamento, a difusão molecular e a dispersividade), além da condutividade hidráulica

saturada com água e com soro. No presente trabalho os parâmetros referem-se ao transporte

do chumbo na borra processada.

Com o intuito de verificar os resultados de condutividade hidráulica obtidos com o novo

sistema desenvolvido, realizou-se também ensaios de permeabilidade em células triaxiais,

existentes no laboratório. Nestes, foi possível a aplicação de contrapressão no auxílio do

processo de saturação dos corpo de prova, além de poder avaliar a sua eficácia através da

determinação do parâmetro B de Skempton.

Adicionalmente, foram realizados mais dois ensaios de coluna, utilizando-se, porém, um

sistema similar ao projetado por de Campos em 1993 e implementado por Borges em 1996 na

92

PUC-Rio, disponível no Laboratório de Geotecnia da UFBa. Nestes também foi possível a

aplicação de contrapressão durante todo o ensaio.

5.2.1 – Ensaios realizados no sistema desenvolvido na UFBa

Foram realizados ensaios de coluna com percolação de água destilada e soro (solução

preparada de nitrato de chumbo) em quatro corpos de prova da borra processada,

compactados com umidade em torno de 2% acima da ótima. Na tabela 5.1 são apresentados os

dados iniciais dos corpos de prova.

Tabela 5.1 - Dados iniciais dos corpos de prova 1, 2, 3 e 4.

Corpo de prova

γγγγt (kN/m3)

ωωωω (%)

e n S (%)

1 18,24 13,0 0,42 0,30 71,68 2 18,24 13,0 0,42 0,30 71,75 3 18,14 13,0 0,43 0,30 71,17 4 18,14 13,0 0,43 0,30 71,34

Anterior à determinação da condutividade hidráulica saturada para a tensão efetiva de

campo, estimada em 100 kPa, a amostra foi saturada, através de percolação com água, para

uma tensão efetiva em torno de 10 kPa. Quando a vazão tornou-se constante com o tempo,

admitiu-se que o corpo de prova atingiu a saturação. Nessa fase, determinou-se também a

condutividade hidráulica média, que variou de 1,13 x 10-10 a 2,00 x 10-10 m/s, nos quatro

permeâmetros. Os gráficos da fase de saturação são apresentados no apêndice E.

Os resultados obtidos na fase de saturação, juntamente com o resultado do ensaio

realizado no Laboratório de Engenharia Civil da Universidade Estadual do Norte Fluminense

(apresentado no apêndice E), segundo a norma DIN 18130, indicaram que esse material

apresentava baixa permeabilidade. Dessa forma, os ensaios aqui apresentados foram

realizados com gradientes hidráulicos altos, variando de 50 até 200, de forma a reduzir o

93

tempo de realização dos ensaios. Os resultados destes são apresentados na tabela 5.2, na qual

são indicadas as tensões confinante e efetiva e as poropressões médias ao longo do corpo de

prova.

Tabela 5.2 - Ensaios de coluna – percolação com água – ensaios 1, 2, 3 e 4.

Corpo de prova

Altura (cm)

imédio σσσσconf. média (kPa)

umédia (kPa)

σσσσ’média (kPa)

vp (m/s)

kmédia (m/s)

1 3,13 201,53 122,07 25,85 96,22 2,73×10-8 4,06×10-11 2 4,04 150,58 122,07 25,90 96,17 2,81×10-8 5,59×10-11 3 3,15 100,89 107,04 10,34 96,70 8,31×10-8 2,47×10-11 4 5,98 49,70 107,04 10,48 96,56 8,71×10-8 5,26×10-11

Como era de se esperar, as condutividades hidráulicas dos quatro corpos de prova

diminuíram devido ao aumento da tensão efetiva, que causa redução do índice de vazios do

solo.

Uma vez que a curva característica do transporte é traçada em termos de volume de

vazios percolado, foi feito um ensaio de compressão isotrópica em um corpo de prova da

borra processada, a fim de corrigir o volume de vazios de cada corpo de prova submetido ao

novo nível de tensões – 100 kPa. Da mesma forma, nos ensaios de coluna, foi medida a

variação de volume dos corpos de prova, quando submetidos ao novo estado de tensões, para

correção do volume de vazios inicial.

Deve-se observar que, devido à dificuldade de se manter o gradiente hidráulico

constante, a condutividade hidráulica foi calculada em cada ponto do ensaio. A figura 5.1

mostra as curvas de variação de volume percolado, do gradiente hidráulico e da condutividade

hidráulica com o tempo, para o corpo de prova 3. As curvas traçadas para os demais ensaios

encontram-se no apêndice E.

94

(a)

(b)

(c) Figura 5.1 - Ensaio de coluna – fase de percolação com água – corpo de prova 3: a) variação

de volume versus tempo; b) variação do gradiente hidráulico versus tempo; c)

variação da condutividade hidráulica versus tempo.

CP 3 - Percolação com água - imedio = 100,89

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

0 2 4 6 8 10

Tempo (dia)

Volu

me

Perc

olad

o (m

L)

CP 3 - Percolação com água

80

90

100

110

120

0 2 4 6 8 10

Tempo (dia)

Gra

dien

te H

idrá

ulic

o

imedio = 100,89


1E-11

1E-10

1E-09

0 2 4 6 8 10

Tempo (dia)

Con

dutiv

idad

e H

idrá

ulic

a (m

/s) kmedia = 2,47E-11

95

A adição de argila ativada (argilominerais modificados quimicamente), durante o

processo de tratamento (encapsulamento) do material, e o alto teor de matéria orgânica

presente no mesmo, sugerem que este apresente significativas propriedades adsortivas. Dessa

forma, os corpos de prova foram moldados com alturas pequenas (variando de 3 a 6cm), com

o objetivo de minimizar o tempo do ensaio de transporte (percolação com soro); entretanto, é

importante ressaltar que alturas excessivamente pequenas implicam em volumes coletados

para análise química inadequados, quando não insuficientes.

Antes de se iniciar a fase de percolação com soro, dando continuidade aos ensaios, os

gradientes hidráulicos dos corpos de prova 3 e 4 foram ajustados de forma a se aumentar as

velocidades de percolação, diminuindo o tempo de realização dos ensaios. É importante

ressaltar que as velocidades de percolação devem ser baixas o suficiente para que o equilíbrio

das reações seja atingido; no entanto, por outro lado, velocidades muito baixas não são

convenientes por levar o ensaio a se estender indefinidamente, além de tornar difícil o

controle do gradiente hidráulico. Dessa forma, torna-se inviável a reprodução, em laboratório,

da velocidade de percolação de campo, onde o gradiente hidráulico geralmente assume valor

abaixo da unidade.

Realizou-se, então, um segundo estágio de percolação com água, para determinar a

condutividade hidráulica dos corpos de prova para os novos gradientes. Na tabela 5.3 são

apresentados os resultados desse novo estágio; as curvas correspondentes estão no apêndice E.

Tabela 5.3 - Segundo estágio dos ensaios de coluna - percolação com água.

Corpo de prova

Altura (cm)


umédia (kPa)


vp (m/s)

kmédia (m/s)

1 3,13 200,00 123,50 26,00 97,50 2,25×10-8 3,37×10-11 2 4,04 149,78 123,50 26,05 97,45 3,05×10-8 6,11×10-11 3 3,15 204,94 123,00 26,51 96,49 1,41×10-8 2,06×10-11 4 5,98 101,50 123,00 26,65 96,35 1,02×10-8 3,02×10-11

96

Buscou-se, inicialmente, realizar ensaios com gradientes diferentes, pois, para

determinar os parâmetros de transporte α (coeficiente de mistura mecânica) e D* (difusão

molecular) são necessários ensaios com velocidades de percolação diferentes. Entretanto, em

função da necessidade de se cumprir o programa de ensaios, foi necessário aumentar os

gradientes dos corpos de prova 3 e 4.

Ainda nas fases de saturação e percolação com água foram coletados efluentes para

determinação da concentração dos mesmos elementos químicos analisados na borra. Na foto

5.1 são mostrados os aspectos do corpo de prova e do efluente coletado. Observa-se que este

último apresenta uma coloração escura, o que sugere a presença de matéria orgânica. Os

resultados das análises são apresentados na tabela 5.5.

Foto 5.1 – Efluente coletado e amostras compactadas.

Após o tratamento da borra oleosa, pela empresa Americlean, foram realizados ensaios

de lixiviação e solubilização, segundo as normas NBR 10005 e 10006, respectivamente, para

verificação da eficiência do tratamento. Um resumo dos resultados das análises de oito

amostras de solubilizado e lixiviado de borra tratada são apresentados na tabela 5.4. Os

valores indicados nesta tabela foram compilados de relatórios da PETROBRAS, sendo os

mesmos os maiores dentre as amostras analisadas.

97

Tabela 5.4 – Análises químicas dos efluentes dos ensaios de lixiviação e solubilização da

borra tratada (PETROBRAS, 1999).

NBR 10004 LIXIVIAÇÃO (ANEXO G)

SOLUBILIZAÇÃO (ANEXO H)

ANÁLISES Detectado

(mg/L) Legislação

(mg/L) Detectado

(mg/L) Legislação

(mg/L)

ALUMÍNIO - - 0,62 0,2 ARSÊNIO < 0,0 5 5 < 0,05 0,05 BÁRIO 1,1 100 3,2 1 CÁDMIO 0,06 0,5 0,009 0,005 CHUMBO 0,15 5 1,1 0,05 COBRE - - < 0,5 1 CROMO 1,9 5 0,14 0,05 FERRO - - 3,6 0,3 MANGANÊS - - 2,3 0,1 MERCÚRIO < 0,01 0,1 < 0,001 0,001 PRATA < 0,05 5 0,27 0,005 SÓDIO - - 1100 200 SELÊNIO 0,027 1 < 0,01 0,01 ZINCO - - 0,58 5

Os limites máximos permissíveis, indicados na tabela 5.4, são exigidos para classificar o

resíduo como material inerte, segundo padrões de potabilidade da água, conforme a norma

NBR 10004. Para a utilização da borra processada como material de construção em sistemas

de impermeabilização de aterros sanitários, é necessário, primeiramente, que os

contaminantes encapsulados não sejam liberados no ambiente, em concentrações suficientes

para causar impactos ambientais.

Como nos ensaios realizados – lixiviação e solubilização – as condições de contorno são

diferentes das do ensaio de coluna, optou-se por analisar os efluentes da percolação com água

para determinação da concentração de alguns destes elementos químicos. Foram analisados

preferencialmente os elementos que, de acordo com a tabela 5.4, apresentaram concentrações

acima dos limites permissíveis (Ag, Al, Cd, Cr, Fe, Mn, Na e Pb). Adicionalmente, foram

98

determinadas as concentrações de cobre (Cu) e zinco (Zn). Determinou-se também o pH e a

condutividade elétrica dos efluentes coletados. As coletas dos efluentes para análise química

foram feitas seqüencialmente quando o volume percolado atingia aproximadamente 10 mL, o

que significa aproximadamente um volume de poros. Os resultados dessas análises são

apresentados nas tabelas 5.5 e 5.6.

Tabela 5.5 -Análises químicas dos efluentes da percolação com água.

CP 1 CP 2 Análise 1a coleta 2a coleta 3a coleta 1a coleta 2a coleta 3a coleta

Ag (mg/L) < 0,1 - - < 0,1 - - Al (mg/L) < 0,5 - - < 0,5 - - Cd (mg/L) < 0,075 - - < 0,075 - - Cr (mg/L) < 0,03 - - < 0,03 - - Cu (mg/L) 4,95 1,00 0,70 2,95 1,04 0,85 Fe (mg/L) 1,55 1,68 1,05 3,58 2,40 1,10 Mn (mg/L) 28,00 3,10 2,00 66,00 6,80 3,75 Na (mg/L) 3.477 1.558 960 3.348 1.600 890 Pb (mg/L) 3,43 1,07 0,28 0,32 0,29 0,15 Zn (mg/L) 3,15 1,17 0,22 2,55 0,25 0,18

Tabela 5.6 - Análises de pH e cond. elétrica dos efluentes da percolação com água.

Análises CP 1 CP 2 CP 3 CP 4

1a coleta 8,79 8,35 8,63 8,65 2a coleta 7,49 8,30 7,41 7,87 PH 3a coleta 7,10 7,55 7,0 7,17 1a coleta 17.700 19.900 > 20.000 > 20.000 2a coleta 7.530 8.050 6.010 15.840 Cond. Elétrica

(mohms/cm) 3a coleta 5.020 4.560 4.800 13.050

Analisando-se os resultados das análises químicas apresentados na tabela 5.5, tem-se

que, após percolado um maior volume de água, os resultados das concentrações efluentes dos

elementos químicos analisados indicam uma tendência de queda. Tal fato sugere a lixiviação

99

desses elementos em função da disponibilidade dos mesmos, de forma que, para quantidades

maiores de água percolada, tem-se concentrações cada vez menores, podendo até se atingir

valores bastante baixos.

Considerando os valores obtidos, o material apresenta ainda concentrações de certos

elementos acima do máximo permissível. Entretanto, é possível que uma “lavagem” do

material, anterior à sua utilização, minimize os problemas, já que, observou-se uma queda da

concentração destes elementos nos efluentes com o tempo.

Observa-se também um elevado teor de sódio (Na) tanto no efluente do ensaio de

solubilização (Americlean) quanto no da percolação com água. Tal fato pode estar associado

ao elevado teor deste elemento na borra processada, que é um material oriundo da exploração

de petróleo offshore. O fato do efluente da percolação com água apresentar uma concentração

de sódio maior do que a do solubilizado pode estar associado às diferentes condições de

contorno dos ensaios. No ensaio de solubilização a amostra é misturada com água deionizada

ou destilada, na proporção 1:4, agitada durante cinco minutos e deixada em repouso por sete

dias, antes de ser filtrada e analisada. Já no ensaio de percolação, a proporção solo:solução é

menor, ou seja, mais amostra para uma menor quantidade de água em contato com os grãos,

embora o tempo de contato entre o solo e a solução seja menor.

Deve-se notar também os elevados valores de concentração efluente para o manganês,

que apresentaram-se maiores do que os encontrados nos ensaios de lixiviação e solubilização.

Observou-se uma coloração avermelhada nas mangueiras de saída dos corpos de prova (foto

5.2), o que poderia ser um indicativo do alto teor de manganês e/ou ferro dos efluentes.

100

Foto 5.2 – Detalhe da cor avermelhada das mangueiras de saída dos corpos de prova.

Os valores das condutividades elétricas dos efluentes foram consideravelmente altos, o

que indica um elevado teor de íons dissolvidos nestes. Observa-se, também, uma queda nos

valores de condutividade elétrica para um maior volume de água percolado. Novamente

podendo indicar a lixiviação decrescente dos elementos disponíveis.

Os valores de pH indicam que os efluentes apresentam um caráter básico, embora a

borra em si tenha pH ligeiramente ácido.

Assumindo que os valores de concentração do chumbo nos efluentes da percolação com

água eram baixos em relação à concentração inicial a ser utilizada na fase de percolação com

soro, foi dado, então, início a esta última fase, mantendo-se os mesmos gradientes da segunda

fase da percolação com água.

Na percolação com soro, optou-se pela utilização de uma solução de nitrato de chumbo

– Pb(NO3)2 – com concentrações de chumbo relativamente elevadas, a fim de minimizar

possíveis imprecisões de medidas. Para tanto, foi preparada uma solução de Pb(NO3)2 em

101

água destilada e deionizada, adicionando-se a massa do reagente de Pb(NO3)2 nesta. A

mistura assim preparada foi analisada no LERQ/UFBa. A análise química desta e das outras

amostras apresentadas neste trabalho foram realizadas pelo método de absorção atômica de

chamas.

Durante a fase de percolação com soro, foram medidos os volumes de saída do soro nos

corpos de prova ao longo do tempo, além da poropressão na base. Com isto, foram calculadas

a velocidade e a condutividade hidráulica dos corpos de prova ponto a ponto, verificando-se a

sua eventual variação no decorrer do ensaio, conforme ilustram as figuras 5.2 a 5.5 a seguir.

102

(a)

(b)

Figura 5.2 - Corpo de Prova 1: a) variação da condutividade hidráulica e b) variação da

velocidade de percolação com o tempo.

CP 1 - Percolação com soro - imedio = 201,4

1E-11

1E-10

1E-09

7 12 17 22 27 32

Tempo (dia)

Con

dutiv

idad

e H

idrá

ulic

a(m

/s) kmedia = 2,97E-11


1E-09

1E-08

1E-07

7 12 17 22 27 32

Tempo (dia)

Velo

cida

de d

e Pe

rcol

ação

(m

/s)

vmedia = 1,99E-08

103

(a)

(b)




1E-11

1E-10

1E-09

7 12 17 22 27 32

Tempo (dia)

Con

dutiv

idad

e H

idrá

ulic

a(m

/s)

kmedia = 16,8E-11


1E-08

1E-07

1E-06

8 12 16 20 24 28 32Tempo (dia)

Velo

cida

de d

e Pe

rcol

ação

(m

/s)

vmedia = 8,40E-08

104

(a)

(b)




1E-12

1E-11

1E-10

7 12 17 22 27 32

Tempo (dia)

Con

dutiv

idad

e H

idrá

ulic

a(m

/s)

kmedia = 2,71E-11


1E-09

1E-08

1E-07

7 12 17 22 27 32

Tempo (dia)

Vel

ocid

ade

de P

erco

laçã

o (m

/s)

vmedia = 1,87E-08

105

(a)

(b)




1E-12

1E-11

1E-10

7 12 17 22 27 32

Tempo (dia)

Con

dutiv

idad

e H

idrá

ulic

a(m

/s)

kmedia = 2,98E-11


1E-09

1E-08

1E-07

7 12 17 22 27 32

Tempo (dia)

Velo

cida

de d

e Pe

rcol

ação

(m

/s)

vmedia = 1,02E-08

106

Observa-se na figura 5.3a, correspondente ao ensaio 2, que a condutividade hidráulica

média deste corpo de prova apresentou-se relativamente maior do que as dos outros corpos de

prova. Não foi encontrada uma justificativa definitiva para esse fato, uma vez que, todos os

outros valores de condutividade hidráulica, obtidos para uma tensão efetiva de 100 kPa,

mantiveram-se na ordem de grandeza de 10-11 m/s.

Observou-se que a mangueira de saída do topo deste corpo de prova apresentou-se

transparente durante todo o ensaio (foto 5.3 - a), o que poderia sugerir uma não obstrução na

mesma, enquanto os outros corpos de prova teriam suas mangueiras obstruídas, diminuindo

assim suas condutividades hidráulicas. De fato, a mangueira do topo dos outros corpos de

prova apresentaram coloração escura, conforme visto na foto 5.3 - b.

(a) (b)

Foto 5.3 - Detalhe da mangueira do topo do permeâmetro 2 (a) dos outros permeâmetros (b).

Deve-se notar que não se verificou uma redução da condutividade hidráulica e,

consequentemente da velocidade de percolação, durante a percolação com soro. De acordo

com os resultados dos ensaios (figuras 5.2 a 5.5), a interação do chumbo com a borra

aparentemente afeta pouco a condutividade hidráulica desta.

107

Em geral, em materiais argilosos, devido à reações de sorção entre as substâncias

presente na solução percolante e o meio poroso, ou ocorre uma diminuição gradual da

condutividade hidráulica ou um aumento desta, quando da percolação da solução. A

diminuição da condutividade hidráulica pode ocorrer em decorrência de uma expansão da

camada dupla. Os cátions dissolvidos na solução são sorvidos nas superfícies dos sólidos,

aumentando a espessura da camada dupla e, diminuindo os vazios livres. Por outro lado, um

aumento da condutividade pode ocorrer em decorrência de uma contração da camada dupla.

Neste caso ocorre uma diminuição da espessura da camada dupla quando, por exemplo,

cátions monovalentes são trocados por cátions bivalentes presentes na solução.

As amostras de efluente foram coletadas, inicialmente, em intervalos de tempo

correspondentes a aproximadamente meio volume de poros percolado, para determinação das

concentrações do chumbo ao longo do ensaio. Observando-se que as concentrações efluentes

eram baixas, optou-se por fazer as coletas para volumes percolados maiores. Com isto, foi

possível traçar as curvas breakthrough do chumbo em cada ensaio. Foram realizadas também

análises de pH e condutividade elétrica dos efluentes coletados. Os resultados destas análises

são apresentados nas tabelas 5.7 a 5.10.

Tabela 5.7 - Resultado das análises físico-químicas das amostras de efluente do ensaio 1.

CP 1

Efluente Vp/Vv pH C.E. (mS/cm) Cef (mg/L) 1 0,54 8,71 4270 0,34 2 1,05 8,55 4110 0,30 3 1,91 8,42 3900 0,98 4 2,68 8,43 3530 0,64 5 3,37 8,49 3150 1,25 6 4,05 8,60 3100 1,20 7 4,79 8,71 3070 1,95

Cef = concentração do Pb nos efluentes C.E. = condutividade elétrica

108


CP 2 Efluente Vp/Vv pH C.E. (mS/cm) Cef (mg/L)

1 0,54 8,40 2720 0,64 2 1,18 9,01 2030 0,30 3 1,97 8,91 1600 1,25 4 2,47 8,89 1100 0,55 5 3,15 8,87 1080 2,35 6 3,92 8,38 852 2,0 7 4,66 8,34 792 2,6 8 5,16 8,44 823 1,53 9 5,71 8,65 802 1,96

10 6,32 8,64 792 2,54 11 7,42 8,80 1203 1,23 12 8,18 8,69 1227 1,29 13 9,04 8,55 1695 1,45 14 9,83 8,50 1341 2,15 15 10,66 8,75 1158 4,00 16 12,39 8,66 1098 2,00 17 13,69 8,78 925 2,77 18 14,99 8,88 882 3,53 19 15,41 8,92 816 2,00 20 15,96 8,85 795 4,97 21 16,94 8,96 763 6,10 22 17,44 9,07 676 5,90




1 0,55 8,69 3840 1,64 2 1,06 8,24 3750 1,44 3 1,91 8,40 3390 2,00 4 2,55 8,13 3070 1,30 5 3,22 8,35 2840 2,40 6 3,90 8,40 2680 1,17 7 4,53 8,50 2890 4,90


109



1 0,48 8,45 13290 0,80 2 0,73 8,86 9590 1,00 3 1,11 8,88 8450 1,30 4 1,44 8,91 7500 1,10


Durante a fase de percolação com soro, foram analisadas no LERQ/UFBa duas amostras

da solução influente. As concentrações medidas do chumbo estão indicadas na tabela 5.11.

Tabela 5.11 - Análises da solução influente dos ensaios 1, 2, 3 e 4.

CONCENTRAÇÕES (mg Pb/L)

CP 1 e CP 2 CP 3 e CP 4

Co1 26,62 50,76

Co2 16,9 21,6

Observa-se uma diferença considerável entre as concentrações do chumbo nas duas

amostras. Esta diferença pode estar associada à imprecisão decorrente do pequeno volume das

amostras analisadas ou à precipitação do chumbo em função de variações das condições de

contorno, por exemplo temperatura, podendo ainda ser atribuída à adsorção do chumbo ao

material utilizado no reservatório de soro - nylon.

Para se tentar descobrir a causa da variação da concentração inicial, foram realizados

testes com soluções preparadas de Pb(NO3)2 a uma concentração inicial de 100mg Pb/L.

Deixou-se em repouso dois balões de vidro, um contendo o nylon e outro contendo apenas a

solução. Em intervalos de tempo eram coletadas duas amostras da solução de cada balão: uma

sobrenadante e a outra após a agitação da solução. Os resultados desses teste são apresentados

na tabela 5.12.

110

Tabela 5.12 - Teste com nylon.

CONCENTRAÇÃO (mg Pb/L)

Balão com nylon Balão sem nylon Amostra

Sobrenadante Mexida Sobrenadante Mexida 19/12 86,5 93,3 - - 10/01 89,0 93,2 86,3 88,6 01/03 83,0 92,9 83,4 87,4

Os resultados obtidos para as concentrações de chumbo das amostras coletadas dos dois

balões sugerem que não houve interação do chumbo com o nylon. Inclusive, para as amostras

mexidas, temos uma maior concentração de chumbo na amostra do balão com o nylon. Caso

tivesse havido reação entre o chumbo e o nylon era de se esperar uma menor concentração

para o balão com nylon.

Da mesma forma, aparentemente, também não houve redução significativa da

concentração de chumbo para as amostras coletadas antes e após a agitação da solução, o que

poderia indicar que não houve precipitação do metal, embora as concentrações para as

amostras sobrenadantes tenham sido menores do que as das amostras coletadas após a

agitação da solução (amostras mexidas).

Uma vez que não foi encontrada uma explicação definitiva para esta diferença, os

resultados das análises das amostras de efluente realizadas foram interpretados em relação aos

resultados das duas análises da solução influente. Assim, para o cálculo das concentrações

relativas, foram tomados os dois valores obtidos para a concentração inicial.

As curvas de transporte obtidas, assim como as curvas de pH e condutividade elétrica

versus volume percolado por volume de vazios, são apresentadas nas figuras 5.6 a 5.13.

111

(a)

(b)


Curva de transporte - CP 1

0,00

0,25

0,50

0 1 2 3 4 5

Vp/Vv

C/Co

Co = 26,62 mg Pb/L


0,00

0,25

0,50

0 1 2 3 4 5

Vp/Vv

C/CoCo = 16,9 mg Pb/L

112

(a)

(b)


volume de vazios para o ensaio 1.

2500

3000

3500

4000

4500

0 1 2 3 4 5

Vp/Vv

Con

dutiv

idad

e E

létr

ica

mS

7

8

9

10

0 1 2 3 4 5

Vp/Vv

pH

113

(a)

(b)



0,00

0,25

0,50

0 5 10 15 20

Vp/Vv

C/Co Co = 26,62 mg Pb/L


0,00

0,25

0,50

0 5 10 15 20

Vp/Vv


114

(a)

(b)



500

1000

1500

2000

2500

3000

0 5 10 15 20

Vp/Vv

Con

dutiv

idad

e El

étric

a m

S

7

8

9

10

0 5 10 15 20

Vp/Vv

pH

115

(a)

(b)



0,00

0,25

0,50

0 1 2 3 4 5

Vp/Vv



0,00

0,25

0,50

0 1 2 3 4 5

Vp/Vv


116

(a)

(b)



2000

2500

3000

3500

4000

0 1 2 3 4 5

Vp/Vv

Con

dutiv

idad

e El

étric

a m

S

7

8

9

10

0 1 2 3 4 5

Vp/Vv

pH

117

(a)

(b)



0,00

0,25

0,50

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0

Vp/Vv

C/Co

Co = 50,76 mg Pb/L


0,00

0,25

0,50

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0

Vp/Vv


118

(a)

(b) Figura 5.13 - Curvas de condutividade elétrica (a) e pH (b) versus volume percolado por


5000

7500

10000

12500

15000

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0

Vp/Vv

Con

dutiv

idad

e El

étric

a m

S

7

8

9

10

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0

Vp/Vv

pH

119

Embora a curva esperada fosse da forma apresentada na figura 5.14, observa-se que, de

acordo com as curvas para os ensaios 1, 3 e 4 , após a percolação de um volume igual a 4,5

volumes de vazios das amostras, não se atingiu nos efluentes a metade da sua concentração na

solução influente. Mesmo no ensaio 2, no qual foram percolados aproximadamente 17

volumes de vazios da amostra, a concentração efluente atingiu apenas aproximadamente 35%

da sua concentração inicial (para Co = 16,9 mg/L). Nos outros ensaios o chumbo está presente

no efluente ainda com concentrações muito baixas, o que sugere uma alta capacidade de

retenção do material e, consequentemente, um alto valor de fator de retardamento.

Figura 5.14 - Forma esperada das curvas breakthrough de chumbo.

É possível que tais resultados estejam associados à sorção do chumbo à matéria

orgânica, presente em alto teor na borra processada. 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.

Os valores de pH medidos para os efluentes coletados, associados aos valores das

concentrações iniciais, sugerem que o chumbo está sendo retido principalmente devido ao

mecanismo de precipitação. Conforme citado no capítulo 2 deste trabalho, para valores de

concentração acima de aproximadamente 0,2 mg Pb/L em meios com pH igual 8, tem-se uma

tendência de precipitação do chumbo.

Uma análise dos gráficos de pH indica que, em geral, o pH manteve-se constante, com

leve tendência de aumento com o tempo. Como a solução inicial tinha pH em torno de 5, com

C/Co

Vp/Vv

0

1

breakthrough curve

1

0

120

sua introdução no meio podem ter ocorrido reações que elevaram o pH (reações de

neutralização), o que poderia causar uma redução na solubilidade do chumbo e sua

precipitação.

Em geral a condutividade elétrica decresceu com o tempo, o que poderia indicar uma

diminuição da lixiviação dos elementos disponíveis.

Após o término dos ensaios, os corpos de prova foram retirados e divididos em três

partes aproximadamente iguais, para a análise da concentração de chumbo e traçado do perfil

de concentração do chumbo no solo. Espera-se que esta deve ser próxima do valor da

concentração da solução influente, uma vez que, o material reteve bastante, considerando as

baixas concentrações de chumbo nos efluentes. Os resultados dessas análises são apresentados

na tabela 5.13.

Além disso, realizou-se também análises para determinação da CTC do material após a

percolação da solução de nitrato de chumbo, com o intuito de verificar as trocas ocorridas.

Espera-se por sua vez, que os valores obtidos sejam menores do que o valor de CTC obtido

antes da percolação, já que, aparentemente, houve retenção do chumbo na borra, podendo

uma parcela desta ter sido por troca iônica. Os resultados dessas análises são apresentados na

tabela 5.14.


corpos de prova 1, 2, 3 e 4, após a percolação do soro.

Concentração Total Concentração Líquida (Total – Branco) Branco 164,00

C Pb (mg/Kg) CP 1 CP 2 CP 3 CP 4 CP 1 CP 2 CP 3 CP 4

Topo 179,74 183,06 168,84 165,01 15,74 19,06 4,84 1,01 Meio 189,92 185,44 170,65 166,15 25,92 21,44 6,65 2,15 Base 189,99 186,10 192,25 180,46 25,99 22,10 28,25 16,46

Média 186,55 184,87 177,25 170,54 22,55 20,87 13,25 6,54

121

Tabela 5.14 - Resultado das análises de CTC final nos corpos de prova 1, 2, 3 e 4.

CTC (meq / 100 g) Ca+2 Mg+2 Na+ K+ Soma Al+3 H+ Al+3 + H+ T

Inicial 30,60 4,69 6,91 0,66 42,86 0 0,78 0,78 43,64 CP1 14,26 0,95 0,14 0,17 15,52 - - 1,00 16,52 CP2 21,02 0,52 0,24 0,22 22,00 - - 1,09 23,09 CP3 17,48 2,98 0,12 0,16 20,74 - - 1,41 22,15 CP4 21,33 2,31 0,20 0,11 23,95 - - 1,00 24,05

Média 18,52 1,69 0,18 0,17 20,55 - - 1,13 21,68 Troca (%) -39,45 -63,97 -97,40 -74,24 - - - +44,87 -50,32

Os resultados de teor de chumbo obtidos ao final dos ensaios, conforme a tabela 5.13,

sugerem que o chumbo foi realmente retido pelo material, confirmando as suspeitas, embora

não se possa precisar o mecanismo de retenção. Como os valores finais obtidos foram maiores

que o valor inicial ou branco (antes da percolação da solução de nitrato de chumbo

Pb(NO3)2), concluiu-se que o excedente de chumbo presente na borra (concentração líquida)

foi devido à retenção do chumbo presente na solução de percolação utilizada.

Observou-se que as concentrações de chumbo, em todos os ensaios, foram maiores na

base, decrescendo à medida que se aproximava do topo do corpo de prova, embora não na

mesma proporção.

Para o cálculo da concentração líquida, utilizou-se o valor para o branco igual a 164,00

mg/Kg, embora essa mesma determinação em uma outra amostra tenha sido igual a 185,68

mg/Kg. Essa diferença obtida entre os valores de branco pode estar associada à imprecisão da

representatividade da amostragem, já que, a quantidade de material utilizada para essa

determinação é muito pequena, em torno de 4g.

Da mesma forma, os resultados da concentração de chumbo nos corpos de prova no

final dos ensaios podem estar sujeitos a tal imprecisão, o que poderia explicar a não

uniformidade dos resultados obtidos. No entanto, como regra geral, se considerarmos os

122

valores médios da concentração de chumbo nos corpos de prova obtidos no final dos ensaios,

temos que houve uma retenção do chumbo pelo material, o que confirma os baixos valores de

chumbo nos efluentes coletados.

Analisando agora os resultados de CTC obtidos ao final dos ensaios, apresentados na

tabela 5.14, temos que, provavelmente, o chumbo também foi adsorvido por troca

substituindo os cátions Ca+2, Mg+2, Na+ e K+, uma vez que, os valores finais de CTC foram

menores que os valores iniciais (antes da percolação da solução de nitrato de chumbo

(Pb(NO3)2).

Considerando os valores médios para esses cátions, para os quatro corpos de prova,

temos que, percentualmente, o sódio (Na+) foi o mais trocado – 97,40%; seguido do potássio

(K+) – 74,24%; magnésio (Mg+2) – 63,97%; e do cálcio (Ca+2) – 39,45%. Embora, conforme

dito no capítulo 2 desse trabalho, estudos mostrem que o chumbo é preferencialmente

adsorvido por troca em argilas, substituindo cálcio (Ca+2) e potássio (K+).

Dados experimentais também mostraram que apenas os íons de hidrogênio (H+) e

alumínio (Al+3) são capazes de substituir o chumbo nas superfícies dos argilominerais. De

fato, os valores de CTC obtidos ao final dos ensaios não foram menores do que os valores

iniciais, sendo que, a média para os quatro corpos de prova foi inclusive 44,87% maior do que

o valor inicial.

Tal incremento pode estar associado à adsorção, nas superfícies dos argilominerais, de

íons de hidrogênio (H+) presentes na solução de percolação. Para obter uma solução de

percolação com pH igual a 5, foi necessário o ajuste do pH através da adição de ácido nítrico

na mesma. Uma vez que, na solução não havia alumínio (Al+3), o aumento da CTC para

H++Al+3 correspondeu ao aumento da CTC apenas para o íon hidrogênio (H+).

123

5.2.2 – Ensaios realizados no equipamento da PUC-Rio

Foram realizados também outros dois ensaios de coluna em corpos de prova da borra

processada, compactados com umidade em torno de 2% acima da ótima. Na tabela 5.15 são

apresentados os dados iniciais dos corpos de prova.

Tabela 5.15 - Dados iniciais dos corpos de prova 5 e 6.

Corpo de prova

γγγγt (kN/m3)

ωωωω (%)

e n S (%)

5 18,24 13,0 0,42 0,30 72,24 6 18,33 13,0 0,41 0,29 73,37

Esses dois ensaios foram realizados utilizando-se o equipamento da PUC-Rio,

disponível no laboratório de Geotecnia da UFBa.

A diferença básica entre os procedimentos destes ensaios e os realizados com o sistema

desenvolvido na UFBa está na fase de saturação da amostra. Nesse caso, a amostra foi

saturada através da aplicação de contrapressão, com medidas do parâmetro B, o que garante

uma maior confiabilidade do grau de saturação do corpo de prova.

Além disso, utilizando-se esse equipamento, foi possível medir o volume de entrada e

saída de fluído do corpo de prova de forma automática, através transdutores de deslocamento

acoplados aos Medidores de Variação Volumétrica, usados para aplicar pressão na base dos

corpos de prova. Tal dispositivo implica em leituras de volume mais precisas, diminuindo a

possibilidade de erros. Na foto 5.4 são apresentados os Medidores de Variação Volumétrica.

124

Foto 5.4 - Medidores de Variação Volumétrica.

Assim como nos outros ensaios realizados, os gradientes hidráulicos utilizados foram

altos, de forma a reduzir o tempo de realização dos ensaios. Os resultados destes são

apresentados na tabela 5.16, na qual são indicadas as tensões confinante e efetiva e as

poropressões médias ao longo do corpo de prova.

Tabela 5.16 - Ensaios de coluna – percolação com água – ensaios 5 e 6.

Corpo de prova

Altura (cm)


umédia (kPa)


vp (m/s)

kmédia (m/s)

5 3,86 100,10 290,00 191,03 98,97 4,64×10-8 1,39×10-10 6 3,13 144,84 290,00 194,33 95,67 3,09×10-8 6,19×10-11

Comparando-se os resultados de condutividade hidráulica saturada obtidos com o novo

sistema desenvolvido e os obtidos com esse sistema, observa-se que estes valores foram

maiores do que os obtidos nos ensaios realizados no novo sistema, conforme ilustra a tabela

5.17.

Era de se esperar que os valores obtidos para esses ensaios fossem realmente maiores, já

que o critério de saturação adotado (parâmetro B) garante uma maior confiabilidade da

saturação. Em geral, quanto maior a saturação do meio poroso, maior a condutividade

hidráulica obtida, com o valor máximo atingido para a condição de saturação total.

125

Tabela 5.17 – Condutividades hidráulicas para os ensaios realizados no equipamento da PUC-

Rio e nos novos permeâmetros desenvolvidos na UFBa.

Gradiente k (m/s)

Equip. PUC-Rio k (m/s)

Sistema novo

100,10 / 107,0 1,39 x 10-10 5,59 x 10-11

144,84 / 150,6 6,19 x 10-11 2,47 x 10-11

Média 1,01 x 10-10 4,35 x 10-11

Nas figuras 5.15 e 5.16 a seguir são mostradas as curvas de variação de volume

percolado, do gradiente hidráulico e da condutividade hidráulica com o tempo, para os corpos

de prova 5 e 6.

126

(a)

(b)

(c)



hidráulica com o tempo (c).


0,0

1,0

2,0

3,0

0 10 20 30 40 50 60

Tempo (hora)

Volu

me

Perc

olad

o (m

L)


80

90

100

110

120

0 10 20 30 40 50 60

Tempo (hora)

Gra

dien

te H

idrá

ulic

o

imedio = 100,10


1E-11

1E-10

1E-09

0 10 20 30 40 50 60

Tempo (hora)

Con

dutiv

idad

e H

idrá

ulic

a(m

/s)

kmedia = 1,39E-10

127

(a)

(b)

(c)



hidráulica com o tempo (c).


0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

0 10 20 30 40 50

Tempo (hora)

Volu

me

Perc

olad

o (m

L)


120

130

140

150

160

0 10 20 30 40 50

Tempo (hora)

Gra

dien

te H

idrá

ulic

o

imedio = 144,84


1E-11

1E-10

1E-09

0 10 20 30 40 50Tempo (hora)

Con

dutiv

idad

e H

idrá

ulic

a(m

/s)

kmedia = 6,19E-11

128

Antes de se iniciar a fase de percolação com soro, dando continuidade aos ensaios, os

gradientes hidráulicos foram ajustados de forma a aumentar as velocidades de percolação,

diminuindo o tempo de realização dos ensaios.

Realizou-se, então, um segundo estágio de percolação com água, para determinar a

condutividade hidráulica dos corpos de prova para os novos gradientes. Na tabela 5.18 são

apresentados os resultados desse novo estágio; as curvas correspondentes estão no apêndice E.

Tabela 5.18 - Segundo estágio dos ensaios de coluna – percolação com água.

Corpo de prova

Altura (cm)


umédia (kPa)


vp (m/s)

kmédia (m/s)

5 3,86 242,71 290,00 189,89 100,11 6,40×10-8 7,91×10-11 6 3,13 293,09 290,00 188,91 101,09 1,02×10-8 4,71×10-11

Em seguida foi dado início à fase de percolação com soro, mantendo-se os mesmos

gradientes da segunda fase da percolação com água. Nessa fase, utilizou-se também uma

solução de nitrato de chumbo, porém com concentrações de chumbo mais elevadas do que as

dos outros ensaios.

Através das medidas de variação de volume de entrada e saída do soro nos corpos de

prova e da poropressão na base e no topo deste, ao longo do tempo, foram calculadas a

velocidade de percolação e a condutividade hidráulica dos corpos de prova, verificando-se a

sua eventual variação no decorrer do ensaio, conforme ilustram as figuras 5.17 e 5.18.

129

(a)

(b)




1E-11

1E-10

1E-09

0 5 10 15 20 25 30

Tempo (dia)

Con

dutiv

idad

e H

idrá

ulic

a (m

/s)

kmedia = 8,22E-11


1E-08

1E-07

1E-06

0 5 10 15 20 25 30

Tempo (dia)

Velo

cida

de d

e Pe

rcol

ação

(m

/s)

vmedia = 6,76E-08

130

(a)

(b)




1E-11

1E-10

1E-09

0 5 10 15 20 25 30

Tempo (dia)

Con

dutiv

idad

e H

idrá

ulic

a (m

/s)

kmedia = 5,82E-11


1E-08

1E-07

1E-06

0 5 10 15 20 25 30

Tempo (dia)

Velo

cida

de d

e Pe

rcol

ação

(m

/s)

vmedia = 5,99E-08

131

Observa-se nas figuras 5.17 e 5.18, correspondentes aos ensaios 5 e 6, que os valores

médios de condutividade hidráulica mantiveram-se na ordem de grandeza de 10-11 m/s,

conforme nos outros ensaios.

Aqui também observou-se que as mangueiras de saída do topo dos corpos de prova

apresentaram coloração escura, sugerindo uma obstrução na mesma.

Deve-se notar que não se verificou uma redução da condutividade hidráulica durante a

percolação com soro, mais uma vez indicando que a interação do chumbo com a borra

aparentemente afeta pouco a condutividade hidráulica desta.

Foram coletadas amostras de efluente para determinação das concentrações do chumbo

ao longo do ensaio e traçado das curvas de breakthrough do chumbo em cada ensaio. Foram

realizadas também análises de pH e condutividade elétrica dos efluentes coletados. Os

resultados destas análises são apresentados nas tabelas 5.19 e 5.20.



1 0,48 5,97 13.930 6,87 2 0,96 6,11 11.610 4,03 3 1,35 6,05 8.880 5,77 4 1,79 7,53 7.800 7,77 5 2,28 8,00 6.120 7,30 6 2,72 8,21 5.700 8,25 7 3,52 8,77 3.830 7,64 8 4,00 8,90 3.320 9,20 9 4,52 9,00 3.015 22,67


132



1 0,51 8,16 20.000 1,4 2 1,05 8,18 14.570 0,7 3 1,50 8,35 9.910 1,7 4 1,95 8,42 7.930 4,8 5 2,34 8,33 6.230 9,3 6 2,87 8,86 4.820 21,3 7 3,44 9,00 3.680 18,7 8 4,08 9,24 3.000 25,0


Aqui também, durante a fase de percolação com soro, foram analisadas, no

LERQ/UFBa, duas amostras da solução influente e, foi observada uma diferença considerável

entre as concentrações do chumbo nas duas amostras, conforme a tabela 5.21 abaixo.

Tabela 5.21 - Análises da solução influente dos ensaios 5 e 6.

CONCENTRAÇÕES (mg Pb/L)

CP 5 e CP 6

Co3 134,7

Co4 91,5

Mais uma vez não foi encontrada uma explicação definitiva para esta diferença e, os

resultados das análises das amostras de efluente realizadas foram interpretados em relação aos

resultados das duas análises da solução influente. As curvas de transporte obtidas, assim como

as curvas de pH e condutividade elétrica versus volume percolado por volume de vazios são

apresentadas nas figuras 5.19 a 5.22 a seguir.

133

(a)

(b)



0,00

0,25

0,50

0 1 2 3 4 5

Vp/Vv



0,00

0,25

0,50

0 1 2 3 4 5

Vp/Vv


134

(a)

(b)



3000

7000

11000

15000

0 1 2 3 4 5

Vp/Vv

Con

dutiv

idad

e E

létr

ica

m

S

5

6

7

8

9

0 1 2 3 4 5

Vp/Vv

pH

135

(a)

(b)



0,00

0,25

0,50

0 1 2 3 4 5

Vp/Vv



0,00

0,25

0,50

0 1 2 3 4 5

Vp/Vv


136

(a)

(b)



2500

7500

12500

17500

22500

0 1 2 3 4 5

Vp/Vv

Con

dutiv

idad

e El

étri

ca

mS

7

8

9

10

0 1 2 3 4 5

Vp/Vv

pH

137

Assim como nos outros ensaios realizados, o chumbo está presente nos efluentes ainda

com concentrações muito baixas, o que novamente realça a capacidade de retenção do

material.

Aqui também os valores de pH medidos para os efluentes coletados, associados ao valor

da concentração inicial, sugerem que o chumbo está sendo retido principalmente devido ao

mecanismo de precipitação.

Os gráficos de pH indicam uma tendência de aumento deste com o tempo, sugerindo a

ocorrência de reações entre o solo e a solução.

Os valores de concentração de chumbo nos corpos de prova, obtidos após o término dos

ensaios, conforme tabela 5.22, confirmam que o chumbo está sendo retido pelo material.

Assim ocorre com os resultados das análises de CTC obtidos após a percolação da solução de

nitrato de chumbo, apresentados na tabela 5.23, que sugerem terem ocorrido trocas entre o

material e o chumbo.


corpos de prova 5 e 6, após a percolação do soro.

Concentração Total

Concentração Líquida (Total – Branco)

Branco 164,00 C Pb

(mg/Kg) CP 5 CP 6 CP 5 CP 6

Topo 168,18 165,55 4,18 1,55 Meio 181,81 198,15 17,81 34,15 Base 184,48 200,13 20,48 36,13

Média 178,16 187,94 14,16 23,94

138

Tabela 5.23 - Resultado das análises de CTC final nos corpos de prova 5 e 6.

CTC (meq / 100 g) Ca+2 Mg+2 Na+ K+ Soma Al+3 H+ Al+3 + H+ T

Inicial 30,60 4,69 6,91 0,66 42,86 0 0,78 0,78 43,64 CP 5 21,03 2,79 0,14 0,14 24,10 - - 0,89 24,99 CP 6 23,88 0,85 0,11 0,10 24,94 - - 1,08 26,02

Média 22,46 1,82 0,13 0,12 24,52 - - 0,99 25,51 Troca % -26,62 -61,19 -98,19 -81,82 - - - +26,92 -41,56

5.2.3 – Ensaios realizados em células triaxiais

Foram realizados ensaios em uma amostra compactada da borra, utilizando uma célula

triaxial existente no laboratório, para confirmação das condutividades hidráulicas saturadas

obtidas no sistema desenvolvido.

Nesses ensaios, após percolar água durante aproximadamente 3 dias, aplicou-se

incrementos de pressão confinante e mediu-se o parâmetro B. Para uma tensão confinante de

aproximadamente 180 kPa obteve-se um valor de B igual a 0,97. Nesse momento, a amostra

foi considerada saturada e foi dado início ao adensamento para uma tensão efetiva de 100

kPa. Os dados iniciais do corpo de prova são apresentados na tabela 5.24.

Tabela 5.24 - Dados iniciais do corpo de prova 7.

Corpo de prova

γγγγt (kN/m3)

ωωωω (%) e n S

(%)

1 18,24 13,0 0,42 0,29 72,80

Visando avaliar a permeabilidade à água para os mesmos gradientes utilizados nos

ensaios realizados no sistema desenvolvido, o ensaio foi conduzido inicialmente sob o

gradiente de 50 e, após a determinação da condutividade hidráulica saturada para esse

139

gradiente, ajustou-se as pressões da base e do topo, de forma a estabelecer um gradiente de

100. Seguindo o mesmo procedimento determinou-se a condutividade hidráulica saturada para

os gradientes de 150 e 200. Os resultados destes ensaios estão apresentados na tabela 5.25 e

suas curvas correspondentes nas figuras 5.23 a 5.26 a seguir.

Tabela 5.25 - Ensaios de permeabilidade com água em célula triaxial.

Corpo de prova

Altura (cm)


umédia (kPa)


kmédia (m/s)

49,8 285,8 185,0 100,8 5,69×10-11 100,6 301,8 202,0 99,8 4,14×10-11 148,7 318,9 218,1 100,8 4,50×10-11

1 6,70

200,6 335,5 235,5 100,0 4,21×10-11

140

(a)

(b)


condutividade hidráulica com o tempo (b) – i = 49,8.

CP 7 - Triaxial - Percolação com água - i = 49,8

0,00

0,25

0,50

0,75

1,00

0 20 40 60 80

Tempo (hora)

Volu

me

Perc

olad

o (m

L)


1E-11

1E-10

1E-09

0 20 40 60 80

Tempo (hora)

Con

dutiv

idad

e H

idrá

ulic

a (m

/s)

kmedia = 5,69E-11

141

(a)

(b)



CP 7 - Triaxial - Percolção com água - i = 100,6

0,00

0,25

0,50

0,75

1,00

0 10 20 30 40 50

Tempo (hora)

Volu

me

Perc

olad

o (m

L)

CP 7 - Triaxial - Percolação com água - i = 106

1E-11

1E-10

1E-09

0 10 20 30 40 50

Tempo (hora)

Con

dutiv

idad

e H

idrá

ulic

a (m

/s)

kmedia = 4,14E-11

142

(a)

(b)




0,00

0,25

0,50

0,75

1,00

0 5 10 15 20

Tempo (hora)

Vol

ume

Perc

olad

o (m

L)


1E-11

1E-10

1E-09

0 5 10 15 20Tempo (hora)

Con

dutiv

idad

e H

idrá

ulic

a (m

/s)

kmedia = 4,50E-11

143

(a)

(b)




0,00

0,25

0,50

0,75

1,00

0 5 10 15 20 25 30

Tempo (hora)

Vol

ume

Perc

olad

o (m

L)

CP 7 - Triaxial - Percolação com água - i =200,6

1E-11

1E-10

1E-09

0 5 10 15 20 25 30

Tempo (hora)

Con

dutiv

idad

e H

idrá

ulic

a (m

/s)

kmedia = 4,21E-11

144

Comparando-se os resultados de condutividade hidráulica saturada obtidos em ambos os

sistemas, observa-se que os valores se aproximaram bastante, com uma leve tendência de

aumento para os ensaios realizados na célula triaxial, considerando a média dos valores,

conforme tabela 5.26 abaixo.

Aqui, também, era de se esperar que os valores obtidos para os ensaios realizados na

célula triaxial fossem maiores, já que a saturação também foi através da aplicação de

contrapressão. Entretanto, verificou-se que isto só ocorreu nos ensaios para os gradientes em

torno de 50 e 150.

Tabela 5.26 – Condutividades hidráulicas para os ensaios realizados em câmara triaxial e nos

novos permeâmetros desenvolvidos.

Gradiente k (m/s) Triaxial

k (m/s) Sistema novo

49,8 / 49,7 5,69 x 10-11 4,06 x 10-11

100,6 / 107,0 4,14 x 10-11 5,59 x 10-11

148,7 / 150,6 4,50 x 10-11 2,47 x 10-11

200,6 / 201,5 4,21 x 10-11 5,26 x 10-11

Média 4,64 x 10-11 4,35 x 10-11

5.3 - Ensaios de equilíbrio em lote

Esses ensaios foram realizados com a finalidade de verificar a sorção do chumbo na

borra oleosa processada, confirmando os resultados obtidos nos ensaios de coluna.

Para os ensaios realizados, utilizou-se uma valor máximo da concentração inicial de

1643 mg Pb/L, enquanto que seu valor mínimo foi de 13,7 mg Pb/L. As definições utilizadas

para a realização desses ensaios são indicadas na tabela 5.27, enquanto que os dados gerais

dos ensaios são apresentados na tabela 5.28.

145

Tabela 5.27 – Definições dos ensaios de batelada.

Massa de solo (g)

Umidade inicial (%)

Proporção solo:solução

Volume de solução (mL)

Tempo de agitação (hora)

16,28 4,18 1:4 60 24

Tabela 5.28 – Dados gerais dos ensaios de batelada.

Co (mg Pb/L)

Ce (mg Pb/L)

Msorvida (mg Pb)

Cs (mg Pb/g)

Temp. (°°°°C)

pH de equilíbrio

Cond. Elétrica (mS/cm)

13,07 0,80 0,74 0,05 28,0 7,00 6.090

26,62 1,24 1,52 0,10 27,5 7,16 6.070

87,35 1,65 5,14 0,33 28,5 7,28 6.290

397,50 40,05 21,45 1,37 29,5 6,70 6.590

733,50 68,80 39,88 2,55 29,5 6,95 6.880

1145,60 109,80 62,15 3,98 31,0 6,80 7.245

1643,00 147,00 89,76 5,74 31,0 6,64 7.560 Msorvida = (Co-Ce) . Volume da solução Cs = Msorvida / Msolo seco

As equações utilizadas para ajustar os dados obtidos nesses ensaios foram as de

Freundlich e de Langmuir, por serem estas as mais comumente utilizadas.

Considerando inicialmente a equação de Freundlich (5.1), traçou-se a isoterma

correspondente em gráfico log-log, conforme a figura 5.27.

Cs = K . Ce

N (5.1) Onde:

Cs = massa de substância sorvida na fase sólida por unidade de massa seca de

sólidos do meio poroso (mg/g)

Ce = concentração de equilíbrio do soluto na solução (mg/L)

N e K = coeficientes que dependem do soluto, natureza do meio poroso e

condições do ambiente

146

Figura 5.27 – Isoterma de Freundlich.

Segundo recomendações de Shukla & Mittal (1979), a curva foi dividida em dois

trechos, de forma que, o primeiro trecho representa a sorção para valores de concentração

inicial mais baixos, 13,07 a 87,35 mg Pb/L e, o segundo, a sorção para valores de

concentração inicial entre 87,35 a 1643 mg Pb/L.

Observe-se também que a curva foi traçada em função das concentrações adimensionais

Cs* e Ce*, dadas pela razão de Cs e Ce, obtidas no ensaio, em relação a um valor de

referência (e. g. Elbachá, 1989). Utilizou-se como valor de referência o valor do ponto da

mudança de inclinação das retas.

Os valores das constantes K e N para cada trecho são apresentados na tabela 5.29

abaixo. Observa-se que as formas das curvas e as constantes K e N variaram com a

concentração de equilíbrio do chumbo.

Tabela 5.29 – Parâmetros de sorção segundo equação de Freundlich.

Parâmetros 1o Trecho 2o Trecho K 797,81 1,46 N 2,60 0,60

Isoterma de Freundlich

-2,0

-1,0

0,0

1,0

-2,0 -1,0 0,0 1,0

log Ce*

log

Cs*

147

QC

QKCC e

Ls

e +⋅

= 1 ( )2.5

Pode-se assumir que os dois trechos da curva indicam que o tipo de reação difere para

diferentes valores da concentração inicial de chumbo. O primeiro trecho da curva, para baixos

valores de concentração inicial, sugere o predomínio de reações de adsorção, enquanto que no

segundo podem ocorrer reações de adsorção e precipitação, conforme sugestão de Shukla e

Mittal (1979).

Considerando agora a formulação de Langmuir, expressa pela equação 5.2, traçou-se a

isoterma correspondente num gráfico Ce*/ Cs* versus Ce*, conforme ilustra a figura 5.28.

Figura 5.28 – Isoterma de Langmuir.

Aqui, novamente, considerou-se separadamente dois trechos, já que estes possuíam

inclinações diferentes e, expressou-se as curvas em função das concentrações adimensionais.

Os valores dos coeficientes de sorção da isoterma de Langmuir, Q e KL, são

apresentados na tabela 5.30 a seguir.

Isoterma de Langmuir

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

0 50 100 150

Ce*

Ce*

/Cs*

148

( )11 −⋅⋅+= NeCNK

nR ρ ( )3.5

( )211

Le

L

KCKQ

nR

⋅+⋅+= ρ ( )4.5

Tabela 5.30 – Parâmetros de sorção segundo equação de Langmuir.

Parâmetros 1o Trecho 2o Trecho Q -0,05 -1111,11 KL -19,61 -0,001

Segundo alguns autores, altos valores de KL no primeiro trecho, comparado ao segundo

trecho da curva, mostra que, à baixas concentrações de equilíbrio, predomina a adsorção.

Enquanto que, valores de Q mais altos no segundo trecho da curva pode ser um indicativo do

predomínio de reações de precipitação nesse trecho (Elbachá, op. cit.).

A ocorrência de reações de precipitação pode ser verificada conhecendo-se a quantidade

de chumbo retida no material. Se esta for maior que a CTC deste, o excesso do soluto sorvido

pode ser atribuído à reações de precipitação simultâneas com reações de adsorção conforme

sugestão de Shukla e Mittal descrita por Elbachá (1989).

A partir dos parâmetros obtidos através dos ajustes dos dados dos ensaios de equilíbrio

em lote, pode-se obter indiretamente o fator de retardamento (R), segundo as respectivas

isotermas.

Empregando-se primeiramente a isoterma de Freundlich, temos a equação 5.3 do fator

de retardamento.

Onde: ρ = massa específica seca do solo (g/cm3);

n = porosidade do solo.

De forma análoga, para a isoterma de Langmuir, esse fator é obtido a partir da equação

5.4.

149

Assim, a partir dessas equações, foram obtidos valores de retardamento para as

diferentes concentrações iniciais utilizadas. Esses valores são apresentados na tabela 5.31.

Tabela 5.31 – Valores de Fator de Retardamento para as isotermas de Freundlich e Langmuir.

Fator de Retardamento – R Isoterma de Freundlich Isoterma de Langmuir

Co (mg Pb/L)

1o Trecho 2o Trecho 1o Trecho 2o Trecho 13,07 26 27 18 7 26,62 51 23 42 7 87,35 80 20 173 7 397,50 12901 6 1 7 733,50 30642 5 1 7 1145,60 64701 5 1 7 1643,00 103160 4 1 7

Como essas relações são válidas quando a principal interação entre o solo e o poluente é

a adsorção, os valores de fator de retardamento relevantes seriam os obtidos para o primeiro

trecho de cada isoterma, o qual corresponde à menores concentrações do soro, onde a

adsorção ocorre em maior intensidade (Elbachá, op. cit.).

Segundo de Paula et al. (1999), citando o trabalho de Guy & Chakrabarti (1975), a

sorção dos metais Cu, Pb, Zn e Cd aos minerais argílicos comporta-se segundo a isoterma de

Freundlich, que não exibe um patamar de concentração máxima, enquanto que, a sorção dos

metais aos ácidos húmicos e hidróxidos de Fe e Mn seguem o modelo de Langmuir.

Embora não tenha sido possível a determinação do retardamento nos ensaios de coluna

realizados, podemos sugerir que tal valor esteja em torno de algum valor próximo aos obtidos

nos ensaios de equilíbrio em lote, para as concentrações iniciais iguais a 26,62 e 87,35, que

150

foram as mais próximas dos valores de concentração utilizadas nos ensaios de coluna. Dessa

forma, o valor do fator de retardamento poderia estar entre 18 e 173.

Como os valores de concentração inicial utilizados foram altos e o pH do meio

manteve-se em torno de 7 a 8, considerando os valores medidos após o período de agitação, é

provável que o principal mecanismo de retenção tenha sido a precipitação, de forma que, os

valores de R obtidos a partir das isotermas podem não ser consistentes.

Além disso, é importante ressaltar que o fator de retardamento depende da velocidade

de percolação, conforme dito no capítulo 2 desse trabalho. E que, as isotermas são modelos

empíricos utilizados para descrever os processos de sorção entre solos e substâncias de

maneira geral e simplificada e, que as constantes de cada um desses modelos variam com as

condições específicas do meio e, portanto, de cada ensaio. Como as condições dos ensaios

geralmente não são uma representação fiel das encontradas no campo, as isotermas devem ser

utilizadas apenas como uma representação qualitativa da situação que ocorre no campo.

Cabe ainda ressaltar que, devido às hipóteses simplificadoras em que se baseia cada

uma das teorias desenvolvidas, uma isoterma pode ser uma boa representação de alguns casos,

não sendo adequada em outros.

5.4 - Considerações gerais

Nesse trabalho, pretendeu-se contribuir para uma melhor compreensão das

características da borra oleosa processada, verificando-se sua condutividade hidráulica e

parâmetros de transporte em relação a um determinado contaminante, no caso o chumbo.

Os valores de condutividade hidráulica obtidos indicam que esta apresenta baixa

condutividade quando compactada para uma umidade em torno de 2% acima da ótima,

mesmo para tensões efetivas baixas.

151

Observou-se que os valores de condutividade hidráulica, determinados com água e com

soro, não indicaram grandes variações com o gradiente hidráulico aplicado, assim como não

houve também variação significativa entre os valores de condutividade obtidos para

percolação com água e com soro, o que sugere que as interações entre o chumbo e a borra

afetam pouco sua condutividade.

Embora não tenha sido possível, com os resultados disponíveis até o momento, avaliar

os parâmetros Dl (dispersão hidrodinâmica), αl (coeficiente de mistura mecânica) e D*

(difusão molecular) do chumbo na borra oleosa processada, através de solução analítica, uma

vez que, as concentrações efluentes dos ensaios de coluna não alcançaram metade da

concentração inicial, pode-se ressaltar algumas peculiaridades da interação desta com o

chumbo.

Com base nos resultados obtidos, supõe-se que a borra oleosa processada apresenta

relativa capacidade de adsorção, podendo essa capacidade estar associada ao elevado teor de

matéria orgânica presente nesta.

As concentrações iniciais das soluções utilizadas foram relativamente elevadas e, para

os valores de pH obtidos, é possível que o principal mecanismo de retenção seja a

precipitação.

Os ensaios de equilíbrio em lote forneceram uma indicação do comportamento químico

do poluente, porém melhores resultados poderiam ter sido obtidos.

Além dos resultados apresentados, observou-se, através da moldagem de um corpo de

prova deixado exposto ao ambiente, que, este não apresentou macrofissuras, visíveis a olho

nú. Tal fato pode estar associado ao teor de matéria orgânica presente no material, já que, esta

ajuda a prevenir o ressecamento e fissuramento dos solos, através da retenção de umidade

(Sparks, op. cit.).

CAPÍTULO 6

CONCLUSÕES E SUGESTÕES

6.1 - Conclusões

Embora os resultados obtidos até aqui não sejam suficientes para a determinação de

todos os parâmetros de transporte do chumbo na borra oleosa processada, é possível uma

avaliação da sua mobilidade neste material e dos principais mecanismos de transporte e

interações com o mesmo.

• O chumbo têm baixa mobilidade na borra oleosa. Os ensaios de laboratório sugerem que

este fica retido na borra através de mecanismos de sorção, incluindo a adsorção e a

precipitação.

• O alto teor de matéria orgânica presente nesse material contribui para a retenção do

chumbo, além de melhorar as características de retenção de umidade da borra,

minimizando problemas de ressecamento e fissuramento. É possível que a sorção na

matéria orgânica seja o principal mecanismo de interação entre o chumbo e a borra, sem

contudo ser desprezada a adsorção deste nos materiais inorgânicos do material.

• Quanto ao critério da condutividade hidráulica, a borra oleosa processada poderia ser

utilizada como material de impermeabilização de base em Aterros Sanitários, já que esta

apresentou condutividade hidráulica baixa, atendendo os requisitos exigidos por norma.

153

• Os valores da condutividade hidráulica, determinados na percolação com água e com soro,

não indicaram grandes variações, sugerindo que a interação do chumbo com a borra afetou

pouco esse parâmetro.

• O processo de encapsulamento não se mostrou totalmente eficiente, principalmente com

relação aos elementos Na, Mn, Pb e Fe, que apresentaram concentrações, nos efluentes da

percolação com água, acima do valor máximo permitido para classificação do material

como inerte.

6.2 - Sugestões para trabalhos futuros

Este trabalho indica alguns aspectos que devem ser estudados em detalhes acerca do uso

da borra oleosa processada como material de impermeabilização de base em Aterros

Sanitários.

• Recomenda-se a realização de ensaios de coluna e de equilíbrio em lote, utilizando-se uma

solução multi-elementar, que se aproxime mais da solução real que irá percolar através do

material em campo, com monitoramento das concentrações desses outros elementos.

• É importante também a realização de ensaios considerando a difusão molecular como o

principal mecanismo de transporte de contaminantes, já que, este é possivelmente o

mecanismo que domina o transporte de solutos através de liners, onde a velocidade de

percolação é baixa o suficiente.

• É conveniente estudar o transporte dos contaminantes orgânicos presentes na borra oleosa

processada, de forma a garantir a segurança da sua utilização quanto à liberação desses

elementos tóxicos no ambiente.

• É importante um estudo para melhorar o processo de tratamento por encapsulamento com

relação aos elementos com os quais essa tecnologia não foi capaz de evitar a lixiviação

para o ambiente.

154

• Para avaliar o transporte através do liner, além dos parâmetros que são determinados em

laboratório, faz-se necessário um estudo em escala de campo, para conhecer melhor o

comportamento desses contaminantes nas condições de campo.

• De posse dos dados obtidos nos ensaios realizados neste trabalho, pode-se realizar uma

simulação numérica para estimar a extensão de uma pluma de contaminação por chumbo

através de um liner composto desse material. Desta forma, pode-se avaliar a área na qual o

contaminante está presente em concentrações maiores que as permitidas no meio ambiente.

• Sugere-se uma modificação no equipamento de ensaios de coluna de modo a controlar a

velocidade do fluxo em vez do gradiente hidráulico e, medir os volumes de entrada e saída

do corpo de prova de forma automatizada. Para tanto, é possível substituir as buretas

convencionais por medidores de variação de volume, semelhantes da PUC-Rio, porém

adaptados para que estes passem a funcionar como uma bomba tipo seringa, tal como

descrito por Araruna Júnior et al.(1994).

• Da mesma forma, sugere-se também melhorias no equipamento e procedimento dos

ensaios de equilíbrio em lote, principalmente com relação ao método de separação e o

tempo de mistura.

• Recomenda-se a realização de ensaios de transporte com a utilização de gradientes mais

próximos do valor real de campo e maiores tempo de duração dos ensaios, de forma a se

alcançar no efluente a metade da concentração inicial.

• Sugere-se a realização de ensaios com a utilização de soluções de percolação com

concentrações de chumbo mais próximas de valores encontrados em chorumes, ou pelo

menos menores do que as utilizadas, para possibilitar a avaliação da adsorção deste na

borra, já que, para concentrações elevadas o chumbo tende a precipitar.

155

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161

( ) ( )erf dβπ

ε εβ

= −∫2 2

0exp

APÊNDICE A

Função complementar de erro (erfc).

β erf (β) erfc (β) β erf (β) erfc (β)-3.00 -0.999978 1.999978 0.00 0.000000 1.000000-2.95 -0.999970 1.999970 0.05 0.056372 0.943628-2.90 -0.999959 1.999959 0.10 0.112463 0.887537-2.85 -0.999944 1.999944 0.15 0.167996 0.832004-2.80 -0.999925 1.999925 0.20 0.222703 0.777297-2.75 -0.999899 1.999899 0.25 0.276326 0.723674-2.70 -0.999866 1.999866 0.30 0.328627 0.671373-2.65 -0.999822 1.999822 0.35 0.379382 0.620618-2.60 -0.999764 1.999764 0.40 0.428392 0.571608-2.55 -0.999689 1.999689 0.45 0.475482 0.524518-2.50 -0.999593 1.999593 0.50 0.520500 0.479500-2.45 -0.999469 1.999469 0.55 0.563323 0.436677-2.40 -0.999311 1.999311 0.595 0.600000 0.400000-2.35 -0.999111 1.999111 0.60 0.603856 0.396144-2.30 -0.998857 1.998857 0.65 0.642029 0.357971-2.25 -0.998537 1.998537 0.70 0.677801 0.322199-2.20 -0.998137 1.998137 0.75 0.711156 0.288844-2.15 -0.997639 1.997639 0.80 0.742101 0.257899-2.10 -0.997021 1.997021 0.85 0.770668 0.229332-2.05 -0.996258 1.996258 0.90 0.796908 0.203092-2.00 -0.995322 1.995322 0.95 0.820891 0.179109-1.95 -0.994179 1.994179 1.00 0.842701 0.157299-1.90 -0.992790 1.992790 1.05 0.862436 0.137564-1.85 -0.991111 1.991111 1.10 0.880205 0.119795-1.80 -0.989091 1.989091 1.15 0.896124 0.103876-1.75 -0.986672 1.986672 1.20 0.910314 0.089686-1.70 -0.983790 1.983790 1.25 0.922900 0.077100-1.65 -0.980376 1.980376 1.30 0.934008 0.065992-1.60 -0.976348 1.976348 1.35 0.943762 0.056238-1.55 -0.971623 1.971623 1.40 0.952282 0.047718-1.50 -0.966105 1.966105 1.45 0.959695 0.040305-1.45 -0.959695 1.959695 1.50 0.966105 0.033895-1.40 -0.952285 1.952285 1.55 0.971623 0.028377-1.35 -0.943762 1.943762 1.60 0.976348 0.023652-1.30 -0.934008 1.934008 1.65 0.980376 0.019624-1.25 -0.922900 1.922900 1.70 0.983790 0.016210-1.20 -0.910314 1.910314 1.75 0.986672 0.013328-1.15 -0.896124 1.896124 1.80 0.989091 0.010909-1.10 -0.880202 1.880202 1.85 0.991111 0.008889-1.05 -0.862436 1.862436 1.90 0.995322 0.004678-1.00 -0.842701 1.842701 1.95 0.994179 0.005821-0.95 -0.820891 1.820891 2.00 0.995322 0.004678-0.90 -0.796908 1.796908 2.05 0.996258 0.003742-0.85 -0.770668 1.770668 2.10 0.997021 0.002979-0.80 -0.742101 1.742101 2.15 0.997639 0.002361-0.75 -0.711156 1.711156 2.20 0.998137 0.001863-0.70 -0.677801 1.677801 2.25 0.998537 0.001463-0.65 -0.642029 1.642029 2.30 0.998857 0.001143-0.60 -0.603856 1.603856 2.35 0.999111 0.000889-0.55 -0.563323 1.563323 2.40 0.999311 0.000689-0.50 -0.520500 1.520500 2.45 0.999469 0.000531-0.45 -0.475482 1.475482 2.50 0.999593 0.000407-0.40 -0.428392 1.428392 2.55 0.999689 0.000311-0.35 -0.379382 1.379382 2.60 0.999764 0.000236-0.30 -0.328627 1.328627 2.65 0.999822 0.000178-0.25 -0.276326 1.276326 2.70 0.999866 0.000134-0.20 -0.222703 1.222703 2.75 0.999899 0.000101-0.15 -0.167996 1.167996 2.80 0.999925 0.000075-0.10 -0.112463 1.112463 2.85 0.999944 0.000056-0.05 -0.056372 1.056372 2.90 0.999959 0.000041

2.95 0.999970 0.0000303.00 0.999978 0.000022

erf ( -β ) = -erf ( β ) ; erfc ( β ) = 1 - erf ( β )

162

APÊNDICE B

Projeto dos permeâmetros.

Figura B.1 – Projeto dos permeâmetros fabricados – Base – Planta baixa e Cortes.

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SIMONE HARTH OLIVEIRA - geotecnia.ufba.br Simone Harth Oliveira.pdf · SIMONE HARTH OLIVEIRA AVALIAÇÃO DO USO DE BORRA OLEOSA PROCESSADA EM SISTEMAS DE IMPERMEABILIZAÇÃO DE ATERROS