- Laboratório de Geotecnia - UFBA

Transcrição

PEDRO OLIVEIRA DA SILVA COSTA
AVALIAÇÃO EM LABORATÓRIO, DO TRANSPORTE DE
CONTAMINANTES NO SOLO DO ATERRO SANITÁRIO DE
SAUÍPE/BA.
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:
- Tácio Mauro Pereira de Campos
- Luís Edmundo Prado Campos
Departamento de Engenharia Civil
Pontifícia Universidade Católica do Rio de Janeiro
Rio de Janeiro, 10 de maio de 2002.
Dedico este trabalho a meu avô Silvio, que me despertou
para engenharia através do contato com a natureza.
AGRADECIMENTOS
Aos amigos Viviane, Antônio, Bidkar, Everton, Pedro, Vânia, Luciene, Flávio, Claudio Rabe,
Ana Júlia, Rodrigo, Cassiane, Betânia, Douglas, Eudes, Gleide, André e demais colegas de
pós-graduação, pelas diversas colaborações e pelo agradável convívio ao longo do trabalho.
A Tácio pela orientação no decorrer do trabalho.
A Luís Edmundo, pelo incentivo, sem o qual não teríamos conseguido.
Aos Professores do Departamento de Engenharia Civil – DEC da Puc-Rio, pelos
conhecimentos transmitidos.
A Ana Roxo e demais funcionários da Secretaria do DEC da Puc-Rio, pela atenção gasta no
decorrer do curso.
Aos amigos William, Amauri, Josué e seu José, do Laboratório de Geotecnia da PUC-Rio,
pela colaboração na fase inicial do trabalho.
Aos amigos Bessa, Armando, Renato, Paulo Burgos, Paulo Libonati, Adelvan, Fernando,
Carrillo, Mariana e Seu Reginaldo, do Laboratório de Geotecnia da Escola Politécnica da
UFBA, pela colaboração nas atividades de laboratório.
A Ariomar, Beth, Dôra e Luís da EBDA, pela realização das análises químicas de CTC.
A Telma, Percílio, Rita e Ednilze do Laboratório de análises do DHS da Escola Politécnica da
UFBA, pela realização das análises químicas para determinação de pH e condutividade
elétrica.
A Josi, Fernando e São Pedro do LERQ, pela realização das análises químicas de absorção
atômica.
A Seu João, pelos trabalhos de marcenaria, realizados na Escola Politécnica – UFBA.
Aos amigos Luci, Ivan e Detinha, pela ajuda nos trabalhos de formatação final e desenhos.
Ao Professor José Marcus Godoy, Professor de Geoquímica da PUC-Rio, pela atenção e
explanações oferecidas no decorrer do trabalho.
A Maurício Fiúza e Luís Aníbal da CONDER, pelo material cedido referente ao Aterro
Sanitário de Sauípe/BA.
A CNPq pelo apoio financeiro dado durante a realização deste trabalho.
A minha família, pelo fiel apoio sempre dedicado, e por muito mais.
E, especialmente, a Moni pelo companheirismo, força, paciência e carinho com que
acompanhou a realização deste trabalho.
RESUMO
Este trabalho tem como objetivo apresentar uma avaliação da mobilidade do chorume
no solo do aterro Sanitário de Sauípe, no município de Entre Rios, BA. O estudo se baseia em
resultados de ensaios de laboratório e em dados encontrados na literatura, os quais foram
utilizados para prever o transporte do contaminante e os principais mecanismos de interação
entre este e o solo.
Foi utilizado um equipamento desenvolvido 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 mobility of leachate in the
soil of Sauípe’s Sanitary Landfill, located in the municipality of Entre Rios, in the State of
Bahia. The study is based on experimental laboratory results and on literature data, which
have been used for predicting the contaminant transport and the main mechanisms of its
interaction with the soil.
To carry out the laboratory tests has been used an equipment developed for this purpose,
which allows the determination of the transport parameters of the contaminant in the soil.
ÍNDICE
LISTA DE FIGURAS
VIII
LISTA DE TABELAS
XII
LISTA DE FOTOGRAFIAS
XIV
LISTA DE SÍMBOLOS
XV
CAPÍTULO 1 INTRODUÇÃO
1
CAPÍTULO 2 TRANSPORTE DE CONTAMINANTES
8
2.1 Introdução
8
2.2 Mecanismos de Transporte
9
2.3 Processos de Interação
16
2.3.1 Adsorção
18
2.3.2 Precipitação
22
2.3.3 Isotermas de Sorção
24
2.4 Fatores que Influenciam o Transporte
32
2.5 Modelagem Numérica do Transporte
35
CAPÍTULO 3 CARACTERIZAÇÃO DA ÁREA DE ESTUDO
44
3.1 Introdução
44
3.2 Localização e Acessos
47
3.3 Geologia e Geomorfologia
48
3.3.1 Estágio I – Deposição da Formação Barreiras
48
3.3.2 Estágio II – Deposição de Leques Aluviais Pleistocênicos
48
3.3.3 Estágio III – Penúltima Transgressão
49
3.3.4 Estágio IV – Descida do Nível Relativo do Mar
49
3.3.5 Estágio V – Última Transgressão
50
3.3.6 Estágio VI – Descida do Nível Relativo do Mar
50
3.4 Aspectos Climáticos
52
3.5 Amostragem dos solos
53
3.6 Caracterização dos solos
54
3.6.1 Ensaios de caracterização geotécnica
54
3.6.2 Análises Físico-Químicas
56
3.6.3 Análises Mineralógicas
59
VII
3.7 Caracterização do lixiviado
61
3.7.1 Análise Físico-Químicas
61
3.7.2 Teores de Nitrato nas Amostras Coletadas
63
CAPÍTULO 4
EQUIPAMENTO E PROCEDIMENTO DE ENSAIOS
65
4.1 Introdução
65
4.2 Ensaios ADS
67
4.2.1 Descrição do equipamento
67
4.2.2 Procedimento dos Ensaios
74
4.3 Ensaios de Equilíbrio em Lote
78
4.3.1 Descrição do equipamento
78
4.3.2 Procedimento dos Ensaios
80
CAPÍTULO 5 APRESENTAÇÃO E DISCUSSÃO DOS RESULTADOS
83
5.1 Introdução
83
5.2 Ensaios ADS
84
5.2.1 Condutividade Hidráulica Saturada
86
5.2.2 Fator de Retardamento
109
5.2.3 Dispersão Hidrodinâmica
122
5.3 Ensaios de Equilíbrio em Lote
131
CAPÍTULO 6
138
CONCLUSÕES E SUGESTÕES
141
6.1 Conclusões
141
6.2 Sugestões para Trabalhos Futuros
143
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
145
APÊNDICE A
150
APÊNDICE B
151
APÊNDICE C
154
APÊNDICE D
158
APÊNDICE E
159
APÊNDICE F
163
LISTA DE FIGURAS
VIII
Figura 2.1: Efeito da Dispersão..............................................................................................10
Figura 2.2: Curva Característica do Transporte - ‘Breakthrough Curve’...............................11
Figura 2.3: Mecanismos de mistura mecânica em escala microscópica (adaptado de
Bedient, 1999) .....................................................................................................12
Figura 2.4: Ocorrência da dispersão em um fluxo uniforme bidimensional em uma areia
isotrópica: (a) fonte contínua; (b) fonte instantânea (adaptado de Freeze &
Cherry, 1979).......................................................................................................13
Figura 2.5: Coeficientes de dispersão longitudinal e transversal em um arenito (n = 22%)
para várias velocidades de fluxo (Crane e Gardner, 1961 – adaptado de Freeze
& Cherry, 1979)...................................................................................................14
Figura 2.6: Ilustração esquemática da difusão, em água, de cátions e ânions. O equilíbrio é
alcançado quando uma concentração uniforme é atingida (adaptado de Rowe,
1995)....................................................................................................................14
Figura 2.7: Ilustração esquemática da difusão de cátions e ânions através de um solo
argiloso saturado (adaptado de Rowe, 1995).......................................................15
Figura 2.8: Curva Característica do Transporte incluindo o efeito do retardamento da
frente de contaminação (Freeze & Cherry, 1979; em Borges, 1996). .................17
Figura 2.9: Fenômeno de Expansão/Contração da camada dupla (a) contração; (b) normal –
referência acima; (c) expansão (em Rowe, 1995)................................................21
Figura 2.10: Isoterma Linear de Sorção (Sc = Kd x Ce) (em Rowe, 1995) .............................25
Figura 2.11: Isoterma de Freundlich ........................................................................................26
Figura 2.12: Isoterma de Langmuir (a).....................................................................................28
Figura 2.13: Isoterma de Langmuir (b) ....................................................................................30
Figura 2.14: Influência do parâmetro Kd na migração de contaminantes: (a) Kd = 1mL/g;
(b) Kd = 10 mL/g (adaptado de USEPA, 1999) ..................................................32
Figura 2.15: Balanço de massa em um volume elementar de solo no espaço (adaptado de
Freeze & Cherry, 1979) .......................................................................................35
Figura 2.16: Lei da conservação de massa para o volume elementar de solo (adaptado de
Freeze & Cherry, 1979) .......................................................................................36
Figura 3.1: Planta da região onde está implantado o Aterro Sanitário de Sauípe ..................47
Figura 3.2: Localização dos pontos de coleta de amostras das feições de Solo Arenoso –
Ponto 4 e Argiloso – Ponto 1...............................................................................53
Figura 3.3: Curvas granulométricas das feições de solo coletadas: a) Arenoso, b) Argiloso 56
IX
Figura 3.4: Difratograma dos solos estudados: a)Arenoso, b) Argiloso ................................60
Figura 4.1: Croqui do sistema ................................................................................................68
Figura 4.2: Válvula em acrílico, com anéis de vedação na base da bureta, para permitir a
coleta do efluente: a) fechada; b) aberta. .............................................................72
Figura 5.1: Variação da Condutividade Hidráulica saturada com o tempo para percolação
com água na 1ªEtapa de ensaios – CP1................................................................87
Figura 5.2: Variação da Condutividade Hidráulica saturada com o tempo para percolação
com soro na 1ªEtapa de ensaios – CP1. ...............................................................88
Figura 5.3: Variação do pH em função do volume de vazios. Ensaios ADS com solução
contaminada contendo zinco realizados por Elbachá, 1989. ...............................89
Figura 5.4: Variação do pH em função do volume percolado por volume de vazios.
Efluentes dos ensaios de 1a Etapa: (a) CP1 e (b) CP2. ........................................90
Figura 5.5: Variação da Condutividade Elétrica em função do volume percolado por
volume de vazios. Efluentes dos ensaios de 1a Etapa: (a) CP1 e (b) CP2. ..........91
Figura 5.6: Relação entre a Solubilidade do zinco (pZn) e o pH para as concentrações
iguais a 10, 20, 40 e 70 ppm (McBride & Blasiak, 1979). .................................92
Efluentes dos ensaios de 2a Etapa: (a) CP3 e (b) CP4. ........................................96
volume de vazios. Efluentes dos ensaios de 2a Etapa: (a) CP3 e (b) CP4. .........97
Figura 5.9: Tensão de Pré-Adensamento do Solo Arenoso: Método de Casagrande...........101
Figura 5.10: Tensão de Pré-Adensamento do Solo Arenoso: Método de Pacheco Silva.......101
Efluentes dos ensaios de 3a Etapa: (a) CP5 e (b) CP6 .......................................104
volume de vazios. Efluentes dos ensaios de 3a Etapa: (a) CP5 e (b) CP6 .........105
Figura 5.13: Tensão de Pré-Adensamento do Solo Argiloso: Método de Casagrande ..........108
Figura 5.14: Tensão de Pré-Adensamento do Solo Argiloso: Método de Pacheco Silva ......108
Figura 5.15: Curvas Características do Transporte de Nitrato na 1ª Etapa de ensaios: (a)
CP1 e (b) CP2. ..................................................................................................112
Figura 5.16: Curvas Características do Transporte de Zinco na 1ª Etapa de ensaios: (a)
CP1e (b) CP2. ....................................................................................................113
X
CP3 e (b) CP4. ...................................................................................................116
CP3 e (b) CP4. ...................................................................................................117
CP5 e (b) CP6. ...................................................................................................119
CP5 e (b) CP6. ...................................................................................................120
Figura 5.21: Variação da dispersão do nitrato (a) e zinco (b) em função da velocidade, nos
ensaios com o Solo Arenoso – 1a e 2a Etapas para os pontos com
C/Co = 0,35. ......................................................................................................125
Figura 5.22: Variação da dispersão do nitrato (a) e zinco (b) em função da velocidade,
nos ensaios com o Solo Arenoso – 1a e 2a Etapas para os pontos com
C/Co = 0,55. ......................................................................................................126
Figura 5.23: Variação da dispersão do nitrato (a) e zinco (b) em função da velocidade,
nos ensaios com o Solo Argiloso – 3a Etapa para os pontos com C/Co = 0,35. 127
Figura 5.24: Variação da dispersão do nitrato (a) e zinco (b) em função da velocidade, nos
ensaios com o Solo Argiloso – 3a Etapa para os pontos com C/Co = 0,55. ......128
Figura 5.25: Isotermas de Freundlich para o Solo Arenoso ...................................................133
Figura 5.26: Isotermas de Langmuir para o Solo Arenoso.....................................................134
Figura 5.27: Isotermas de Freundlich para o Solo Argiloso...................................................136
Figura 5.28: Isotermas de Langmuir para o Solo Argiloso ....................................................137
XI
LISTA DE TABELAS
Tabela 2.1: Série de preferência em função do argilomineral para cátions bivalentes
(Triegel, 1980) .....................................................................................................19
Tabela 2.2: CTC (Grim, 1968) e Superfície Específica (Russell, 1973; Bohn et. al., 1979)
dos principais argilominerais e frações silte e argila ...........................................20
Tabela 3.1: Caracterização Geotécnica dos Solos ..................................................................54
Tabela 3.2: Resultados das Análises de CTC e SS dos solos .................................................57
Tabela 3.3: Resultados das Análises de Zn, Fe, Mn, Cu, pH em água e em solução de
KCl, Condutividade Elétrica, Carbono orgânico e Matéria orgânica dos solos ..57
Tabela 3.4: CTC para argilominerais e ácidos orgânicos (Stevenson, 1985; em de Paula et.
al., 1999)..............................................................................................................58
Tabela 3.5: Resultados das Análises Mineralógicas dos solos ...............................................60
Tabela 3.6: Resultados das análises químicas do chorume – abril/2001................................61
Tabela 3.7: Resultados das análises químicas complementares do chorume - maio/2001.....62
Tabela 3.8: Valores típicos de metais pesados em chorumes de aterros brasileiros...............63
Tabela 5.1: Resumo das características dos ensaios realizados..............................................83
Tabela 5.2: Dados iniciais dos corpos de prova CP1 e CP2 da 1a Etapa de ensaios: Solo
Arenoso com consolidação igual a 50 KPa ao final do adensamento. ................86
Tabela 5.3: Dados gerais dos ensaios da 1a Etapa: Solo Arenoso com consolidação igual a
50 KPa ao final do adensamento. .......................................................................86
Tabela 5.4: Dados iniciais dos corpos de prova da 2a Etapa de ensaios: Solo Arenoso com
consolidação igual a 100 KPa ao final do adensamento......................................95
Tabela 5.5: Dados gerais dos ensaios da 2a Etapa: Solo Arenoso com consolidação igual a
100 KPa ao final do adensamento. ......................................................................95
Tabela 5.6: Teores de zinco e CTC do material antes e depois dos ensaios de 2a Etapa - CP3
98
Tabela 5.7: Dados iniciais dos corpo de prova do Ensaio de adensamento com o Solo
Arenoso..............................................................................................................100
Tabela 5.8: Dados iniciais dos corpos de prova da 3a Etapa de ensaios: Solo Argiloso
com consolidação igual a 50 KPa ao final do adensamento. .............................103
XII
Tabela 5.9: Dados gerais dos ensaios da 3a Etapa: Solo Argiloso com consolidação igual a
50 KPa ao final do adensamento. .....................................................................103
Tabela 5.10: Teores de zinco e CTC do material antes e depois dos ensaios de 3a Etapa......106
Tabela 5.11: Dados iniciais do CP do Ensaio de adensamento com o Solo Argiloso............107
Tabela 5.12: Fator de Retardamento de nitrato e zinco na 1ª Etapa de ensaios: CP1 e CP2 ..114
Tabela 5.13: Fator de Retardamento de nitrato e zinco nos CP3 e CP4 na 2ª Etapa de
ensaios. ..............................................................................................................115
Tabela 5.14: Fator de Retardamento de nitrato e zinco nos permeâmetros P1 e P2 na 1a e 2ª
Etapas de ensaios. ..............................................................................................118
Tabela 5.15: Fator de Retardamento de nitrato e zinco nos CP5 e CP6 na 3ª Etapa de ensaios.
119
Tabela 5.16: Fator de Retardamento de nitrato e zinco nos permeâmetros P1 e P2 nas Etapas
de ensaios...........................................................................................................122
Tabela 5.17: Coeficiente de Dispersão Hidrodinâmica (D) do nitrato e do zinco nas Etapas de
ensaios, considerando as concentrações relativas de 0,35 e 0,55. .....................123
Tabela 5.18: Valores obtidos para a dispersividade (α) e de difusão molecular (D*). ..........129
Tabela 5.19: Razão entre v.α / D* nos ensaios de 1a e 2a Etapa – Solo Arenoso...................129
Tabela 5.20: Razão entre v.α / D* nos ensaios de 3a Etapa – Solo Argiloso. ........................130
Tabela 5.21: Definições do ensaio de Equilíbrio em Lote com o Solo Arenoso....................131
Tabela 5.22: Dados das amostras do Solo Arenoso................................................................131
Tabela 5.23: Constantes Kd e N associadas às Isotermas de Freundlich – Solo Arenoso......133
Tabela 5.24: Constantes Kl e Q associadas às Isotermas de Langmuir – Solo Arenoso. .......134
Tabela 5.25: Definições do ensaio de Equilíbrio em Lote com o Solo Argiloso. ..................135
Tabela 5.26: Dados das amostras do Solo Argiloso. ..............................................................135
Tabela 5.27: Constantes Kd e N associadas às Isotermas de Freundlich – Solo Argiloso. ....136
Tabela 5.28: Constantes Kl e Q associadas às Isotermas de Langmuir – Solo Argiloso........137
Tabela 5.29: Fator de Retardamento associado às Isotermas de Freundlich e Langmuir dos
Solos Arenoso e Argiloso. .................................................................................139
XIII
LISTA DE FOTOGRAFIAS
Fotografia 3.1: Vista Geral da Célula 1 de lixo do Aterro Sanitário de Sauípe......................44
Fotografia 3.2: Sistema de Tratamento do Chorume gerado na Célula 1 e detalhe do fundo
da 3a Lagoa de Estabilização .........................................................................46
Fotografia 3.3: Retirada de Amostras Indeformadas da Feição Argilosa ...............................54
Fotografia 3.4: Retirada de Amostras Indeformadas da Feição Arenosa................................54
Fotografia 4.1: Painel de Ar Comprimento e Transdutor para leituras de pressão .................69
Fotografia 4.2: Permeâmetros de Parede Flexível e Interface Ar-Água .................................70
Fotografia 4.3: Medidores de Variação de Volume, Transdutores de Deslocamento e
sistema de distribuição do fluido de percolação (ao fundo, buretas e frascos
de coleta) ........................................................................................................71
Fotografia 4.4: Buretas inseridas em tubos de acrílico ...........................................................72
Fotografia 4.5: Mistura solo-solução contaminante colocada em um becker, vedado, de
100 mL no Agitador utilizado nos ensaios de Equilíbrio em Lote.................79
Fotografia 4.6: Bomba de vácuo ligada ao frasco de Kitasato, com funil de Buchner e
papel filtro circular, utilizados na Filtração das amostras dos Ensaios de
Equilíbrio em Lote..........................................................................................80
XIV
LISTA DE SÍMBOLOS
C = concentração em solução [ML-3]
C* = concentração adimensional
Ce = concentração de equilíbrio da substância na solução [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)
Kd = coeficiente de distribuição
KL = constante relacionada com a energia de adsorção (isoterma de Langmuir)
L = altura da amostra [L]
XV
Mi = massa do soluto no interior do elemento de solo [M]
n = porosidade
N = coeficiente da isoterma de Freundlich
Q = capacidade de sorção em relação à substância de interesse (isoterma de Langmuir)
R = fator de retardamento
S = grau de saturação do solo
Cs = 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 = 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]
Vp = volume percolado [L3]
Vv = volume de vazios [L3]
x = coordenada de direção
α = coeficiente de mistura mecânica ou dispersividade [L]
ω = umidade do solo
γ t = peso específico total do solo [ML-2T-2]
ρd = massa específica seca do solo [ML-3]
XVI
σ = tensão total [ML-1T-2]
σ’ = tensão efetiva [ML-1T-2]
XVII
CAPÍTULO 1
INTRODUÇÃO
Em função do crescente processo de industrialização e do acelerado crescimento
populacional, a geração per capta de resíduos sólidos urbanos implica num imenso volume de
lixo, gerado diariamente, que precisa ser gerenciado.
O gerenciamento integrado de resíduos sólidos urbanos deve ser entendido como o
conjunto articulado de ações normativas, operacionais, financeiras e de planejamento que um
órgão público ou privado desenvolve com base em critérios sanitários, ambientais e
econômicos, para coletar, segregar, tratar e dispor o resíduo (adaptado de CEMPRE, 2000).
Dentre as ações de saneamento básico, entendidas fundamentalmente como de saúde
pública, o abastecimento de água, a coleta, tratamento e disposição adequada dos esgotos e
dos resíduos sólidos urbanos, constituindo a limpeza pública, a drenagem urbana das águas
pluviais e o controle de vetores de doenças (adaptado de Moraes, 1994), a limpeza pública é o
mais deficiente dos serviços, sendo a disposição final de resíduos sólidos urbanos, o
componente da limpeza pública em pior situação atualmente no Brasil.
Segundo o CEMPRE, 2000 (em Simões, 2001), a disposição final de resíduos sólidos
urbanos no Brasil está distribuída da seguinte forma: 76 % em depósitos a céu aberto, 13 %
em aterros controlados, 10 % em aterros sanitários e apenas 1 % em usinas de Compostagem e
Incineração.
As descargas de resíduos sólidos no solo, sem medidas de proteção à saúde pública e ao
meio ambiente, ou seja, os depósitos a céu aberto, também conhecidos como ‘lixões’, ou o
2
lançamento em cursos d’água e mares, já não são mais permitidos pela legislação ambiental
atual, seja no Brasil ou no exterior.
Alternativas como a incineração ou usinas de compostagem não descartam a utilização
de aterros de resíduos, como aterros de cinzas e aterros para os materiais inadequados para o
aproveitamento na compostagem.
Ainda que as tecnologias mais recentes de gestão de resíduos enfatizam sobretudo a
redução na origem e reciclagem dos resíduos, vale ressaltar que esses processos não eliminam
totalmente a geração de resíduos e muitas vezes as próprias tecnologias de tratamento são
também elas produtoras de resíduos. Por isso, os aterros de resíduos são uma componente
necessária dos sistemas de gestão de resíduos (adaptado de Lopes, 2000).
Segundo a norma brasileira NBR 8419/84 da ABNT, Aterro Sanitário de resíduos
sólidos urbanos é a técnica de disposição de resíduos sólidos no solo, sem causar danos à
saúde pública e à sua segurança, minimizando os impactos ambientais, método este que utiliza
princípios de engenharia para confinar os resíduos à menor área possível e reduzi-los ao
menor volume permissível, cobrindo-os com uma camada de terra na conclusão de cada
jornada de trabalho ou a intervalos menores, se necessário.
A disposição final de resíduos sólidos urbanos em Aterros Sanitários consiste
basicamente em sua disposição e compactação no solo previamente impermeabilizado, em
camadas recobertas, periodicamente, com solo.
O lixiviado gerado em depósitos de lixo a céu aberto ou em células de aterros sanitários,
mais conhecido como chorume, um líquido de coloração cinza escuro com forte odor fétido, é
decorrente das reações físicas e químicas a que os materiais depositados estão sujeitos e da
ação de microorganismos na decomposição da matéria orgânica presente em elevada
concentração nos resíduos sólidos urbanos.
3
O chorume é constituído basicamente por água rica em sais, metais pesados e matéria
orgânica, podendo a concentração dessa última chegar a níveis de até 100 vezes o valor da
concentração de matéria orgânica em esgotos domésticos. As concentrações desses
constituintes no lixiviado variam de acordo com a composição dos próprios resíduos sólidos
depositados e com as condições ambientes como a umidade, o oxigênio disponível, a
temperatura e o pH do meio.
No interior da massa de resíduos, a transformação de sólidos orgânicos biodegradáveis
em líquidos e gases durante os processos de decomposição da matéria orgânica ocorre tanto
por processos aeróbios quanto por processos anaeróbios, ou seja, na presença e na ausência de
oxigênio, respectivamente.
A fase de decomposição aeróbia da matéria orgânica apresenta curta duração, pois, as
próprias camadas de coberturas adicionadas diariamente limitam a disponibilidade de
oxigênio, fazendo com que a decomposição anaeróbia predomine.
Na fase anaeróbia são gerados, inicialmente, dióxido de carbono, água, amônia e, em
seguida, ácidos orgânicos, metais, entre outros produtos que podem gerar sérios danos à saúde
humana e ao Meio Ambiente, desde o cheiro desagradável à toxificação e inutilização da água
potável, pelos nitratos.
Pelo conhecimento do ciclo do nitrogênio na decomposição da matéria orgânica, podese afirmar que a amônia (NH4+) é um produto das primeiras fases da decompoisição
anaeróbia. Em seguida surgem os nitritos e, não havendo interrupção do processo, formam-se
os produtos mais estáveis – os nitratos.
O nitrato é estável na presença de oxigênio, negativamente carregado e não é retido
pelos colóides argilosos ou orgânicos do solo. Ele é dissolvido nas águas de infiltração, sendo
facilmente integrado ao aqüífero (Mariotti, 1998; em Barbosa & Otero, 1999). Segundo
4
Freeze & Cherry (1979) o nitrogênio dissolvido na forma de nitrato é o contaminante mais
comumente encontrado na água subterrânea.
De acordo com o artigo 5o da Resolução no 20 de 18 de junho de 1986, do Conselho
Nacional de Meio Ambiente – CONAMA, que classifica as águas nacionais, o valor máximo
permissível dos nitratos em águas de classe 2, destinadas à proteção de comunidades
aquáticas, recreação de contato primário, irrigação de hortaliças, abastecimento doméstico,
após tratamento convencional, é de 10 mg/L.
Duas enfermidades têm sido associadas ao consumo de água com elevadas
concentrações de nitrato. Uma dessas é a Metahemoglobina ou cianose infantil, que trata-se de
uma doença que afeta principalmente crianças pequenas.
A aguda toxidade do nitrato deriva de sua redução a nitrito, um processo que pode
ocorrer sob condições específicas no estômago e na saliva. O íon de nitrito formado oxida o
ferro nas moléculas de hemoglobina, transformando-o de Fe2+ para Fe3+. A metahemoglobina
resultante torna-se incapaz de fixar, reversivelmente o oxigênio, disto resultando uma anoxia e
mesmo a morte, caso tal situação não seja corrigida (Lewis et. al., 1986).
Outra doença associada à ingestão de nitratos é a carcinogênese. Segundo Fraser (1980),
em Lewis et. al. (1986), evidencias epidemiológicas sugerem que a elevada ingestão de
nitratos pode ser um fator contribuinte para o surgimento de câncer gástrico.
Recentemente foi construído, em Sauípe/BA, pela Companhia de Desenvolvimento
Urbano do Estado da Bahia - CONDER, um aterro sanitário que deverá atender à algumas
localidades da região e, principalmente, o Complexo Hoteleiro da Costa do Sauípe.
Atualmente, o Aterro possui uma única célula de lixo, em operação desde 2001, sendo
prevista a construção de uma segunda célula, que deverá entrar em operação em 2006. A vida
útil do projeto do Aterro é de 15 anos.
5
Na impermeabilização da base da Célula 1, optou-se por um sistema de duplo
revestimento composto por camadas de argila compactada e manta sintética de Polietileno de
Alta Densidade – PEAD – de 2mm.
O lixiviado gerado na Célula 1 do Aterro é tratado em lagoas de estabilização e,
posteriormente, parte do efluente atravessa uma camada filtrante de solo, executada no fundo
da terceira e última lagoa, e infiltra naturalmente no solo.
A outra parcela do líquido é bombeada para irrigar uma plantação de eucaliptos situada
a aproximadamente 100 metros das lagoas, na porção mais elevada da área. Nesse local, onde
está prevista a construção da Célula 2, de acordo com sondagens a percussão realizadas, o
lençol frático está a aproximadamente 25 metros de profundidade.
As substâncias poluentes presentes no lixiviado podem estar dissolvidas na água e
sujeitas a mecanismos de transporte destas através do meio poroso, ressaltando que a água
percolante é o principal agente transportador de substâncias no subsolo. Ao mesmo tempo, o
perfil natural de um solo pode servir como meio atenuante de contaminantes que, através de
processos físicos, químicos e biológicos de interação solo-poluente, alteram a concentração da
solução. É necessário, portanto, conhecer os processos que influenciam a migração e a
retenção dos poluentes no solo, assim como os métodos experimentais necessários à
reprodução de condições, o mais próximas possível, das que ocorrem no campo, para se
avaliar tal tipo de problema.
A CONDER faz o monitoramento do tratamento do lixiviado nas lagoas de
estabilização e da qualidade da água do Rio Sauípe, o mais próximo do Aterro, distando
pouco mais de 1 Km do mesmo. São realizadas, periodicamente, análises físico-químicas e
bacteriológicas de amostras coletadas nas próprias lagoas, em poços de monitoramento
6
hidrogeológico e no próprio rio e, vale ressaltar que até então o tratamento tem sido eficiente e
não há sinal de contaminação no rio ou nos poços de monitoramento.
O estudo do comportamento do chorume, seja no seu transporte como na sua interação
com o solo do Aterro Sanitário de Sauípe/BA, objetiva a avaliação do avanço da pluma de
contaminação e sua retenção por parte do solo, tanto no caso da parcela do lixiviado, efluente
das lagoas de estabilização, que infiltra no solo, quanto no caso do próprio chorume, a ser
gerado na área destinada a construção da Célula 2, assumindo a hipótese de, futuramente, não
se utilizar manta sintética de PEAD na impermeabilização de fundo dessa célula.
O presente trabalho se insere nesse contexto e objetiva, através do estudo experimental
de laboratório, a determinação dos parâmetros requeridos na análise do transporte do
contaminante em questão, incluindo aspectos de interação fisico-química com o solo do
Aterro Sanitário de Sauípe/BA.
O trabalho foi dividido em seis capítulos, incluindo esta introdução.
O capítulo 2 trata do transporte de substâncias dissolvidas em água através de solos. São
apresentados os principais mecanismos de transporte e processos de interação solo-poluente.
Neste capítulo são apresentados ainda os modelos utilizados para descrever o transporte que
são aplicáveis ao problema.
No capítulo 3 é feita uma descrição dos aspectos geológicos, geomorfológicos e
climáticos da região, com a sua localização geográfica. Além disso, são apresentados os
resultados dos ensaios de caracterização geotécnica e análises físico-químicas e mineralógica,
realizadas nas amostras de solo da região.
O capítulo 4 traz a descrição do equipamento utilizado neste trabalho, para a realização
de ensaios de transporte, assim como a metodologia empregada nos ensaios executados.
Os resultados dos ensaios realizados são apresentados e discutidos no capítulo 5.
7
No capítulo 6 apresentam-se as conclusões e sugestões para trabalhos que venham a ser
realizados dentro deste assunto.
CAPÍTULO 2
TRANSPORTE DE CONTAMINANTES
2.1
Introdução
Atualmente, as atividades humanas relacionadas à produção e ao consumo dos mais
diversos produtos, têm promovido uma crescente geração de resíduos. A destinação final dada
a esses resíduos nem sempre, ou melhor, dificilmente, tem sido adequada do ponto de vista da
segurança da saúde pública e do meio ambiente como é o caso, por exemplo, dos depósitos de
resíduos sólidos urbanos a céu aberto ou do lançamento de resíduos industrias em corpos
d’água.
O resultado de tudo isso é a contaminação do solo e das águas superficiais e subterrânea
por uma enorme variedade de substâncias poluentes, decorrentes das diversas fontes de
contaminação, promovendo a disseminação de doenças e a degradação do meio. Nessas
situações, para que se possa fazer a estimativa das áreas afetadas, ou a previsão do avanço de
plumas de contaminação e a própria escolha do método de remediação, é necessário conhecer
os fatores que influenciam o transporte dos contaminantes, como as condições ambientes e as
propriedades dos contaminantes em questão.
No solo, esses contaminantes podem estar dissolvidos na água percolante, que é o
principal agente transportador de substâncias no interior do solo.
A migração dos contaminantes através do meio poroso ocorre segundo mecanismos de
transporte associados a processos físicos e bio-químicos. Os processos físico-químicos
envolvem os fenômenos de advecção, difusão e dispersão, enquanto os químicos estão
9
relacionados às interações que podem ocorrer entre solo e poluente em função das reações
bio-químicas a que essas substâncias estão sujeitas, quando em contato com o solo.
Nesse capítulo serão discutidos os processos físicos e químicos responsáveis pela
migração de substâncias solúveis através do solo, bem como a modelagem adotada na
obtenção dos parâmetros que caracterizam esse transporte. Aspectos relativos à interação de
ordem biológica fogem do contexto do presente trabalho.
2.2
Mecanismos de Transporte
Quando a substância é transportada devido ao fluxo do fluido no qual ela está dissolvida
ou em suspensão coloidal, movendo-se na direção das linhas de fluxo, diz-se que o
mecanismo de transporte associado é a advecção.
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
poluente no meio poroso é conhecido como dispersão hidrodinâmica (Bear,1972).
Na advecção, a frente de contaminação formada avança com a mesma velocidade do
fluido percolante, sem alterar sua concentração na solução, enquanto que na dispersão
hidrodinâmica, os íons e moléculas transportadas podem mover-se na direção das linhas de
fluxo ou perpendicular à estas, uns com velocidades maiores e outros com velocidades
menores do que a velocidade de percolação. Como conseqüência, ocorre o espalhamento e a
diluição da solução, o pico de concentração decresce, enquanto a frente de contaminação
avança mais rapidamente (Freeze & Cherry, 1979).
O efeito da dispersão pode ser representado em laboratório através do ensaio de coluna,
que consiste no fluxo unidimensional através de uma amostra de solo saturado com água.
Considerando fluxo permanente, a partir de certo instante t = 0, uma solução, contendo uma
10
substância numa determinada concentração inicial - Co, passa a ser introduzida continuamente
no solo, por onde começa a permear expulsando, gradativamente, a água dos vazios. No
início, a interface que separa os dois fluidos é bem delineada e perceptível, porém com o
passar do tempo, esta deixa de ser bem definida, e passa-se a ter uma faixa de transição entre a
solução que avança e a água. A concentração do soluto nessa faixa de transição varia desde
sua concentração inicial na solução (C=Co) até zero (sua concentração inicial na água dos
poros) (Freeze & Cherry, 1979).
O avanço da solução contaminante por entre os vazios do solo nos instantes
anteriormente mencionados pode ser representado através do esquema mostrado na figura 2.1.
Figura 2.1: Efeito da Dispersão 1D
11
Na figura 2.1a é apresentado um esquema do Ensaio de Coluna: fluxo unidimensional
(no caso, ascendente) em amostra de solo saturado com água; na figura 2.1b tem-se a
Distribuição da Concentração do Soluto no instante t = 0, com uma interface bem definida; já
na figura 2.1c e 2.1d tem-se a distribuição da concentração nos instantes t = t1 (c) e t = t2 > t1
(d), verificando-se não mais uma interface abrupta entre os fluidos , mas sim uma região de
transição; finalmente na figura 2.1e verifica-se a Distribuição da concentração em função da
distância nos instantes t1 e t2 (adaptado de Borges,1996).
O gráfico da distribuição da concentração no tempo corresponde ao gráfico obtido da
relação entre a concentração relativa, em função da razão entre o volume percolado e o
volume de vazios da amostra. Esta é a Curva Característica do Transporte, mais conhecida
como ‘Breakthrough Curve’, apresentada na figura 2.2.
1
breakthrough curve
C/Co
0
Vp/Vv
Figura 2.2: Curva Característica do Transporte - ‘Breakthrough Curve’
A dispersão hidrodinâmica é resultante dos efeitos combinados da mistura mecânica e
da difusão molecular.
A mistura mecânica é resultante das variações locais da velocidade de fluxo no meio
poroso (Domenico & Schwartz, 1990). Essas variações de velocidade devem-se
principalmente à heterogeneidade do meio.
12
Numa escala microscópica, a mistura mecânica resulta de três mecanismos básicos
(Freeze & Cherry, 1979). O primeiro destes mecanismos consiste na variação da velocidade
de fluxo devido à rugosidade das paredes dos canais formados pelas interligações dos poros
do solo. Ao longo do interior de um mesmo canal, moléculas transportadas mais próximas do
centro sofrerão menos influência do atrito do que moléculas movendo-se junto às paredes do
canal. O segundo mecanismo decorre dos diferentes tamanhos dos poros ao longo da trajetória
de fluxo. Esta irregularidade de dimensões faz com que a área de contato entre o fluido e a
superfície rugosa varie, modificando a relação entre o volume de água percolante e a
rugosidade, e dessa forma, diferentes canais terão velocidades médias diferentes. O terceiro
mecanismo de mistura corresponde às mudanças de direção das partículas devido à
tortuosidade dos canais de fluxo. As interligações entre os poros podem formar canais mais ou
menos tortuosos, portanto, mais ou menos extensos, respectivamente, fazendo com que
algumas partículas movam-se mais rápido de que outras. Tais mecanismos podem ser melhor
esclarecidos na figura 2.3 a seguir.
pequena,
rápido
baixo,
rápido
alta,
lento
alto,
lento
grande,
lento
atrito em canais individuais
dimensão dos canais
(a)
(b)
baixa,
rápido
tortuosidade
(c)
Figura 2.3: Mecanismos de mistura mecânica em escala microscópica (adaptado de Bedient,
1999)
13
A dispersão pode ocorrer tanto na direção do fluxo - dispersão longitudinal - como em
direções perpendiculares a esse - dispersão transversal. Normalmente a primeira é mais
acentuada do que a segunda (Freeze & Cherry, 1979).
Nos casos de fluxo não confinado e/ou bi ou tridimensional, que não podem ser
representados pelo esquema simplificado do ensaio de coluna da figura 2.1a, deve se
considerar a dispersão transversal. Um esquema do fenômeno da dispersão para o fluxo
horizontal bidimensional, em que tem-se as duas componentes – longitudinal e transversal –
da dispersão mecânica, é apresentado na figura 2.4.
Fluxo uniforme
t1
t2
t3
t4
(a)
Fluxo uniforme
(b)
Figura 2.4: Ocorrência da dispersão em um fluxo uniforme bidimensional em uma areia
isotrópica: (a) fonte contínua; (b) fonte instantânea (adaptado de Freeze & Cherry, 1979).
Para velocidades de fluxo baixas, os coeficientes de dispersão longitudinal e transversal
são quase iguais (Freeze & Cherry, 1979). Os resultados experimentais mostrados na figura
2.5 ilustram tal condição.
Coeficiente de dispersão
Dl x 10-7 e Dt x 10-8 (m2/s)
14
100
Dl
10
Dt
0
0.1
0.00001
0.001
0.1
Velocidade (cm/s)
Figura 2.5: Coeficientes de dispersão longitudinal e transversal em um arenito (n = 22%) para
várias velocidades de fluxo (Crane e Gardner, 1961 – adaptado de Freeze & Cherry, 1979)
A segunda componente da dispersão hidrodinâmica, a difusão molecular, consiste no
movimento de solutos dissolvidos na água em decorrência de um gradiente químico. Os íons
do fluido movem-se de pontos de maior concentração para pontos de menor concentração,
tendendo a estabilizar a concentração em todo o fluido. O deslocamento pode ocorrer mesmo
em direções normais à do fluxo dominante. Esse mecanismo ocorre mesmo sem haver
gradiente hidráulico (Freeze & Cherry, 1979). Abaixo, na figura 2.6, tem-se a representação
do transporte difusivo de cátions e ânions em água.
ânions
Concentração baixa
Concentração alta
cátions
Difusão em solução aquosa
Figura 2.6: – Ilustração esquemática da difusão, em água, de cátions e ânions. O equilíbrio é
alcançado quando uma concentração uniforme é atingida (adaptado de Rowe, 1995).
15
A presença de partículas de solo dificulta o processo de difusão, uma vez que este
mecanismo está associado ao movimento de espécies na água dos poros por entre essas
partículas, conforme ilustrado na figura 2.7 (Rowe, 1995).
Concentração baixa
Concentração alta
cátions
ânions
Difusão em solução aquosa através do solo
Figura 2.7: Ilustração esquemática da difusão de cátions e ânions através de um solo argiloso
saturado (adaptado de Rowe, 1995).
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; retenção de íons e moléculas nas superfícies das partículas
(retardamento); biodegradação de solutos orgânicos; ente outros (Rowe, 1995).
A dispersão hidrodinâmica pode ser avaliada através do coeficiente de dispersão
hidrodinâmica (D) definido como a soma das duas parcelas que compõem esse mecanismo, a
dispersão mecânica (α v ) e a difusão molecular (D* ), conforme a equação 2.1 (Freeze &
Cherry, 1979).
D = α v + D*
onde
(2.1)
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]
16
O parâmetro α é uma propriedade característica do meio poroso, enquanto D* é
propriedade da substância e do meio (Freeze & Cherry, 1979; em Borges, 1996).
Conforme já foi dito, a difusão molecular e a dispersão mecânica têm seus efeitos
combinados para compor o mecanismo da dispersão hidrodinâmica. No entanto, há situações
em que um desses processos pode predominar em relação ao outro. Essas situações estão
associadas à velocidade de percolação do fluido no meio.
Perkins e Jonston (1963) afirmam que, com baixas velocidades de fluxo, o processo de
dispersão hidrodinâmica deve-se a difusão molecular, e caso contrário, para altas velocidades,
a mistura mecânica domina o processo (Elbachá, 1989).
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).
Além dos processos físicos descritos, também podem ocorrer reações químicas entre o
solo e os contaminantes dissolvidos, ocasionando a alteração da concentração da solução
percolante. A seguir são descritas as principais reações químicas associadas aos processos de
interação solo-poluente.
2.3
Processos de Interação
Segundo Freeze & Cherry (1979), as diversas reações químicas e bioquímicas capazes
de provocar a mudança da concentração do soluto no fluido percolante podem ser agrupadas
em seis categorias: adsorção-dessorção, dissolução-precipitação, ácido-base, oxidaçãoredução, complexação e síntese microbiótica. Os contaminantes radiativos são afetados
também pelo decaimento radiativo. Essas reações químicas, associadas aos processos de
17
interação solo-poluente, podem ocorrer inteiramente na fase líquida ou provocar a
transferência do soluto desta para a fase sólida do solo, ou ainda para a fase gasosa no caso da
zona não saturada.
As reações que envolvem a transferência do soluto do fluido para a fase sólida do solo,
merecem especial atenção, como é o caso das reações de adsorção e precipitação (adaptado de
Borges, 1996).
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. 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, 1987).
Dessa forma, nessa revisão dos processos envolvidos com o transporte de contaminantes
em meios porosos, serão abordadas nos processos de interação solo-poluente, somente, as
reações de adsorção e precipitação, discutidas em detalhes.
Durante o fluxo, a transferência da massa do soluto da solução para a matriz sólida do
solo, onde fica retido, implica na redução da velocidade da frente de contaminação em relação
à velocidade do fluido percolante.
Esse fenômeno pode ser ilustrado na Curva Caraterística do Transporte, conforme
mostra a figura 2.8 a seguir.
com retardamento
sem retardamento
Figura 2.8: Curva Característica do Transporte incluindo o efeito do retardamento da frente de
contaminação (Freeze & Cherry, 1979; em Borges, 1996).
18
A grandeza utilizada para avaliar essa capacidade de retenção do solo é o Fator de
Retardamento - R, que é uma característica própria de um determinado solo em relação a uma
determinada substância. Este inclui os processos de adsorção e precipitação, e pode variar de
acordo com alguns fatores como a atividade do solo, concentração inicial da substância na
solução, concentração de outras substâncias presentes na solução, pH da solução, temperatura
e velocidade de percolação, entre outros.
O Fator de Retardamento é definido pela razão entre a velocidade do fluido percolante e
a velocidade da frente de contaminação (R = v / vc) (Freeze & Cherry, 1979).
O fator de retardamento é um parâmetro comumente utilizado nos modelos de transporte
de contaminantes, seu valor pode ser obtido diretamente da Curva Característica de
Transporte - ‘Breaktrough Curve’, obtida no ensaio de coluna, segundo a expressão abaixo:
R=
onde:
V( C = 0.5C0 )
Vv
(2.2)
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
2.3.1 Adsorção
A adsorção é o processo segundo o qual o soluto adere às superfícies das partículas do
solo, especialmente argilominerais e matéria orgânica, devido a forças de atração decorrentes
de cargas desequilibradas nas superfícies dessas partículas, resultantes de imperfeições ou
substituições iônicas na estrutura cristalina dos minerais (substituição isomorfa) ou de quebra
19
de ligações nas estruturas moleculares, especialmente nas extremidades (Freeze & Cherry,
1979).
A partícula de argila é negativamente carregada e para equilibrar sua carga é necessária
a adesão de cátions em volta da superfície da mesma. Essa ‘nuvem’ de cátions formada ao
redor das partículas é conhecida como ‘camada dupla’, e a quantidade de cátions aderidos
necessária para neutralizar a partícula do solo é chamada de ‘capacidade de troca catiônica CTC’.
Geralmente, o principal mecanismo de retenção de íons dissolvidos é a troca iônica. A
carga desequilibrada na superfície das partículas é compensada com a acumulação de íons de
carga oposta, de maneira que um íon previamente aderido que tenha menor afinidade com o
mineral é trocado por outro íon em solução. Como a carga líquida (soma de todas as cargas
positivas e negativas) das superfícies é usualmente negativa, os íons atraídos às superfícies são
cátions (Freeze & Cherry, 1979; LaGrega , 1994; em Borges, 1996).
A afinidade entre os cátions e as superfícies depende da carga elétrica, do raio hidratado
e da configuração molecular do cátion. Geralmente, cátions de maior valência são adsorvidos
preferencialmente, e cátions de menor raio tendem a substituir os de maior raio. No entanto,
no caso de soluções com alta concentração de determinado cátion, ele pode substituir um
cátion de maior preferência para a adsorção (Fetter, 1993; LaGrega, 1994; em Borges, 1996).
Segundo Triegel (1980, em Elbachá, 1989), a série de preferência de cátions para
adsorção em função do argilomineral está distribuída de acordo com a tabela 2.1.
Tabela 2.1- 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
20
Esmectita
Zn+2 < Cd+2 < Mg+2 < Cu+2 < Pb+2 < Ca+2
Já os valores atribuídos à Capacidade de Troca Catiônica - CTC dos principais
argilominerais e das frações silte e areia dos solos, bem como suas superfícies específicas são
apresentados na tabela 2.2.
Tabela 2.2 - CTC (Grim, 1968) e Superfície Específica (Russell, 1973; Bohn et. al., 1979) dos
principais argilominerais e frações silte e argila
Mineral ou partícula
Caulinita
Ilita
Clorita
Vermiculita
Esmectita
Silte
Areia fina
Areia grossa
Superfície específica
(m2/g)
CTC
(cmol/Kg ou meq/100g)
10 – 20
70 – 120
79 – 150
300 – 500
700 – 800
< 1
< 0,1
< 0,01
3 – 15
10 – 40
10 – 40
100 – 150
60 – 150
muito pequena
muito pequena
muito pequena
A matéria orgânica presente no solo, mesmo em pequena quantidade, é capaz de
contribuir com uma boa parcela da retenção de cátions. Sparks (1996) apresenta valores de
CTC e Superfície Específica da ordem de 150 a 300 cmol/Kg e 800 a 900 m2/g,
respectivamente, e afirma ainda, que mesmo em solos arenosos, que apresentam, comumente,
teor de matéria orgânica inferior a 1%, esta exerce influência significativa nas reações
químicas que ocorrem no solo.
O processo de troca iônica é influenciado pelo pH da solução. Para soluções ácidas – pH
menor que 7 – tem-se uma alta concentração do íon H+, que bloqueia a substituição por outros
cátions, resultando em uma menor troca catiônica em relação a soluções alcalinas – pH maior
que 7 (LaGrega , 1994; Voyutsky, 1978; em Borges, 1996).
21
Em geral, a capacidade de troca catiônica cresce com o aumento do pH do fluido nos
poros do solo. Isto ocorre devido ao aumento do nível de dissociação de hidroxila (OH-) nas
extremidades e nas superfícies das partículas de argila, resultando em aumento da carga
líquida negativa das mesmas. 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, 1989).
Um dos fatores mais importantes nos processos de interação solo-contaminante e no
transporte de substâncias através do solo é o fenômeno de expansão/contração da camada
dupla. A contração da camada dupla devido, por exemplo, à substituição de cátions
monovalentes por cátions bivalentes, na superfície da partícula argilosa, aumenta os espaços
vazios entre as partículas, aumentando a condutividade hidráulica e acelerando o avanço do
fluido percolante. Se determinada troca iônica vier a favorecer a expansão da camada dupla,
analogamente ocorrerá o contrário, a condutividade hidráulica irá diminuir e o avanço do
fluido percolante será retardado. Tal fenômeno é ilustrado na figura 2.9.
Camada dupla
Espaço vazio
(a)
(b)
(c)
Partículas de argila
Figura 2.9: Fenômeno de Expansão/Contração da camada dupla (a) contração; (b) normal –
referência acima; (c) expansão (em Rowe et. al, 1995).
A adsorção é o mecanismo de retenção mais importante para moléculas polares e íons.
A adsorção por troca iônica é mais lenta que a adsorção molecular (Voyutsky, 1978). De
22
maneira geral, a primeira camada da substância é adsorvida por troca iônica e as demais são
atraídas por forças de Van der Waals (Yong et. al., 1992).
As ligações formadas são resultado de forças de curta distância de atuação, como forças
de Van der Waals, ou forças de longa distância de atuação, como forças eletrostáticas (Hasset
& Banwart, 1989; Yong et. al., 1992). Quando o soluto é incorporado ao mineral por uma
reação química com ligações químicas fortes (usualmente covalentes), o processo é chamado
sorção química ou absorção. Neste caso, as moléculas sorvidas perdem sua identidade, com o
rearranjo dos átomos para formar um novo composto (Hasset & Banwart, 1989; Fetter, 1993).
A adsorção física é muito mais comum que a sorção química (Shaw, 1992).
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, 1996).
2.3.2 Precipitação
Quando determinada substância passa a apresentar concentração, numa solução,
superior ao seu grau de solubilidade, ocorre o fenômeno da precipitação, que consiste no
desprendimento da substância inicialmente dissolvida em solução. Diz-se que o excesso saiu
da solução, ou melhor, precipitou. A precipitação é um processo reversível. No caso da
concentração da substância em questão diminuir e voltar a apresentar valores menores do que
o seu grau de solubilidade, pode ocorrer a dissolução da substância precipitada. A dissolução
é, portanto, o processo inverso da precipitação.
Rickard & Nriagu (1978), sugerem que os óxidos e hidróxidos apresentam uma alta
afinidade para adsorver chumbo em suas superfícies, sendo o processo pouco reversível. Esses
autores concluíram que a alta especificidade da adsorção do chumbo nas superfícies dos
23
óxidos e hidroxidos e a relativa ausência de dessorção, ou pouca dessorção, do chumbo
adsorvido indica que o chumbo forma sólido-soluções com as superfícies dos óxidos e
hidroxidos. As sólido-soluções são definidas como fases sólidas nas quais um microelemento, como por exemplo o chumbo, substitui um elemento principal na estrutura do
mineral. Portanto, essa falta de reversibilidade indicou que essa reação não é um fenômeno
verdadeiro de adsorção.
Estudos de adsorção de chumbo em óxidos de manganês e ferro e hidroxidos indicaram
uma adsorção irreversível a qual foi atribuída à formação de sólido-soluções, isto é, o
fenômeno da Co-precipitação (Forbes et. al., 1976; Grasselly & Hetenyi, 1971; Rickard &
Nriagu, 1978; em USEPA, 1999b).
A precipitação está diretamente relacionada com a solubilidade da substância no fluido,
cujo valor varia com a temperatura. Daí se conclui que a precipitação depende eminentemente
da concentração do poluente e de outras substâncias na solução, e é influenciada pela
temperatura (Yong, 1992; em Borges, 1996).
A precipitação também depende do pH - a maioria dos metais precipita como hidróxidos
em meios alcalinos (LaGrega, 1994; em Borges, 1996).
Pode ocorrer precipitação tanto na superfície dos grãos sólidos quanto na água dos
poros, onde as substâncias precipitadas permanecem em suspensão. Nos problemas de
transporte de poluentes, assume-se que a precipitação ocorre quando há transferência do
soluto para a interface líquido-sólido, resultando na acumulação de uma nova substância que
forma uma nova fase sólida solúvel (Yong, 1992; em Borges, 1996). Seus efeitos são mais
relevantes no caso de contaminação por metais pesados e de transição (Nobre,1987; Yong,
1992; LaGrega, 1994; em Borges, 1996).
24
2.3.3 Isotermas de Sorção
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 para
a fase sólida e, que não leva em consideração o mecanismo de retenção, é referido como
sorção (Hasset & Banwart, 1989; em Borges, 1996).
A sorção é, geralmente, quantificada através da função de distribuição (Kd). Esta é uma
medida da partição do contaminante entre as fases sólida e líquida do sistema. A quantidade
de soluto sorvida pelos sólidos é comumente uma função da sua concentração na solução
(Freeze & Cherry, 1979; em Borges, 1996).
A função ou coeficiente de distribuição e o fator de retardamento podem ser estimados
através da análise das isotermas, curvas obtidas a partir de ensaios de equilíbrio em lote que,
por sua vez, consistem na agitação de misturas compostas por uma porção de solo e uma
solução contendo um contaminante numa concentração inicial conhecida. Essa agitação deve
manter as partículas sólidas em suspensão, disponibilizando toda sua área ao contato com a
solução, durante o tempo necessário para que ocorram as reações químicas de interação solocontaminante. Em seguida, é feita a separação das fases sólida e líquida e determina-se a
concentração de equilíbrio da solução, sendo que através da diferença entre as concentrações
inicial e de equilíbrio tem-se a concentração do contaminante que foi retida pelo solo.
Tal procedimento deve ser repetido, variando-se a concentração inicial da substância em
solução. A relação entre a massa sorvida por unidade de massa de sólidos seca (Sc) e a
concentração da substância que permanece em solução (Ce), depois de atingido o equilíbrio,
25
pode ser representada graficamente, dando origem a curvas conhecidas como Isotermas de
Sorção, conforme apresentado na figura 2.10 a seguir.
Cs
Kd
1
Ce
Figura 2.10: Isoterma Linear de Sorção (Cs = Kd x Ce)
Nem sempre as curvas obtidas (isotermas) são lineares. A fim de melhor ajustar a curva
obtida experimentalmente, em cada caso, foram desenvolvidas diversas equações. As mais
frequentemente utilizadas são as de Freundlich e Langmuir (Elbachá, 1989). Na verdade, as
isotermas lineares correspondem a um caso especial da Isoterma de Freundlich.
Na isoterma de Freundlich os resultados do ensaio de equilíbrio em lote são plotados em
um gráfico de escala logarítmica dupla. Solutos com concentrações baixas ou moderadas,
apresentam uma relação linear numa extensa faixa de concentrações (Freeze & Cherry, 1979;
Elbachá, 1989; Borges; 1996). Esta situação é ilustrada na figura 2.11.
26
Log Cs
Log Ce
Figura 2.11: Isoterma de Freundlich
Essa relação pode ser expressa como:
log Cs = N log Ce + log K
(2.3a)
Cs = KCeN
(2.3b)
ou,
onde; Cs = massa de substância sorvida na fase sólida por unidade de massa seca de
sólidos do meio poroso
Ce = concentração do soluto na solução
K e N = são coeficientes que dependem do soluto, natureza do meio poroso e
condições do ambiente (Freeze & Cherry, 1979)
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 2.4) e, o coeficiente
K é substituído por Kd (coeficiente de distribuição).
Cs = KdCe
(2.4)
27
A isoterma de Freundlich, mesmo sendo restrita aos casos em que as reações forem
rápidas, em relação à velocidade de fluxo, e reversíveis, é largamente utilizada, pois, a maioria
dos casos de transporte de poluentes enquadram-se nestas hipóteses (Freeze & Cherry, 1979).
Sendo válida a isoterma de Freundlich para representar a sorção em determinada
situação, a equação que permite calcular o fator de retardamento - R, mais conhecida como
equação de retardamento, é apresentada a seguir:
R = 1+
onde
ρd
Kd
n
(2.5)
ρd = massa específica seca do solo [ML-3];
n = porosidade do solo.
Vale ressaltar que nos ensaios de equilíbrio em lote não há fluxo através do solo,
portanto, a velocidade de percolação é nula e, como o retardamento está associado à
velocidade de percolação, sendo esta nula, o valor do fator de retardamento obtido nesses
ensaios corresponde a um limite superior (de Campos & Elbachá, 1991). Além disso, a
equação de retardamento, segundo a isoterma de Freundlich, sugere que a capacidade do solo
em reter o poluente é ilimitada, o que não é real. Dessa forma, é preciso estabelecer a faixa de
concentrações a que a isoterma esta ajustada.
A isoterma de Langmuir baseia-se na hipótese de que a sorção se resume a uma única
camada de moléculas da substância sobre a superfície das partículas sólidas, sendo as forças
atrativas desenvolvidas entre o sorvente e o sorvido, essencialmente de curta duração (Borges,
1996).
28
A relação entre a concentração da substância sorvida e a concentração de equilíbrio da
mesma na solução é fundamentada no equilíbrio estabelecido entre as velocidades de sorção e
de dessorção (Elbachá, 1989).
A expressão matemática correspondente à isoterma de Langmuir é da forma:
(2.6a) Cs =
onde,
CeQK L
1 + CeK L
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
Cs
A figura 2.12 mostra o aspecto da isoterma traçada em um gráfico Cs vs Ce.
Ce
Figura 2.12: Isoterma de Langmuir (a).
Pode se observar na curva da figura 2.12 que para valores de Ce muito baixos, obtém-se
uma relação linear entre Cs e Ce, representada pela região 1 da figura, e a equação se reduz a:
29
Cs = CeQKL
(2.6b)
Já na região 3 da figura 2.12, onde C assume valores elevados, o valor de Cs permanece
praticamente constante, o que realmente ocorre quando o solo esgota sua capacidade de
retenção. Nesse caso, a sorção é independente da concentração da substância na solução. A
expressão correspondente à essa situação passa a ser:
Cs = Q
(2.6c)
Finalmente, na região 2, que representa valores intermediários de Ce, a isoterma assume
uma forma curva.
A utilização da isoterma de Langmuir costuma se limitar a soluções com concentrações
baixas (Elbachá,1989; Borges, 1996).
Uma outra forma de se expressar a equação 2.6a é dada por:
1
Ce
Ce
=
+
Cs K LQ Q
(2.7)
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 2.13.
Ce/C
30
Ce
Figura 2.13: Isoterma de Langmuir (b)
Na teoria de Langmuir, a equação que permite estimar o fator de retardamento é
expressa da seguinte forma:
R = 1+
ρd
QK L
n (1 + CeK L )2
(2.8)
Também aqui, valem as ressalvas mencionadas na isoterma de Langmuir.
Cada uma das equações apresentadas refere-se a teorias de isotermas baseadas em
diferentes hipóteses. De acordo com as hipóteses em que se baseia, uma isoterma pode ser
uma boa representação de alguns casos, não sendo adequada em outros. Portanto, em cada
situação deve-se identificar a curva que melhor se ajusta ao resultado dos ensaios,
determinando os coeficientes relativos à mesma.
As isotermas são modelos que pretendem traduzir as relações de sorção entre solos e
substâncias de maneira geral. Naturalmente, as constantes de cada um destes modelos variam
de acordo com o solo, a substância em questão, e as condições ambientais. Para se determinar
31
os valores destas constantes, faz-se necessária a realização de ensaios. Evidentemente, estes
valores só se aplicam nas condições em que foram realizados tais ensaios que, geralmente, não
são uma representação fiel das encontradas no campo. Por esta razão, as isotermas devem ser
usadas apenas como uma representação qualitativa da situação que ocorre no campo (Yong,
1992; em Borges, 1996).
O coeficiente de distribuição, Kd, é um dos parâmetros mais importantes usado para
estimar a migração de plumas de contaminação em solos. Sua influência na migração de
contaminantes, para um mesmo intervalo de tempo, pode ser ilustrada através das figuras 2.14
a e b.
Fonte contínua de contaminação
C/Co = 0.9
Fluxo permanente
C/Co = 0.3
Caso I : Kd = 1 mL/g
C/Co = 0.1
(a)
Fonte contínua de contaminação
Fluxo permanente
C/Co = 0.1
Caso II : Kd = 10 mL/g
(b)
32
Figura 2.14: Influência do parâmetro Kd na migração de contaminantes: (a) Kd = 1mL/g;
(b) Kd = 10 mL/g (adaptado de USEPA, 1999)
Quando o coeficiente assume valores baixos, indica que a sorção, na situação, é baixa,
conforme visto na figura 2.14a, em que tem-se um maior avanço da pluma de contaminação.
Já na situação (b) da figura 2.14, para um valor de Kd dez vezes maior, uma parcela bem mais
significativa da massa do contaminante fica retida na fase sólida do meio, fazendo com que a
pluma se desloque mais lentamente, atingindo apenas regiões próximas à fonte. Dessa forma,
pode se avaliar o efeito do retardamento na mobilidade do contaminante, causado pelas
reações de sorção.
2.4
Fatores que Influenciam o Transporte
À medida que ocorre o transporte de contaminantes no solo, diversos fatores
relacionados ao fluido percolante, ao próprio solo e às condições ambientes, influenciam o
processo de migração e retenção. Dentre estes fatores pode-se destacar o tipo de solo, a
mineralogia, a capacidade de troca catiônica, as espécies de cátions adsorvidos, a velocidade
de percolação, o teor de matéria orgânica; a concentração do contaminante, a presença de
outras substâncias na solução percolante, as condições hidrogeológicas e a temperatura e pH
do meio.
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
33
de caulinita possuem menor capacidade de troca catiônica, menor atividade e maior
condutividade hidráulica do que solos com montmorilonita (Elbachá, 1989).
Conforme já mencionado no sub-item 2.3.3 desse capítulo, referente às Isotermas de
Sorção, um dos fatores que influencia o fator de retardamento e, portanto, a interação e o
transporte de contaminantes no solo, é a velocidade de percolação. O aumento da velocidade
de percolação causa uma redução no retardamento, pois o tempo disponível para que os
processos de transferência ocorram é menor. Como estes processos não são instantâneos, se a
velocidade for relativamente alta, o sistema não atinge o equilíbrio e a substância pode não ser
retida, resultando em um avanço da frente de contaminação mais rápido que o previsto
(Freeze & Cherry, 1979; em Borges, 1996).
De maneira geral, o fator de retardamento tende a aumentar à medida que diminui a
concentração inicial da substância (de Campos & Elbachá, 1991; Borges, 1996).
Além da velocidade, variações de temperatura podem ter grande influencia no
transporte, promovendo alteração da permeabilidade, da velocidade dos processos de
transferência e da solubilidade de substâncias, além de propiciar a ocorrência de reações que
não se processam à temperatura ambiente. A alteração na permeabilidade se deve basicamente
à variação da viscosidade da água, pois seu peso específico e a permeabilidade intrínseca do
solo são usualmente menos afetados por variações de temperatura. Como a viscosidade da
água decresce com o aumento da temperatura, o valor da permeabilidade aumenta,
aumentando a velocidade de percolação e, conseqüentemente, diminuindo o retardamento.
Como a solubilidade é função da temperatura, uma redução na temperatura causa diminuição
do grau de solubilidade, o que tende a aumentar a sorção e pode causar precipitação do soluto,
aumentando o retardamento (Elbachá, 1989; Chiou, 1989; Borges, 1996).
34
Também o pH da solução percolante pode ter diversos efeitos no transporte,
ocasionando, entre outros, a modificação da capacidade de troca catiônica e a precipitação de
compostos (por meio de reações de ácido-base), além da dissolução de componentes do solo
(Borges, 1996).
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, 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, 1989).
As reações de precipitação são fortemente influenciadas pelo pH. Reações de
neutralização ocorrem com o íon hidrogênio (H+), abundante em fluidos ácidos, de baixo pH,
reagindo com carbonatos ou outros minerais básicos encontrados no solo. Com isso, a
concentração do íon (H+) tende a diminuir, enquanto as concentrações do carbonato (CO3-2) e
da hidroxila (OH-) tendem a aumentar e reagir com os cátions de metais solúveis, geralmente
35
presentes em poluentes ácidos. O componente resultante, em geral, possui baixa solubilidade,
tendendo a precipitar (Shepard & Cherry, 1980; em Elbachá, 1989).
Segundo LaGrega (1994), a maioria dos metais precipita como hidróxidos em meios
alcalinos.
2.5
Modelagem Numérica do Transporte
Os processos que envolvem o transporte de contaminantes em meios porosos podem ser
representados matematicamente através de equações diferenciais desenvolvidas com base na
conservação da massa do soluto na solução percolante. A análise da variação da concentração
do soluto é feita considerando-se o fluxo do soluto através de um volume elementar de solo
(figura 2.15), e a equação do transporte é obtida, então, a partir do balanço de massa, tal
como representado na figura 2.16:
Fz + ∂Fz dz
∂z
z
Fy + ∂Fy dy
∂y
dy
x
Fx
Fx + ∂Fx dx
∂x
Mi
dz
y
dx
Fy
Fz
Figura 2.15: Balanço de massa em um volume elementar de solo no espaço (adaptado de
Freeze & Cherry, 1979)
Variação da massa
do soluto no interior
do elemento
=
Massa do soluto
que entra no
elemento
_
Massa do soluto
que sai do
elemento
+
Ganho ou perda de
massa do soluto pelo
elemento devido a
reações
36
Figura 2.16: Lei da conservação de massa para o volume elementar de solo (adaptado de
Freeze & Cherry, 1979)
O fluxo do soluto para dentro e para fora do volume elementar é regido pelos
fenômenos da advecção e da dispersão hidrodinâmica, descritos no item 2.2. A perda ou
ganho de massa do soluto pelo elemento pode ocorrer como resultado das interações entre o
solo e o soluto (reações químicas ou bioquímicas), ou ainda devido ao decaimento radiativo
(Freeze & Cherry, 1979).
No desenvolvimento das expressões que compõem a modelagem matemática do
transporte advectivo – dispersivo, o meio poroso é considerado homogêneo, isotrópico e
saturado, em condições de fluxo permanente unidimensional, sendo válida a lei de Darcy.
Inicialmente será considerado o transporte de soluto não reativo.
No solo saturado, o volume da solução coincide com o volume de vazios do meio (Vv)
e, assim, 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) e C é a concentração do soluto, definida como massa
do soluto por unidade de volume da solução.
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, 1979):
M soluto = n ⋅ C ⋅ v x dA
M soluto = D x ⋅
onde
∂n ⋅ C
dA
∂x
M M L 2
= 3 ⋅ ⋅ L (advecção)
T
L T
(2.9)
M L2 M
=
⋅ 3 ⋅ L2 (dispersão)
T
T L ⋅L
(2.10)
vx = velocidade média do fluido percolante na direção x [LT-1]
37
dA = área transversal do elemento de solo [L2]
nC = massa de soluto por unidade de volume do meio [ML-3]
Dx = coeficiente de dispersão hidrodinâmica na direção x [L2T-1]
Considerando ambos os efeitos, advecção e dispersão, e assumindo que a massa de
soluto por unidade de área (transversal) transportada na direção x por unidade de tempo é
representada por Fx , então, tem-se a expressão:
Fx = nC ⋅ v x − nD x ⋅
∂C
∂x
M
M L L2 M
=
⋅ −
⋅
TL2 L3 T TL L3
(2.11)
O sinal negativo antes do termo dispersivo indica que o contaminante se move de
pontos de maior concentração em direção a pontos de menor concentração.
Como o meio é considerado homogêneo, assume-se a porosidade constante e, ∂ nC / ∂t
= n ∂C / ∂t. Dessa forma, a massa total de soluto, por unidade de tempo, que entra (Mse) e a
que sai (Mss) do elemento da figura 2.15, na direção x, podem ser representadas pelas
expressões:
M SE = Fx d y d z
∂F d 

M SS =  Fx + x x d y d z
∂x 

(2.12)
(2.13)
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 o princípio da
conservação de massa, é dada pela diferença entre a massa que sai (2.13) e a que entra (2.12)
do elemento, conforme esquematizado na figura 2.16.
38
A parcela que representa o ganho ou a perda de massa do soluto devido a reações é
desprezada, pois, inicialmente, o soluto foi considerado não reativo. Dessa forma, chega-se à
expressão:
∂F
∂F d 

∆M i =  Fx + x x d y d z − Fx d y d z = x d x d y d z
∂x
∂x 

(2.14)
A variação da massa do soluto, por unidade de tempo, no interior do elemento pode ser
representada, em termos da concentração, por:
∆M i =
∂ (nC )
∂C
V = −n
dxd ydz
∂t
∂t
(2.15)
Igualando as expressões (2.14) e (2.15), obtém-se a expressão completa, derivada da lei
da conservação de massa, para o fluxo unidimensional:
∂Fx
∂C
= −n
∂x
∂t
(2.16)
Substituindo (2.11) em (2.16) e cancelando n em ambos os lados tem-se:
∂ 
∂C  ∂
∂C
(2.17)
 Dx
 − (v x C ) =
∂x 
∂x  ∂x
∂t
∂ 2C
∂C ∂C (2.18)
Dx
− vx
=
2
∂x
∂t
∂x
Essa é equação que descreve o transporte de solutos, em meio poroso saturado, para o
caso unidimensional, devido aos mecanismos da advecção – dispersão. Como solução dessa
equação tem-se a concentração C no espaço e no tempo; C(x, t) (Freeze & Cherry, 1979).
39
Existem inúmeras soluções analíticas para as formas mais simples da equação do
transporte. No entanto, na maioria das situações de campo, análises bi ou tri-dimensional 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, 1979).
Para o caso representado na figura 2.1, 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
C(∞,t) = 0
para t ≥ 0
(2.19)
Para essas condições de contorno, a solução da equação 2.18 para um solo saturado
homogêneo é:
C
C0
onde:
=
x−v
1 
erfc
2 D
2
l


 v
t
 + exp
D
t 
 l
 x+v

 erfc 

2 D

l

t 

t 

(2.20a)
erfc = função erro complementar, que é tabelada (vide apêndice A) (Freeze &
Cherry, 1979).
Em situações em que a dispersividade do meio ou a trajetória de fluxo ou o tempo são
grandes, o segundo termo da expressão entre colchetes é desprezado (Freeze & Cherry, 1979).
A solução simplificada da equação é:
C
C0
=
 x−vt 

erfc
2 D t 
2
l


1
(2.20b)
Soluções analíticas para outras condições de contorno são descritas por Ebach & White
(1958), Ogata & Banks (1961), Ogata (1970), e outros.
40
No caso de solutos reativos, o efeito do retardamento no transporte deste deve ser
considerado e, o balanço de massa, esquematizado na figura 2.15, deve incluir a parcela que
representa o ganho ou a perda de massa do soluto devido a reações químicas / bioquímicas.
Nesse caso, a equação do transporte, incluindo o efeito dos processos de sorção, passa a ser
expresso pela equação 2.21a (Freeze & Cherry, 1979):
Dx
onde
∂ 2C
∂C ρ d ∂S ∂C
− vx
+
=
2
n ∂t
∂x
∂x
∂t
(2.21a)
ρd
=
S
= massa de substância sorvida (ou dessorvida) na parte sólida do meio
massa específica seca do meio poroso [ML-3];
poroso por unidade de massa de sólidos.
O primeiro termo da equação (2.21a) refere-se à parcela dispersiva do transporte,
enquanto o segundo à parcela advectiva. O termo ∂S/∂t representa a taxa de sorção do soluto
e, (ρd/n)(∂S/∂t), a mudança da concentração deste no fluido devido à sorção (Freeze & Cherry,
1979).
A quantidade do soluto que é sorvido pelos sólidos é, comumente, função da sua
concentração na solução, S = f (C). Assim (e.g. Freeze & Cherry, 1979):
∂S ∂S ∂C
=
∂t ∂C ∂t
ρ d ∂S ρ d ∂S ∂C
=
n ∂t
n ∂C ∂t
(2.22)
(2.23)
onde ∂S/∂C representa a distribuição do poluente entre a solução e os sólidos. Esta é
quantificada através do parâmetro Kd – coeficiente de distribuição da substância entre as fases
sorvida e dissolvida.
41
Dessa forma, pode-se reescrever a equação (2.21a):
Dx
onde
∂ 2C
∂C ∂C
R(C )
− vx
=
2
∂x
∂x
∂t
(2.21b(2.23a)
)
R (C) = função retardamento; R (C) = 1 + (ρd/n) Kd
Uma outra forma de se expressar a equação do transporte, incluindo o efeito dos
processos de sorção, é indicada na equação (2.23b) (Elbachá, 1989):
Dx
onde
'
∂C
∂ 2C
' ∂C
−
v
=
x
∂x
∂t
∂x 2
(2.23b)
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.
Assim, a solução simplificada da equação (2.23b) assume a mesma forma da equação
(2.20b), porém, no lugar dos parâmetros Dx e vx, tem-se Dx’ e vx’ , respectivamente.
 x − v 't
C 1
x
= erfc 
1
Co 2
 2 D x' t

( )


2


(2.24a )
Para uma melhor interpretação dos resultados dos ensaios de coluna, Nobre (1987)
sugere expressar a equação (2.24a) em termos de volume de vazios, conforme a equação
(2.24b) (Elbachá, 1989):


V
 1− o

C 1
Vv R 

= erfc 

'
Co 2
Vo 
2 D
 Lv ' Vv R 
(2.24b)
42
ou
C
1
= erfc[β ]
Co 2
onde
(2.24c)
Vo = volume total percolado na amostra até o tempo t [ L3 ]
Vv = volume de vazios da amostra [ L3 ]
L = altura da amostra [ L ]
β = argumento da função erro complementar
Analisando-se a equação 2.24b, pode se verificar que quando a concentração efluente é
igual à metade da concentração inicial, o valor da função erro complementar é igual a 1 e, de
acordo com a tabela dessa função (apêndice A), seu argumento - β, é igual a zero. Desta forma
obtém-se a expressão que permite calcular o fator de retardamento - R (Eq.2.2), apresentada
no item 2.3 desse capítulo.
Para um outro valor de concentração efluente tem-se associado um novo valor da função
erro complementar e, portanto, de seu argumento. Como já terá sido obtido o valor do fator de
retardamento, é possível obter o coeficiente de dispersão hidrodinâmica através da equação
2.25:
 1 − (Vo / Vv.R ) 
D = L.v , 

 2 β . (Vo / Vv.R ) 
2
(2.25)
Após determinar os coeficientes de dispersão hidrodinâmica de ensaios realizados com
diferentes velocidades de fluxo, obtém-se o coeficiente de dispersão mecânica - α, e o
coeficiente de difusão molecular - D*, através de regressão linear, utilizando a Eq.2.1,
apresentada no item 2.2 desse capítulo.
Os modelos apresentados são baseados na hipótese de que o equilíbrio das reações é
atingido durante o transporte. Tais modelos são válidos para condições de fluxo
43
predominantemente difusivo ou com velocidade de advecção relativamente baixa em função
da velocidade das reações. Para o estudo do transporte em condições de velocidade qualquer
de fluxo, é necessário o emprego de modelos mais complexos, comumente denominados
modelos cinéticos, os quais levam em consideração variáveis como a velocidade de reação,
geometria dos canais de fluxo e velocidade próxima à interface líquido-sólido, entre outras
(Harmon, 1989; Armstrong, 1994; em Borges, 1996). Alguns destes modelos, com diferentes
graus de complexidade, são descritos por e.g. Fetter (1993), Harmon et. al., (1989), Pignatello
(1989), Ma & Selim (1994) e Armstrong et. al., (1994).
CAPÍTULO 3
CARACTERIZAÇÃO DA ÁREA DE ESTUDO
3.1
Introdução
O Aterro Sanitário Integrado de Sauípe/BA, recentemente construído pela Companhia
de Desenvolvimento Urbano do Estado da Bahia - CONDER, deverá atender a algumas
localidades da região e, principalmente, o Complexo Hoteleiro da Costa do Sauípe até o ano
de 2015, de acordo com a vida útil de projeto do Aterro, estimada em 15 anos.
O projeto do Aterro contempla a construção de duas células de resíduos sólidos. A
primeira, já construída, tem capacidade de aproximadamente 78.000m3, para atender os
primeiros cinco anos de funcionamento do Aterro. A segunda célula deverá atender os dez
anos seguintes, correspondentes ao restante da vida útil do Aterro. A primeira célula entrou
em operação em 2001, recebendo atualmente aproximadamente 20 toneladas de lixo
diariamente. A construção da segunda célula está prevista para 2005, devendo esta entrar em
operação em 2006. Na foto 3.1 é apresentada a vista geral da célula 1 do Aterro Sanitário de
Sauípe.
Fotografia 3.1- Vista Geral da Célula 1 de lixo do Aterro Sanitário de Sauípe
45
Na impermeabilização da base, da Célula-1 do Aterro Sanitário de Sauípe adotou-se um
sistema de duplo revestimento composto por camadas de argila compactada e manta sintética
de Polietileno de Alta Densidade – PEAD – de 2mm. A primeira camada, de baixo para cima,
corresponde a uma camada de 30cm de espessura, muito bem compactada (> 95% P.N.), de
silte-argiloso, produto da escavação da Célula 1, para servir de base para colocação de
geomembrana que vem logo acima. Sobre a geomembrana foi executada uma camada extra de
revestimento mineral de 50 cm de silte-argiloso, também produto da escavação da Célula 1,
para alojar a drenagem de líquidos, percolados e proteger a geomembrana contra objetos que
possam danficá-la. Finalmente, acima desta camada tem-se mais uma camada de 20cm, de
solo local, para proteger a camada extra de revestimento mineral contra perda do teor de
umidade e erosão das águas pluviais.
O líquido percolado pelas camadas do aterro é coletado por drenos projetados para tal
finalidade e encaminhados inicialmente até um poço de acumulação, na saída da Célula 1 e,
em seguida, para um sistema de tratamento composto por 3 lagoas de estabilização dispostas
em série.
As duas primeiras lagoas foram impermeabilizadas lateralmente e no fundo com manta
sintética de PEAD de 2,0 mm. A terceira lagoa é revestida com a manta somente nas laterais.
No seu fundo foi executada uma camada filtrante de solo que tem a função de reter as
impurezas restantes, antes do líquido infiltrar no solo naturalmente.
Além da porção que infiltra no solo na 3a lagoa, com caráter experimental, parte dos
líquidos percolados previamente tratados nas duas primeiras lagoas é bombeada para irrigar
uma plantação de eucaliptos situada a aproximadamente 100 metros das lagoas, na porção
mais elevada da área, onde está prevista a construção da segunda célula de lixo. O lençol
46
freático foi detectado nessa área (foto 3.2), a partir de sondagens a percussão, a uma
profundidade de aproximadamente 25 metros.
Fotografia 3.2- Sistema de Tratamento do Chorume gerado na
Célula 1 e detalhe do fundo da 3a Lagoa de Estabilização
O Estudo de Impacto Ambiental – EIA/RIMA do Complexo Hoteleiro de Sauípe,
elaborado pela ECOPLAM em 1999, e o Memorial Descritivo e Técnico do Projeto
Básico/Executivo do Aterro Sanitário Integrado de Sauípe/BA, elaborado pela Engetécnica
Serviços e Construções Ltda em 2000, fornecidos pela Companhia de Desenvolvimento
Urbano do Estado da Bahia - CONDER, apresentam a caracterização regional e local da área
do Aterro. Dessa forma, as informações à respeito da Geologia, Geomorfologia e clima da
área de estudo foram extraídas desses documentos. Além dessas informações, a seguir, são
também apresentadas a caracterização geotécnica dos solos amostrados e as análises físicoquímicas destes e do lixiviado gerado no Aterro.
47
3.2
Localização e Acessos
O Aterro Sanitário de Sauípe está localizado no município de Entre Rios, próximo à
divisa de Mata de São João, distando 2.200 metros da Linha Verde (BA-099), lado esquerdo
no sentido norte, com coordenadas métricas (UTM): N = 8633100, E = 616500.
O maior gerador de resíduos sólidos da área, o Complexo Turístico de Sauípe, está a
6,61 Km de distância.
Na figura 3.1, a seguir, é apresentada uma planta da região onde está implantado o
Aterro Sanitário de Sauípe.
Área do Aterro
Rio
Areal
íp
e
04
BA- 5
Curralinho
Sa
u
ha
Lin
rd
Ve
e
Sauípe
Canoas
Diogo
Santo Antônio
Porto Sauípe
OCEANO ATLÂNTICO
34
Figura 3.1: Planta da região onde está implantado o Aterro Sanitário de Sauípe
8.6
0
6
0
63
3
8.6
22
2
8.6
8.6
6
62
48
3.3
Geologia e Geomorfologia
A área em que está situado o Aterro Sanitário de Sauípe está inserida na faixa litorânea
do norte do Estado da Bahia, que caracteriza-se pela presença de diferentes substratos em
alternância, resultantes da evolução geológica.
As flutuações climáticas e do nível relativo do mar modelaram os depósitos
sedimentares inconsolidados que bordejam a costa atlântica nordeste do Estado.
O Projeto Básico do Aterro Sauípe – CONDER (2000), descreve essa evolução
resumidamente em 6 estágios:
3.3.1
Estágio I – Deposição da Formação Barreiras
Ao final da época pliocênica (3 milhões de anos atrás), a existência de um clima árido a
semi-árido favoreceu a erosão do manto de intemperismo, que teria se desenvolvido sobre as
rochas do embasamento cristalino. O material erodido acumulou no sopé das encostas sob a
forma de extensos depósitos de leques aluviais. Estes depósitos são constituídos de
sedimentos areno-argilosos, pobremente selecionados, que afloram ao longo de toda a costa
leste-nordeste do Brasil, e que receberam o nome de Formação Barreira. A deposição da
Formação Barreiras cessou com o retorno das condições de clima úmido à região.
3.3.2
Estágio II – Deposição de Leques Aluviais Pleistocênicos
Uma nova fase de clima árido, desta vez já no Pleistoceno (< 1,6 milhão de anos atrás)
resultou na diminuição da cobertura vegetal da Formação Barreiras, constituída por
sedimentos arenosos não consolidados, e que ficou exposta à erosão por processos aluviais.
Os sedimentos assim erodidos foram depositados no sopé das encostas da Formação Barreiras,
sob a forma de leques aluviais, ou preenchendo o fundo dos grandes vales escavados nesta
49
formação durante este período. Os Leques Aluviais Pleistocênicos são constituídos de areias
relativamente selecionadas com pouca ou nenhuma lama. O topo destes leques aluviais foi
localmente retrabalhado pelo vento, dando origem a dunas, como demonstra a presença de
pequenas colinas constituídas de areia fina moderadamente selecionada, que ocorrem no topo
destes depósitos. Estas dunas localmente recobriram a Formação Barreiras.
3.3.3
Estágio III – Penúltima Transgressão
Após a deposição dos Leques Aluviais Pleistocênicos, o nível do mar experimentou
um movimento de subida, o qual culminou com um máximo em torno de 120.000 anos A.P.
(antes do presente), quando o nível do mar se posicionou 8 +/- 2m acima do nível atual. A
Penúltima Transgressão erodiu parcialmente os Leques Aluviais Pleistocênicos e deu origem a
um sistema de lagunas/ilhas-barreiras. O retrabalhamento pelo vento das areias de praia deu
origem a pequenas dunas que migraram continente adentro contribuindo para assorear, de
modo quase completo, estas lagunas.
3.3.4 Estágio IV – Descida do Nível Relativo do Mar
Após o máximo da Penúltima Transgressão, o nível do mar experimentou um
movimento de descida. Durante este rebaixamento depositaram-se as Areias Pleistocênicas. A
descida total do nível do mar, estimada para este período, foi de cerca de 110m, alcançada por
volta de 16-18.000 anos A. P. Uma descida do nível de base desta magnitude, teve como
conseqüência a escavação de uma rede de drenagem na superfície dos Leques Aluviais
Pleistocênicos e das Areias Litorâneas Regressivas Pleistocênicas.
50
3.3.5 Estágio V – Última Transgressão
Após o mínimo alcançado pelo nível do mar em 16-18.000 anos A. P., ele
experimentou um novo movimento de subida, que culminou com um máximo, em torno de
5.100 anos A. P., quando o nível do mar se posicionou cerca de 5 metros acima do nível atual.
Durante esta subida, as Areias Litorâneas Regressivas Pleistocênicas foram parcialmente
erodidas e um novo sistema de lagunas/ilhas-barreiras se formou. Enquanto isso, na nova
linha de costa que se instalava formavam-se:
1) barras de areia de ante praia nas praias que ocupavam os blocos mais baixos do
embasamento cristalino, portanto mais arenosas e planas;
2) crostas carbonáticas a partir da fixação de corais e algas nos blocos intermediários
a altos onde encontravam-se, submersos, pequenos afloramentos rochosos; e
3) uma costa predominantemente rochosa nos trechos onde existiam falésias ou
grandes blocos correspondentes aos trechos de blocos mais altos do embasamento.
3.3.6 Estágio VI – Descida do Nível Relativo do Mar
O abaixamento do nível do mar que se seguiu ao máximo da Última Transgressão
resultou mais uma vez em progradação da linha de Areias Litorâneas Holocênicas ao tempo
em que as lagunas evoluíram para brejos e pântanos de água doce. Os seus pulsos
transgressivos (num total de dois até o presente) determinaram a formação dos arenitos nas
áreas estruturalmente mais baixas 1); de recifes, corais e algas nas intermediárias a altas 2) e
de praias rochosas com crostas carbonáticas algais incipientes e afloramentos do
embasamento cristalino preservados, associados ou não a falésias, nas costas situadas nos
blocos mais altos.
51
Além dessa evolução geológica que afetou a região, o clima e os padrões gerais de
circulação atmosférica controlam parcialmente certos componentes da paisagem, como o
modelado topográfico, os tipos de solos, a flora e a fauna e o potencial de recursos hídricos
subterrâneos e de superfície. O conjunto de todos esses fatores estabeleceram as condições e
limitações ao uso do solo na área (adaptado do Memorial Descritivo e Técnico do Projeto
Básico/Executivo do Aterro Sanitário Integrado de Sauípe – Engetécnica, 2000).
Localmente, a principal unidade geológica presente na área do Aterro corresponde à
Formação Sedimentar Cenozóica do Terciário denominada de Grupo Barreiras.
Esta formação se caracteriza pela presença de areias finas a grossas, silto-argilosas
inconsolidadas, em cores variegadas e espessuras variadas, e pela vulnerabilidade a processos
erosivos decorrentes da intempérie.
Os sedimentos do Grupo Barreiras apresentam estratos sub-horizontalizados, de
grandes espessuras, eventualmente com superfícies limonitizadas e impregnadas de óxido de
ferro.
A ausência de vegetação, nas partes íngremes da área do empreendimento, pode levar
a um desenvolvimento de escoamentos concentrados em sulcos e ravinas e de zonas
potenciais de erosão.
O relevo é acidentado, possuindo em sua parte mais elevada, uma superfície suavemente
ondulada com cotas variando de 44 a 61m. O restante apresenta grandes desníveis com
vertentes bastante íngremes atingindo, no ponto mais baixo, a altitude 14m.
52
3.4
Aspectos Climáticos
O clima, sendo o maior responsável pelos agentes modeladores da paisagem, depende
de fatores conjugados, tais como posicionamento geográfico, circulação atmosférica, relevo e
continentalidade.
A área em estudo está inserida no Litoral Norte do Estado da Bahia, uma região
tropical de baixas latitudes, o que permite a incidência de raios solares com praticamente a
mesma intensidade durante todo o ano. Essas características propiciam elevadas temperaturas
médias e pequenas amplitudes térmicas anuais, principalmente nas superfícies aplainadas.
Clima úmido, de relativa homogeneidade, caracterizado por médias térmicas elevadas e altos
índices pluviométricos distribuídos regularmente ao longo dos meses do ano, é a classificação
genérica que se enquadra à faixa litorânea dessa região (EIA/RIMA – ECOPLAM, 1999).
No projeto RADAMBRASIL, 1981, o clima da região foi definido como úmido fraco,
referência especial 6.
O regime pluviométrico, observado a partir dos registros realizados na estação de
Salvador, caracteriza a área com elevado nível pluviométrico (> 1800 mm/ano) e pela sua
constância ao longo do ano, sem a definição de uma estação seca.
A temperatura média da região varia de 23o a 25o C com amplitudes térmicas anuais
oscilando entre 3o e 6o C, chegando a uma mínima de 19o C.
Os ventos na região são moderados com velocidades variando de 1,8 m/s até 2,6 m/s.
No quadrante leste apresentam direção predominante de sudeste (SE) – alísios, registrando-se,
também, fluxos de Leste (E) e nordeste (N-E) no verão.
53
3.5
Amostragem dos solos
Através da verificação das sondagens à percussão, no apêndice E, e de visitas a campo,
foram identificadas duas feições de solo. Uma arenosa, na cor amarela a amarela escura e
outra argilosa, na cor vermelho a marrom claro, alternando-se com a profundidade.
Em campo foram coletadas amostras deformadas e indeformadas das duas feições nos
respectivos pontos P1 e P4, indicados na figura 3.2.
Figura 3.2: Localização dos pontos de coleta de amostras das feições de Solo
Arenoso – Ponto 4 e Argiloso – Ponto 1
Na amostragem, foi removida a capa superficial de solo de aproximadamente 30cm e
retirados blocos nas dimensões 30 x 30 x 30cm com uso de um cravador, para os ensaios de
permeabilidade. As amostras deformadas, destinadas aos ensaios de caracterização, foram
recolhidas manualmente e acondicionadas em sacos plásticos (ver fotos 3.3 e 3.4).
54
Fotografia 3.3 – Retirada de Amostras
Indeformadas da Feição Argilosa
3.6
Fotografia 3.4– Retirada de Amostras
Indeformadas da Feição Arenosa
Caracterização dos solos
Ambas as feições de solo coletadas em campo foram caracterizadas a partir de ensaios
de caracterização geotécnica, análises físico-químicas e mineralógicas.
3.6.1 Ensaios de caracterização geotécnica
Os ensaios de caracterização geotécnica foram realizadas no Laboratório de Geotecnia
da Escola Politécnica da Universidade Federal da Bahia e permitiram a determinação da
densidade específica dos grãos, curva granulométrica e limites de liquidez e plasticidade,
segundo os procedimentos especificados pela Norma Brasileira – NBR 6457/86, NBR
6508/84, NBR 7181/84, NBR 6459/84 e NBR 7180/84 da ABNT.
Os resultados da caracterização estão apresentados na tabela 3.1 abaixo, seguidos das
curvas granulométricas, mostradas na figura 3.3.
Tabela 3.1- Caracterização Geotécnica dos Solos
Feição
G
Distribuição Granulométrica
LL
LP
IP
Wnat
Classif
55
Do
Solo
T=20oC Pedreg
(g/cm3)
Areia
Silte
Grossa Média Fina
Argila
Atividade
(%) (%) (%)
(%)
SUCS
Arenosa
2,60
0
10
34
34
4
18
23
15
8
0,44
5,02
SC
Argilosa
2,69
4
3
6
13
23
51
65
29
36
0,71
17,03
CH
LL - Limite de Liquidez
LP - Limite de Plasticidade
IP - Índice de Plasticidade
wnat - Umidade natural
Atividade = IP/ %argila
A baixa atividade, obtida tanto para o solo arenoso quanto para o argiloso, indica
predominância de minerais caulinitícos na composição desses solos.
D is trib u iç ã o G ra n u lo m é trica
100
P e neira s
# 200
# 40
# 10
# 4
90
P e r c e n t a g e m q u e p a s s a ( %)
80
70
60
50
40
30
20
γ
10
0
0 .0 0 1
0 .0 1
T a m a n h o
0 .1
d a s
1
P a r t í c
s
10
u
a) Solo Arenoso
l a
s
(m m )
= 2 6 ,0 k N /m 3
100
56
D istrib uição G ranulom étrica
10 0
P eneiras
# 20 0
# 40
# 10
#4
90
P e r c e nt a g e m q ue p a s s a ( %)
80
70
60
50
40
30
20
γ = 26 ,9 k N /m 3
s
10
0
0.0 01
0.0 1
T a m a n h o
0.1
d as
1
10
P a r t í c u l a s (mm)
100
b) Solo Argiloso
Figura 3.3: Curvas granulométricas das feições de solo coletadas: a) Arenoso, b) Argiloso
3.6.2
Análises Físico-Químicas
As análises físico-químicas, realizadas nas duas feições coletadas, foram feitas no
laboratório de análises físico-químicas do Departamento de Hidráulica e Saneamento – DHS
da Escola Politécnica da Universidade Federal da Bahia, além de determinações feitas na
Empresa Baiana de Desenvolvimento Agrícola - EBDA e no próprio laboratório de Geotecnia
da Escola Politécnica.
No DHS foi determinada a condutividade elétrica dos solos, com uso de um
condutívimetro, de acordo com as orientações técnicas do Manual de Análises de Solo da
EMBRAPA - Serviço Nacional de Levantamento e Conservação de Solos, (1979).
Na EBDA, determinou-se a Capacidade de Troca Catiônica - CTC dos cátions trocáveis
de Cálcio, Magnésio, Potássio, Sódio, e mais de Alumínio e Hidrogênio, as concentrações dos
elementos Ferro, Zinco, Manganês e Cobre, através de análises por absorção atômica, o pH
57
em água e em solução aquosa de cloreto de potássio, a matéria orgânica e o teor de carbono
orgânico dos solos, também segundo especificações da EMBRAPA.
No laboratório de Geotecnia (Escola Politécnica - UFBA) determinou-se a CTC total e a
Superfície Específica – SS – das frações silte e argila, separadamente, das duas feições, pelo
método do Azul de Metileno.
Os resultados das análises químicas estão apresentados nas tabelas 3.2 e 3.3 que se
seguem.
Tabela 3.2 - Resultados das Análises de CTC e SS dos solos
Feição
Do Solo
CTC de cátions trocáveis (meq/100g) – EBDA
Ca+2 Mg+2
K+
Na+
Al+3
H+
CTC total (meq/100g) Lab.Geot-UFBA
T
fr. silte
fr. argila
SS (m2/g)
fr.silte fr.argila
Arenosa 0,10 0,47
0,02
0,06 0,27 0,92 1,84
2,19
2,51
17,13
19,57
Argilosa 0,10 0,31
0,04
0,04 1,32 2,50 4,31
6,26
6,90
48,92
53,82
Tabela 3.3- Resultados das Análises de Zn, Fe, Mn, Cu, pH em água e em solução de KCl,
Condutividade Elétrica, Carbono orgânico e Matéria orgânica dos solos
Feição
Teor dos elementos em ppm
Do Solo Zinco Ferro Manganês Cobre
Arenosa
pH em água pH em KCl
o
o
T=20 C
T=20 C
Condut.Elétrica
C
o
T=23,3 C (mS/cm) g/Kg
Mat.Org.
(%)
1,3
19,0
0,1
1,4
4,51
4,22
12
1,3
2,3
Argilosa 3,4
168,0
0,3
4,9
4,12
3,91
18
3,7
6,4
Segundo Stevenson (1985), cerca de 25 a 90% da CTC dos solos de superfície pode ser
atribuída à matéria orgânica. Em solos arenosos, mesmo pequenas quantidades de matéria
orgânica exercem um papel extremamente importante na retenção dos cátions (de Paula et. al.,
1999).
58
Na tabela 3.4 a seguir é apresentada a faixa de valores de CTC para argilominerais e
ácidos húmicos e fúlvicos.
Tabela 3.4 - CTC para argilominerais e ácidos orgânicos (Stevenson, 1985;
em de Paula et. al., 1999)
Componente
Caulinita
CTC (meq/100g)
3–5
Ilita
30 – 40
Montimorilonita
80 – 150
Ácidos Húmicos
485 – 870
Ácidos Fúlvicos
> 1400
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 de caulinita, considerados baixos.
De acordo com a tabela de Stevenson e com os resultados das análises da CTC e da
matéria orgânica presentes nos solos, sugere-se que a maior contribuição à retenção de cátions
deve ser atribuída ao teor de matéria orgânica tanto no caso da feição arenosa, quanto na
argilosa.
Os resultados dos pHs determinados em água e em solução aquosa de cloreto de
potássio indicaram que ambas as feições são ácidas. A elevação do pH de soluções ácidas
devido a penetração em meios básicos leva à precipitação de óxidos metálicos dos elementos
de Ca, Mg, Fe, Zn, Mn, Cu, Pb, Cd, Co, Ni, Cr, V, Sr, sendo importante sua determinação, já
que seu valor pode influenciar no tipo de reações que ocorrem entre solo e poluente (Kohler e
Morteani, 1984; em Elbachá, 1989).
59
3.6.3
Análises Mineralógicas
Foram realizadas análises mineralógicas dos dois solos amostrados. A técnica
empregada nas determinações foi a de difração de raios-X, realizadas no Laboratório de
Difração de Raio X do Departamento de Ciências dos Materiais e Metalurgia da PUC-Rio,
utilizando-se um difratômetro de raios X, marca Siemens, modelo D5000.
Os difratogramas dos solos estudados são apresentados na figura 3.4, a seguir.
Difratograma - Solo Arenoso
Intensidade (cps)
1000
750
500
250
0
0
10
20
2θ
a) Solo Arenoso
30
40
60
Difratograma - Solo Argiloso
Intensidade (cps)
400
300
200
100
0
0
10
20
30
40
2θ
b) Solo Argiloso
Figura 3.4: Difratograma dos solos estudados: a)Arenoso, b) Argiloso
A composição mineralógica dos solos é apresentada na tabela 3.5.
Tabela 3.5 – Resultados das Análises Mineralógicas dos solos
Feição do Solo
Mineralogia
Arenoso
caulinita
quartzo
Argiloso
caulinita
quartzo
As duas feições de solo amostradas apresentaram, basicamente, a mesma composição
mineralógica. A predominância em ambos os casos é do argilomineral caulinita, que
caracteriza-se por apresentar baixa capacidade de troca catiônica e superfície específica, além
de ser o argilomineral mais abundante nos solos brasileiros.
61
3.7
Caracterização do lixiviado
O lixiviado gerado devido à decomposição da matéria orgânica presente no lixo por
microorganismos e por reações físico-químicas, mais conhecido como chorume, um líquido
de coloração cinza escuro com forte odor fétido, é constituído basicamente por água rica em
sais, metais pesados e elevada concentração de matéria orgânica.
As concentrações desses constituintes no lixiviado variam de acordo com a composição
dos próprios resíduos sólidos depositados e com as condições ambientes como a umidade, o
oxigênio disponível, a temperatura e o pH do meio.
3.7.1
Análise Físico-Químicas
Todas as análises físico-químicas foram executadas de acordo com o Standard methods
for the examination of water and wastewater (American Public Health Association, American
Water Works Association & Water Environment Federation; 1992). Foram feitas coletas de
amostras do poço de acumulação de chorume, na saída da Célula 1, e nas lagoas de
estabilização do sistema de tratamento de chorume do Aterro Sauípe. Os resultados estão
apresentados nas tabelas 3.6 e 3.7 a seguir.
Tabela 3.6 – Resultados das análises químicas do chorume – abril/2001
*Análises Químicas
realizada
Entrada da lagoa 1
Entrada da lagoa 2
DQO (mg/L)
4360
2760
Condutiv Elétrica (µS/cm)
4800
2300
PH
7,1
7,1
Nitrato (mg/L)
0,04
0,03
Nitrito (mg/L)
< 0,01
< 0,01
N total (mg/L)
225
155
*Fonte: Engequímica ltda – 10/04/2001
62
Tabela 3.7 – Resultados das análises químicas complementares do chorume - maio/2001
*Análises Químicas realizada
Poço de acumulação
Saída da lagoa 2
DBO (mg/L)
1521
306
DQO (mg/L)
7320
1385
>20000
>20000
PH
7,9
7,8
Temperatura (ºC)
29,0
30,0
Nitrogênio amoniacal (mg/L)
709,2
132,9
Arsênio (mg/L)
< 0,01
< 0,01
Bário (mg/L)
0,88
0,65
Chumbo (mg/L)
0,10
0,06
Manganês (mg/L)
0,23
0,10
Mércurio (mg/L)
< 0,001
< 0,001
Prata (mg/L)
0,02
0,01
Zinco (mg/L)
0,22
0,07
Ferro Total (mg/L)
15,27
11,17
>10000
>10000
382
218
1,3 x 104
1,3 x 103
Condutividade
(µS/cm)
Elétrica
Sólidos Solúveis (mg/L)
Sólidos em Suspensão (mg/L)
Coliformes Totais
*Fonte: Engequímica ltda – 25/05/2001
As análises químicas acima foram realizadas pela Engequímica Ltda, empresa
prestadora dos serviços à CONDER, que forneceu esses dados. Quando tais análise foram
realizadas, o Aterro ainda estava no início de sua operação, numa fase em que havia baixa
geração de chorume, não somente em quantidade, mas também em caráter contaminante, daí o
fato de alguns metais ainda apresentarem concentrações baixas quando comparadas à
concentrações verificadas em chorumes ‘velhos’ de aterros mais antigos. A tabela 3.8 abaixo
apresenta valores típicos de metais pesados em chorumes de alguns aterros brasileiros.
63
Tabela 3.8 – Valores típicos de metais pesados em chorumes de aterros brasileiros
Valores típicos de concentrações de metais
Valores em mg/L
Em Aterros Brasileiros
Muribeca/PE - Oliveira e Jucá (1991)
Aterro
(2000)
Centro,
Salvador/BA–
Chumbo
Cobre
Cromo
Zinco
< 0,01 – 1,8
0,2 – 4,4
<0,01 – 6,9
1 - 90
CONDER
Santo André/SP – Bernardes Junior* (1985)
< 0,2
< 0,05 – 0,2 < 0,05 – 0,2 0,4 – 3,22
< 0,2 – 0,4
-
1,21
0,56
São Bernardo do Campo/SP– Bernardes (1985)
< 0,05 – 0,33 0,68 – 2,5
0,30
-
*Em Geologia de Engenharia – ABGE, 1998
Apesar do curto intervalo de tempo entre as análises (10 de abril até 25 de maio), o pH
ficou um pouco mais básico, e a condutividade elétrica verificada na segunda coleta já foi bem
mais elevada. A Demanda Química de Oxigênio – DQO – indica a presença de materiais
orgânicos e inorgânicos passíveis de oxidação.
Além de demonstrar a complexidade da composição química e microbiológica deste
líquido, as análises de amostras do poço de acumulação na saída da Célula 1 e na saída da 2a
lagoa de estabilização, permitem o acompanhamento do tratamento, verificando sua
eficiência.
3.7.2
Teores de Nitrato nas Amostras Coletadas
O teor obtido para o nitrogênio total nas análises das lagoas 1 e 2, em abril de 2001,
deve corresponder em sua maior parte, senão todo, à parcela do nitrogênio amoniacal, já que
não foi detectada a presença de nitritos ou nitratos nessas lagoas, nessas análises.
O teor de nitrogênio amoniacal nas amostras coletadas no poço de acumulação, 709,2
mg/L em maio de 2001, indica contaminação recente por matéria orgânica, pois, pelo
64
conhecimento do ciclo do nitrogênio na decomposição da matéria orgânica, pode-se afirmar
que a amônia (NH4+) é um produto das primeiras fases da decompoisição anaeróbia. Mais
adiante, surgem os nitritos e, não havendo interrupção do processo, formam-se os produtos
mais estáveis – os nitratos.
Os nitratos resultam da degradação microbiana de substâncias orgânicas nitrogenadas,
como proteínas, e íons de amônia (NH4+), as quais são então biologicamente oxidadas para
nitritos e nitratos num processo de duas etapas (Lewis, Foster e Drasar, 1986):
2NH4+ + 2OH- + 302 = 2NO2- + 2H+ + 4H2O
(I)
2NO2- + O2 = 2NO3-
(II);
A presença de nitritos revela uma fase de transição, enquanto que a dos nitratos indica
poluição mais antiga, por matéria orgânica. É de se esperar portanto que, com o passar do
tempo, quando o chorume já não for mais ‘novo’, a concentração de nitrogênio total verificada
nas lagoas passe a corresponder à concentração de nitrato.
Na caracterização do chorume ‘velho’ do Aterro Sanitário de Baurú/SP, Sagato e Silva
(2000) apresentam variações de 550 a 1750 mg/L de nitrato. Enquanto Tchobanoglous
(Integrated Solid Wastes Management) sugere valores típicos de nitratos nos chorumes numa
faixa de 5 a 40 mg/L.
Como pode se observar, os valores de concentração dos contaminantes, em geral,
presentes nos lixiviados de aterros sanitários podem variar bastante de um lugar para outro, ou
mais precisamente, em função da composição qualitativa e quantitativa dos resíduos
dispostos, das condições do meio, da sazonalidade da região, dentre outros fatores.
CAPÍTULO 4
EQUIPAMENTO E PROCEDIMENTO DE ENSAIOS
4.1
Introdução
Os parâmetros de transporte de contaminantes em meio poroso – condutividade
hidráulica saturada, fator de retardamento, coeficiente de dispersão hidrodinâmica, coeficiente
de difusão molecular e coeficiente de dispersão mecânica foram determinados através de
ensaios de laboratório realizados no equipamento ADS (advecção, dispersão, sorção)
projetado por de Campos em 1993 e implementado por Borges, em 1996, no Laboratório de
Geotécnia da Pontifícia Universidade Católica do Rio de Janeiro – PUC-Rio.
Como o solo e o contaminante estudados são do Aterro Sanitário de Sauípe, na Bahia,
optou-se por realizar a pesquisa em Salvador/BA. Esse equipamente foi então trazido do
Laboratório de Geotecnia da PUC, no Rio de Janeiro, e montado no Laboratório de Geotecnia
da Escola Politécnica da Universidade Federal da Bahia, em Salvador.
O procedimento dos ensaios é semelhante ao dos ensaios de permeabilidade em
equipamento triaxial realizados em Geotecnia, porém com percolação não somente de água
mas também de uma solução contendo uma substância contaminante numa concentração
inicial conhecida. À medida que essa solução permeia através das amostras de solo, o efluente
é coletado e submetido à análise química para determinação de sua concentração.
Nesses ensaios utilizou-se uma solução de Nitrato de Zinco para representar o lixiviado
gerado nas células do Aterro. O nitrato é um sal bastante solúvel, característico da
contaminação antiga por matéria orgânica, presente em grande quantidade em lixiviados de
aterros sanitários. Segundo Mariotti (1998), o nitrato, por ser um aniôn, não é retido pelos
66
colóides argilosos ou orgânicos do solo, negativamente carregados, o que permite a avaliação
do avanço da solução contaminada através do meio poroso. Já o zinco, metal pesado também
muito comum nos chorumes, sendo um cátion, está sujeito a ser retido pelas partículas
argilosas e orgânicas do solo negativamente carregadas, permitindo a avaliação do efeito do
retardamento. Dessa forma, tanto as concentrações de nitrato como do zinco, foram
monitoradas nos efluentes da percolação.
Segundo as análises químicas realizadas nas feições de solo amostradas, o solo argiloso
apresentou maior capacidade de troca catiônica do que o solo arenoso, sendo assim, na feição
argilosa utilizou-se uma concentração mais elevada de zinco a fim de tornar mais evidente a
retenção desse contaminante.
Além dos ensaios ADS, foram realizados ensaios de equilíbrio em lote a fim de se
determinar os parâmetros de sorção do solo e estabelecer um limite superior para os valores
do Fator de Retardamento – R.
O procedimento desses ensaios consiste em colocar uma mistura solo-solução
contaminante, com concentração inicial conhecida, em frascos que devem ser agitados durante
o tempo necessário para que ocorram as reações químicas. Depois desse tempo a mistura é
filtrada e mede se a concentração de equilíbrio.
O contaminante utilizado nas soluções empregadas nos ensaios de equilíbrio em lote foi
o zinco para que, dessa forma, o fator de retardamento obtido nesses ensaios possa ser
comparado com o fator de retardamento obtido nos ensaios ADS.
Tanto nos ensaios ADS, quanto nos ensaios de equilíbrio em lote, as amostras de solo
devem estar, inicialmente, descontaminadas.
67
A seguir é feita a descrição detalhada dos equipamentos utilizados nos ensaios ADS e
nos ensaios de equilíbrio em lote, assim como, a descrição da metodologia empregada nesses
ensaios.
4.2
Ensaios ADS
4.2.1
Descrição do equipamento
O equipamento ADS consiste em um conjunto de dois permeâmetros de parede flexível
para realização de ensaios com carga constante. Em permeâmetros de parede rígida existe a
possibilidade de haver fluxo entre a parede do corpo de prova e a parede do permeâmento, o
que não ocorre nos permeâmetros de parede flexível. O sistema permite ainda, a reprodução
das tensões de campo, uma vez que é possível controlar a tensão efetiva das amostras.
A seguir, na figura 4.1, é apresentado um croqui do sistema utilizado nos ensaios.
68
Figura 4.1 – Croqui do sistema
1)
2)
3)
4)
5)
6)
7)
8)
9)
Painel de Ar Comprimido
Interface Ar-Água
Permeâmetro
Medidor de Variação de Volume
Tubo de Acrílico contendo bureta
Transdutor de Pressão de Água conectado por engate rápido à base do Permeâmetro
Transdutor de Deslocamento acoplado ao Medidor de Variação de Volume
Reservatório de Água
Reservatório de Soro
10) Transdutor de Pressão de Ar do Painel de Ar Comprimido
69
O permeâmetro tem alguns de seus detalhes de fabricação semelhantes aos de uma
célula triaxial. A base, em acrílico, possui 4 orifícios, um ligado ao topo do corpo de prova,
dois outros, diametralmente opostos, ligados a base do corpo de prova e um último ligado ao
interior da câmara por onde é aplicada pressão de confinamento.
O sistema conta com um painel de ar comprimido com 4 válvulas reguladoras de
pressão e um transdutor que mede essas 4 pressões, uma por vez. A mesma tensão confinante
é aplicada nas duas amostras, utilizando-se uma única válvula. Outras duas válvulas
independentes aplicam pressão na base de cada permeâmetro e a válvula restante aplica uma
mesma pressão no topo das duas amostras.
A foto 4.1 mostra o painel de ar comprimido com as válvulas de pressão e o transdutor
utilizado.
Fotografia 4.1 – Painel de Ar Comprimento e Transdutor para leituras de pressão
Um cilindro vazado de acrílico de aproximadamente 8 cm de altura, 7 cm de raio interno
e 1cm de espessura, com duas tampas em PVC rígido, presas uma na outra através de 4
tirantes rosqueados, forma uma Interface Ar-Água que recebe a pressão de ar comprimido e
transmite pressão de confinamento hidrostática para as duas câmaras.
70
A foto 4.2, a seguir, mostra os dois permeâmetros utilizados e a interface ar-água para
aplicação de tensão confinante em ambos os permeâmetros.
Fotografia 4.2 - Permeâmetros de Parede Flexível e Interface Ar-Água
Cada permeametro está ligado a um Medidor Automático de Variação de Volume (de
Campos, 1993), que também funciona como interface ar-água, através do qual é aplicada
pressão na base das amostras. No interior do medidor, um êmbolo separa os reservatórios:
inferior, preenchido com ar, e superior, com o fluido de percolação.
A pressão de ar comprimido, que vem do painel, é aplicada no reservatório inferior que
desloca o êmbolo, comprimindo o reservatório superior. Aos poucos, o fluido de percolação é
expulso desse reservatório e injetado na base do corpo de prova.
Quando o reservatório superior esvazia, um sistema de distribuição de água/soro permite
enche-lo, sem risco de entrada de bolhas de ar. O medidor possui duas saídas na parte
superior, uma ligada ao permeâmetro, por onde o fluido é injetado na base da amostra, e outra
ligada ao reservatório do fluido de percolação que permanece fechada enquanto o ensaio está
em andamento. Para encher o reservatório superior do medidor, o ensaio é interrompido,
71
fecha-se a ligação do medidor à base do permeâmetro e é aberta a ligação do medidor ao
reservatório do fluido de percolação.
O deslocamento do êmbolo do medidor é aferido por um transdutor e, através de uma
curva de calibração, tem-se o volume de entrada de fluido na amostra no decorrer do tempo.
Os dois medidores de variação de volume utilizados são mostrados na foto 4.3.
Fotografia 4.3 - Medidores de Variação de Volume, Transdutores de Deslocamento e sistema
de distribuição do fluido de percolação (ao fundo, buretas e frascos de coleta)
O projeto do medidor de variação de volume, construído no Laboratório de Geotecnia
da PUC-Rio, e as curvas de calibração dos dois medidores estão no apêndice B e C,
respectivamente.
O topo de cada corpo de prova esta ligado a uma bureta onde pode ser lido o volume de
saída do fluido da amostra. A capacidade de cada bureta é de 10 cm3 e em sua base tem-se
uma válvula especial (figura 4.1) para permitir a coleta de efluentes, submetidos às análises
químicas.
72
Drenagem
Pistão
Contrapressão
Anéis de vedação
(a)
(b)
Figura 4.2 – Válvula em acrílico, com anéis de vedação na base da bureta, para permitir a
coleta do efluente: a) fechada; b) aberta.
Cada bureta está inserida em tubo de acrílico vedado, onde pode se aplicar pressão de ar
comprimido de até 500 KPa. A pressão transmitida ao topo das amostras através das buretas
vem da mesma válvula de ar.
As buretas utilizadas são apresentadas na foto 4.4, a seguir.
Fotografia 4.4 - Buretas inseridas em tubos de acrílico
73
Como são dois sistemas disponíveis, no equipamento utilizado na UFBA, tem-se uma
duplicata de cada componente citado: dois permeâmetros, dois medidores de variação de
volume e duas buretas, com exceção da interface ar-água que serve aos dois permeâmetros.
Os dois sistemas permitem a realização de dois ensaios simultâneos com mesmas tensão
confinante, pressão na base e no topo. A diferença está no gradiente de percolação,
diferenciado pela altura dos corpos de prova inseridos nas câmaras.
As câmaras dos permeâmetros 1 e 2 tem aproximadamente 20 e 15 cm de altura,
permitindo a moldagem de amostras com altura máxima de 10 e 5 cm respectivamente.
As leituras das pressões na base e no topo das amostras e de confinamento podem ser
feitas a partir do transdutor do painel de ar comprimido, como também por um transdutor
conectado por engate rápido na base, no topo ou na câmara de confinamento dos
permeâmetros.
Os transdutores de pressão utilizados são da marca ASHCROFT modelo K1, e os
transdutores de deslocamento, acoplados aos medidores de variação de volume para leitura do
volume de entrada do fluido nas amostras, são da marca GEFRAN, modelo PV2 F50 S. As
curvas de calibração dos transdutores estão no apêndice C.
Os componentes do sistema por onde a água ou o soro passam são de acrílico,
permitindo a detecção de eventuais bolhas de ar. O restante das peças, como válvulas e
conexões, que entram em contato com o solo, são feitas de materiais que não reagem com o
mesmo.
Os materiais utilizados na fabricação do equipamento estão listada no apêndice D.
74
4.2.2
Procedimento dos Ensaios
Inicialmente são moldadas amostras indeformadas nas dimensões adequadas à câmara
de cada permeâmetro, mais precisamente, diâmetro igual a 3,6 cm e alturas de 10 e 5 cm, para
os permeâmetros 1 e 2, respectivamente. Em seguida, os corpos de prova são colocados nas
câmaras, com pedras porosas, saturadas, nas extremidades da base e do “top cap” e envolvidos
por uma membrana de látex, presa com o-rings na base e no “top cap”.
As mangueiras que ligam as bases do permeâmetros aos medidores de variação de
volume e os reservatórios superiores dos próprios medidores são saturados com água destilada
e dearada e a câmara é fechada e preenchida com água para aplicar confinamento às amostras.
O modelo teórico assumido como representativo dos mecanismos de transporte
envolvidos, está associado à determinação de parâmetros de transporte em meios porosos
homogêneos e saturados. Sendo assim, o ensaio começa com uma Fase de Saturação dos
corpos de prova. Em seguida, passa-se para uma Fase de Adensamento, para que se possa
representar as condições de confinamento de campo e depois, começa a Fase de Percolação,
primeiro com água e, posteriormente, com soro.
O critério adotado para considerar as amostras saturadas foi o do Parâmetro ‘B’ de
Skempton igual a 1. Assim, a fase de saturação tem duas partes: uma primeira com fluxo e
outra sem fluxo, com medidas do Parâmetro ‘B’.
A saturação com fluxo ocorre, em ambos os permeâmetros, sob baixa tensão efetiva, em
torno de 10 KPa, durante aproximadamente 3 dias, tempo necessário para expulsar parte do ar
contido nos vazios das amostras.
Em seguida o fluxo é interrompido, os registros do topo e da base são fechados, e é
aplicado um incremento de pressão confinante. A pressão gerada no interior da amostra, em
função desse incremento, é medida com um transdutor conectado ao permeâmetro numa das
75
ligações da base do corpo de prova; a outra ligação da base permanece fechada. Calcula-se ‘B’
e repete-se o procedimento, aplicando incrementos de pressão confinante e corrigindo a
pressão na base até se alcançar ‘B’ igual a 1.
Saturadas as amostras passa-se então para Fase de Adensamento.
Segundo os estudos realizados na elaboração do Memorial Descritivo do Projeto
Básico/Executivo do Aterro Sanitário de Sauípe o peso específicos dos resíduos sólidos foi
assumido como sendo igual a 0,7 tf/m3. Considerando a parcela correspondente ao solo de
cobertura das camadas de resíduos depositados, esse valor passa a ser igual a 1,2 tf/m3.
Ainda segundo as informações contidas nesse documento, a Célula 1, já construída com
três patamares, possuirá 4 camadas de 4 metros cada uma, totalizando uma altura máxima
igual a 16 metros de resíduos sólidos urbanos e solo de cobertura.
Dessa forma, optou-se por considerar etapas de ensaios com consolidação de 50 KPa
correspondente à consolidação de campo quando a segunda célula de lixo estiver com duas
camadas de resíduos já depositados, ou seja, aproximadamente 8 metros x 12 KN/m3 x 0,5
(Ko) ≅ 50 KPa, e etapas de ensaio com consolidação de 100 KPa correspondente à um aterro
com 16 metros de altura.
Na Fase de Adensamento aumenta-se a tensão confinante até o valor pré-estabelecido da
consolidação estipulada, e a pressão na base permanece a mesma do final da Fase de
Saturação, com essa válvula aberta e a do topo fechada para que a drenagem ocorra através da
ligação da base. Como a base do permeâmetro está ligada ao medidor de variação de volume,
a quantidade de água que sai da amostra é aferida pelo transdutor de deslocamento acoplado
ao medidor de variação de volume, sendo que, dessa vez o deslocamento do embolo será
contrário ao verificado na Fase de Saturação.
76
Depois que o volume de água que sai da amostra é estabilizado, utiliza-se esse valor
para corrigir o volume de vazios da amostra submetida ao novo nível de tensões, uma vez que
as Curvas Características do Transporte, ou melhor as ‘Breakthrough Curves’, são traçadas em
termos de volume de vazios percolado.
A Fase de Percolação começa com a medida da condutividade hidráulica saturada com
água.
Inicialmente regula-se a pressão no topo das amostras para que essa fique igual à
pressão na base. Abre-se ambos os registros, da base e do topo e, em seguida, é dado um
pequeno incremento na pressão da base. A pressão do topo é decrescida desse mesmo valor,
gerando um gradiente de percolação, de valor pré-estabelecido, sob a mesma tensão efetiva
média do final da Fase de Adensamento.
Ao longo dos ensaios os volumes de entrada do fluido nas amostras são lidos no
decorrer do tempo através dos transdutores de deslocamento acoplados ao medidores de
variação de volume, as seções transversais dos corpos de prova são conhecidas, medidas no
momento da moldagem dos mesmos, e os gradientes de percolação são calculados a partir da
diferença das pressões do topo e da base, lidas pelos transdutores de pressão, e pelos
comprimentos das amostras, também conhecidos.
De posse desses valores e a partir da Equação de Fluxo de Darcy: Q = KiA (vazão =
condutividade hidráulica saturada x gradiente de percolação x seção tranversal de fluxo),
calcula-se a condutividade hidráulica saturada com água, a qual foi monitorada ao longo do
tempo. Podem ser traçados gráficos da condutividade versus o intervalo de tempo que se
desejar medir.
Optou-se por monitorar a percolação com água durante 4 a 5 dias a fim de se verificar
possíveis tendências com o decorrer do tempo. Quando água destilada é usada como fluido
77
permeante em um solo argiloso natural, os sais solúveis são lixiviados da amostra, fazendo
com que a concentração eletrolítica do fluido nos poros do solo decresça, causando uma
expansão da ‘camada dupla’ e uma tendência das partículas da argila a dispersar, resultando,
usualmente, em uma diminuição da condutividade hidráulica (Elbachá, 1989).
Além disso, pretendia-se também comparar as condutividades medidas de acordo com
os gradientes de percolação utilizados. O gradiente de percolação pode provocar o
carreamento de partículas do solo, as quais podem assumir dois comportamentos: ou, após
desprender-se do solo, estas entopem os vazios da pedra porosa, diminuindo a condutividade
hidráulica medida com o passar do tempo, ou são continuamente carreadas, aumentando os
espaços vazios entre os grãos do solo e, portanto, aumentando a condutividade hidráulica.
Em seguida, passa-se para percolação com soro. O ensaio é interrompido e substitui-se
toda a água das mangueiras, dos reservatórios superiores dos medidores de variação de
volume e do sistema de distribuição de água/soro pela solução contendo a substância
contaminante, numa concentração inicial conhecida.
Os registros da tensão confinante, pressão na base e pressão no topo de ambos os corpos
de prova são então abertos com os mesmos valores de pressão da percolação anterior e
procede-se às leituras de volume de entrada e saída das amostras e cálculo dos gradientes de
percolação ao longo do tempo, da mesma forma que se fez com a percolação com água.
Quando a bureta atinge o volume de soro de coleta (0,5 volume de vazios da amostra), o
efluente é recolhido e acidificado, para preservação do fluido coletado, em frascos próprios
para coleta, e submetido a análise química para determinação de sua concentração. Dessa
forma, obtém-se a variação da concentração efluente com o passar do tempo. Antes da
acidificação dos volumes coletados, é medido o pH e a condutividade elétrica dos mesmos.
78
A percolação com soro e as coletas de efluente duram até que se obtenha a concentração
efluente do contaminante igual a, no mínimo, metade da concentração inicial, para que assim,
com a Curva Característica do Transporte traçada, possa se calcular o Fator de Retardamento
e, posteriormente, os demais parâmetros de transporte, conforme já descrito no capítulo 2.
Também na percolação com a solução contaminada foi monitorado o coeficiente de
permeabilidade, a fim de se verificar possíveis tendências de variação ao longo do tempo. No
contato da substância contaminante com as partículas do solo pode haver ‘Troca Iônica’,
retraindo ou expandindo a ‘Camada Dupla’ de cátions ao redor da partícula de argila e,
consequentemente, aumentando ou diminuindo os espaços vazios entre os grãos do solo.
Havendo retração da camada dupla devido à troca iônica, aumentam os espaços vazios
entre os grãos e portanto, aumenta a condutividade hidráulica. Se houver expansão da camada
dupla, analogamente, ocorrerá a diminuição da condutividade hidráulica.
4.3
Ensaios de Equilíbrio em Lote
4.3.1
Descrição do equipamento
O ensaio de Equilíbrio em Lote, conforme já mencionado anteriormente, consiste em
colocar, em um recipiente fechado, uma certa quantidade de solo com uma solução contendo
uma substância contaminante, numa concentração inicial conhecida. Essa mistura deve, então,
ser agitada para que as partículas sólidas permaneçam em suspensão na solução,
disponibilizando toda sua área superficial ao contato com o líquido, durante um tempo
mínimo para que ocorram as reações químicas envolvendo a retenção do contaminante.
Posteriormente deve ser feita a separação entre as fases sólida e líquida para que o
líquido possa ser analisado e determinada a concentração final, ou de equilíbrio, do elemento
79
em questão. A massa do contaminante sorvida pelo solo é obtida pela diferença entre a
concentração inicial na solução e a concentração de equilíbrio.
O equipamento utilizado na agitação das amostras, compostas pela mistura solo-solução,
foi um Agitador da marca FANEM, modelo 258. Este possui uma haste com garra onde é
colocado um becker contendo a mistura. O becker, vedado, permanece suspenso sobre um imã
que ao girar faz com que uma barra magnética teflonada, inserida neste becker, também
comece a girar, agitando a amostra.
A foto 4.5 mostra o equipamento descrito, montado, e com uma amostra sendo agitada.
Fotografia 4.5 – Mistura solo-solução contaminante colocada em um becker, vedado, de 100
mL no Agitador utilizado nos ensaios de Equilíbrio em Lote
Já a separação das fases sólida e líquida foi realizada através do método da filtração à
vácuo. Para tal, foi utilizada uma bomba de vácuo, um frasco de Kitasato de vidro, um funil
de Buchner de porcelana e o papel filtro da marca WHATMAN, modelo 42, conforme
mostrado na foto 4.6, a seguir.
80
Fotografia 4.6 - Bomba de vácuo ligada ao frasco de Kitasato, com funil de Buchner e papel
filtro circular, utilizados na Filtração das amostras dos Ensaios de Equilíbrio em Lote
4.3.2
Procedimento dos Ensaios
Para proceder os ensaios de equilíbrio em lote foi consultada a norma da Agencia
Americana de Proteção Ambiental – USEPA de 1991.
A proporção solo:solução adotada nos ensaios foi a mínima, segundo a norma da
USEPA, de 1:4, de forma que, a massa de solo, seco ao ar e passante na peneira 10 (2mm de
abertura), utilizada foi de 12,50 gramas para 50 mL de solução contaminante. Vale ressaltar
que a massa de solo realmente utilizada foi corrigida em função da umidade das amostras, ou
seja, utilizou-se a massa úmida. Sendo assim, a massa de solo referida anteriormente, 12,50g,
corresponde à massa exclusivamente de solo, e a massa realmente utilizada foi a massa úmida,
igual a 12,50 x [ 1 + umidade(%) ] gramas.
O tempo de agitação necessário para que ocorressem as reações químicas entre as
partículas do solo e o contaminante, dissolvido em solução, foi adotado com base em
especificação da USEPA, igual a 24 horas, intervalo comumente utilizado
81
Após definida a proporção solo:solução contaminante e o tempo de agitação das
misturas, foram selecionadas as concentrações iniciais para cada amostra e o número de
amostras a serem ensaiadas. Em seguida, foram preparadas as soluções e pesada a porção de
solo para realização do primeiro ensaio.
A mistura solo-solução é colocada num becker de 100 mL juntamente com uma barra
magnética que deverá começar a girar quando o Agitador for ligado. O becker deve ser vedado
para evitar a entrada de algum corpo estranho na solução e também para preservar a mistura,
garantindo que nenhuma gota da solução ou partícula sólida irá sair do becker durante o
ensaio. Como vedação foi utilizada uma lâmina plástica presa com auxílio de um elástico de
borracha.
Posteriormente, o becker é preso à garra da haste do Agitador e este é ligado. A agitação
prossegue durante 24 horas conforme mencionado anteriormente e em seguida o Agitador é
desligado, mede-se a temperatura da solução, com um termômetro, e o pH, com um pHmêtro
e só então a amostra é filtrada no papel filtro de malha 0,45 µm, colocado no funil de Buchner
sobre o frasco de Kitasato.
A bomba aplica o vácuo no interior do frasco de Kitasato durante aproximadamente 1
hora, em seguida, o líquido é passado para um frasco próprio de coleta e são determinadas a
condutividade elétrica, através de um condutivímetro, e a concentração de equilíbrio, através
da análise por absorção atômica.
A massa sorvida do contaminante utilizado, no caso o Zinco, nas partículas do solo é
obtida pela diferença entre a concentração inicial de zinco na solução e a concentração de
equilíbrio medida no líquido após a filtração.
82
Foram realizados 6 ensaios de equilíbrio em lote para cada um dos solos, arenoso e
argiloso, e os valores obtidos para massa de Zinco sorvida nas partículas de solo foram
plotados em função das correspondentes concentrações de equilíbrio.
CAPÍTULO 5
APRESENTAÇÃO E DISCUSSÃO DOS RESULTADOS
5.1
Introdução
No presente trabalho, foram realizadas 3 etapas de Ensaios ADS e mais 2 de Ensaios de
Equilíbrio em Lote com as feições do solo estudado.
Na primeira etapa dos ensaios ADS foi ensaiado o solo arenoso com gradientes em
torno de 5 (CP1) e 10 (CP2), sob tensão efetiva de 50 KPa, utilizando-se como solução na
fase de percolação com soro uma solução de Nitrato de Zinco com concentração inicial igual a
27 mg Zn/L e pH igual a 7,24. Na segunda etapa a única alteração, em relação à etapa anterior,
foi a tensão efetiva adotada ao final da Fase de Adensamento e na Fase de Percolação, desta
vez igual a 100 KPa. Finalmente, na terceira etapa dos ensaios ADS, o solo ensaiado foi o
argiloso, sob tensão efetiva de 50 KPa, e solução de percolação de Nitrato de Zinco com
concentração inicial igual a 390 mg Zn/L e pH igual a 6,45. Na tabela 5.1 abaixo é
apresentado um resumo das características de cada ensaio.
Tabela 5.1– Resumo das características dos ensaios realizados.
ENSAIOS
a
2a Etapa
1 Etapa
Corpo de Prova
CP1
CP2
Tensão Efetiva
(KPa)
Concentração (mg
Zn/L)
CP4
CP5
Arenoso
Solo
Gradiente
CP3
3a Etapa
5
10
Argiloso
5
50
10
100
27
CP6
5
10
50
390
84
Já nos ensaios de equilíbrio em lote, numa etapa inicial, foram ensaiadas amostras
contendo a mistura solo arenoso-solução contaminante e, na etapa seguinte, foram ensaiadas
amostras contendo o solo argiloso. A massa de solo utilizada, a proporção solo:solução, o
tempo de agitação e as concentrações iniciais utilizadas nas soluções de ambas as etapas,
foram as mesmas.
A seguir, serão apresentados e discutidos os resultados dos ensaios ADS. Inicialmente,
será analisada a Condutividade Hidráulica Saturada, com água e com soro, e logo após, o
Fator de Retardamento e demais parâmetros de transporte obtidos em cada uma das 3 etapas
desses ensaios.
Posteriormente, serão apresentados e discutidos os resultados dos ensaios de equilíbrio
em lote para os solos arenoso e argiloso.
5.2
Ensaios ADS
Os gradientes de percolação utilizados foram iguais a 5 e 10 nas duas amostras
ensaiadas em cada etapa, o que representa uma aproximação somente razoável do que
realmente ocorre no campo, onde os gradientes dificilmente são superiores a 1. Em geral, as
velocidades de percolação decorrentes dos gradientes estipulados devem ser suficientemente
baixas para que ocorra o equilíbrio das reações. A reprodução, em laboratório, das velocidades
de percolação de campo é muito difícil se não impossível, pois, velocidades excessivamente
baixas implicam em ensaios muito demorados, o que poderia inviabilizar o cumprimento do
cronograma de ensaios deste trabalho.
As tensões efetivas iguais a 50 e 100 KPa na Fase de Percolação correspondem às
consolidações impostas ao solo em duas situações distintas de carregamento. No solo da área
onde será construída a segunda célula do Aterro, as consolidações estipuladas correspondem à
85
sobrecarga aplicada quando esta célula estiver parcialmente preenchida com resíduos sólidos
urbanos e camadas de solo de cobertura (50 KPa) e, em seguida, completamente preenchida
(100 KPa).
Para o cálculo da condutividade hidráulica assume-se que não há variação das
dimensões do corpo de prova durante o ensaio.
Na percolação com soro utilizou-se uma solução de Nitrato de Zinco para representar o
lixiviado gerado nas células do Aterro. O nitrato é um sal bastante solúvel, característico da
contaminação antiga por matéria orgânica, presente em grande quantidade em lixiviados de
aterros sanitários. Segundo Mariotti (1998), em Barbosa & Otero (1999), o nitrato, por ser um
aniôn, não é retido pelos colóides argilosos ou orgânicos do solo, negativamente carregados, o
que permite a avaliação do avanço da solução contaminada através do meio poroso. É
importante ressaltar que os solos ensaiados apresentam elevada acidez, com pH em torno de 4,
o que favorece a troca aniônica, não muito comum mas possível de ocorrer devido a
fenômenos eletrostáticos, principalmente em solos ácidos (e.g. Elbachá, 1989).
Já o zinco, metal pesado também muito comum nos chorumes, sendo um cátion, está
sujeito a ser retido pelas partículas argilosas e orgânicas do solo negativamente carregadas,
permitindo a avaliação do efeito do retardamento. Segundo as análises químicas realizadas nas
feições de solo amostradas, o solo argiloso apresentou maior capacidade de troca catiônica do
que o solo arenoso, sendo assim, na feição argilosa utilizou-se uma concentração mais elevada
de zinco a fim de tornar mais evidente a retenção desse contaminante.
O equipamento disponível permitiu a montagem de apenas dois permeâmetros, o que
não é o ideal para efeito de comparações, no entanto, para maioria das situações apresentadas,
os resultados comparados foram coerentes, quando não, procurou se analisar e explicar o que
ocorreu.
86
5.2.1
Condutividade Hidráulica Saturada
1a Etapa
Conforme mencionado anteriormente, na primeira etapa dos ensaios ADS mediu-se a
condutividade hidráulica saturada com água e com soro do solo arenoso sob tensão efetiva de
50 KPa ao final da fase de adensamento. A seguir, nas tabelas 5.2 e 5.3, são apresentados os
dados inicias dos corpos de prova CP1 e CP2 da 1a Etapa e os dados gerais dos ensaios dessa
etapa.
Tabela 5.2 – Dados iniciais dos corpos de prova CP1 e CP2 da 1a Etapa de ensaios: Solo
Arenoso com consolidação igual a 50 KPa ao final do adensamento.
Dados do CP
Peso
Espec.Total
(g/cm3)
Umidade
(%)
Densidade
dos Grãos
(g/cm3)
Porosidade
(%)
Índice de
Vazios
Grau de
Saturação
(%)
CP1 – 10cm
1,93
6,13
2,60
30,06
0,43
37,23
CP2 – 5cm
1,87
6,18
2,60
32,40
0,48
33,64
Tabela 5.3 – Dados gerais dos ensaios da 1a Etapa: Solo Arenoso com consolidação igual a 50
KPa ao final do adensamento.
Volume
Dados do
Ensaio
de vazios
(mL)
Gradiente
médio de
percolação
Condutiv.
Hidráulica
média, com
água (cm/s)
Condutiv.
hidráulica
final, com
água (cm/s)
Condutiv.
hidráulica
média, com
soro (cm/s)
Condutiv.
hidráulica
final, com
soro (cm/s)
CP1 – 10cm
27,82
4,29
3,08E-05
2,27E-05
2,25E-05
1,83E-05
CP2 – 5cm
16,74
7,61
7,65E-05
6,38E-05
6,51E-06
5,35E-06
Conforme descrito no capítulo 4 referente à descrição dos equipamentos e
procedimentos de ensaios, as percolações com água e com soro foram monitoradas ao longo
do tempo a fim de se verificar tendências de variação da condutividade hidráulica no decorrer
do ensaio.
87
Nas figuras 5.1 e 5.2, a seguir, são apresentadas as curvas da condutividade hidráulica
saturada ao longo do tempo do CP1 para a percolação com água e com soro, respectivamente,
ressaltando que as fases de percolação com água e soro foram precedidas por uma fase de
saturação, na qual alcançou-se o parâmetro B de Skempton igual a 1. A variação da
condutividade hidráulica com soro foi monitorada durante todo o ensaio, conforme
mencionado. A curva da figura 5.2 corresponde à variação desta desde os instantes iniciais da
percolação com soro até o momento em que se verificou a estabilização dos valores de
condutividade. Em outras palavras, para tempos maiores do que os apresentados nessas
curvas, o valor da condutividade hidráulica é igual à condutividade hidráulica final
apresentada nessas curvas. O mesmo é válido para as demais variações de condutividade
hidráulica saturada com soro. As curvas de variação da condutividade hidráulica ao longo do
tempo para os demais corpos de prova encontram-se no Apêndice F.
Condutividade H idráulica (cm /s )
Pe rcolação com água - Etapa 1 - CP1
1,0E-03
1,0E-04
kfinal = 2,27E-05
1,0E-05
0
50
100
150
Te mpo (min)
Figura 5.1 – Variação da Condutividade Hidráulica saturada com o tempo para percolação
com água na 1ªEtapa de ensaios – CP1.
88
Percolação com soro - Etapa 1 - CP1
Condutivid ade H idráu lica
(cm /s )
1,0E -03
1,0E -04
k final =1,83-05
1,0E -05
0
200
400
600
800
1000
1200
Te m po (m in)
Figura 5.2 – Variação da Condutividade Hidráulica saturada com o tempo para percolação
com soro na 1ªEtapa de ensaios – CP1.
Observou-se através de um termômetro que a temperatura na sala onde estavam sendo
realizados os ensaios apresentou uma variações de até 2,5 oC de um dia para outro. A
resolução desse termômetro é de 0,5 oC. Essa varação não foi monitorada no decorrer dos
ensaios, entretanto acredita-se que a flutuação da condutividade hidráulica possa ser
decorrente dessa interferência.
Nessa primeira etapa, o valor da condutividade hidráulica saturada com água caiu um
pouco no início do ensaio para os dois CPs, o mesmo sendo observado para percolação com
soro.
No caso da percolação com água, tal decréscimo da condutividade hidráulica poderia
estar associado à lixiviação de sais solúveis. Segundo Elbachá (1989), quando água destilada é
usada como fluido permeante em um solo natural, os sais solúveis são lixiviados da amostra,
fazendo com que a concentração eletrolítica do fluido nos poros do solo decresça, causando
89
um expansão da ‘camada dupla’ e uma tendência das partículas da argila a dispersar,
resultando, usualmente, em uma diminuição da condutividade hidráulica.
Observa-se também um decréscimo da condutividade hidráulica saturada, no início da
fase de percolação com a solução, até se estabilizar em torno de um valor final. Nesse caso,
pode ter havido precipitação do Zinco da solução, resultando no bloqueio dos poros e,
consequentemente, no decréscimo da condutividade hidráulica (e.g. Elbachá, 1989). Essa
precipitação pode estar relacionada a variações do pH. A precipitação depende do pH - a
maioria dos metais precipita como hidróxidos em meios alcalinos (LaGrega, 1994; em Borges,
1996).
Segundo Elbachá (1989), inicialmente ocorrem reações de neutralização que causam um
crescimento na concentração dos hidróxidos (OH-) aumentando, assim, o pH. Com o
crescimento do pH, a solubilidade do zinco decresce e ele precipita. O zinco pode precipitar
na forma de, por exemplo, hidróxido de zinco - Zn(OH)2 - e carbonato de zinco - ZnCO3. Em
seguida, sugere-se que a capacidade de reação do solo tenha se esgotado, fazendo com que o
pH decrescesse. Esta suposição pode ser confirmada através da determinação do pH durante
os ensaios. A figura 5.3 apresenta os resultados da variação do pH em função do volume
percolado para os ensaios realizados por Elbachá.
Figura 5.3 – Variação do pH em função do volume de vazios. Ensaios ADS com solução
contaminada contendo zinco realizados por Elbachá, 1989.
90
Da mesma forma, no presente trabalho também foram realizadas determinações do pH,
além da condutividade elétrica, dos efluentes coletados nos ensaios do CP1 e CP2. As curvas
da variação do pH e da condutividade elétrica com o tempo são apresentadas nas figuras 5.4 e
5.5 abaixo.
Etapa 1 - CP1
8,0
pH
7,0
6,0
5,0
4,0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
Vp/Vv
(a)
Etapa 1 - CP2
7,5
pH
6,5
5,5
4,5
0,0
2,0
4,0
6,0
Vp/Vv
(b)
Figura 5.4 – Variação do pH em função do volume percolado por volume de vazios. Efluentes
dos ensaios de 1a Etapa: (a) CP1 e (b) CP2.
91
Etapa 1 - CP1
Condutiv idade Elé trica
(mohm s /cm)
100
75
50
25
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
Vp/Vv
(a)
Etapa 1 - CP2
Condutividade Elé trica
(mohms /cm)
250
200
150
100
50
0
0,0
2,0
4,0
6,0
Vp/Vv
(b)
Figura 5.5 – Variação da Condutividade Elétrica em função do volume percolado por volume
de vazios. Efluentes dos ensaios de 1a Etapa: (a) CP1 e (b) CP2.
De fato, uma análise das curvas de pH sugere que, ao entrar em contato com o solo, o
poluente da solução contaminada, com pH inicialmente igual a 7,24, reagiu com os elementos
deste, aumentando assim o pH da solução e diminuindo a solubilidade do zinco, causando sua
92
precipitação. Contudo à medida que vai ocorrendo a percolação, a capacidade de reação do
solo parece se esgotar e a acidez do solo em questão (com pH em torno de 4,2 antes do ensaio,
conforme apresentado na caracterização do material) passa a prevalecer, fazendo com que o
pH decresça, tendendo a estabilizar.
McBride & Blasiak (1979), no estudo “Solubilidade do zinco e do cobre como uma
função do pH em um solo ácido”, apresentam uma relação entre a solubilidade do zinco numa
solução em contato com um solo ácido e o pH, para 4 diferentes níveis de concentração. Essa
relação é apresentada na figura 5.6 a seguir.
Figura 5.6 – Relação entre a Concentração de zinco (pZn = - log Conc.Zn) e o pH para as
concentrações iguais a 10, 20, 40 e 70 ppm (McBride & Blasiak, 1979).
93
Segundo os autores, para um dado pH, a solubilidade do zinco na região 2 foi muito
similar para os níveis de concentração de 20, 40 e 70 ppm, sugerindo que a reação de
precipitação estaria ocorrendo.
Nos ensaios realizados no presente trabalho, a concentração inicial de zinco na solução
contaminada foi de 27 mg Zn/L e o pH dos efluentes situa-se aproximadamente na faixa
indicada pela região 2 da figura 5.6, o que leva a crer que de fato houve precipitação de zinco.
A queda do pH verificada nos efluentes coletados dos dois corpos de prova sugere ter
havido reação química entre o solo arenoso e a solução contaminada, conforme mencionado.
Os íons liberados nessas reações estariam contribuindo para o aumento da condutividade
elétrica, também observada nos efluentes dos dois corpos de prova.
No contato da substância contaminante com as partículas do solo pode haver ‘Troca
Iônica’, retraindo ou expandindo a ‘Camada Dupla’ de cátions ao redor da partícula de argila
e, consequentemente, aumentando ou diminuindo os espaços vazios entre os grãos do solo.
Nesse caso, a queda da condutividade hidráulica estaria relacionada à expansão da camada
dupla devido, por exemplo, a troca iônica de cátions de Zinco da solução percolante, por
cátions presentes no solo.
Os valores médios da condutividade hidráulica obtida nos ensaios do CP1 e CP2, ou
melhor, para dois gradientes de percolação distintos, apresentaram razoável diferença. De
acordo com a tabela 5.3, na percolação com água, o CP1 (com gradiente mais baixo) apresenta
condutividade hidráulica final igual a 2,27 x 10-5 cm/s, enquanto que o CP2 apresenta uma
condutividade de 6,38 x 10-5 cm/s, o que significa um aumento de 2,8 vezes no valor da
condutividade hidráulica final obtida no CP1, cujo gradiente de percolação foi quase a metade
do gradiente do CP2. O aumento do gradiente de percolação pode provocar o carreamento de
partículas do solo, as quais podem assumir dois comportamentos: ou, após desprender-se do
94
solo, estas entopem os vazios da pedra porosa, diminuindo a condutividade hidráulica medida
com o passar do tempo, ou são continuamente carreadas, aumentando os espaços vazios entre
os grãos do solo e, portanto, aumentando a condutividade hidráulica. O valor da
condutividade hidráulica obtida no CP2 (de maior gradiente) foi maior, o que poderia estar
associado ao carreamento contínuo de partículas do solo neste ensaio, entretanto, os resultados
que se tem são de apenas dois permeâmetros, o que não é o ideal para efeito de comparações.
A explicação mais convincente para o CP2 apresentar maior condutividade hidráulica saturada
com água do que o CP1, consiste no fato do índice de vazios inicial de CP2 ser maior do que
o índice de vazios inicial do CP1.
Já na percolação com soro, a condutividade hidráulica no CP2 tem uma queda
significativa, passando de 6,38 x 10-5 cm/s, ao final da percolação com água, para 6,51 x 10-6
cm/s, valor médio da condutividade hidráulica na percolação com soro.
Na percolação com água, conforme descrito anteriormente, o CP2 de maior gradiente
apresentou maior condutividade hidráulica do que o CP1. No entanto, na percolação com
soro, apesar de em ambos os ensaios as condutividades hidráulicas terem caído, nesse mesmo
CP2 caiu muito mais. Não se chegou a uma explicação definitiva para o fato da condutividade
hidráulica do CP2 ter apresentado uma maior redução do que no CP1, durante a percolação
com soro.
2a Etapa
Na segunda etapa dos ensaios ADS mediu-se a condutividade hidráulica saturada, com
água e com soro, do solo arenoso, desta vez sob tensão efetiva de 100 KPa ao final do
adensamento, correspondendo à situação em que uma segunda célula de resíduos sólidos
construída sobre esse material esteja completamente preenchida, com uma altura de
aproximadamente 16 metros. A seguir são apresentadas as tabelas 5.4 e 5.5 contendo os dados
95
dos corpos de prova e dos ensaios da 2a Etapa. As curvas das variações das condutividades
hidráulicas no decorrer dos ensaios nos dois ensaios – CP3 e CP4 – são apresentados no
Apêndice F.
Tabela 5.4 – Dados iniciais dos corpos de prova da 2a Etapa de ensaios: Solo Arenoso com
consolidação igual a 100 KPa.
Peso
Dados do CP Espec.Total
(g/cm3)
Umidade
(%)
Densidade
dos Grãos
(g/cm3)
Porosidade
(%)
Índice de
Vazios
Grau de
Saturação
(%)
CP3 – 10cm
1,95
10,45
2,60
32,23
0,48
57,31
CP4 – 5cm
1,95
9,23
2,60
31,47
0,46
52,43
Tabela 5.5 – Dados gerais dos ensaios da 2a Etapa: Solo Arenoso com consolidação igual a
100 KPa.
Volume
Dados do
Ensaio
de vazios
(mL)
Gradiente
médio de
percolação
Condutiv.
Hidráulica
média, com
água (cm/s)
Condutiv.
hidráulica
final, com
água (cm/s)
Condutiv.
hidráulica
média, com
soro (cm/s)
Condutiv.
hidráulica
final, com
soro (cm/s)
CP3 – 10cm
28,95
4,51
3,43E-05
1,97E-05
2,19E-05
1,88E-05
CP4 – 5cm
15,42
8,58
3,54E-05
1,93E-05
2,21E-05
1,90E-05
Assim como na primeira etapa de ensaios, os valores de condutividade hidráulica com
água e com soro caíram um pouco nos dois ensaios, indicando ter havido lixiviação de sais
solúveis, no caso da percolação com água e, reação química, na percolação com soro.
Também nesta etapa foram feitas determinações do pH e da condutividade elétrica dos
efluentes da percolação com soro para os dois ensaios, conforme mostram as figuras 5.7 e
5.8.
96
Etapa 2 – CP3
8,0
7,0
pH
6,0
5,0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
Vp/Vv
(a)
Etapa 2 – CP4
8,0
7,0
pH
6,0
5,0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
Vp/Vv
(b)
Figura 5.7 – Variação do pH em função do volume percolado por volume de vazios. Efluentes
dos ensaios de 2a Etapa: (a) CP3 e (b) CP4.
97
(mohms /cm)
Etapa 2- CP3
200
150
100
50
0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
Vp/Vv
(a)
Etapa 2 - CP4
(mohms /cm)
250
200
150
100
50
0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
Vp/Vv
(b)
Figura 5.8 – Variação da Condutividade Elétrica em função do volume percolado por volume
de vazios. Efluentes dos ensaios de 2a Etapa: (a) CP3 e (b) CP4.
98
Mais uma vez verifica-se a diminuição do pH e o aumento da condutividade elétrica,
sugerindo ter havido reações químicas entre o solo arenoso e a solução, envolvendo a
precipitação do zinco. Observa-se que essa solução também apresentou pH, inicialmente, em
torno de 7. Dessa forma, com o intuito de verificar as trocas ocorridas e a retenção do zinco
pelo solo, ao final dos ensaios, o corpo de prova CP3, de aproximadamente 10 cm de altura,
foi retirado e subdividido em 4 partes para posterior análise química e determinação do teor de
zinco e capacidade de troca catiônica – CTC – final. Os resultados dessas análises foram
comparados com os valores iniciais desses mesmos parâmetros antes da percolação da solução
(dados da caracterização do material apresentados no capítulo 3). Esses resultados são
apresentados na tabela 5.6 a seguir.
Tabela 5.6 – Teores de zinco e CTC do material antes e depois dos ensaios de 2a Etapa - CP3
CTC de cátions trocáveis (meq/100g) – 2a Etapa
Solo
Arenoso
Ca+2
Mg+2
K+
Na+
Al+3
H+
Teor de
T
Zn (mg/kg)
Antes do ens.
0,57
0,02
0,06
1,19
1,84
1,30
Depois do ens.
0,44
0,01
0,04
0,74
1,24
8,80
O teor médio de zinco no corpo de prova CP3, após o ensaio, indica ter havido sorção
desse elemento, uma vez que, o valor obtido após a percolação da solução foi maior do que o
inicial.
Da mesma forma, a CTC total obtida depois do ensaio foi inferior à CTC total do
material antes do ensaio, o que sugere ter havido troca iônica entre os íons da solução
percolante e os adsorvidos no solo inicialmente. Os resultados obtidos para a soma dos teores
de cálcio e magnésio e a soma dos teores de alumínio e hidrogênio sugerem ter havido a troca
catiônica do zinco da solução com alguns íons dessas espécies, já que, o valor final foi menor
do que o inicial. Na lei da troca catiônica, cátions bivalentes tendem a substituir cátions
monovalentes, embora, de acordo com a tabela 5.6, os valores referentes aos cátions Na+ e K+,
99
tenham apresentado uma pequena redução após o ensaio. No entanto, vale ressaltar que tais
cátions compõem uma pequena fração da CTC total - 0,06 e 0,02 meq/100g para o Na+ e o K+,
respectivamente - antes do ensaio.
Na relação entre a solubilidade do zinco em solução e o pH, apresentada por McBride &
Blasiak (1979) e reproduzida na figura 5.6, os autores afirmam que na região 1 do gráfico, as
inclinações mais suaves podem ser um indicativo da competição entre o Al+3 e o Zn+2 pelos
sítios de troca em meios com pH baixos, uma vez que, a inclinação das curvas do gráfico
tende a aumentar para um valor constante (região 2), próximo do pH no qual o alumínio deve
ser largamente hidrolizado e removido dos sítios de troca.
Além disso, de acordo com a série de preferência de Triegel (1980), reproduzida na
tabela 2.1 do capítulo 2 deste trabalho, substituições de Ca+2 podem ocorrer na caulinita.
A troca de cátions bivalentes por cátons monovalentes, como no caso da troca de Zn+2
da solução pelo H+ do solo, respectivamente, estaria coerente com o fato de o pH dos
efluentes ter caído com o tempo, indicando o aumento do teor de H+ nos efluentes coletados
ao longo do ensaio.
É importante notar que, embora tenham ocorrido substituições catiônicas, o valor dessas
trocas foi baixo, o que é coerente com a capacidade de troca catiônica para esse solo.
A análise da variação da condutividade hidráulica saturada, com água e com soro, em
função dos diferentes gradientes de percolação demonstra que, praticamente, não houve
diferença entre o comportamento de ambos os CPs, nem durante a percolação com água e nem
com soro. Como pode se observar na tabela 5.5, os valores da condutividade hidráulica para
os CP3 e CP4 são quase iguais. Tal observação vale também para os valores da percolação
com soro.
100
Comparando-se os valores das condutividades hidráulicas na 1a e 2a etapa (tabelas 5.3 e
5.5), para diferentes consolidações - 50 e 100 KPa, respectivamente - verifica-se que não
houve muita diferença nos valores obtidos, seja para percolação com água quanto com soro,
nos dois ensaios, a não ser no caso das condutividades do CP2, na 1a etapa, que na percolação
com água apresentou valores significativamente maiores de que os demais, e na percolação
com soro, apresentou valores significativamente menores de que os demais, fato esse já
discutido anteriormente.
O fato dos valores das condutividades hidráulicas saturadas não variarem para diferentes
consolidações leva à suspeita de que, de acordo com o histórico de tensões desse solo, o
material já tenha sido submetido, em campo, à consolidações maiores do que as consolidações
impostas nos ensaios realizados. Para averiguar tal suspeita foram realizados ensaios de
adensamento com esse mesmo solo.
Os ensaios foram realizados segundo os procedimentos típicos dos ensaios de
adensamento, rotineiramente realizados em geotecnia. A tabela 5.7 apresenta os dados inicias
dos corpos de prova. As figuras 5.9 e 5.10 apresentam as tensões de pré-adensamento obtidas
dos gráficos de Tensão aplicada versus índice de vazios através dos métodos de Casagrande e
Pacheco Silva, respectivamente.
Tabela 5.7– Dados iniciais dos corpo de prova do Ensaio de adensamento com o Solo
Arenoso
Dados do CP do
adensamento
Peso
Espec.Tota
(g/cm3)
h x d = 2 x 7cm
1,909
Umidad Densidade Porosidade
e (%) dos Grãos
(%)
5,92
2,60
30,68
Índice de
Vazios
Inicial
Grau de
Saturação
(%)
0,443
34,78
101
Figura 5.9 – Tensão de Pré-Adensamento do Solo Arenoso: Método de Casagrande
Figura 5.10 – Tensão de Pré-Adensamento do Solo Arenoso: Método de Pacheco Silva
102
As tensões de pré-adensamento obtidas para o solo arenoso através dos métodos de
Casagrande e Pacheco Silva - 130 e 120 KPa, respectivamente - foram aproximadamente as
mesmas. Tais valores de tensão justificam o fato de as condutividades hidráulicas obtidas para
as consolidações de 50 KPa (1a Etapa) e 100 KPa (2a Etapa) não apresentarem grande
diferença. De fato, observando-se a geologia local, descrita no Memorial Descritivo e Técnico
do Projeto Básico/Executivo do Aterro Sanitário Integrado de Sauípe/BA e apresentada no
Capítulo 3, a unidade geológica presente na área do Aterro é classificada como pertencente à
Formação Sedimentar Cenozóica do Terciário, denominada de Grupo Barreiras. Dentre as
características dessa Formação, de acordo com essa mesma descrição, destaca-se a
vulnerabilidade a processos erosivos decorrentes das intempéries.
Os processos erosivos atuantes seriam os responsáveis pela configuração atual do
cenário físico encontrado não somente na área em questão mas em boa parte da faixa litorânea
da região. O relevo é acidentado, possuindo em sua parte mais elevada, uma superfície
suavemente ondulada com cotas variando de 44 a 61m. O restante apresenta grandes desníveis
com vertentes bastante íngremes atingindo no ponto mais baixo, a cota 14m.
As amostras indeformadas foram coletadas na parte superior de uma elevação do relevo
que, atualmente, encontra-se descarregada, possivelmente devido à ação das intempéries e dos
processos erosivos associados. Porém, em tempos pretéritos, quando tais processos ainda não
haviam ocorrido, a hipótese é que o relevo fosse mais elevado e houvesse um carregamento
muito maior do que o atual, impondo ao material uma consolidação em torno do valor obtido
para a tensão de pré-adensamento, no ensaio de adensamento.
3a Etapa
Na terceira etapa de ensaios ADS mediu-se a condutividade hidráulica saturada, com
água e com soro, para o solo argiloso. A tensão efetiva utilizada ao final do adensamento e na
103
fase de percolação foi de 50 KPa. A seguir são apresentadas as tabelas 5.8 e 5.9 contendo os
dados inicias dos corpos de prova CP5 e CP6 e os dados gerais desses ensaios. As curvas das
variações das condutividades hidráulicas no decorrer do tempo nos dois ensaios são
apresentadas no Apêndice F.
Tabela 5.8 – Dados iniciais dos corpos de prova da 3a Etapa de ensaios: Solo Argiloso com
consolidação igual a 50 KPa.
Dados do
CP
Peso
Espec.Total
(g/cm3)
Umidade
(%)
Densidade
dos Grãos
(g/cm3)
Porosidade
(%)
Índice de
Vazios
Grau de
Saturação
(%)
CP5 – 10cm
1,89
25,35
2,69
43,95
0,78
87,22
CP6 – 5cm
1,89
25,00
2,69
43,85
0,78
86,36
Tabela 5.9 – Dados gerais dos ensaios da 3a Etapa: Solo Argiloso com consolidação igual a
50 KPa.
Volume
Dados do
Ensaio
de vazios
(mL)
Gradiente
médio de
percolação
Condutiv.
hidráulica
média, com
água (cm/s)
Condutiv.
hidráulica
final, com
água (cm/s)
Condutiv.
hidráulica
média, com
soro (cm/s)
Condutiv.
hidráulica
final, com
soro (cm/s)
CP5 – 10cm
39,98
4,77
4,86E-06
1,44E-06
1,84E-06
1,16E-06
CP6 – 5cm
22,92
11,64
5,78E-06
2,63E-06
3,43E-06
1,92E-06
Da mesma forma que com as amostras do solo arenoso ensaiado nas etapas anteriores,
verifica-se a redução da condutividade hidráulica saturada no decorrer das percolações com
água e soro, em ambos os ensaios. Tal fato sugere, mais uma vez, ter ocorrido lixiviação de
sais solúveis na percolação com água destilada e reação química entre as partículas do solo
ensaiado e o contaminante presente na solução.
As curvas correspondentes às variações de pH e condutividade elétrica dos efluentes
coletados nos CP5 e CP6 nessa 3ª Etapa, apresentam um comportamento muito semelhante
aos verificados nas etapas anteriores, sugerindo mais uma vez ter havido precipitação de zinco
e troca iônica entre os cátions presentes nas partículas do solo e o zinco da solução. Essas
104
curvas são apresentadas a seguir nas figuras 5.11 e 5.12, correspondentes às variações do pH e
da condutividade elétrica, respectivamente, dos efluentes da percolação com soro para os CP5
e CP6. Em seguida, na tabela 5.10, são apresentados os resultados das análises químicas para
determinação do teor de zinco e capacidade de troca catiônica – CTC do material antes e
depois dos ensaios nos dois ensaios.
Etapa 3 – CP5
8,0
7,0
pH
6,0
5,0
4,0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
Vp/Vv
(a)
Etapa 3 – CP6
8,0
7,0
pH
6,0
5,0
4,0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
Vp/Vv
(b)
Figura 5.11 – Variação do pH em função do volume percolado por volume de vazios.
Efluentes dos ensaios de 3a Etapa: (a) CP5 e (b) CP6
105
Etapa 3 - CP5
(mohms /cm)
2000
1500
1000
500
0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
Vp/Vv
(a)
Etapa 3 - CP6
(mohms /cm)
2000
1500
1000
500
0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
Vp/Vv
(b)
Figura 5.12 – Variação da Condutividade Elétrica em função do volume percolado por
volume de vazios. Efluentes dos ensaios de 3a Etapa: (a) CP5 e (b) CP6
106
Tabela 5.10 – Teores de zinco e CTC do material antes e depois dos ensaios de 3a Etapa
Solo
Argiloso
CTC de cátions trocáveis (meq/100g) – 3a Etapa
Ca+2
Mg+2
Teor de
K+
Na+
Al+3 H+
T
Zn (mg/kg)
Antes do ens.
0,41
0,04
0,04
3,82
4,31
3,40
CP5 – depois do ens.
0,40
0,01
0,03
3,76
4,20
193,4
CP6 – depois do ens.
0,43
0,02
0,03
3,85
4,33
184,1
Vale ressaltar que nessa 3ª Etapa a concentração inicial de zinco na solução foi igual a
390 mg Zn/L, significativamente maior do que a concentração de 27 mg Zn/L, usada nas
outras etapas. Tal fato contribui para uma maior precipitação de zinco, conforme pode ser
verificado na tabela 5.10, tanto no corpo de prova CP5 como no CP6.
As análises no corpo de prova CP5 apresentaram maior teor de zinco e menor CTC total
ao final dos ensaios do que nas análises correspondentes ao corpo de prova CP6. Observandose a tabela 5.10, verifica-se que a soma dos teores de alumínio e hidrogênio no corpo de prova
CP5 (3,76meq/100g) é inferior à soma correspondente no material antes do ensaio
(3,82meq/100g) e no corpo de prova CP6 (3,85meq/100g), sugerindo ter havido troca
catiônica entre o zinco e o alumínio ou hidrogênio nesse corpo de prova – CP5. A queda do
pH dos efluentes ao longo da percolação com soro constituem um indicativo do aumento do
teor de hidrogênio nesses efluentes.
Os valores obtidos para condutividade hidráulica saturada nos CP5 e CP6, não são
exatamente os mesmos, contudo tal comparação não chega a sugerir que tenham havido
comportamentos diferenciados entre os corpos de prova, como o entupimento da pedra
porosa, no caso da percolação no CP5, que apresentou menores valores de condutividade, ou o
carreamento contínuo de partículas e, consequentemente, o aumento dos espaços vazios entre
os grãos e da condutividade no caso do CP6, que apresentou maiores valores de
107
condutividade. A diferença entre esses valores de condutividade hidráulica saturada, com água
ou com soro, nos dois ensaios, é relativamente pequena, conforme pode se verificar na tabela
5.9.
Nos ensaios de 2ª Etapa, após verificar-se que os valores obtidos para condutividade
hidráulica com água e com soro nos dois ensaios eram muito próximos dos correspondentes
valores obtidos nos ensaios de 1ª Etapa - ou seja, a condutividade hidráulica do solo arenoso
não variou em função das consolidações aplicadas de 50 KPa (1a Etapa) e 100 KPa (2ª Etapa)
– realizou-se um ensaio de adensamento a fim de se obter a tensão de pré-adensamento e
checar se esse material era pré-adensado, o que explicaria tal fato. Conforme apresentado nos
dados referentes à 2ª Etapa de ensaios, o solo arenoso de fato já sofreu consolidações mais
elevadas em campo do que as tensões que foram aplicadas nesses ensaios.
Com base nessa observação, como as amostras indeformadas do material argiloso foram
coletadas aproximadamente na mesma área do solo arenoso, numa porção do relevo ainda
mais elevada, antes de proceder a investigação da condutividade hidráulica saturada do solo
argiloso como função da consolidação aplicada, foi novamente realizado um ensaio de
adensamento, desta vez com o solo argiloso. Os dados desse ensaio juntamente com os
gráficos de tensão aplicada versus índice de vazios e as tensões de pré-adensamento obtidas
através dos métodos de Casagrande e Pacheco Silva, são apresentados a seguir na tabela 5.11
e figuras 5.13 e 5.14, respectivamente.
Tabela 5.11 – Dados iniciais do CP do Ensaio de adensamento com o Solo Argiloso
Dados do CP do
adensamento
h x d = 3 x 16cm
Peso
Umidad Densidade Porosidade
Espec.Total
e (%) dos Grãos
(%)
(g/cm3)
1,897
26,41
2,69
44,21
Índice de
Vazios
Inicial
Grau de
Saturação
(%)
0,793
89,64
108
Figura 5.13 – Tensão de Pré-Adensamento do Solo Argiloso: Método de Casagrande
Figura 5.14 – Tensão de Pré-Adensamento do Solo Argiloso: Método de Pacheco Silva
109
As tensões de pré-adensamento obtidas para o solo argiloso pelos métodos de
Casagrande e Pacheco Silva - 187 e 175 KPa, respectivamente - foram aproximadamente as
mesmas. Tais valores de tensão demonstram que o material é ainda mais pré-adensado do que
o solo arenoso, portanto, optou-se por não se realizar ensaios com consolidação igual a 100
KPa para o solo argiloso, admitindo que o material teria comportamento similar ao dos
ensaios realizados com consolidação igual a 50 KPa.
Comparando-se as condutividades hidráulicas saturadas com água e com soro entre os
materiais ensaiados, percebe-se que a condutividade hidráulica do solo argiloso é
significativamente inferior à do solo arenoso. Segundo as sondagens realizadas em campo,
esses materiais alternam-se em camadas mais ou menos espessas ao longo da profundidade,
distribuídas de forma aproximadamente homogênea na área de estudo. As sondagens são
apresentadas no Apêndice E.
Conforme mencionado no capítulo 4, o objetivo da determinação do Fator de
Retardamento (R) foi verificar a capacidade de retenção de contaminantes por parte dos solos
ensaiados e determinar os demais parâmetros de transporte: coeficiente de dispersão
hidrodinâmica (D), coeficiente de dispersão mecânica (α) e coeficiente de difusão molecular
(D*).
O fator de retardamento pode ser calculado a partir da curva característica do transporte
obtida a partir das análise químicas realizadas nos efluentes coletados ao longo do ensaio. No
capítulo 2 de revisão do transporte de contaminantes dissolvidos em meio poroso, mais
precisamente na equação 2.2, é apresentada a metodologia para se obter o fator de
110
retardamento. Nesse mesmo capítulo, através das equações 2.24b e 2.25 e do fator de
retardamento já obtido, é possível calcular os demais parâmetros de transporte mencionados.
A solução contaminada utilizada nos ensaios, conforme já mencionado, foi uma solução
de Nitrato de Zinco. As concentrações do nitrato foram monitoradas nos efluentes da
percolação a fim de se avaliar o avanço desta substância através dos materiais ensaiados,
enquanto que, nesses mesmos efluentes coletados, seriam também monitoradas as
concentrações de zinco, a fim de se avaliar a capacidade desses solos em reter o zinco. O
planejamento das análises químicas foi assim concebido com base no fato de as partículas
sólidas do solo serem carregadas negativamente e, portanto, atraírem cátions e repulsarem
ânions, ou seja, o Zn+2 seria retido e o NO3- não. Porém, em solos com elevada acidez, como é
o caso dos solos ensaiados (pH em torno de 4 a 4,5) pode haver troca iônica envolvendo
ânions, não muito comum mas possível de ocorrer, principalmente em solos ácidos (e.g.
Elabachá, 1989).
A maioria dos solos possui cargas negativas nas superfícies de suas partículas. Essas
cargas presentes nas superfícies originam-se de cargas permanentes e variáveis. As cargas
permanentes constituem a maior parte das cargas em solos não intemperizados, como os
existentes em zonas temperadas, e não são afetadas pelo pH do meio. As cargas variáveis são
dominantes em óxidos de alumínio, ferro e manganês e na matéria orgânica presentes no solo.
As cargas variáveis ,por sua vez, predominam nas superfícies de solos típicos de regiões semitropicais e tropicais. A magnitude e polaridade das cargas dessas superfícies variam em
função de uma série de fatores, incluindo o pH (USEPA: 402-R-99-004A, 1999).
Em geral, a capacidade de troca catiônica cresce com o aumento do pH do fluido nos
poros do solo. Isto ocorre devido ao aumento do nível de dissociação de hidroxila (OH-) nas
extremidades e nas superfícies das partículas de argila, resultando em aumento da carga
111
líquida negativa das mesmas. 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, 1989).
O pH no qual essas superfícies apresentam carga nula é referenciado como o pH do
ponto de carga nula – pHpcn. Para valores abaixo do pHpcn, a carga líquida da superfície das
partículas muda de negativa para positiva e passa a atrair ânions (USEPA: 402-R-99-004A,
1999).
Tanto nos ensaios envolvendo o solo arenoso, quanto no caso do solo argiloso,
verificou-se a retenção dos íons de nitrato e de zinco. As curvas características do transporte
do íon nitrato, obtidas na 1ª Etapa de ensaios nos CP1 (a) e CP2 (b) são apresentadas a seguir
na figura 5.15. Na figura 5.16 são apresentadas as curvas do transporte de zinco nos
correspondentes ensaios:
112
Curva de Transporte de NO3 - Etapa 1 - CP1
C/Co
1,0
0,5
R = 2,1
0,0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
Vp/Vv
(a)
1,5
C/Co
1,0
0,5
R = 2,1
0,0
0,0
2,0
4,0
6,0
Vp/Vv
(b)
Figura 5.15 – Curvas Características do Transporte de Nitrato na 1ª Etapa de
ensaios: (a) CP1 e (b) CP2.
113
Curva de Transporte de Zn - Etapa 1 - CP1
C/Co
1,0
0,5
R = 3,1
0,0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
Vp/Vv
(a)
C/Co
1,0
0,5
R = 3,9
0,0
0,0
2,0
4,0
6,0
Vp/Vv
(b)
Figura 5.16 – Curvas Características do Transporte de Zinco na 1ª Etapa de ensaios: (a) CP1e
(b) CP2.
114
Os valores obtidos para o fator de retardamento em cada uma das curvas são
apresentados na tabela 5.12 abaixo:
Tabela 5.12 – Fator de Retardamento de nitrato e zinco na 1ª Etapa de ensaios: CP1 e CP2
ETAPA – SOLO
1ª Etapa – S. Arenoso
CP1
CP2
R do NO3-
R do Zn+2
R do NO3-
R do Zn+2
2,1
3,1
2,1
3,9
A partir da análise das curvas anteriores e dos valores apresentados na tabela 5.12,
observou-se que, o fator de retardamento do nitrato foi o mesmo em ambos os ensaios,
enquanto que o retardamento do zinco foi maior no CP2. Embora para o ensaio do CP2 tenha
sido utilizado um gradiente de percolação igual a 10, o dobro do gradiente aplicado no CP1, a
condutividade hidráulica ao final da percolação com soro no CP2 foi inferior à do CP1,
fazendo com que a velocidade de percolação no CP2 fosse inferior.
Conforme já mencionado no capítulo 2, a velocidade de percolação influencia
diretamente a retenção de contaminantes, de forma que, quanto maior a velocidade com que o
fluido percola através do meio poroso, menor o tempo de contato entre as substâncias
dissolvidas nesse fluido e as partículas sólidas do solo e, consequentemente, menor também o
tempo para que ocorram reações químicas. Portanto, a menor velocidade de percolação da
solução, verificada no CP2, é mais favorável ao retardamento, que, no caso do zinco, foi de
fato superior ao valor obtido no CP1.
O monitoramento do pH dos efluentes coletados ao longo da percolação com soro
(indicados nas figuras 5.4 e 5.5) sugere ter havido, inicialmente, um aumento do pH, devido à
uma tendência de neutralização do meio (Elbachá, 1989) e, em seguida, a redução deste, de
forma que o meio passa a ficar mais ácido. De acordo com essa variação do pH, acredita-se
que quando o pH do meio aumenta, estando acima do pH de ponto de carga nula – pHpcn, o
115
zinco é sorvido, enquanto que, num momento posterior, quando o pH decresce, tornando o
meio mais ácido (abaixo do pHpcn ), ocorre a retenção de ânions, no caso o nitrato, o que
poderia explicar ter havido retenção tanto do zinco quanto do nitrato.
Na 2a Etapa de ensaios, ainda com o solo arenoso, os resultados obtidos para o fator de
retardamento do zinco e do nitrato nos CP3 e CP4 são apresentados na tabela 5.13. As curvas
de transporte correspondentes à 2a Etapa de ensaios são apresentadas nas figuras 5.17 e 5.18,
para nitrato e zinco, respectivamente.
Tabela 5.13 – Fator de Retardamento de nitrato e zinco nos CP3 e CP4 na 2ª Etapa de
ensaios.
CP3
ETAPA – SOLO
-
R do NO3
1,8
CP4
+2
R do Zn
2,8
-
R do NO3
R do Zn+2
2,1
3,6
116
1,5
C/Co
1,0
0,5
R = 1,8
0,0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
Vp/Vv
(a)
1,5
C/Co
1,0
0,5
R = 2,1
0,0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
Vp/Vv
(b)
Figura 5.17: Curvas Características do Transporte de Nitrato na 2ª Etapa de ensaios: (a) CP3 e
(b) CP4.
117
C/Co
1,0
0,5
R = 2,8
0,0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
Vp/Vv
(a)
C/Co
1,0
0,5
(
R = 3,6
0,0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
7,0
Vp/Vv
b)
Figura 5.18: Curvas Características do Transporte de Zinco na 2ª Etapa de ensaios: (a) CP3 e
(b) CP4.
118
Assim como na etapa anterior, os valores do fator de retardamento do nitrato em ambos
os ensaios foram bem próximos, enquanto que, a retenção de zinco foi um pouco maior no
CP4.
Para analisar os resultados obtidos nas duas primeiras etapas, com o solo arenoso, foram
calculadas as médias dos fatores de retardamento de nitrato, separadamente, por permeâmetro,
ou seja, obteve-se um valor médio para retenção de nitrato no permeâmetro P1, com base nos
resultados de 1ª e 2a Etapa, e um outro valor médio para retenção do nitrato no permeâmetro
P2. Procedeu-se analogamente para o caso da retenção do zinco. Esses valores médios são
Tabela 5.14 – Fator de Retardamento de nitrato e zinco nos permeâmetros P1 e P2 na 1a e 2ª
Etapas de ensaios.
ETAPA – SOLO
Permeâmetro 1
-
R do NO3
Permeâmetro 2
+2
R do Zn
R do NO3-
R do Zn+2
(T’.Efet. = 50Kpa)
2,1
3,1
2,1
3,9
1,8
2,8
2,1
3,6
Média 1ªe 2ª Etapas
1,95
2,95
2,10
3,75
De acordo com a tabela 5.14, verifica-se que os valores não apresentaram-se muito
discrepantes. O caso mais extremo seria a comparação entre a média dos fatores de
retardamento do zinco obtidos no permeâmetro P1 e P2 – 2,95 e 3,75, respectivamente – que
não chega a ser uma grande discrepância.
Na 3a Etapa, os resultados obtidos nos ensaios com o solo argiloso demonstraram uma
maior retenção, tanto do nitrato quanto do zinco, nos dois permeâmetros, em relação ao
fatores de retardamento correspondentes nas duas primeiras etapas. Esses resultados são
119
apresentados na tabela 5.15 e as curvas de transporte correspondentes são apresentadas nas
figuras 5.19 e 5.20, para nitrato e zinco, respectivamente.
Tabela 5.15 – Fator de Retardamento de nitrato e zinco nos CP5 e CP6 na 3ª Etapa.
ETAPA – SOLO
3ª Etapa – S. Argiloso
CP5
CP6
R do NO3-
R do Zn+2
R do NO3-
R do Zn+2
2,6
4,0
2,9
4,2
C/Co
1,0
0,5
R = 2,6
0,0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
Vp/Vv
(a)
C/Co
1,0
0,5
R = 2,9
0,0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
Vp/Vv
(b)
Figura 5.19 – Curvas Características do Transporte de Nitrato na 3ª Etapa de ensaios: (a) CP5
e (b) CP6.
120
C/Co
1,0
0,5
R = 4,0
0,0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
Vp/Vv
(a)
C/Co
1,0
0,5
R = 4,2
0,0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
7,0
Vp/Vv
(b)
Figura 5.20 – Curvas Características do Transporte de Zinco na 3ª Etapa de ensaios: (a) CP5 e
(b) CP6.
121
Os fatores de retardamento obtidos em cada ensaio são aproximadamente iguais, tanto
no caso do nitrato quanto para o zinco e, conforme já mencionado, esses valores apresentamse um pouco mais elevados do que os correspondentes valores obtidos nas duas etapas
anteriores, com o solo arenoso.
Além do material ensaiado ser outro, a concentração dos contaminantes na solução
utilizada nessa 3a Etapa foi maior. Um aumento da concentração do poluente na solução
provoca um aumento da velocidade de reação, fazendo com que as reações ocorram num
intervalo de tempo menor, esgotando mais rapidamente a capacidade reativa do solo (e.g.
Elbachá, 1989). Em outras palavras, na 3a Etapa, em que foi utilizada uma concentração
elevada, a tendência seria obter valores do fator de retardamento menores do que a retenção
verificada em ensaios com baixas concentrações, como no caso das duas primeiras etapas.
Porém, é evidente que outros fatores influenciam a retenção de contaminantes, além da
concentração inicial do poluente na solução, como por exemplo o tipo de solo, o solo que tem
mais argila deverá reter mais do que o que tem menos, como de fato ocorreu.
Observou-se que o solo argiloso apresentou uma condutividade hidráulica menor do que
a do material arenoso, fazendo com que a velocidade de percolação da solução fosse também
inferior à do solo arenoso. Uma menor velocidade de percolação promove um maior tempo de
contato entre as partículas sólidas do solo e as substâncias em solução e, consequentemente,
um maior tempo para que ocorram as reações químicas, daí a obtenção de valores de retenção
maiores nessa etapa.
As CTCs dos materiais, apresentadas no capítulo 3 referente à caracterização dos
materiais, também favorece uma maior retenção no caso do solo argiloso, porém ambos
materiais apresentaram baixos valores de CTC, o que poderia explicar o fato de os fatores de
122
retardamento relativos ao solo argiloso serem maiores, mas não muito maiores, do que os
correspondentes valores obtidos para o solo arenoso.
Na tabela 5.16 a seguir é apresentado um resumo contendo os valores de retardamento
para o nitrato e o zinco obtidos nas três etapas de ensaio realizadas.
Tabela 5.16 – Fator de Retardamento de nitrato e zinco nos permeâmetros P1 e P2 nas Etapas
de ensaios.
ETAPA – SOLO
5.2.3
P1
P2
R do NO3-
R do Zn+2
R do NO3-
R do Zn+2
2,1
3,1
2,1
3,9
1,8
2,8
2,1
3,6
3ª Etapa – S. Argiloso
2,6
4,0
2,9
4,2
Dispersão Hidrodinâmica
A partir dos valores do fator de retardamento da tabela 5.16, foram calculados os
coeficientes de dispersão hidrodinâmica (D), conforme a metodologia apresentada no capítulo
2 deste trabalho, mais precisamente, através da equação 2.25.
Para determinar a dispersão em cada ensaio foram escolhidos dois pontos das curvas
características do transporte de nitrato e zinco, correspondentes às concentrações relativas de
0,35 e 0,55. Teoricamente, todos os pontos da curva devem fornecer o mesmo valor do
coeficiente de dispersão hidrodinâmica (Borges, 1996). Tais resultados são apresentados, por
etapa, na tabela 5.17 a seguir.
123
Tabela 5.17 – Coeficiente de Dispersão Hidrodinâmica (D) do nitrato e do zinco nas Etapas
de ensaios, considerando as concentrações relativas de 0,35 e 0,55.
C / Co
D NO3- (cm2/s)
D Zn+2 (cm2/s)
0,35
8,91E-05
49,50E-05
0,55
5,73E-05
61,63E-05
0,35
7,25E-05
23,30E-05
0,55
4,80E-05
38,68E-05
0,35
6,81E-05
40,30E-05
0,55
5,68E-05
64,18E-05
0,35
14,24E-05
83,61E-05
0,55
8,29E-05
120,90E-05
0,35
1,71E-05
8,84E-05
0,55
1,30E-05
4,08E-05
0,35
6,47E-05
39,54E-05
0,55
4,26E-05
18,57E-05
Média Solo Arenoso
7,71E-05
60,26E-05
Média Solo Argiloso
3,44E-05
17,76E-05
Etapa – CP
Veloc. med (cm/s)
E1 – CP1
3,02E-04
E1 – CP2
E2 – CP3
E2 – CP4
E3 – CP5
E3 – CP6
1,65E-04
3,19E-04
5,94E-04
1,99E-05
9,08E-05
Os coeficientes de dispersão hidrodinâmica obtidos para os dois pontos de concentração
relativa, tanto no caso do nitrato quanto para o zinco, não foram exatamente iguais, porém
razoávelmente próximos, verificando-se que a escolha do ponto da curva característica para
determinação da dispersão não afetou significativamente os resultados.
Ao se comparar os coeficientes de dispersão associados à mesma concentração relativa,
verifica-se que esses valores ofereceram resultados coerentes, uma vez que, para ensaios com
maiores velocidades de percolação, obteve-se maiores coeficientes de dispersão. Como era de
se esperar, nos ensaios com o solo arenoso obteve-se maiores coeficientes de dispersão em
relação aos obtidos nos ensaios com o solo argiloso, onde a velocidade de percolação foi
menor.
124
Nobre (1987) e Elbachá (1989) determinaram valores de dispersão hidrodinâmica da
ordem de 10-6 cm2/s no transporte do zinco com um solo caulinítico. Em geral, a ordem de
grandeza dos correspondentes valores obtidos no presente trabalho, 10-5 cm2/s, é inferior à
ordem de grandeza dos trabalhos mencionados, no entanto vale ressaltar que, em ambos os
trabalhos foram utilizadas amostras compactadas ao invés de indeformadas, como neste
trabalho, o que implicou em velocidades de percolação da solução através do meio poroso
inferiores às verificadas neste trabalho, alterando, portanto, os valores de dispersão.
Os coeficientes de difusão molecular e mistura mecânica foram obtidos a partir de
regressão linear dos pontos de dispersão hidrodinâmica em função das diferentes velocidades
de percolação obtidas nos ensaios realizados. No caso do solo arenoso, como foram realizados
4 ensaios com diferentes velocidades de percolação, foram obtidos 4 valores de dispersão
hidrodinâmica, o que permitiu a obtenção dos coeficientes de difusão molecular e
dispersividade, com maior confiabilidade do que no caso do solo argiloso, no qual foram
feitos somente dois ensaios. Os dois pontos no gráfico de velocidade de percolação versus
dispersão hidrodinâmica, permitiram apenas uma estimativa dos coeficientes de difusão
molecular e dispersividaede, no caso do solo argiloso.
As figura 5.21 e 5.22, a seguir, mostram a relação entre a dispersão hidrodinâmica do
nitrato e do zinco, nos ensaios com o solo arenoso, considerando os pontos de concentração
relativa igual a 0,35 e 0,55, respectivamente.
125
Solo Arenoso
Dispersão Hidrodinâmica do NO3 - C/Co = 0,35
2
D (cm /s) 10
-5
20,0
15,0
10,0
-5
2
D* = 3,32 x 10 cm /s
α = 0,174 cm
5,0
0,0
0,0
10,0
20,0
30,0
40,0
v (cm/s) 10
50,0
60,0
70,0
-5
(a)
Solo Arenoso
Dispersão Hidrodinâmica do Zn - C/Co = 0,35
D (cm2/s) 10 -4
10,0
5,0
-5
2
D* = 1,31 x 10 cm /s
α = 1,388 cm
0,0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
7,0
v (cm/s) 10 -4
(b)
Figura 5.21– Variação da dispersão do nitrato (a) e zinco (b) em função da velocidade, nos
ensaios com o Solo Arenoso – 1a e 2a Etapas para os pontos com C/Co = 0,35.
126
Solo Arenoso
D (cm2/s) 10 -5
10,0
5,0
-5
2
D* = 3,26 x 10 cm /s
α = 0,083 cm
0,0
0,0
10,0
20,0
30,0
40,0
50,0
60,0
70,0
v (cm/s) 10 -5
(a)
Solo Arenoso
Disperção Hidrodinâmica do Zn - C/Co =0,55
10,0
2
D (cm /s) 10
-4
15,0
5,0
-5
2
D* = 4,36 x 10 cm /s
α = 1,942 cm
0,0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
v (cm/s) 10
5,0
6,0
7,0
-4
(b)
Figura 5.22 – Variação da dispersão do nitrato (a) e zinco (b) em função da velocidade, nos
ensaios com o Solo Arenoso – 1a e 2a Etapas para os pontos com C/Co = 0,55.
127
As figura 5.23 e 5.24, a seguir, mostram a relação entre a dispersão hidrodinâmica do
nitrato e do zinco, nos ensaios com o solo argiloso, considerando os pontos de concentração
relativa igual a 0,35 e 0,55, respectivamente.
Solo Argiloso
Dirpersão Hidrodinâmica do NO3 - C/Co = 0,35
2
D (cm /s) 10
-5
8,0
6,0
4,0
-6
2
D* = 3,76 x 10 cm /s
α = 0,671 cm
2,0
0,0
0,0
2,0
4,0
6,0
v (cm/s) 10
8,0
10,0
-5
(a)
Solo Argiloso
2
D (cm /s) 10
-5
40,0
30,0
20,0
-6
2
D* = 2,28 10 cm /s
α = 4,33 cm
10,0
0,0
0,0
2,0
4,0
6,0
v (cm/s) 10
8,0
10,0
-5
(b)
ensaios com o Solo Argiloso – 3a Etapa para os pontos com C/Co = 0,35.
128
Solo Argiloso
4,0
2
D (cm /s) 10
-5
6,0
-6
2,0
2
D* = 4,64 x 10 cm /s
α = 0,418 cm
0,0
0,0
2,0
4,0
6,0
v (cm/s) 10
8,0
10,0
-5
(a)
Solo Argiloso
2
D (cm /s) 10
-5
20,0
15,0
10,0
-7
5,0
2
D* = 1,07 x 10 cm /s
α = 2,04 cm
0,0
0,0
2,0
4,0
6,0
v (cm/s) 10
8,0
10,0
-5
(b)
ensaios com o Solo Argiloso – 3a Etapa para os pontos com C/Co = 0,55.
129
Os valores dos parâmetros de transporte obtidos dessas curvas são apresentados na
tabela 5.18 abaixo.
Tabela 5.18 – Valores obtidos para a dispersividade (α) e de difusão molecular (D*).
Etapa – Solo
C / Co
α NO3
D* NO3 (cm2/s)
α Zn
D* Zn
(cm2/s)
1a e 2a Etapas:
0,35
0,174
3,32E-05
1,39
1,31E-05
Solo Arenoso
0,55
0,083
3,26E-05
1,94
4,36E-05
3a Etapa:
0,35
0,671
3,76E-06
4,33
2,28E-06
Solo Argiloso
0,55
0,418
4,64E-06
2,04
1,07E-07
Média Solo Arenoso
0,1285
3,29E-05
1,6650
2,84E-05
Média Solo Argiloso
0,5445
4,20E-06
3,1850
1,19E-06
Segundo Perkins e Jonston (1963), para baixas velocidades de percolação a contribuição
da difusão molecular no transporte de massa é maior do que a da mistura mecânica (Elbachá,
1989). À medida que a velocidade de percolação diminui, a influência da difusão molecular
aumenta. Para verificar tal fato, comparou-se as velocidades dos ensaios, inicialmente do solo
arenoso, com a relação entre a mistura mecânica e a difusão molecular. Foram considerados,
nessa relação, os valores médios dos coeficientes obtidos nos ensaios do correspondente
material, apresentados na tabela 5.18 acima. A tabela 5.19, a seguir, apresenta a comparação
mencionada.
Tabela 5.19 – Razão entre v.α / D* nos ensaios de 1a e 2a Etapa – Solo Arenoso
Etapa – CP
Veloc. med – v (cm/s)
v. α / D* - NO3
v. α / D* - Zn
E1 – CP1
3,02E-04
1,18
17,74
E1 – CP2
1,65E-04
0,64
9,69
E2 – CP3
3,19E-04
1,25
18,73
E2 – CP4
5,94E-04
2,32
34,89
Como pode se verificar na tabela 5.19, quanto menor forem as velocidades de
percolação, menor é o valor da relação entre mistura mecânica e difusão molecular, tanto no
130
caso do nitrato quanto para o zinco, indicando que nesses casos, o efeito da difusão molecular
é predominante na dispersão hidrodinâmica.
Repetiu-se o procedimento para os ensaios de 3a Etapa, com o solo argiloso, e a
comparação entre as velocidades de percolação e as relações entre os parâmetros podem ser
observadas na tabela 5.20, a seguir:
Tabela 5.20 – Razão entre v.α / D* nos ensaios de 3a Etapa – Solo Argiloso.
Etapa – CP
Veloc. med – v (cm/s)
v.α
α / D* - NO3
v.α
α / D* - Zn
E3 – CP5
1,99E-05
2,58
53,11
E3 – CP6
9,08E-05
11,77
242,31
Mais uma vez, observa-se a predominância do efeito da difusão molecular sobre a
mistura mecânica para menores velocidades de percolação.
O parâmetro α é uma propriedade característica do meio poroso, enquanto D* é
propriedade da substância e do meio (Freeze & Cherry, 1979; Borges, 1996).
O solo argiloso apresentou maiores valores médios de dispersividade e menores valores
médios de difusão do que o solo arenoso (tabela 5.18). Nos ensaios com o solo argiloso a
concentração dos poluentes na solução utilizada foi significativamente maior, tanto para o
zinco quanto para o nitrato, do que nos ensaios com o solo arenoso, sugerindo que além do
material, a concentração das substâncias influenciaram nos valores obtidos para esses
parâmetros.
Os valores obtidos para difusão molecular e dispersividade, por Elbachá (1989), não
apresentaram grandes variações em relação a concentração da solução.
131
5.3
Ensaios de Equilíbrio em Lote
Esses ensaios foram realizados com o intuito de verificar a sorção do zinco nos solos
estudados. Conforme já mencionado, inicialmente ensaiou-se o solo arenoso, que foi agitado
em recipientes juntamente com soluções contendo diferentes concentrações de zinco. O tempo
de agitação, a massa de solo e a proporção solo: solução, entre outras definições do ensaio,
estão indicadas na tabela 5.21 abaixo:
Tabela 5.21– Definições do ensaio de Equilíbrio em Lote com o Solo Arenoso.
Massa de
Solo (g)
Umidade
(%)
Proporção
Volume de
Solução (mL)
Temperatura
Média (ºC)
Temperatura
Final (ºC)
Tempo de
Agitação (h)
12,51
0,107
1: 4
50,0
27,0
27,0
24
Os dados referentes às concentrações iniciais e finais, ou de equilíbrio, das misturas e o
pH e condutividade elétrica das amostras agitadas, são apresentados na tabela 5.22 a seguir.
Tabela 5.22 – Dados das amostras do Solo Arenoso.
Conc.
Inicial - Co
(mg Zn/L)
Conc de
Equil. – Ce
(mg Zn/L)
Massa sorvida: Ms =
Conc. Sorvida:
Cs = Ms / Msolo
(Co-Ce) x Vol. da sol.
seco
(mg Zn)
(mg Zn/ g)
pH
Condut. Elét.
efl. Não
filtrado
Efl. Filtrado
(mS/cm)
27,27
0,92
1,32
0,11
6,03
229
53,21
2,94
2,51
0,20
6,07
463
103,04
6,64
4,82
0,39
5,85
1045
248,99
22,87
11,31
0,90
5,99
2060
542,20
43,51
24,93
1,99
5,66
5490
1498,60
144,23
67,72
5,42
4,27
16860
Nos estudos de sorção de zinco realizados por Shukla & Mittal (1979) e por Elbachá
(1989), os autores separaram as curvas obtidas nos ensaios de equilíbrio em lote em duas
partes lineares, visto que, nesses ensaios, o primeiro trecho da curva apresentou inclinação
muito diferente da inclinação verificada no segundo trecho. As curvas obtidas nos ensaios do
132
presente trabalho foram divididas em dois trechos, pois também neste estudo observou-se uma
diferença nas inclinações das curvas.
Os dois trechos da curva indicam que o tipo de reação difere para diferentes valores da
concentração inicial de zinco. A primeira parte da curva, com baixos valores de concentração
inicial pode indicar predominantemente reações de adsorção. Na segunda parte, reações de
adsorção e precipitação podem ocorrer (Shukla & Mittal, 1979).
As curvas obtidas foram ajustadas de acordo com os modelos matemáticos de
Freundlich e Langmuir, apresentados no capítulo 2 de transporte de contaminantes e, tanto
num tipo de ajuste quanto no outro, as curvas foram divididas em dois trechos lineares.
A equação (5.1) de Freundilch relaciona a concentração de zinco sorvida e a
concentração de equilíbrio após a agitação da mistura:
C s = Kd . C e N
(5.1)
Para generalizar, expressa-se a equação da isoterma em termos de concentração
adimensional, dada pela razão de Cs e Ce, obtidos no ensaio, em relação a um valor de
referencia, na mesma unidade (Elbachá, 1989). Assim para cada valor de Ce e Cs tem-se:
Cs* = Kd . (Ce*)N
(5.2)
Onde; Cs* = Cs / Cs ref. e Ce * = Ce / Ce ref.
As isotermas obtidas (uma para cada trecho) através do ajuste de Freundlich nos ensaios
com o solo arenoso são apresentadas na figura 5.25, a seguir. O primeiro trecho representa a
133
sorção de zinco para valores de concentração mais baixos, de 27 a 103 mg/L (Cref) , enquanto
o segundo trecho representa a sorção para concentrações mais elevadas, de 248 a 1500 mg/L.
Isoterma de Freundlich - S.Arenoso
1,5
log Cs*
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
-1,0
0,0
1,0
log Ce*
Figura 5.25 – Isotermas de Freundlich para o Solo Arenoso
Os valores das constantes Kd e N variam de acordo com a concentração inicial utilizada
no ensaio. Tais valores, correspondentes à cada um dos trechos, são apresentados na tabela
5.23 abaixo.
Tabela 5.23 – Constantes Kd e N associadas às Isotermas de Freundlich – Solo Arenoso.
Trecho da curva
N
Kd
1o
0,6494
0,9559
o
2
0,9544
0,7725
Média
0,8019
0,8642
No ajuste das curvas através do modelo de Langmuir, a equação (5.3) utilizada foi:
1
Ce *
C *
=
+ e
Cs * K L ⋅ Q
Q
(5.3)
134
Mais uma vez, foram consideradas concentrações de referencia. Além disso, dividiu-se
as curvas obtidas, novamente, em dois trechos; o primeiro representa a sorção de zinco para
valores de concentração de 27 a 103 mg/L, enquanto o segundo trecho representa a sorção
para concentrações de 248 a 1500 mg/L. Essas isotermas são apresentadas na figura 5.26, a
seguir:
Isoterma de Langmuir - S.Arenoso
2,0
Ce*/Cs*
1,5
1,0
0,5
0,0
0
5
10
15
20
25
Ce*
Figura 5.26 – Isotermas de Langmuir para o Solo Arenoso
Os valores das constantes KL e Q correspondentes à cada um dos trechos, são
Tabela 5.24 – Constantes KL e Q associadas às Isotermas de Langmuir – Solo Arenoso.
Trecho da curva
1o
Q
KL
1,8681
1,0638
2
113,6364
0,0066
Média
57,7523
0,5352
o
O mesmo procedimento foi adotado nos ensaios seguintes com o solo argiloso. Mais
uma vez, nas tabelas 5.25 e 5.26, a seguir, são apresentadas as definições e os dados das
amostras desses ensaios, respectivamente.
135
Tabela 5.25 – Definições do ensaio de Equilíbrio em Lote com o Solo Argiloso.
Massa de
Umidade
Solo (g)
(%)
13,71
9,641
Proporção
Volume de
Temperatura
Temperatura
Tempo de
Solução (mL)
Média (ºC)
Final (ºC)
Agitação (h)
50,0
27,0
27,0
24
1;4
Tabela 5.26 – Dados das amostras do Solo Argiloso.
Conc.
Conc. de
Inicial Co Equil. – Ce
Massa sorvida: Ms =
Conc. Sorvida: Cs
pH efl.
Condut.Elét.
(Co-Ce) x Vol. da sol.
= Ms / Msolo seco
não
efl. filtrado
(mg Zn/L)
(mg Zn/L)
(mg Zn)
(mg Zn/ g)
filtrado
(mS/cm2)
25
0,65
1,22
0,10
4,97
302
53,21
0,97
2,61
0,21
5,13
567
103,04
4,57
4,92
0,39
6,59
773
248,99
18,83
11,51
0,92
5,92
2160
542,20
46,19
24,80
1,98
4,65
6240
1498,60
120,62
68,90
5,51
5,74
14940
No ajuste das curvas obtidas nos ensaios com o solo argiloso, procedeu-se analogamente
e as isotermas obtidas através do ajuste de Freundlich são apresentadas na figura 5.27, a
seguir. O primeiro trecho representa a sorção de zinco para valores de concentração de 25 a
103 mg/L, enquanto o segundo trecho representa a sorção para concentrações de 248 a 1500
mg/L.
136
Isoterma de Freundlich - S.Argiloso
1,5
log Cs*
1,0
0,5
0,0
-0,5
-1,0
-1,0
0,0
1,0
log Ce*
Figura 5.27 - Isotermas de Freundlich para o Solo Argiloso
Os valores das constantes Kd e N correspondentes à cada um dos trechos, são
apresentados na tabela 5.27 abaixo.
Tabela 5.27 – Constantes Kd e N associadas às Isotermas de Freundlich – Solo Argiloso.
Trecho da curva
N
Kd
1o
0,6304
1,0602
2o
0,9648
0,5768
Média
0,7976
0,8185
No ajuste das curvas através do modelo de Langmuir para o solo argiloso, mais uma vez
dividiu-se as curvas obtidas em dois trechos; o primeiro representa a sorção de zinco para
valores de concentração de 25 a 103 mg/L, enquanto o segundo trecho representa a sorção
para concentrações de 248 a 1500 mg/L. Essas isotermas são apresentadas na figura 5.28, a
seguir.
137
Isoterma de Langmuir - S.Argiloso
2,0
Ce*/Cs*
1,5
1,0
0,5
0,0
0
6
12
18
24
30
Ce*
Figura 5.28 – Isotermas de Langmuir para o Solo Argiloso
Os valores das constantes KL e Q correspondentes à cada um dos trechos, são
apresentados na tabela 5.28 abaixo.
Tabela 5.28– Constantes KL e Q associadas às Isotermas de Langmuir – Solo Argiloso.
Trecho da curva
Q
KL
o
1,6504
1,5742
o
2
357,1429
0,0015
Média
179,3967
0,7879
1
Os valores das constantes obtidas para os dois solos, tanto no ajuste de Freundlich
quanto no caso de Langmuir, foram, na maioria das vezes, próximos, apresentando um
comportamento parecido.
Para as constantes associadas ao modelo de ajuste de Freundlich verificou-se que o solo
argiloso apresentou maiores valores de Kd, em ambos os trechos, do que no solo arenoso.
Sendo Kd uma constante que quantifica a distribuição do soluto entre as fases aquosa e sólida,
maiores valores de Kd representam uma maior transferência do soluto da solução para o solo.
Como era de esperar, para uma mesma faixa de concentração, o solo argiloso apresentou uma
maior capacidade de sorver o zinco (1,0602 > 0,9559). Para concentrações mais elevadas,
138
representadas pela segunda parte das curvas, a tendência é que a diferença entre os valores de
Kd seja menor. Tal observação se justifica pelo fato de existir um limite para o solo quanto à
capacidade de retenção. Acima de determinados valores de concentração, o valor sorvido
deverá não mais se alterar. Nesse momento, a sorção praticamente independe da concentração
da solução e o solo terá atingido o valor máximo de sorção.
Nos ajustes segundo o modelo de Langmuir, o valor da constante KL foi mais alto no
primeiro trecho da curva e a adsorção máxima – Q, foi mais baixa, também nesse trecho, para
ambos os solos. A diferença entre os valores de KL para os dois solos pode ser atribuída às
diferentes propriedades físico-químicas, como pH, mineralogia e CTC, entre os materiais.
Segundo Shukla & Mittal (1979), no ajuste de Langmuir altos valores de KL no primeiro
trecho comparado ao segundo trecho da curva indica que à baixas concentrações de equilíbrio
predomina a adsorção, enquanto que valores mais altos de Q na segunda parte podem ser
atribuídos à predominância de reações de precipitação (Elbachá, 1989).
O Fator de Retardamento – R – pode ser obtido indiretamente, a partir das constantes
determinadas nos ensaios de equilíbrio em lote, conforme já mencionado no capítulo 2 desse
trabalho.
Para isoterma de Freundlich, a equação de R associada é:
R = 1+
ρd
K ⋅ N ⋅ Ce *( N −1) (5.4)
n
onde :
ρd - massa específica seca relativa ao solo [ML-3]
n – porosidade
Empregando-se a isoterma de Langmuir, esse fator é obtido através da equação:
139
R = 1+
ρd
Q ⋅ KL
n (1 + Ce * ⋅K L )2 (5.5)
Estas relações são válidas quando a principal interação entre o solo e o poluente é a
adsorção, que ocorre em maior intensidade à concentrações baixas (Elbachá, 1989).
Os valores de R correspondentes a cada uma das isotermas obtidas nos ensaios de
equilíbrio em lote, são apresentados na tabela 5.29, abaixo de acordo com o material e com o
modelo de ajuste.
Tabela 5.29 – Fator de Retardamento associado às Isotermas de Freundlich e Langmuir dos
Solos Arenoso e Argiloso.
Solo
R – Freundlich
R – Langmuir
Arenoso
8,11
9,65
Argiloso
5,72
6,95
O valor do Fator de Retardamento (R) está associado às concentrações das soluções.
Nessa discussão, os valores de R considerados foram os maiores obtidos dentre as
concentrações utilizadas nos cálculos. Além disso, utilizou-se apenas as isotermas
correspondentes ao primeiro trecho, que representa as concentrações mais baixas, onde,
conforme mencionado anteriormente, as reações de adsorção ocorrem em maior intensidade.
Segundo Guy and Chakrabarti (1975), citados por Barbosa (1999), 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.
Os valores do Fator de Retardamento do zinco obtidos nos ensaios com o solo arenoso
foram ligeiramente superiores do que os obtidos com o solo argiloso. As curvas ajustadas
apresentaram-se muito semelhantes para os dois materiais, no entanto, era de se esperar que o
solo argiloso apresentasse maiores valores de retardamento do que o solo arenoso, uma vez
140
que esse último, apresentou menor CTC e menores valores de R nos ensaios ADS do que o
solo argiloso. Cabe ressaltar que nos ensaios ADS, a obtenção de menores valores de R para o
solo arenoso, pode ser relacionada ao fato das velocidades de percolação terem sido maiores
do que nos ensaios ADS com o solo argiloso, o que contribui para que haja uma menor
retenção.
Os resultados para o Fator de Retardamento obtidos através dos ensaios de equilíbrio em
lote mostram-se coerentes em relação aos resultados de R obtidos nos ensaios ADS, pois,
conforme discutido anteriormente, quanto maior a velocidade de percolação menor a
transferência do soluto para o solo e, consequentemente, menor será o R. Nos ensaios de
equilíbrio em lote não existe fluxo, a velocidade de percolação é nula, portanto, os valores de
R devem ser superiores, podendo ser inclusive significativamente superiores, aos dos ensaios
ADS.
Conforme dito no capítulo 2 desse trabalho, as isotermas são modelos empíricos
utilizados para descrever os processos de sorção entre solos e substâncias de maneira geral e
simplificada e, as constantes de cada um desses modelos variam com as condições específicas
do meio e, portanto, de cada ensaio. 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.
CAPÍTULO 6
CONCLUSÕES E SUGESTÕES
6.1
Conclusões
Neste trabalho pretendeu-se contribuir para uma melhor compreensão do transporte de
contaminantes, comumente encontrados em chorumes, através do solo do Aterro Sanitário de
Sauípe/Bahia. Nos ensaios de laboratório realizados foram verificadas as influências do
gradiente de percolação, da consolidação aplicada ao material e do tipo de solo, na
determinação dos parâmetros de transporte do nitrato e do zinco. Além disso, procurou-se
enfatizar os processos químicos, sem os quais o estudo da migração de solutos no solo não
pode ser complementado.
Nos ensaios ADS deve-se aplicar gradientes hidráulicos o mais baixos possível, a fim de
melhor representar as condições de campo. Tal fato, entretanto, torna inviável a realização
desses ensaios, uma vez que, o tempo gasto para sua execução seria muito grande. Assim,
pretendeu-se ainda determinar o fator de retardamento dos solos através de ensaios de
equilíbrio em lote, enquanto os demais parâmetros seriam obtidos através dos ensaios ADS,
aplicando-se gradientes mais elevados.
Com os dados obtidos até o presente momento, é possível fazer as seguintes
considerações:
• Para os dois solos utilizados, os valores da condutividade hidráulica, determinados na
percolação com água e com soro nos ensaios ADS, não indicaram grandes variações com o
gradiente hidráulico aplicado, a não ser no ensaio com o corpo de prova 2, no qual a
condutividade hidráulica apresentou uma redução mais significativa.
142
• Em todos os ensaios, os valores de condutividade hidráulica caíram no início da percolação
com o soro, sugerindo que na percolação com a solução contaminada pode ter havido
interação química entre o solo em questão e o poluente presente na solução.
• A solução utilizada para representar o lixiviado gerado no Aterro foi uma solução de
nitrato de zinco. A princípio, pensou-se em avaliar o avanço potencial do contaminante
através do monitoramento do nitrato nos efluentes de percolação, partindo do pressuposto
que o mesmo não seria retido. Entretanto, verificou-se que este íon foi retido pelo solo,
tanto no caso do solo argiloso quanto no solo arenoso, possivelmente devido à variação do
pH do meio, verificada nos efluentes coletados.
• A análise química dos corpos de prova 3, 5 e 6 após os correspondentes ensaios, mostrou
ter havido sorção do zinco.
• Os prováveis mecanismos de retardamento, que ocorreram entre o zinco e as partículas dos
solos estudados, foram a adsorção e a precipitação.
• Os valores de condutividade hidráulica não variaram em função das diferentes
consolidações aplicadas na 1a e 2a etapa, respectivamente 50 e 100 KPa. Tal fato levou à
investigação da tensão de pré-adensamento dos materiais através da realização de ensaios
de adensamento. Os resultados desses ensaios comprovaram que, tanto o solo arenoso
quanto o argiloso já haviam sofrido maiores carregamentos em seus históricos de tensão.
• Observou-se que os valores de R obtidos nos ensaios ADS para cada um dos solos, tanto
para o nitrato quanto para o zinco, não foram altos, o que poderia estar associado aos
baixos valores de CTC destes solos. Os valores de R foram maiores no solo argiloso, que
de fato apresentou maior CTC.
143
• Confirmou-se nos ensaios que a dispersão hidrodinâmica é maior quanto maior é a
velocidade de percolação e, além disso, a relação entre estas variáveis é linear na faixa de
velocidades utilizadas neste trabalho.
• Os valores das constantes associadas às isotermas de sorção obtidas nos ensaios de
equilíbrio em lote mostraram-se coerentes com a teoria, e os modelos adotados, de
Freunlich e Langmuir, forneceram bons ajustes.
• Os valores de R do zinco associados às isotermas obtidas nos ensaios de equilíbrio em lote
ofereceram resultados coerentes, uma vez que estes foram maiores do que os resultados de
R de zinco obtidos nos ensaios ADS. No entanto, o solo arenoso apresentou maiores
valores de R, nos ensaios de equilíbrio em lote, do que o solo argiloso, que apresentou
maior CTC.
6.2
Sugestões para Trabalhos Futuros
Este trabalho indica alguns aspectos que devem ser estudados em detalhes acerca do
transporte do zinco e do nitrato no solo do Aterro Sanitário de Sauípe e suas interações com o
mesmo.
• De posse dos parâmetros de transporte obtidos nos ensaios realizados neste trabalho, podese realizar uma estudo numérico para estimar a extensão da pluma de contaminação em
variadas simulações. Desta forma, pode-se avaliar a área na qual os contaminantes estão
presentes em concentrações maiores que as permitidas no ambiente. O resultado desta
análise deve ser comparado com dados de contaminação a serem determinados por
investigações em escala de campo, com monitoramento da temperatura e pH do meio, uma
vez que estes parâmetros podem exercer grande influência na migração de contaminantes.
144
• A fim de melhor representar os lixiviados gerados em aterros sanitários recomenda-se a
utilização de soluções multi-elementares.
• É importante um estudo das possíveis transformações que o zinco pode sofrer, tais como
biodegradação, para avaliar a influência deste e de outros processos no retardamento da
frente de contaminação.
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150
APÊNDICE A
Função complementar de erro (erfc).
erf ( β ) =
β
-3.00
-2.95
-2.90
-2.85
-2.80
-2.75
-2.70
-2.65
-2.60
-2.55
-2.50
-2.45
-2.40
-2.35
-2.30
-2.25
-2.20
-2.15
-2.10
-2.05
-2.00
-1.95
-1.90
-1.85
-1.80
-1.75
-1.70
-1.65
-1.60
-1.55
-1.50
-1.45
-1.40
-1.35
-1.30
-1.25
-1.20
-1.15
-1.10
-1.05
-1.00
-0.95
-0.90
-0.85
-0.80
-0.75
-0.70
-0.65
-0.60
-0.55
-0.50
-0.45
-0.40
-0.35
-0.30
-0.25
-0.20
-0.15
-0.10
-0.05
2
π ∫
β
0
( ) dε
exp −ε
erf (β)
-0.999978
-0.999970
-0.999959
-0.999944
-0.999925
-0.999899
-0.999866
-0.999822
-0.999764
-0.999689
-0.999593
-0.999469
-0.999311
-0.999111
-0.998857
-0.998537
-0.998137
-0.997639
-0.997021
-0.996258
-0.995322
-0.994179
-0.992790
-0.991111
-0.989091
-0.986672
-0.983790
-0.980376
-0.976348
-0.971623
-0.966105
-0.959695
-0.952285
-0.943762
-0.934008
-0.922900
-0.910314
-0.896124
-0.880202
-0.862436
-0.842701
-0.820891
-0.796908
-0.770668
-0.742101
-0.711156
-0.677801
-0.642029
-0.603856
-0.563323
-0.520500
-0.475482
-0.428392
-0.379382
-0.328627
-0.276326
-0.222703
-0.167996
-0.112463
-0.056372
2
erf ( -β ) = -erf ( β )
erfc (β)
1.999978
1.999970
1.999959
1.999944
1.999925
1.999899
1.999866
1.999822
1.999764
1.999689
1.999593
1.999469
1.999311
1.999111
1.998857
1.998537
1.998137
1.997639
1.997021
1.996258
1.995322
1.994179
1.992790
1.991111
1.989091
1.986672
1.983790
1.980376
1.976348
1.971623
1.966105
1.959695
1.952285
1.943762
1.934008
1.922900
1.910314
1.896124
1.880202
1.862436
1.842701
1.820891
1.796908
1.770668
1.742101
1.711156
1.677801
1.642029
1.603856
1.563323
1.520500
1.475482
1.428392
1.379382
1.328627
1.276326
1.222703
1.167996
1.112463
1.056372
β
0.00
0.05
0.10
0.15
0.20
0.25
0.30
0.35
0.40
0.45
0.50
0.55
0.595
0.60
0.65
0.70
0.75
0.80
0.85
0.90
0.95
1.00
1.05
1.10
1.15
1.20
1.25
1.30
1.35
1.40
1.45
1.50
1.55
1.60
1.65
1.70
1.75
1.80
1.85
1.90
1.95
2.00
2.05
2.10
2.15
2.20
2.25
2.30
2.35
2.40
2.45
2.50
2.55
2.60
2.65
2.70
2.75
2.80
2.85
2.90
2.95
3.00
erfc ( β ) = 1 - erf ( β )
erf (β)
0.000000
0.056372
0.112463
0.167996
0.222703
0.276326
0.328627
0.379382
0.428392
0.475482
0.520500
0.563323
0.600000
0.603856
0.642029
0.677801
0.711156
0.742101
0.770668
0.796908
0.820891
0.842701
0.862436
0.880205
0.896124
0.910314
0.922900
0.934008
0.943762
0.952282
0.959695
0.966105
0.971623
0.976348
0.980376
0.983790
0.986672
0.989091
0.991111
0.995322
0.994179
0.995322
0.996258
0.997021
0.997639
0.998137
0.998537
0.998857
0.999111
0.999311
0.999469
0.999593
0.999689
0.999764
0.999822
0.999866
0.999899
0.999925
0.999944
0.999959
0.999970
0.999978
erfc (β)
1.000000
0.943628
0.887537
0.832004
0.777297
0.723674
0.671373
0.620618
0.571608
0.524518
0.479500
0.436677
0.400000
0.396144
0.357971
0.322199
0.288844
0.257899
0.229332
0.203092
0.179109
0.157299
0.137564
0.119795
0.103876
0.089686
0.077100
0.065992
0.056238
0.047718
0.040305
0.033895
0.028377
0.023652
0.019624
0.016210
0.013328
0.010909
0.008889
0.004678
0.005821
0.004678
0.003742
0.002979
0.002361
0.001863
0.001463
0.001143
0.000889
0.000689
0.000531
0.000407
0.000311
0.000236
0.000178
0.000134
0.000101
0.000075
0.000056
0.000041
0.000030
0.000022
151
APÊNDICE B
Projeto do medidor de variação de volume.
Figura B.1 – Vista superior e de frente do corpo do Medidor de variação de volume
152
Figura B.2 – Vista superior e de frente da tampa do Medidor de variação de volume
153
Figura B.3 – Vista superior e de frente do êmbolo no interior do Medidor de variação de
volume
154
APÊNDICE C
Curvas de calibração.
Pre ss012
500
Pre s s ão (K Pa)
400
300
200
100
y = 0,1015x - 3,293
0
0
1000
2000
3000
4000
5000
Le itura
Figura C.1 - Curva de calibração do transdutor de poropressão conectado ao
permeâmetro no 1.
Pre ss016
Pre s s ão (K Pa)
400
300
200
100
y = 0,076x - 2,6883
0
0
1000
2000
3000
4000
5000
Le ituras
Figura C.2 - Curva de calibração do transdutor de poropressão conectado ao
permeâmetro no 2.
155
R e s 010v
150
-2
De s locame nto (10 mm)
200
100
50
y = 0,03 87x - 11,574
0
0
1000
2000
3000
4000
5000
Le itura
Figura C.3 - Curva de calibração do transdutor de deslocamento acoplado ao
medidor de variação de volume no 1.
R e s 011v
150
-2
De s locame nto (10 mm)
200
100
50
y = 0,0392x - 12,036
0
0
1000
2000
3000
4000
Le ituras
Figura C.4 - Curva de calibração do transdutor de deslocamento acoplado ao
medidor de variação de volume no 2.
5000
156
variação de volume (cm3)
150
100
50
∆ V = 3,02419∆ l - 0,227327
0
0
10
20
30
40
50
diferença de leitura (mm)
Figura C.5 - Curva de calibração do medidor de variação de volume n° 1.
variação de volume (cm3)
150
100
50
∆ V = 3,03996 ∆ l - 0,098413
0
0
10
20
30
40
50
diferença de leitura (mm)
Figura C.6 -
Curva de calibração do medidor de variação de volume n° 2.
157
Pre s s 006
600
Pre s s ão (K Pa)
500
400
300
200
100
y = 0,2451x - 10,558
0
0
500
1000
1500
2000
le itura
Figura C.7 - Curva de calibração do transdutor de pressão do painel de ar
comprimido.
2500
158
APÊNDICE D
Materiais utilizados na fabricação do permeâmetro:
- células de pressão:
base, top cap e cilindro : acrílico;
tampa : duralumínio;
tirantes : latão.
- medidores de variação de volume:
corpo e base : duralumínio;
tampa : acrílico;
êmbolo : PVC;
membranas (marca Bellofram) : borracha.
- buretas:
buretas propriamente ditas : vidro;
cilindro, topo e base (torneira) : acrílico.
- interface ar-água:
cilindro : acrílico;
topo e base : PVC, celeron.
- tubos : nylon.
- conexões : latão.
- torneiras:
comuns : aço inoxidável com miolo de teflon;
- engates rápidos : latão ou aço inoxidável.
159
APÊNDICE E
Relatório das Sondagens a percussão realizadas na área do Aterro Sanitário de Sauípe.
160
161
162
163
APÊNDICE F
Curvas dos ensaios de coluna.
Condutividade Hidráulica (cm/s)
Percolação com água - Etapa 1 - CP1
1,0E-03
1,0E-04
kfinal = 2,27E-05
1,0E-05
0
50
100
150
Tempo (min)
(a)
1,0E-03
1,0E-04
kfinal =6,38E-05
1,0E-05
0
30
60
90
Tempo (min)
(b)
Figura F.1 -
Curvas de condutividade hidráulica versus tempo – Etapa 1 – Percolação com
água: (a) CP1; (b) CP2.
164
Condutividade Hidráulica
(cm/s)
1,0E-03
1,0E-04
kfinal =1,83-05
1,0E-05
0
200
400
600
800
1000
1200
Tempo (min)
(a)
(cm/s)
1,0E-03
1,0E-04
kfinal =5,35E-06
1,0E-05
1,0E-06
0
100
200
300
400
Tempo (min)
(b)
Figura F.2 -
Curvas de condutividade hidráulica versus tempo – Etapa 1 – Percolação com
soro: (a) CP1; (b) CP2.
165
Volume Percolado (mL)
100
75
50
25
0
0
300
600
900
1200
Tempo (min)
(a)
Gradiente
30
20
10
0
0
300
600
900
1200
Tempo (min)
(b)
Figura F.3 - Curvas de volume percolado (a) e gradiente (b) versus tempo – Percolação
com soro – Etapa 1 – CP1.
166
1,0E-03
1,0E-04
kfinal = 1,77E-05
1,0E-05
0
100
200
300
Tempo (min)
(a)
1,0E-03
1,0E-04
kfinal = 1,93E-05
1,0E-05
0
100
200
300
Tempo (min)
(b)
Figura F.4 - Curvas de condutividade hidráulica versus tempo – Etapa 2 – Percolação com
167
1,0E-03
1,0E-04
kfinal = 1,88E-05
1,0E-05
0
100
200
300
400
500
Tempo (min)
(a)
(cm/s)
1,0E-03
1,0E-04
kfinal = 1,90E-05
1,0E-05
0
60
120
Tempo (min)
180
240
(b)
168
50
40
30
20
10
0
0
100
200
300
400
500
Tempo (min)
(a)
20
Gradiente
15
10
5
0
0
100
200
300
400
500
Tempo (min)
(b)
Figura F.6 - Curvas de volume percolado (a) e gradiente (b) versus tempo – Percolação com
soro – Etapa 2 – CP3.
169
1,0E-04
1,0E-05
1,0E-06
kfinal = 1,44E-06
1,0E-07
0
8
16
24
32
40
Tempo (hora)
(a)
1,0E-04
kfinal = 2,63E-06
1,0E-05
1,0E-06
0
8
16
24
32
40
Tempo (hora)
(b)
170
1,0E-05
1,0E-06
kfinal = 1,16E-06
1,0E-07
0
5
10
15
20
Tempo (dia)
(a)
(cm/s)
1,0E-04
1,0E-05
kfinal = 1,92E-06
1,0E-06
0
20
40
60
80
Tempo (hora)
(b)
171
150
100
50
0
0
20
40
60
80
Tempo (hora)
(a)
Gradiente
30
20
10
0
0
20
40
60
80
Tempo (hora)
(b)
Figura F.9 - Curvas de volume percolado (a) e gradiente (b) versus tempo – Percolação com
soro – Etapa 3 – CP6.

- Laboratório de Geotecnia - UFBA

Transcrição

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