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SIMONE HARTH OLIVEIRA
AVALIAÇÃO DO USO DE BORRA OLEOSA PROCESSADA EM
SISTEMAS DE IMPERMEABILIZAÇÃO DE ATERROS.
Dissertação apresentada ao Departamento de
Engenharia Civil da PUC-Rio como parte dos
requisitos para obtenção do título de Mestre
em Engenharia Civil: Geotecnia.
Orientadores:
- José Tavares Araruna Júnior
- Luís Edmundo Prado Campos
Departamento de Engenharia Civil
Pontifícia Universidade Católica do Rio de Janeiro
Rio de Janeiro, 09 de maio de 2002.
AGRADECIMENTOS
Aos amigos Viviane, Antônio, Bidkar, Cláudio Rabe, Rodrigo, Cassiane, Vânia, Júlio César,
Cleide, Eudes, Betânia, Everton, Ana Júlia e demais colegas de pós-graduação pelas diversas
colaborações ao longo do trabalho e pelo agradável convívio durante todo o curso.
À ANP, pela bolsa de estudos.
Ao professor Araruna pela orientação, incentivo e paciência durante toda a realização desse
trabalho.
Aos professores do Departamento de Engenharia Civil da PUC-RJ pelos conhecimentos
transmitidos durante o curso.
À Ana Roxo e aos demais funcionários da Secretaria do DEC da PUC-RJ.
Ao Waldir Silveira, Delson e toda a equipe do CTRS, pela colaboração na fabricação dos
equipamentos utilizados nesse trabalho.
Ao Fernando, São Pedro e à Josi, do LERQ/UFBa; ao Ariomar e Betty, da EBDA; e à Telma,
Percílio, Edinilze e Rita do Laboratório do DHS/UFBa, pela realização das análises químicas.
Ao Armando, Bessa, Renato, Paulo Burgos, Paulo Libonatti, Mariana e Seu reginaldo,
funcionários do Laboratório de Geotecnia da UFBa, pela ajuda prestada durante a realização
do trabalho.
Ao seu João, pelos trabalhos de marcenaria realizados durante a montagem do equipamento.
Aos amigos Luci, Ivan e Detinha, pelo apoio e amizade.
Ao Professor Luisão, pelo apoio e incentivo indispensável à realização desse trabalho.
Aos meus Pais, Pedro e Gerda, pela paciência e incentivo indispensável na conclusão desse
trabalho.
E, especialmente, a Peu, pela compreensão e paciência, pelo apoio e incentivo, e,
principalmente, pela ajuda durante toda a realização deste trabalho.
RESUMO
Este trabalho tem como objetivo apresentar uma avaliação do uso de borra oleosa
processada como material de construção em sistemas de impermeabilização de Aterros
Sanitários. O estudo se baseia em resultados de ensaios de laboratório e em dados fornecidos
pela PETROBRAS, além de informações da literatura, as quais foram utilizadas para prever a
mobilidade do contaminante e os principais mecanismos de interação entre este e a borra.
Foi desenvolvido um equipamento para a realização de ensaios de transporte em
laboratório, que permite a determinação dos parâmetros de transporte do contaminante no
solo.
ABSTRACT
The purpose of this thesis is to present an evaluation of the use o processed oil ground
as a building material for barrier systems in Landfill facylities. The study is based on
experimental laboratory results and on PETROBRAS data, besides literature data, which have
been used for predicting the contaminant mobility and the main mechanisms of its interaction
with the soil.
An equipment has been developed to carry out laboratory tests on confined soil samples
using water and a contaminant solution as the percolating fluid, which allows the
determination of the transport parameters of the contaminant in the soil.
v
ÍNDICE
LISTA DE FIGURAS ........................................................................................................ vii
LISTA DE TABELAS ....................................................................................................... xii
LISTA DE FOTOS ............................................................................................................ xv
LISTA DE SÍMBOLOS................................................................................................... xvii
1 - INTRODUÇÃO .............................................................................................................. 1
2 - TRANSPORTE DE CONTAMINANTES EM MEIOS POROSOS............................. 6
2.1 – INTRODUÇÃO .............................................................................................................. 6
2.2 – MECANISMOS DE TRANSPORTE EM SOLOS SATURADOS ................................................. 8
2.2.1 – ADVECÇÃO .............................................................................................................. 9
2.2.2 – DISPERSÃO HIDRODINÂMICA.................................................................................... 9
2.3 – PROCESSOS DE INTERAÇÃO SOLO-CONTAMINANTE ..................................................... 19
2.3.1 - ADSORÇÃO............................................................................................................. 23
2.3.2 - PRECIPITAÇÃO........................................................................................................ 27
2.3.3 – QUANTIFICAÇÃO DA SORÇÃO.................................................................................. 28
2.3.4 – INTERAÇÕES SOLO-CHUMBO................................................................................... 32
2.4 – FATORES QUE INFLUENCIAM O TRANSPORTE DE CONTAMINANTES............................... 35
2.5 - DESCRIÇÃO MATEMÁTICA DO TRANSPORTE DE CONTAMINANTES ................................ 38
3 - CARACTERIZAÇÃO DO MATERIAL ..................................................................... 51
3.1 - INTRODUÇÃO............................................................................................................. 51
3.2 – PROCESSO DE ENCAPSULAMENTO.............................................................................. 52
3.3 – CARACTERIZAÇÃO DA BORRA PROCESSADA .............................................................. 60
3.3.1 - ENSAIOS DE CARACTERIZAÇÃO GEOTÉCNICA ........................................................... 60
3.3.2 – ENSAIOS DE COMPACTAÇÃO................................................................................... 62
3.3.3 - ANÁLISES MINERALÓGICAS ..................................................................................... 64
3.3.4 - ANÁLISES FÍSICO-QUÍMICAS .................................................................................... 65
3.4 – CARACTERIZAÇÃO DA SOLUÇÃO UTILIZADA............................................................... 71
vi
4 - EQUIPAMENTOS E METODOLOGIAS DE ENSAIOS .......................................... 73
4.1 - INTRODUÇÃO............................................................................................................. 73
4.2 – ENSAIOS DE COLUNA ................................................................................................ 73
4.2.1 – DESCRIÇÃO DO EQUIPAMENTO................................................................................ 74
4.2.2 - METODOLOGIA DE ENSAIO ...................................................................................... 81
4.3 – ENSAIOS DE EQUILÍBRIO EM LOTE .............................................................................. 86
4.3.1 – DESCRIÇÃO DO EQUIPAMENTO................................................................................ 87
4.3.2 - METODOLOGIA DE ENSAIO ...................................................................................... 89
5 - APRESENTAÇÃO E DISCUSSÃO DOS RESULTADOS......................................... 91
5.1 - INTRODUÇÃO............................................................................................................. 91
5.2 - ENSAIOS DE COLUNA ................................................................................................. 91
5.2.1 – ENSAIOS REALIZADOS NO SISTEMA DESENVOLVIDO NA UFBA ................................. 92
5.2.2 – ENSAIOS REALIZADOS NO EQUIPAMENTO DA PUC-RIO.......................................... 123
5.2.3 – ENSAIOS REALIZADOS EM CÉLULAS TRIAXIAIS....................................................... 138
5.3 - ENSAIOS DE EQUILÍBRIO EM LOTE............................................................................. 144
5.4 - CONSIDERAÇÕES GERAIS.......................................................................................... 150
6 - CONCLUSÕES E SUGESTÕES ............................................................................... 152
6.1 - CONCLUSÕES........................................................................................................... 152
6.2 - SUGESTÕES PARA TRABALHOS FUTUROS................................................................... 153
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS............................................................................ 155
APÊNDICE A .................................................................................................................. 161
APÊNDICE B................................................................................................................... 162
APÊNDICE C .................................................................................................................. 165
APÊNDICE D .................................................................................................................. 169
APÊNDICE E................................................................................................................... 170
vii
LISTA DE FIGURAS
Figura 2.1 - Ilustração do processo de espalhamento causado pela dispersão; fonte instantânea
(adaptado de Vargas, 2001). ............................................................................ 10
Figura 2.2 - Mecanismos físicos de mistura mecânica em escala microscópica (adaptado de
Bedient, 1994). ................................................................................................ 11
Figura 2.3 – Dispersão longitudinal de um soluto através de uma coluna de solo: (a) coluna
com fluxo permanente e fonte contínua; (b) interface abrupta no instante to; (c)
concentração relativa do soluto no efluente da coluna (adaptado de Freeze &
Cherry, op. cit.). .............................................................................................. 13
Figura 2.4 - Variação da concentração do efluente - “breakthrough curve”. ........................ 14
Figura 2.5 – Ocorrência da dispersão em um fluxo uniforme bidimensional em uma areia
isotrópica: (a) fonte contínua; (b) fonte instantânea (adaptado de Freeze &
Cherry, op. cit.). .............................................................................................. 15
Figura 2.6 – Coeficientes de dispersão longitudinal e transversal em um arenito (n = 22%)
para várias velocidades de fluxo (Crane & Gardner, 1961 – adaptado de Freeze
& Cherry, op. cit.). .......................................................................................... 15
Figura 2.7 – Ilustração esquemática da difusão, em água, de cátions e ânions. O equilíbrio é
alcançado quando uma concentração uniforme é atingida (adaptado de Rowe,
1995). .............................................................................................................. 16
Figura 2.8 – Ilustração esquemática da difusão de cátions e ânions através de um solo argiloso
saturado (adaptado de Rowe, 1995). ................................................................ 16
Figura 2.9 – Relação entre o Número de Peclet e a razão entre os coeficientes de dispersão e
difusão molecular em uma areia (Perkins & Johnston, 1963 – adaptado de Freeze
& Cherry, 1979). ............................................................................................. 18
viii
Figura 2.10 - Avanço dos solutos reativo e não reativo através do meio poroso, (adaptado de
Freeze & Cherry, 1979). .................................................................................. 20
Figura 2.11 – Curvas típicas da concentração efluente expressas em termos de concentração
relativa C/Co (adaptado de Rowe, 1995). ......................................................... 22
Figura 2.12 - Ilustração da partícula de argila carregada negativamente e da camada dupla. . 24
Figura 2.13 – Ilustração do efeito da floculação e dispersão nos espaços vazios: (a) floculada
(contração); (b) normal – referência ao lado; (c) dispersa (expansão) (adaptado
de Rowe, 1995). .............................................................................................. 25
Figura 2.14 – Influência do parâmetro Kd na migração de contaminantes: (a) Kd = 1mL/g;
(b) Kd = 10 mL/g (adaptado de USEPA, 1999a). ............................................. 29
Figura 2.15 – Isoterma de sorção........................................................................................ 31
Figura 2.16 – Balanço de massa em um volume elementar de solo no espaço (Freeze &
Cherry, op. cit.). .............................................................................................. 39
Figura 2.17 - Lei da conservação de massa para o volume elementar de solo (Freeze &
Cherry, op. cit.). .............................................................................................. 39
Figura 2.18 - Isoterma de Freundlich.................................................................................... 46
Figura 2.19 - Isoterma de Langmuir (a). ............................................................................... 48
Figura 2.20 - Isoterma de Langmuir (b)................................................................................ 49
Figura 3.1 - Curva granulométrica........................................................................................ 61
Figura 3.2 - Curva granulométrica com extração de betume. ................................................ 61
Figura 3.3 - Curva de compactação – Proctor Normal. ......................................................... 63
Figura 3.4 - Curva de compactação – Proctor Modificado. ................................................... 63
Figura 3.5 – Difratograma de raio-x da fração passante na peneira # 40. .............................. 64
Figura 3.6 – Difratograma de raio-x da fração passante na peneira # 100.............................. 65
ix
Figura 4.1 - Representação esquemática de um conjunto de 2 permeâmetros........................ 75
Figura 4.2 – Esquema do sistema de filtração a vácuo (Elbachá, 1989)................................. 88
Figura 5.1 - Ensaio de coluna – fase de percolação com água – corpo de prova 3: a) variação
de volume versus tempo; b) variação do gradiente hidráulico versus tempo; c)
variação da condutividade hidráulica versus tempo.......................................... 94
Figura 5.2 - Corpo de Prova 1: a) variação da condutividade hidráulica e b) variação da
velocidade de percolação com o tempo. ......................................................... 102
Figura 5.3 - Corpo de prova 2: a) variação da condutividade hidráulica e b) variação da
velocidade de percolação com o tempo. ......................................................... 103
Figura 5.4 - Corpo de prova 3: a) variação da condutividade hidráulica e b) variação da
velocidade de percolação com o tempo. ......................................................... 104
Figura 5.5 - Corpo de prova 4: a) variação da condutividade hidráulica e b) variação da
velocidade de percolação com o tempo. ......................................................... 105
Figura 5.6 - Curva breakthrough para o ensaio 1 com concentração inicial Co1 (a) e Co2 (b).
...................................................................................................................... 111
Figura 5.7 - Curvas de condutividade elétrica (a) e pH (b) versus volume percolado por
volume de vazios para o ensaio 1................................................................... 112
Figura 5.8 - Curva breakthrough para o ensaio 2 com concentração inicial Co1 (a) e Co2 (b).
...................................................................................................................... 113
Figura 5.9 - Curvas de condutividade elétrica (a) e pH (b) versus volume percolado por
volume de vazios para o ensaio 2................................................................... 114
Figura 5.10 - Curva breakthrough para o ensaio 3 com concentração inicial Co1 (a) e Co2 (b).
...................................................................................................................... 115
Figura 5.11 - Curvas de condutividade elétrica (a) e pH (b) versus volume percolado por
volume de vazios para o ensaio 3................................................................... 116
x
Figura 5.12 - Curva breakthrough para o ensaio 4 com concentração inicial Co1 (a) e Co2 (b).
...................................................................................................................... 117
Figura 5.13 - Curvas de condutividade elétrica (a) e pH (b) versus volume percolado por
volume de vazios para o ensaio 4................................................................... 118
Figura 5.14 - Forma esperada das curvas breakthrough de chumbo. ................................... 119
Figura 5.15 - Ensaio de coluna – percolação com água – corpo de prova 5: variação de
volume (a); variação do gradiente hidráulico (b); e variação da condutividade
hidráulica com o tempo (c). .......................................................................... 126
Figura 5.16 - Ensaio de coluna – percolação com água – corpo de prova 6: variação de
volume (a); variação do gradiente hidráulico (b); e variação da condutividade
hidráulica com o tempo (c). .......................................................................... 127
Figura 5.17 - Corpo de prova 5: a) variação da condutividade hidráulica e b) variação da
velocidade de percolação com o tempo. ......................................................... 129
Figura 5.18 - Corpo de prova 6: a) variação da condutividade hidráulica e b) variação da
velocidade de percolação com o tempo. ......................................................... 130
Figura 5.19 - Curva breakthrough para o ensaio 5 com concentração inicial Co3 (a) e Co4 (b).
...................................................................................................................... 133
Figura 5.20 - Curvas de condutividade elétrica (a) e pH (b) versus volume percolado por
volume de vazios para o ensaio 5................................................................... 134
Figura 5.21 - Curva breakthrough para o ensaio 6 com concentração inicial Co3 (a) e Co4 (b).
...................................................................................................................... 135
Figura 5.22 - Curvas de condutividade elétrica (a) e pH (b) versus volume percolado por
volume de vazios para o ensaio 6................................................................... 136
Figura 5.23 - Ensaio de permeabilidade do corpo de prova 7: variação de volume (a) e da
condutividade hidráulica com o tempo (b) – i = 49,8..................................... 140
xi
Figura 5.24 - Ensaio de permeabilidade do corpo de prova 7: variação de volume (a) e da
condutividade hidráulica com o tempo (b) – i = 100,6................................... 141
Figura 5.25 - Ensaio de permeabilidade do corpo de prova 7: variação de volume (a) e da
condutividade hidráulica com o tempo (b) – i = 148,7................................... 142
Figura 5.26 - Ensaio de permeabilidade do corpo de prova 7: variação de volume (a) e da
condutividade hidráulica com o tempo (b) – i = 200,6................................... 143
Figura 5.27 – Isoterma de Freundlich. ................................................................................ 146
Figura 5.28 – Isoterma de Langmuir................................................................................... 147
xii
LISTA DE TABELAS
Tabela 2.1 - Superfície específica e capacidade de troca catiônica dos principais componentes
das frações argila, silte e areia dos solos. ......................................................... 24
Tabela 2.2 – Preferências de trocas catiônicas (Elbachá, 1989)............................................. 26
Tabela 3.1 - Resultados dos ensaios de lixiviação e solubilização realizados na borra tratada
(PETROBRAS, 1999). .................................................................................... 56
Tabela 3.2- Caracterização geotécnica.................................................................................. 60
Tabela 3.3 - Caracterização do material com extração de betume. ........................................ 61
Tabela 3.4 - Composição mineralógica da borra. .................................................................. 64
Tabela 3.5 – Análises químicas. ........................................................................................... 66
Tabela 3.6 - Resultado das análises físico-químicas da borra processada. ............................. 69
Tabela 5.1 - Dados iniciais dos corpos de prova 1, 2, 3 e 4. .................................................. 92
Tabela 5.2 - Ensaios de coluna – percolação com água – ensaios 1, 2, 3 e 4. ........................ 93
Tabela 5.3 - Segundo estágio dos ensaios de coluna - percolação com água.......................... 95
Tabela 5.4 – Análises químicas dos efluentes dos ensaios de lixiviação e solubilização da
borra tratada (PETROBRAS, 1999). ................................................................ 97
Tabela 5.5 -Análises químicas dos efluentes da percolação com água................................... 98
Tabela 5.6 - Análises de pH e cond. elétrica dos efluentes da percolação com água.............. 98
Tabela 5.7 - Resultado das análises físico-químicas das amostras de efluente do ensaio 1. . 107
Tabela 5.8 - Resultado das análises físico-químicas das amostras de efluente do ensaio 2. . 108
Tabela 5.9 - Resultado das análises físico-químicas das amostras de efluente do ensaio 3. . 108
xiii
Tabela 5.10 - Resultado das análises físico-químicas das amostras de efluente do ensaio 4. 109
Tabela 5.11 - Análises da solução influente dos ensaios 1, 2, 3 e 4. .................................... 109
Tabela 5.12 - Teste com nylon. .......................................................................................... 110
Tabela 5.13 - Resultado das análises químicas para determinação do teor de chumbo nos
corpos de prova 1, 2, 3 e 4, após a percolação do soro. .................................. 120
Tabela 5.14 - Resultado das análises de CTC final nos corpos de prova 1, 2, 3 e 4. ............ 121
Tabela 5.15 - Dados iniciais dos corpos de prova 5 e 6....................................................... 123
Tabela 5.16 - Ensaios de coluna – percolação com água – ensaios 5 e 6. ............................ 124
Tabela 5.17 – Condutividades hidráulicas para os ensaios realizados no equipamento da PUC-
Rio e nos novos permeâmetros desenvolvidos na UFBa................................. 125
Tabela 5.18 - Segundo estágio dos ensaios de coluna – percolação com água. .................... 128
Tabela 5.19 - Resultado das análises físico-químicas das amostras de efluente do ensaio 5. 131
Tabela 5.20 - Resultado das análises físico-químicas das amostras de efluente do ensaio 6. 132
Tabela 5.21 - Análises da solução influente dos ensaios 5 e 6............................................. 132
Tabela 5.22 - Resultado das análises químicas para determinação do teor de chumbo nos
corpos de prova 5 e 6, após a percolação do soro. ......................................... 137
Tabela 5.23 - Resultado das análises de CTC final nos corpos de prova 5 e 6. .................... 138
Tabela 5.24 - Dados iniciais do corpo de prova 7. .............................................................. 138
Tabela 5.25 - Ensaios de permeabilidade com água em célula triaxial. ............................... 139
Tabela 5.26 – Condutividades hidráulicas para os ensaios realizados em câmara triaxial e nos
novos permeâmetros desenvolvidos. .............................................................. 144
Tabela 5.27 – Definições dos ensaios de batelada.............................................................. 145
Tabela 5.28 – Dados gerais dos ensaios de batelada. ......................................................... 145
xiv
Tabela 5.29 – Parâmetros de sorção segundo equação de Freundlich.................................. 146
Tabela 5.30 – Parâmetros de sorção segundo equação de Langmuir. .................................. 148
Tabela 5.31 – Valores de Fator de Retardamento para as isotermas de Freundlich e Langmuir.
...................................................................................................................... 149
xv
LISTA DE FOTOS
Foto 3.1 - Retirada da borra oleosa (PETROBRAS, 1999). .................................................. 57
Foto 3.2 - Homogeneização da borra oleosa (PETROBRAS, 1999)...................................... 58
Foto 3.3 - Recolhimento da borra oleosa (PETROBRAS, 1999)........................................... 58
Foto 3.4 - Disposição da borra no misturador (PETROBRAS, 1999).................................... 59
Foto 3.5 - Descarga do misturador – borra tratada (PETROBRAS, 1999)............................ 59
Foto 3.6 – Espectrofotômetro do Laboratório de Engenharia das Reações Químicas
(LERQ/UFBa). ................................................................................................ 66
Foto 4.1 - Conjunto de permeâmetros desenvolvido no Laboratório de Geotecnia da UFBa. 76
Foto 4.2 – Painel de distribuição de pressão. ........................................................................ 77
Foto 4.3 – Detalhe das interfaces ar-água para aplicação de pressão na base dos corpos de
prova. .............................................................................................................. 78
Foto 4.4 – Detalhe das buretas utilizadas para medição do volume de saída de fluido do corpo
de prova e coleta de efluentes. ......................................................................... 79
Foto 4.5 – Visão da interface de visualização dos dados. ...................................................... 80
Foto 4.6 - Equipamento utilizado na compactação dos corpos de prova................................ 82
Foto 4.7 – Agitador magnético. ............................................................................................ 87
Foto 4.8 – Sistema de filtração a vácuo. ............................................................................... 88
Foto 5.1 – Efluente coletado e amostras compactadas. ......................................................... 96
Foto 5.2 – Detalhe da cor avermelhada das mangueiras de saída dos corpos de prova......... 100
xvi
Foto 5.3 - Detalhe da mangueira do topo do permeâmetro 2 (a) dos outros permeâmetros (b).
...................................................................................................................... 106
Foto 5.4 - Medidores de Variação Volumétrica. ................................................................. 124
xvii
LISTA DE SÍMBOLOS
C = concentração em solução [ML-3]
C* = concentração adimensional
Ca = concentração da solução de azul de metileno [ML-3]
Ce = concentração de equilíbrio da substância na solução [ML-3]
Cef = concentração do soluto no efluente [ML-3]
Cs = concentração de equilíbrio sorvida pelo solo [ML-3]
C0 = concentração inicial [ML-3]
CTC = capacidade do troca catiônica do solo [meq M-1]
d = dimensão característica [L]
D = coeficiente de dispersão hidrodinâmica [L2T-1]
D* = coeficiente de difusão molecular do soluto no meio [L2T-1]
Dl = coeficiente de dispersão longitudinal na direção do fluxo [L2T-1]
Do = coeficiente de difusão em soluções aquosas [L2T-1]
Dx’ = coeficiente de difusão aparente na direção x [L2T-1]
dA =área transversal do elemento de solo [L2]
e = índice de vazios do solo
erfc = função erro complementar
G = densidade dos grãos
i = gradiente hidráulico
F = fluxo de massa de soluto por unidade de área por unidade de tempo [ML-2T-1]
k = condutividade hidráulica do solo [LT-1]
K = coeficiente de sorção (isoterma de Freundlich)
xviii
Kd = coeficiente de distribuição
Kf = função de distribuição da substância entre as fases sorvida e dissolvida
KL = constante relacionada com a energia de adsorção (isoterma de Langmuir)
L = altura da amostra [L]
Mi = massa do soluto no interior do elemento de solo [M]
n = porosidade
N = coeficiente da isoterma de Freundlich
Pe = número de Peclet
Q = capacidade de sorção em relação à substância de interesse (isoterma de Langmuir)
R = fator de retardamento
S = grau de saturação do solo
Sc = massa de substância sorvida (ou dessorvida) na parte sólida do meio poroso por unidade
de massa de sólidos
SS = área de superfície específica do solo [L2M-1]
t = tempo [T]
t* = tempo adimensional
T = temperatura absoluta
u = poropressão [ML-1T-2]
vc = velocidade da frente de contaminação [LT-1]
vp = velocidade intersticial ou velocidade de percolação [LT-1]
vx = velocidade média do fluido percolante na direção x [LT-1]
vx’ = velocidade de percolação aparente na direção x [LT-1]
V = volume [L3]
Va = volume de azul de metileno consumido [L3]
Vp = volume percolado [L3]
xix
Vv = volume de vazios [L3]
x = coordenada de direção
� = coeficiente de mistura mecânica ou dispersividade [L]
� = umidade do solo
�ot = umidade ótima do solo
� t = peso específico total do solo [ML-2T-2]
�d = peso específico seco [ML-2T-2]
�max = peso específico máximo do solo [ML-2T-2]
� = densidade ou massa específica [ML-3]
�b = massa específica seca do solo [ML-3]
� = tensão total [ML-1T-2]
�’ = tensão efetiva [ML-1T-2]
CAPÍTULO 1
INTRODUÇÃO
Atualmente, com o crescente desenvolvimento e avanço da industrialização, a questão
da poluição ambiental vem cada vez mais ganhando espaço e exigindo soluções.
Uma questão que vem se agravando é a constante geração de resíduos sólidos urbanos e
industriais. A disposição final desses resíduos, quando feita de forma inadequada, pode
acarretar em sérios problemas sanitários e ambientais. Dentre os aspectos ambientais, pode-se
destacar a poluição do solo e das águas superficiais e subterrâneas.
Uma das alternativas para a disposição dos resíduos sólidos urbanos é a utilização de
aterros sanitários. Essa técnica, embora amplamente utilizada, constituí-se numa fonte
potencial de contaminação do subsolo e da água subterrânea.
Segundo a ABNT, NBR-10703 / 89, Aterro Sanitário é uma “forma de disposição final
de resíduos sólidos urbanos no solo, através de confinamento em camadas cobertas com
material inerte, geralmente solo, segundo normas operacionais específicas, de modo a evitar
danos ou riscos à saúde pública e à segurança, minimizando os impactos ambientais”.
Um aspecto importante dos resíduos sólidos urbanos contidos nos aterros é a
decomposição da matéria orgânica presente neste, resultando na geração de gás,
principalmente metano, e de chorume – líquido de cor escura, odor desagradável e
composição química variada, incluindo metais pesados e matéria orgânica. O chorume
constitui um fator preocupante, uma vez que, este pode infiltrar-se no solo e vir a contaminar
as águas subterrâneas e superficiais.
2
Segundo as normas de projeto e execução de aterros sanitários, estes devem dispor de
sistemas de impermeabilização de base (liners), para minimizar a migração de contaminantes
presentes no chorume gerado nos mesmos, de forma que, estes não atinjam o solo de fundação
e, consequentemente, possíveis aquíferos existentes.
Para construção dos liners podem ser utilizados diversos materiais, de formas
diferentes. Dentre os tipos de liners mais comuns, destacam-se os depósitos naturais de solos
de baixa permeabilidade, os de argila compactada e os geosintéticos. De acordo com a
Agência de Proteção Ambiental Americana (USEPA), um projeto padrão de um aterro
sanitário requer um liner sintético compósito (argila compactada/geomembrana) e uma
camada inferior de solo compactado com condutividade hidráulica da ordem de 1x 10-9m/s,
juntamente com um sistema de drenagem para coleta do chorume gerado.
O impacto de um aterro na qualidade da água subterrânea depende de inúmeros fatores,
dentre os quais, talvez o mais importante seja a natureza da barreira que pretende limitar e
controlar a migração de contaminantes. Barreiras de solo, contendo argilominerais em
quantidade suficiente para produzir baixa permeabilidade, são muito utilizadas para evitar a
rápida migração de percolados dos aterros.
Normalmente, as barreiras argilosas constituem uma boa solução para os sistemas de
impermeabilização de aterros. No entanto, essa boa performance não pode ser assumida a
priori, visto que, sua eficiência hidráulica depende de diversos fatores, tais como o método de
compactação e a composição mineralógica do material argiloso, além da interação entre os
argilominerais e o percolado (Rowe, 1995).
A argila em si pode atuar também como um importante meio para a atenuação de alguns
dos constituintes químicos do chorume, devido à processos como adsorção, precipitação e
biodegradação. Talvez uma das mais importantes funções dos liners argilosos seja a
capacidade de atenuação dos contaminantes a longo prazo (Rowe, op. cit.).
3
Por outro lado, dentro desse contexto – avanço da industrialização com geração de
resíduos versus exigências ambientais – está a Companhia Brasileira de Petróleo,
PETROBRAS.
A PETROBRAS, em decorrência de uma intensa atividade de exploração e produção de
petróleo, gera um imenso volume de resíduo de borra oleosa – resíduo retirado dos filtros de
petróleo nas plataformas, consistindo de uma mistura de argila, sílica, óxidos e resíduos de
óleo processado – em todas as suas unidades no País. Somente na Bacia de Campos, segundo
levantamento efetuado em 1996, houve um acúmulo estimado em torno de 2.000 toneladas de
borra oleosa e uma geração de 35 toneladas./mês (PETROBRAS, 1999).
Assim, em função da crescente preocupação ambiental, a PETROBRAS tem buscado
uma solução adequada ao uso desse material, de forma que, esta possa minimizar seus
resíduos, diminuindo os impactos ambientais e atendendo às exigências legais.
Com esse intuito, a PETROBRAS contratou a empresa Americlean para tratar, através
do processo de encapsulamento, os resíduos de borra oleosa produzida na Bacia de Campos.
Uma vez tratado o resíduo, pretende-se utilizá-lo como material de construção em sistemas de
impermeabilização de aterros sanitários.
A tecnologia de encapsulamento, nos EUA denominada de Stabilization / Solidification
Technology, pode ser definida como sendo um processo de tratamento para se obter a
melhoria das características físicas e de manuseio de um resíduo, diminuir sua área
superficial, através da qual os poluentes possam migrar ou lixiviar, ou limitar a solubilidade
ou ainda destoxificar seus constituintes perigosos (Neder et al., 1999). Segundo uma das
companhias atuantes no mercado, a Americlean, o encapsulamento é feito por adsorção e
ligação química dos contaminantes aos reagentes contidos no produto encapsulante, quando o
mesmo é adicionado aos resíduos oleosos (Americlean, 2002). Uma descrição mais detalhada
do processo é feita no capítulo 3.
4
Como os processos de encapsulamento não são tecnologias prontas para uso, são
necessários testes pilotos para estabelecer qual o melhor reagente para cada tipo de resíduo,
visando a característica mais apropriada do produto final. Superada a fase de testes de
laboratório, foram assinados dois contratos entre a PETROBRAS e a Americlean.
O processo de tratamento da borra oleosa foi um projeto piloto que teve a participação
da FEEMA – Fundação Estadual de Engenharia do Meio Ambiente. Em abril de 1998,
iniciou-se o processo de tratamento da borra oleosa da Bacia de Campos, com capacidade de
processamento em média de 25 toneladas/dia. Em março de 1999 foi concluído o tratamento
das 2.000 toneladas (PETROBRAS, 1999). A PETROBRAS vem desde então buscando
alternativas para o emprego deste material. Apesar do esforço da Gerência de Segurança,
Meio Ambiente e Saúde da Unidade de Negócios da Bacia de Campos, só recentemente a
PETROBRAS conseguiu junto à FEEMA autorização para empregar a borra oleosa tratada
como material de capeamento em acostamentos de rodovias do Norte Fluminense (Robalinho
da Silva, 2002).
Assim, a borra oleosa tratada constitui o material a ser estudado no presente trabalho,
que tem como objetivo principal, fornecer dados preliminares que possam ajudar a avaliar a
eficiência da borra como material de impermeabilização em aterros. Para tal, foram realizados
ensaios de transporte (ensaios de coluna e equilíbrio em lote) em laboratório. A partir desses
ensaios buscou-se determinar a condutividade hidráulica e os parâmetros de transporte do
material saturado – fator de retardamento, dispersão mecânica e difusão molecular – além da
verificação de uma possível lixiviação dos contaminantes encapsulados.
A relevância dos testes de laboratório decorre da principal preocupação em relação à
disposição dos resíduos tratados no solo - os processos de migração de contaminantes da
massa estabilizada para o meio circundante.
5
O trabalho foi dividido em seis capítulos. O capítulo 2 trata do transporte de substâncias
dissolvidas através de solos saturados, sendo apresentados os principais mecanismos de
transporte e processos de interação solo-contaminante. Neste capítulo são apresentados ainda
os modelos utilizados para descrever o transporte que são aplicáveis ao problema. Como a
solução utilizada nos ensaios foi uma solução de nitrato de chumbo, as propriedades do
chumbo que são relevantes para este trabalho, bem como os resultados de estudos de diversos
autores acerca da interação do mesmo com diferentes tipos de solo, são também apresentados
neste capítulo.
No capítulo 3 é apresentada a caracterização do material e da solução utilizada,
incluindo os resultados dos ensaios de caracterização geotécnica e compactação e análises
mineralógica e química, realizados nas amostras da borra processada.
O capítulo 4 traz a descrição do equipamento desenvolvido e utilizado neste trabalho,
para a realização dos ensaios de coluna, e do equipamento utilizado para realização dos
ensaios de equilíbrio em lote, assim como as metodologias empregadas nos ensaios
executados.
Os resultados dos ensaios realizados são apresentados e discutidos no capítulo 5.
No capítulo 6 apresentam-se as conclusões e sugestões para trabalhos que venham a ser
realizados dentro deste assunto.
CAPÍTULO 2
TRANSPORTE DE CONTAMINANTES EM MEIOS POROSOS
2.1 – Introdução
A constante geração de resíduos sólidos urbanos tem contribuído para o
desenvolvimento de técnicas de disposição final desses resíduos. Uma das alternativas para a
disposição destes é a utilização de aterros sanitários. Essa técnica, embora amplamente
utilizada, constituí-se numa fonte potencial de contaminação do subsolo e da água
subterrânea.
Segundo a ABNT, NBR-10703 / 89, Aterro Sanitário é uma “forma de disposição final
de resíduos sólidos urbanos no solo, através de confinamento em camadas cobertas com
material inerte, geralmente solo, segundo normas operacionais específicas, de modo a evitar
danos ou riscos à saúde pública e à segurança, minimizando os impactos ambientais”.
O objetivo principal de um aterro sanitário é conter os resíduos de forma a proteger a
saúde humana e o ambiente. Um aspecto importante dos resíduos sólidos urbanos contidos
nos aterros é a decomposição da matéria orgânica presente neste, resultando na geração de
gás, principalmente metano, e de chorume – líquido de cor escura, odor desagradável e
composição química variada, incluindo metais pesados e matéria orgânica.
O chorume constitui um fator preocupante, uma vez que, este pode infiltrar-se no solo e
vir a contaminar as águas subterrâneas e superficiais. Para minimizar a percolação do
chorume gerado nos aterros sanitários, de forma que este não atinja as águas subterrâneas, os
aterros devem dispor de sistemas de impermeabilização de base, denominado de liners.
7
Existem diversos tipos de liners, dentre os quais destacam-se os depósitos naturais de solos de
baixa permeabilidade, os de argila compactada e os geosintéticos.
O impacto de um aterro na qualidade da água subterrânea depende de inúmeros fatores,
dentre os quais, talvez o mais importante seja a natureza da barreira que pretende limitar e
controlar a migração de contaminantes. Barreiras de solo, contendo argilominerais em
quantidade suficiente para produzir baixa condutividade hidráulica, são muito utilizadas para
evitar a rápida migração de percolados dos aterros.
Normalmente, as barreiras argilosas constituem uma boa solução para os sistemas de
impermeabilização de aterros. No entanto, essa boa performance não pode ser assumida a
priori, visto que, sua eficiência hidráulica depende de diversos fatores, tais como o método de
compactação da argila e sua mineralogia, além da interação entre os argilominerais e o
percolado (Rowe, op. cit.).
A argila em si pode atuar também como um importante meio para a atenuação de alguns
dos constituintes químicos do chorume, devido à processos como adsorção, precipitação e
biodegradação. Talvez uma das mais importantes funções dos liners argilosos seja a
capacidade de atenuação dos contaminantes a longo prazo (Rowe, op. cit.).
De uma forma cada vez mais constante, tem-se empregado os liners sintéticos
compósitos (solo / geomembrana ou gcl’s (geosinthetic clay liners)) para impermeabilização
das bases dos aterros sanitários. Esses liners são constituídos por geomembrana intercalada
nas camadas de argila compactada formando estruturas compósitas (Tchobanoglous et al,
1993– em Carvalho, 1996).
No entanto, nenhum material utilizado nos sistemas de impermeabilização de base é
totalmente impermeável aos constituintes químicos do chorume. Eventualmente alguns deles
irão migrar através da barreira por advecção ou difusão.
8
Geralmente há uma preocupação maior com o fluxo hidráulico de percolados através da
barreira. Entretanto, a questão de maior relevância é a magnitude do transporte de
contaminantes através do liner e seu impacto no ambiente. Há situações, por exemplo, em que
tanto uma geomembrana de alta qualidade quanto um liner argiloso com condutividade
hidráulica muito baixa permitem a passagem de percolado sob um gradiente hidráulico e, no
entanto, o impacto ambiental é desprezível. Por outro lado, em situações onde não há fluxo
hidráulico através da barreira, pode haver um transporte significativo de massa do
contaminante por difusão (Rowe, op. cit.).
Dessa forma, em projetos de aterros sanitários, torna-se cada vez mais necessário,
estimar-se o transporte advectivo e/ou difusivo através do liner, de forma que, a quantidade de
contaminantes liberada dos aterros seja mínima e, os impactos no ambiente, desprezíveis.
Em problemas que envolvem a previsão dos impactos de uma área de disposição de
resíduos ou a proposta de técnicas de remediação de áreas contaminadas faz-se necessário o
conhecimento dos mecanismos e parâmetros de transporte de contaminantes envolvidos.
A migração de contaminantes em meios porosos é governada por diversos processos. Os
processos físicos envolvem os fenômenos da advecção e dispersão hidrodinâmica, enquanto
os químicos englobam as diversas reações químicas que podem ocorrer entre a solução
contaminada e o solo, implicando em ganho ou perda de massa do soluto para o solo.
Nesse capítulo é apresentada uma revisão dos processos físicos e químicos que
controlam o transporte de substâncias solúveis através do meio poroso.
2.2 – Mecanismos de transporte em solos saturados
Os mecanismos básicos de transporte de contaminantes são advecção e dispersão
hidrodinâmica, sendo esta última composta pela dispersão mecânica e difusão molecular.
9
nikv .�
�
2.2.1 – Advecção
A advecção é o mecanismo de transporte no qual a migração do soluto ocorre devido ao
fluxo hidráulico do fluido no qual este está dissolvido. No transporte advectivo de solutos que
não interagem com o meio poroso, a frente de contaminação é abrupta e move-se a uma
velocidade igual à velocidade linear média (v) do fluido percolante, geralmente a água, sem
que seu pico de concentração seja alterado.
Supondo válida a lei de Darcy, a velocidade de percolação do fluido (v) no meio poroso
é definida como sendo a velocidade de Darcy dividida pela porosidade efetiva (n) do meio,
conforme a equação 2.1.
(2.1)
Onde: k = condutividade hidráulica [L T-1]
n = porosidade efetiva do meio
i = gradiente hidráulico
Dessa forma, a condutividade hidráulica é um importante parâmetro no que se refere ao
transporte de contaminantes, visto que, esta representa a maior ou menor resistência que o
meio oferece à percolação da água e, consequentemente, aos contaminantes dissolvidos nesta.
Entretanto, a medida da condutividade hidráulica, em laboratório, é influenciada por diversos
fatores. Tais fatores podem estar associados ao método e variáveis de ensaio, às propriedades
físicas do meio poroso e físicas e químicas do líquido permeante.
2.2.2 – Dispersão Hidrodinâmica
Na prática, no entanto, o soluto tende a se espalhar, afastando-se da trajetória prevista,
quando considerada apenas a advecção. O mecanismo responsável pelo espalhamento do
10
poluente no meio poroso é conhecido como dispersão hidrodinâmica (Bear,1972). Nesse caso,
como resultado do espalhamento, ocorre expansão e diluição da pluma de contaminação.
Embora a massa total do contaminante não varie, a pluma ocupa um volume maior no meio
poroso. A figura 2.1 ilustra o processo de espalhamento causado pela dispersão.
Figura 2.1 - Ilustração do processo de espalhamento causado pela dispersão; fonte instantânea
(adaptado de Vargas, 2001).
A dispersão hidrodinâmica é o aspecto macroscópico dos movimentos das moléculas e
íons dissolvidos através dos poros e dos vários fenômenos físicos e químicos que ocorrem
dentro dos poros (Bear, op. cit.). Esta possui duas componentes: a dispersão mecânica e a
difusão molecular.
A dispersão mecânica é um processo de mistura mecânica que ocorre em função das
variações locais da velocidade de fluxo do fluido dentro do meio poroso (Domenico &
Schwartz, 1990). Com o passar do tempo, uma determinada pluma torna-se, gradativamente,
mais dispersa, à medida que diferentes porções do soluto são transportadas com diferentes
velocidades. Em geral, a causa principal dessas variações de velocidade é a heterogeneidade
do meio. Essas heterogeneidades podem estar associadas à escalas microscópicas e/ou
macroscópicas.
x
advecção pura
advecção com dispersão
Cto t1 t2
plumas de contaminação
11
Numa escala microscópica, a dispersão mecânica resulta de três mecanismos básicos
(Freeze & Cherry, 1979). O primeiro ocorre em canais individuais, devido à rugosidade da
superfície dos poros. Moléculas que são transportadas mais próximas do centro do poro estão
sujeitas à um menor atrito do que as que são transportadas mais próximas do grão e, portanto
movem-se mais rápido (figura 2.2a). O segundo processo é causado pela diferença no
tamanho dos poros ao longo da trajetória de fluxo. Devido às diferenças na área superficial de
contato entre o fluido e a superfície rugosa e na relação entre a rugosidade e o volume de água
percolante, diferentes canais têm diferentes velocidades médias (figura 2.2b). O terceiro
processo dispersivo está relacionado à tortuosidade, ou comprimento da trajetória de fluxo.
Ao longo da trajetória de fluxo algumas moléculas percorrem caminhos menos tortuosos
(mais curtos) do que outras e, portanto movem-se mais rápido (figura 2.2c). Na figura 2.2 são
ilustrados os três mecanismos de mistura mecânica.
atrito em canais individuais dimensão dos canais tortuosidade
(a) (b) (c)
Figura 2.2 - Mecanismos físicos de mistura mecânica em escala microscópica (adaptado de
Bedient, 1994).
alta,lento
baixa,rápido
pequena,rápido
grande,lento
alto,lento
baixo,rápido
12
Além disso, alguns pesquisadores acreditam que heterogeneidades em escala
macroscópica podem causar dispersão adicional àquela causada pelos processos
microscópicos (Freeze & Cherry, op. cit.).
Para ilustrar o significado físico da dispersão, pode ser utilizado o clássico experimento
(ensaio de coluna) esquematizado na figura 2.3a, descrito por Freeze & Cherry (op. cit.).
Nesse experimento, sob regime de fluxo permanente unidimensional, uma solução, contendo
um soluto não reativo a uma concentração inicial C0, é continuamente introduzida na parte
superior de uma coluna contendo uma amostra de solo previamente saturado com água. Para
efeito de ilustração assume-se que a concentração do soluto na coluna antes da sua introdução
é zero. É conveniente expressar a concentração do soluto na coluna em termos de
concentração relativa, definida por C/C0, onde C é a concentração do efluente no tempo t. No
instante inicial, a solução ocupa uma região separada da água por uma interface abrupta
(figura 2.3b), mas, com o passar do tempo, esta se transforma em uma região de transição, na
qual a concentração do soluto varia da concentração inicial da solução (C0) até zero (figura
2.3c).
13
Figura 2.3 – Dispersão longitudinal de um soluto através de uma coluna de solo: (a) coluna
com fluxo permanente e fonte contínua; (b) interface abrupta no instante to; (c)
concentração relativa do soluto no efluente da coluna (adaptado de Freeze &
Cherry, op. cit.).
Assumindo que o transporte do soluto ocorre sem dispersão mecânica ou difusão
molecular, a variação da concentração deste na água dos poros seria representada pelas linhas
pontilhadas da figura 2.3c. No entanto, em situações reais, dispersão mecânica e difusão
molecular ocorrem, causando um espalhamento na curva característica e, conseqüente
detecção do soluto no efluente em um tempo t1 antes da chegada da água, no tempo t2, que se
move com velocidade linear média (v).
Medindo-se a concentração do efluente ao longo do tempo e traçando o resultado em
um gráfico em termos de concentração relativa (C/Co) em função da razão entre o volume
percolado (Vp) e o volume de vazios da amostra (Vv) obtém-se a curva normalizada da figura
x
Efluente com concentração Capós um tempo t
(a)
Fonte contínua com concentraçãoCo após o tempo inicial to C/Co
Tempo
0
1
(b)
to
Tempo
C/Co
0
1
v breakthrough , t2
Efeito da dispersão
Primeira detecção t1
to
(c)
14
2.4. Esta é denominada curva característica do transporte ou, mais freqüentemente, é
utilizado o termo inglês breakthrough curve (Borges, 1996).
Figura 2.4 - Variação da concentração do efluente - “breakthrough curve”.
A partir dessa curva os parâmetros que controlam a dispersão hidrodinâmica e o
retardamento podem ser determinados. Uma metodologia para a obtenção destes parâmetros é
apresentada por da Fontoura et al. (1987).
A dispersão pode ocorrer tanto na direção do fluxo - dispersão longitudinal - como em
direções perpendicular a este - dispersão transversal. Normalmente a primeira é mais
acentuada do que a segunda (Freeze & Cherry, op. cit.).
Nos casos de fluxo não confinado e/ou bi ou tridimensional, que não podem ser
representados pelo esquema simplificado da figura 2.3a, a dispersão transversal deve ser
considerada (Borges, op. cit.). Na figura 2.5 é ilustrado, esquematicamente, a ocorrência do
fenômeno da dispersão para o fluxo horizontal bidimensional, no qual tem-se as duas
componentes – longitudinal e transversal – da dispersão mecânica.
C/Co
Vp/Vv
0
1
breakthrough curve
t1 t2 t3 t4
(a)
Fluxo uniforme
15
Figura 2.5 – Ocorrência da dispersão em um fluxo uniforme bidimensional em uma areia
isotrópica: (a) fonte contínua; (b) fonte instantânea (adaptado de Freeze &
Cherry, op. cit.).
No entanto, para velocidades de fluxo baixas, onde a difusão molecular é o mecanismo
dispersivo dominante, os coeficientes de dispersão longitudinal e transversal são quase iguais
(Freeze & Cherry, op. cit.). Esse fato é ilustrado pelos resultados experimentais mostrados na
figura 2.6.
Figura 2.6 – Coeficientes de dispersão longitudinal e transversal em um arenito (n = 22%)
para várias velocidades de fluxo (Crane & Gardner, 1961 – adaptado de Freeze
& Cherry, op. cit.).
A difusão molecular é o processo no qual os constituintes iônicos e moleculares se
movem sob a influência da energia cinética na direção do gradiente de concentração (Freeze
& Cherry, op. cit.). Uma vez estabelecido o gradiente, as moléculas e íons tendem a se
(b)
Fluxo uniforme
0.00001 0.001 0.1
100
10
0
0.1
Coef
icie
nte
de d
ispe
rsão
D
l x 1
0-7 e
Dt x
10-8
(m2 /s
)
Velocidade (cm/s)
Dt
Dl
16
deslocar das regiões de maior concentração para as de menor, visando equalizar a
concentração em toda a massa do fluido, conforme ilustrado na figura 2.7. O transporte
difusivo ocorre mesmo na ausência de fluxo hidráulico.
Figura 2.7 – Ilustração esquemática da difusão, em água, de cátions e ânions. O equilíbrio é
alcançado quando uma concentração uniforme é atingida (adaptado de Rowe,
1995).
As máximas taxas de migração de solutos por difusão ocorrem em água livre com o
máximo de diluição (Rowe, op. cit.). O coeficiente de difusão em soluções aquosas (Do), para
os principais íons (Na+, K+, Mg+2, Ca+2, Cl-, HCO3-, SO4
-2 ) varia entre 1x10-9 à 2x10-9 m2/s
à 25o C (Robson & Stokes, 1965 - em Freeze & Cherry, op. cit.).
A presença de partículas de solo dificulta o processo de difusão, uma vez que, este
envolve o movimento das espécies de interesse na água presente nos poros, entre essas
partículas, conforme ilustrado na figura 2.8 (Rowe, op. cit.).
Figura 2.8 – Ilustração esquemática da difusão de cátions e ânions através de um solo argiloso
saturado (adaptado de Rowe, 1995).
Difusão em solução aquosa
Con
cent
raçã
o ba
ixa
Con
cent
raçã
o al
ta cátions
ânions
Difusão em solução aquosa através do solo
Con
cent
raçã
o ba
ixa
Con
cent
raçã
o al
ta cátions
ânions
17
Assim, no meio poroso, a difusão é menor do que em soluções livres. Esse fato se deve
a diversos fatores, dentre os quais pode-se citar: tortuosidade das trajetórias de fluxo; pequeno
volume de fluido para o fluxo (porosidade); retenção de íons e moléculas nas superfícies das
partículas (retardamento); biodegradação de solutos orgânicos; ente outros (Rowe, op. cit.).
Nesse caso, utiliza-se o coeficiente de difusão efetivo (D*), definido por (Freeze &
Cherry, op. cit.):
D* = w Do (2.2)
Onde: w = coeficiente empírico; geralmente 0,01 < w < 0,5;
Do = coeficiente de difusão na solução [ L2 T-1]
D* = coeficiente de difusão molecular do soluto no meio [ L2 T-1]
Conforme citado anteriormente, a dispersão hidrodinâmica possui duas componentes: a
dispersão mecânica e a difusão molecular. Assim, a variável que descreve a dispersão
hidrodinâmica (D) pode ser definida como a soma de duas parcelas, que representam a
dispersão mecânica (� v ) e a difusão molecular (D* ), conforme a equação 2.3 (Freeze &
Cherry, op. cit.).
D = � v + D* (2.3)
Onde D = coeficiente de dispersão hidrodinâmica [L2T-1]
� = coeficiente de mistura mecânica ou dispersividade [L];
v = velocidade de percolação do fluido [LT-1]
D* = coeficiente de difusão molecular do soluto no meio [L2T-1]
18
O parâmetro � é uma propriedade característica do meio poroso, enquanto D* é
propriedade da substância e do meio (Freeze & Cherry, 1979; Borges, 1996).
Embora esses dois processos tenham seus efeitos combinados, ambos contribuindo para
a dispersão, há situações em que um deles predomina sobre o outro.
Em situações onde a velocidade de percolação é baixa, a difusão molecular domina o
processo e, nesse caso, o coeficiente de dispersão hidrodinâmica (D) é igual ao coeficiente de
difusão molecular (D*). Por outro lado, se a velocidade for alta, a mistura mecânica passa a
ser o fator mais importante no processo de dispersão, enquanto o efeito da difusão molecular é
desprezado. Nesse caso, o coeficiente de dispersão hidrodinâmica é uma função linear da
velocidade (D = � v).
A figura 2.9 ilustra a relação entre a influência dos dois processos na dispersão
hidrodinâmica. O parâmetro adimensional (v.d / D*), conhecido como o Número de Peclet
(Pe), é usado para avaliar a importância relativa dos dois processos dispersivos. Na expressão
para o Número de Peclet, (d) é a dimensão característica do grão, que depende da distribuição
granulométrica (Freeze & Cherry, op. cit.).
Figura 2.9 – Relação entre o Número de Peclet e a razão entre os coeficientes de dispersão e
difusão molecular em uma areia (Perkins & Johnston, 1963 – adaptado de Freeze
& Cherry, 1979).
v.d / D*
Dispersão mecânica domina
Difusão domina
Condições de transição
100
10
1
0.1
D* = coeficiente de difusão Dl = coeficiente de dispersão v = velocidade linear média
Dl /
D*
19
Em solos finos, que têm baixa condutividade hidráulica e, consequentemente,
velocidades de fluxo comumente baixas, a difusão molecular pode se tornar o principal
mecanismo de contaminação, excedendo até o efeito da advecção (Bear, 1972; Gillham, 1981
– em Borges, 1996).
2.3 – Processos de interação solo-contaminante
Conforme dito anteriormente, a migração de contaminantes em meios porosos é
governada por diversos processos físicos e químicos. No item anterior foram descritos os
processos físicos, que envolvem os fenômenos da advecção e dispersão hidrodinâmica.
No entanto, na maioria das vezes, esses processos sofrem a influência de reações
químicas / bioquímicas, que podem alterar a concentração da solução. Essas reações podem
ocorrer inteiramente na fase líquida ou causar a transferência do soluto desta para a fase sólida
do meio poroso, ou para a fase gasosa, no caso do meio não saturado (Freeze & Cherry, op.
cit.; Borges, op. cit.).
As diversas reações químicas e bioquímicas que podem alterar a concentração do soluto
no fluido percolante podem ser agrupadas em seis categorias: adsorção-dessorção, dissolução-
precipitação, ácido-base, oxidação-redução, complexação e síntese microbiótica. Os
contaminantes radiativos são afetados também pelo decaimento radiativo (Freeze & Cherry,
op. cit.).
Os processos de interação entre solo e poluente que merecem maior atenção são os que
resultam na acumulação deste no solo, pela sua transferência do fluido para a fase sólida, onde
fica retido (Borges, op. cit.). Quando o contaminante está associado à fase sólida, não é sabido
se este foi adsorvido à superfície do sólido, absorvido na estrutura do sólido, precipitado na
superfície do sólido, ou particionado na matéria orgânica (Sposito, 1989 – em USEPA,
1999a). Um termo genérico, usado para descrever a partição de constituintes da fase líquida
20
para a fase sólida e, que não leva em consideração o mecanismo de retenção, é referido como
sorção.
As reações de adsorção-dessorção e precipitação-dissolução se destacam como as de
maior importância na transferência de poluentes entre as fases líquida e sólida do sistema
(Nobre, 1987). Os outros processos podem afetar a disponibilidade dos poluentes para o
processo de transferência e/ou alterar a forma do poluente, aumentando ou diminuindo seus
efeitos de contaminação (Nobre, op. cit.). Assim, no presente trabalho, apenas os processos de
adsorção e precipitação serão discutidos com mais detalhes.
A transferência da massa do soluto, da solução para a matriz sólida do meio poroso,
durante o fluxo, implica na redução da velocidade da frente de contaminação em relação à
velocidade do fluido percolante, resultando em um fenômeno denominado retardamento. Para
ilustrar esse fenômeno, pode-se utilizar o clássico experimento da figura 2.3a descrito
anteriormente.
Nesse caso, assume-se que dois solutos, um reativo e outro não reativo, são introduzidos
instantaneamente na coluna. O soluto não reativo não sofre sorção e, portanto, move-se com a
água percolante. Já o soluto reativo sofre sorção e, portanto, à medida que este é transportado
através do solo, parte de sua massa fica retida na fase sólida. A distribuição dos dois solutos
na coluna pode ser representada, esquematicamente, conforme a figura 2.10.
Figura 2.10 - Avanço dos solutos reativo e não reativo através do meio poroso, (adaptado de
Freeze & Cherry, 1979).
x a b
espécie retardada
espécie não retardada 0
1
Con
cent
raçã
o R
elat
iva
(C/C
o)
x b = v . t x a = v . t / R
21
RV
VC C
v
�
�( . )0 5 0
Embora ambas as frentes de contaminação sofram espalhamento em função da
dispersão, a frente da espécie retardada move-se atrás da não retardada. Isso ocorre, pois a
velocidade da frente de contaminação da espécie retardada é dividida por um fator R. Esse
fator é conhecido como fator de retardamento e, é definido pela razão entre a velocidade do
fluido percolante e a velocidade da frente de contaminação (R = v / vc) (Freeze & Cherry, op.
cit.).
O valor do fator de retardamento pode ser obtido diretamente da curva característica de
transporte, obtida no ensaio de coluna, segundo a expressão abaixo (Nobre, op. cit.):
(2.4)
Onde: V(C=0,5C0) = volume de fluido percolado quando a concentração do soluto no
efluente atinge 50% da concentração inicial;
Vv = volume de vazios da amostra.
O valor do fator de retardamento pode ser obtido diretamente da curva característica de
transporte, obtida no ensaio de coluna, segundo a expressão abaixo (Nobre, op. cit.):
O fator de retardamento é um parâmetro empírico comumente utilizado nos modelos de
transporte de contaminantes para descrever os processos de interação química entre o
contaminante e o solo. Este inclui os processos de adsorção e precipitação, importantes na
transferência de poluentes da fase líquida, na qual estão dissolvidos, para a fase sólida, onde
ficam retidos.
Os diversos mecanismos de transporte e processos de interação química entre o
contaminante e o solo podem ser ilustrados através de curvas características de transporte
(inglês breakthrough curve) típicas, conforme a figura 2.11. Analisando-se a forma de uma
22
determinada curva, é possível identificar os mecanismos de transporte envolvidos e a
existência ou não de processos de interação.
Figura 2.11 – Curvas típicas da concentração efluente expressas em termos de concentração
relativa C/Co (adaptado de Rowe, 1995).
A curva 1 representa o transporte advectivo, uniforme e não disperso. Nesta tem-se que
a concentração efluente é igual a inicial para exatamente um volume de poros (vazios)
percolado (VP). Nesse ponto toda a água do solo é deslocada pelo fluido permeante.
Considerando agora a dispersão, tem-se que, como esta tende a espalhar a frente de
contaminação, alguns compostos químicos podem ser detectados no efluente antes de 1 VP e,
C/Co não atinge a unidade mesmo depois de 1 VP. Tal situação é representada pela curva 2. A
curva 3 representa espécies fortemente retardadas, as quais são totalmente sorvidas até 2 VP
e, então, lentamente estabelecem o equilíbrio. A curva 4 é descrita como retardada, embora
ainda demostre alguma chegada antes de 1 VP. Esse tipo de comportamento normalmente
indica o fluxo através de canais, de espécies altamente reativas que atingem o equilíbrio
através da difusão. Já a curva 5 representa a rápida chegada de espécies não reativas (C/Co =
1.0
0.5 0.4
0.2
2.0 3.0 0.5 1.0 4.0
Volume de vazios percolado (ou tempo)
C/Co
(3)
(5)
(4) (2)
(1)
(6)
23
0.5 para 0.5 VP). Novamente a explicação é o rápido fluxo através de canais, com o equilíbrio
sendo atingido através da difusão das fraturas (macroporos) para os microporos. A curva 6 é
uma típica curva de dessorção, onde o Ca+2 e o Mg+2 são trocados pelo Na+ e o K+ presentes
no lixiviado (Rowe, op. cit.).
2.3.1 - Adsorção
A adsorção é um dos mais importantes processos químicos que ocorrem nos solos. Esta
determina a quantidade de nutrientes, metais, pesticidas, e outros químicos orgânicos que são
retidos nas superfícies dos sólidos, sendo, portanto, um dos principais processos que afeta o
transporte de nutrientes e contaminantes no solos.
O processo de adsorção no solo consiste na adesão de íons e moléculas do fluído na
superfície dos sólidos, especialmente partículas da fração argila, pois estas têm uma carga
elétrica alta, devido à sua grande área superficial (Freeze & Cherry, op. cit.).
A fração argila inclui, além dos argilominerais, que têm estrutura cristalina definida,
consistindo principalmente de silício, alumínio e oxigênio (alumino-silicatos), materiais
inorgânicos não cristalinos (sesquióxidos — óxidos de alumínio e ferro hidratados) e matéria
orgânica (Fetter, 1993 – em Borges, 1996).
A adesão de íons e moléculas na superfície dos sólidos ocorre, basicamente, em função
de forças de atração, decorrentes de cargas desequilibradas nas superfícies. As partículas de
argila, devido à imperfeições ou substituições isomórficas de íons na rede cristalina e ao
rompimento de ligações em suas estruturas moleculares, possuem, em geral, cargas negativas
em suas faces (Grim, 1968 – em Elbachá, 1989; Freeze & Cherry, op. cit.).
Essas cargas são equilibradas por cátions hidratados que aderem às superfícies e às
extremidades das partículas, formando a chamada camada dupla que envolve a partícula de
24
argila. Na figura 2.12 tem-se uma ilustração da partícula de argila carregada negativamente e
da camada dupla.
Figura 2.12 - Ilustração da partícula de argila carregada negativamente e da camada dupla.
A quantidade de cátions necessários à neutralização das partículas é denominada
capacidade de troca catiônica (CTC). A CTC é uma propriedade do mineral, sendo utilizada
para avaliar a capacidade do solo em reter e trocar cátions. Na tabela 2.1 estão relacionados os
valores de superfície específica e capacidade de troca catiônica dos principais componentes
das frações argila, silte e areia dos solos.
Tabela 2.1 - Superfície específica e capacidade de troca catiônica dos principais componentes
das frações argila, silte e areia dos solos.
Mineral ou partícula Superfície específica
(m2/g)
CTC
(cmol/Kg ou meq/100g)
Caulinita 10 – 20 3 – 15
Ilita 70 – 120 10 – 40
Clorita 79 – 150 10 – 40
Vermiculita 300 – 500 100 – 150
Esmectita 700 – 800 60 – 150
Silte < 1 Muito pequena
Areia fina < 0,1 Muito pequena
Areia grossa < 0,01 Muito pequena
FONTE: valores compilados por Russell (1973) e Bohn et al. (1979) para superfície específica; Grim
(1968) para CTC.
camada dupla
partícula de argila carregada negativamente
25
Normalmente, o principal mecanismo de retenção de íons dissolvidos é a troca iônica –
processo reversível pelo qual íons previamente retidos na fase sólida são substituídos por
outros que tenham maior afinidade com o mineral, compensando a carga desequilibrada na
superfície das partículas. Como a carga líquida das superfícies é usualmente negativa, os íons
atraídos às superfícies são cátions (Freeze & Cherry, op. cit.).
Em função do processo de troca iônica, a camada dupla, que envolve a partícula de
argila, está sujeita a processos de expansão e contração, alterando a condutividade hidráulica
do solo. Talvez o fator mais importante na interação argila-percolado seja o processo de
expansão e contração da camada dupla. Uma contração da camada dupla, a um índice de
vazios constante (conhecida como floculação), causa um aumento nos espaços livres. Tal fato
pode acarretar no aumento da condutividade hidráulica e, possivelmente, no coeficiente de
difusão. Por outro lado, uma modificação química que cause uma expansão (dispersão) da
camada dupla, pode eliminar a maior parte dos espaços livres, reduzindo a condutividade
hidráulica (Rowe, op. cit.). A figura 2.13 ilustra os efeitos da floculação e dispersão nos
espaços livres, a um índice de vazios constante.
(a) (b) (c)
Figura 2.13 – Ilustração do efeito da floculação e dispersão nos espaços vazios: (a) floculada
(contração); (b) normal – referência ao lado; (c) dispersa (expansão) (adaptado
de Rowe, 1995).
Camada dupla
Espaço vazio
Partículas de argila
26
A preferência de troca catiônica é função da valência e do raio hidratado do cátion, de
forma que, normalmente, cátions de maior valência são adsorvidos preferencialmente e, para a
mesma valência, cátions de menor raio tendem a substituir os de maior raio. Entretanto, no
caso de soluções com alta concentração de determinado cátion, este pode substituir um outro
de maior preferência (Freeze & Cherry, op. cit.).
Assim, considerando o exemplo de um aterro sanitário, no qual o nível de Na+ no
chorume gerado é suficientemente alto, tem-se que o Ca+2 e o Mg+2, presentes nas argilas
naturais dos liners, podem ser substituídos por este (Na+), durante a advecção e difusão.
Como são necessários dois íons de Na+ para trocar um de Ca+2, tal reação deve expandir a
camada dupla, ocasionando uma diminuição da condutividade hidráulica. Por outro lado, em
situações onde um cátion bivalente é trocado preferencialmente por um monovalente, há uma
contração da camada dupla e, possivelmente, um aumento na condutividade hidráulica (Rowe,
op. cit.).
Na tabela 2.2 são apresentados alguns dados sobre preferências de trocas catiônicas,
segundo Mitchell (1976) e Triegel (1980).
Tabela 2.2 – Preferências de trocas catiônicas (Elbachá, 1989).
Série típica (Mitchell, 1976)
Na+ < Li+ < K+ < Rb+ < Cs+ < Mg+2 < Ca+2 < Ba+2 < Cu+2 < Al+3 < Fe+3 < Th+4
Série de preferência em função do argilomineral para cátions bivalentes (Triegel, 1980)
Caulinita Cd+2 < Zn+2 < Mg+2 < Cu+2 < Ca+2 < Pb+2
Ilita Mg+2 < Cd+2 < Ca+2 < Zn+2 < Cu+2 < Pb+2
Esmectita Zn+2 < Cd+2 < Mg+2 < Cu+2 < Pb+2 < Ca+2
Assim como os componentes inorgânicos do solo, a matéria orgânica presente neste
exerce um importante papel na retenção de cátions. Segundo Stevenson (1985), citado em de
27
Paula et al. (1999), cerca de 25 a 90% da CTC dos solos de superfície pode ser atribuída à
matéria orgânica. De acordo com Sparks (1995), esta apresenta uma elevada superfície
específica – 800 a 900m2/g – e CTC em torno de 150 a 300cmol/Kg ou meq/100g. Tal fato
justifica a atribuição da maior parte da CTC dos solos à matéria orgânica, já que, segundo a
tabela 2.2, o maior valor de CTC para os argilominerais é 150cmol/Kg.
O teor de matéria orgânica, nos solos superficiais, está entre 0,5 a 5% (em peso),
enquanto que, para solos orgânicos, este valor pode atingir 100% . Mesmo em solos arenosos,
nos quais o teor de matéria orgânica geralmente é menor que 1%, esta exerce influencia
significativa nas reações químicas que ocorrem no solo (Sparks, op. cit.).
O processo de troca iônica e, consequentemente, a adsorção, são influenciados pelo
pH da solução. Para soluções ácidas (pH menor que 7) tem-se uma alta concentração do íon
H+, que é mais resistente à substituição por outros cátions, resultando em uma menor troca
catiônica em relação a soluções alcalinas (pH maior que 7) (Voyutsky, 1978; LaGrega et al.,
1994 – em Borges, op. cit.).
A adsorção de uma substância a partir de uma solução sempre envolve competição
com o solvente e com outras substâncias presentes na solução pelas regiões de adsorção
(Shaw, 1992 – em Borges, op. cit.).
A quantidade de soluto adsorvida pelos sólidos é comumente uma função da sua
concentração na solução (Freeze & Cherry, op. cit.).
2.3.2 - Precipitação
A precipitação é o processo através do qual as espécies dissolvidas são desprendidas
da solução. O processo só ocorre quando condições de supersaturação existem, ou seja, a
concentração do soluto na solução é relativamente alta, de forma que seu grau de solubilidade
é excedido (Sparks, op. cit.).
28
A precipitação está diretamente relacionada com a solubilidade da substância no
fluido, sendo o processo inverso da dissolução. Quando a concentração da substância na
solução excede seu grau de solubilidade ocorre a precipitação. Por outro lado, se a
concentração chegar a valores menores que o grau de solubilidade, pode ocorrer dissolução da
substância precipitada. Daí, a precipitação depender fundamentalmente da concentração do
poluente e de outras substâncias na solução (Borges, op. cit.)
A precipitação também pode ocorrer quando o produto de uma determinada reação
química é uma substância menos solúvel do que a original, tal como ocorre em reações de
oxidação (LaGrega et al., 1994 – em Borges, op. cit.).
Outro importante mecanismo de precipitação é a neutralização, que é resultado de
reações de ácido-base. O composto formado nestas reações freqüentemente tem baixo
coeficiente de solubilidade (Nobre, 1987 – em Borges, op. cit.).
A precipitação é particularmente importante em relação ao comportamento de metais
pesados, tais como níquel e chumbo (USEPA, 1999a). Esta depende do pH – a maioria dos
metais precipita como hidróxidos em meios alcalinos (LaGrega et al., 1994 – em Borges, op.
cit.).
2.3.3 – Quantificação da sorção
A sorção é, geralmente, quantificada através da função de distribuição (kf), que é uma
medida da partição do contaminante entre as fases sólida e líquida do sistema. Existem muitas
teorias e equações para descrever o processo de sorção. Muitas destas equações são
essencialmente empíricas e desenvolvidas de forma a melhor ajustar os dados experimentais à
expressões matemáticas (Elbachá, op. cit.). Algumas dessas equações serão abordadas no item
2.4.
29
O modelo linear é o método mais comum para quantificar as interações químicas entre
os contaminantes dissolvidos e o solo na modelagem de transporte de contaminantes. Neste
tem-se a hipótese de que a sorção do contaminante de interesse independe de sua
concentração na fase líquida. Nesse caso, o parâmetro que quantifica a sorção é o coeficiente
de distribuição (kd), que é definido pela razão entre a concentração do contaminante associado
ao sólido e a concentração do mesmo na fase líquida, quando o sistema está em equilíbrio
(USEPA, 1999a).
O coeficiente de distribuição, kd, é um dos parâmetros mais importantes usado para
estimar a migração de contaminantes presentes em soluções aquosas em contato com sólidos
(USEPA, 1999a). Sua influência na migração de contaminantes pode ser ilustrada através da
figura 2.14.
(a)
(b)
Figura 2.14 – Influência do parâmetro Kd na migração de contaminantes: (a) Kd = 1mL/g;
(b) Kd = 10 mL/g (adaptado de USEPA, 1999a).
Fonte contínua de contaminação
C/Co = 0.1
C/Co = 0.9
C/Co = 0.3
Fluxo permanente
Caso I : Kd = 1 mL/g
Fluxo permanente Fonte contínua de contaminação
C/Co = 0.1
Caso II : Kd = 10 mL/g
30
Em (a), onde o coeficiente de distribuição assume um valor baixo, tem-se um maior
avanço da pluma de contaminação, indicando uma baixa ocorrência de processos de interação
química entre o solo e o contaminante e, consequentemente, baixa retenção deste pelo solo. Já
na situação (b), para um valor de Kd dez vezes maior, grande parte da massa do contaminante
fica retida na fase sólida do meio, fazendo com que a pluma atinja apenas regiões próximas à
fonte. Nesse caso, observa-se o efeito do retardamento na mobilidade do contaminante,
causado por reações de sorção.
O coeficiente de partição é uma medida empírica que pretende levar em conta os vários
mecanismos físicos e químicos de retardamento que são influenciados por inúmeras variáveis.
Seu valor é normalmente obtido através de experimentos em laboratório, tais como os ensaios
de equilíbrio em lote e ensaios de coluna (USEPA, 1992). Na sua determinação, através destes
ensaios, não se sabe(m) o(s) mecanismo(s) de sorção ocorrido(s).
Em função de sua simplicidade , o ensaio de equilíbrio em lote tem sido frequentemente
usado nos estudos em laboratório para avaliar a capacidade dos solos de remover constituintes
químicos da solução, sendo este o método mais comum para se obter o valor do coeficiente de
distribuição (USEPA, 1992).
O ensaio consiste em misturar uma determinada massa de solo com uma solução,
contendo o contaminante a uma concentração inicial conhecida, e, após um determinado
período de agitação (suficiente para que o equilíbrio seja atingido), realizar a separação entre
as fases sólida e líquida. Em seguida, após a separação, a solução é analisada quimicamente
para determinação da variação da concentração do soluto. A quantidade de soluto sorvido
pelo solo é assumido como sendo a diferença entre a concentração inicial (antes do contato
com o solo) e a concentração do soluto depois do período de agitação, embora não seja
possível separar a quantidade da massa adsorvida da precipitada.
31
Normalmente é realizada uma série de ensaios, variando-se apenas a concentração
inicial da substância na solução. Os resultados desses ensaios são, então, expressos em
gráficos que relacionam a massa sorvida por unidade de massa de sólidos secos (Cs) e a
concentração do soluto na solução (Ce), após o equilíbrio, conforme ilustrado na figura 2.15.
Como a sorção normalmente se processa a temperatura constante, as curvas obtidas e suas
expressões matemáticas equivalentes são chamadas isotermas de sorção (Freeze & Cherry,
op. cit.).
Ce = concentração de equilíbrio da substância em solução
Cs = concentração de equilíbrio sorvida pelo solo
Kf = função de distribuição da substância entre as fases sorvida e dissolvida
Figura 2.15 – Isoterma de sorção.
Embora a obtenção do parâmetro de sorção através do ensaio de equilíbrio em lote seja
relativamente simples, muitos parâmetros experimentais podem influenciar a sorção de um
dado constituinte. Os procedimentos de ensaio utilizados variam consideravelmente entre si,
levando, algumas vezes, a resultados diferentes, mesmo quando o mesmo solo, soluto e
concentrações são estudadas. Os únicos procedimentos de ensaio padronizados desenvolvidos
para uso rotineiro são o da USEPA (1992) e o da ASTM D-18, D-34 e E-47 (USEPA, 1992).
Ce
Cs Kf
32
Para solutos inorgânicos, esse parâmetros incluem tempo de contato entre o solo e a
solução, temperatura, método de agitação, razão solo:solução, umidade do solo, pH da
solução, método de separação, fração de solo utilizada, e a composição e concentração de
outros constituintes dissolvidos na solução (USEPA, 1992).
É importante se ter em mente que, para determinar o potencial de sorção de um solo
para uma dada substância, estudam-se as características de sorção sob condições específicas.
No caso do estudo da capacidade de retenção do solo, é conveniente a reprodução das
condições reais do problema, principalmente no que se refere às características da solução
utilizada para representar o fluido percolante no campo, uma vez que, a presença de outras
substâncias pode afetar a sorção da substância.
2.3.4 – Interações solo-chumbo
Em função do elemento utilizado nos ensaios de transporte, realizados no presente
trabalho, ter sido o chumbo, é feita uma breve revisão da geoquímica do chumbo, no que se
refere ao transporte deste no solo, com ênfase ao fatores que afetam os processos de adsorção
e precipitação. Essa revisão foi feita com base nas diversas informações compiladas em
USEPA (1999b).
O chumbo é um metal pesado que apresenta três estados de valência: 0, +2 e +4, sendo
que, o mais comumente encontrado no ambiente é a forma bivalente (Pb+2). Estudos
extensivos da biogeoquímica do chumbo tem sido conduzidos em função dos seus efeitos
adversos no organismo (Hammond, 1977).
Chumbo dissolvido em sistemas naturais pode existir na forma iônica livre e também
formando complexos. O chumbo é conhecido por formar complexos com ligantes inorgânicos
tais como carbonatos, cloretos, fluoretos, nitratos e sulfatos. Estudos mostram que, sob
condições de baixo pH (<6), a forma iônica livre Pb+2 é a forma dominante. Na faixa de pH
33
entre 6,5 a 7,5, as principais formas que o chumbo se encontra é a iônica Pb+2 e o complexo
aquoso PbCO3. Para valores de pH entre 7 e 9 a forma complexada de carbonato PbCO3(aq)
domina. A especiação do chumbo tem uma ação direta na dissolução/precipitação das fases
sólidas do chumbo e nas reações de adsorção/dessorção.
É sabido que o chumbo adsorve nas superfícies dos constituintes do solo, tais como
argila, óxidos, hidróxidos e matéria orgânica. Dados de adsorção mostram que este tem uma
elevada afinidade para adsorção em solos, quando comparado com metais de transição (ex:
cobalto, níquel, cobre e zinco) (McLean & Bledsoe, 1992). Estudos da adsorção de chumbo
em solos indicam que esta é fortemente influenciada pelo pH e valores de CTC dos solos
(Zimdahl & Hassett, 1977). Em geral, propriedades que afetam a CTC dos solos, tais como
teor de matéria orgânica, teor de argila, e superfície específica, tem maior efeito sobre a
adsorção de chumbo do que o pH do solo.
A adsorção do chumbo é afetada por diversos fatores, tais como tipo e propriedades do
substrato, pH, concentrações de chumbo, tipo e concentrações de outros cátions, além do tipo
e concentração dos ligantes presentes na solução. Espécies de chumbo catiônica,
especialmente Pb+2, são mais comumente adsorvidos do que complexos aniônicos.
Reações de troca iônica de chumbo nos diversos argilominerais, tais como
montmorilonita, Caulinita, ilita e vermiculita, tem sido estudadas por vários pesquisadores.
Esses estudos mostraram que o chumbo é preferencialmente adsorvido por troca em argilas,
substituindo cálcio (Ca+2) e potássio (K+) (Bittel & Miller, 1974; Overstreet &
Krishnamurthy, 1950). Estudos conduzidos por Lagerwerff & BRower (1973) em solos
montmoriloníticos, cauliníticos e ilíticos confirmaram que o chumbo troca preferencialmente
por cálcio. A vermiculita é também conhecida por exibir uma elevada afinidade com o
chumbo (Rickard & Nriagu, 1978). Baseados em vários estudos esses autores também
concluíram que acima do pH neutro (básico), reações de precipitação podem controlar as
34
concentrações de chumbo na solução mais do que reações de troca iônica e adsorção,
envolvendo as superfícies dos argilominerais.
Dados experimentais mostraram que apenas íons de hidrogênio e alumínio são capazes
de substituir o chumbo nas superfícies dos argilominerais (Lagerwerff & BRower, 1974;
Zimdahl & Hassett, op. cit.).
Os argilominerais também diferem na sua preferência de troca por chumbo. Bittel e
Miller (1974) mostraram que essa preferência varia na seguinte sequência: caulinita > ilita >
montmorilonita. Esses estudos também mostraram que, em condições de pH neutro a básico,
o chumbo pode preferencialmente substituir o cálcio, potássio e cádmio, enquanto que, em
situações de baixo pH (ambientes ácidos), o chumbo seria substituído por íons de hidrogênio e
alumínio.
Estudos da adsorção de chumbo nos óxidos e hidróxidos mostraram que as propriedades
dos substratos, tal como superfície específica, controlam o grau de adsorção (Rickard &
Nriagu, op. cit.). Dados experimentais de Forbes et al. (1976) mostraram que a goetita
(FeOOH) tem maior afinidade para adsorver chumbo do que zinco, cobalto e cádmio.
Minerais de óxido de manganês também adsorvem íons de chumbo (Rickard & Nriagu, op.
cit.).
Rickard & Nriagu (1978) sugerem que os óxidos e hidróxidos apresentam uma alta
afinidade para adsorver chumbo em suas superfícies, sendo o processo pouco reversível. No
entanto, segundo os autores, nenhuma correlação foi estabelecida entre o tipo e teor de óxidos
no solo e as características de adsorção destes.
Vários estudos tem confirmado que muitos materiais orgânicos, naturais e sintéticos,
adsorvem chumbo. Dados mostrando correlações entre concentrações de matéria orgânica e
chumbo nos solos indicam que, a matéria orgânica presente nos solos tem uma maior
afinidade para adsorver chumbo do que os argilominerais.
35
A partir de estudos do coeficiente de distribuição (Kd) para o chumbo, concluiu-se que
este pode precipitar nos solos se sua concentração exceder aproximadamente 4mg/L e
0,2mg/L, para valores de pH igual a 4 e 8, respectivamente. Portanto, em experimentos nos
quais a concentração de chumbo excede esses valores, os valores de Kd obtidos podem refletir
reações de precipitação ao invés de reações de adsorção.
Observou-se também, que constituintes aniônicos, tais como fosfatos, cloretos e
carbonatos, influenciam as reações entre o chumbo e o solo tanto pela precipitação de
minerais de solubilidade limitada, quanto pela redução da adsorção, através da formação de
complexos (Rickard & Nriagu, op. cit.).
Em geral, para a faixa de pH dos solos (de 4 a 11), a adsorção de chumbo aumenta,
assim como a precipitação, com o aumento do pH (Bittel & Miller, op. cit.; Griffin & Shimp,
1976; Zimdahl & Hassett, op. cit.). Griffin e Shimp (1976) sugeriram que tal fato poderia ser
atribuído à formação de precipitados de carbonato de chumbo.
A matéria orgânica sólida presente nos solos, tal como material húmico – substâncias de
alto peso molecular, coloração marrom a preta, formadas por reações secundárias (Sparks, op.
cit.) – adsorvem chumbo (Rickard & Nriagu, op. cit.; Zimdahl & Hasset, op. cit.).
Adicionalmente, a matéria orgânica solúvel, tal como ácidos fúlvidos e amino ácidos, reagem
com o chumbo solúvel, afetando sua adsorção (Rickard & Nriagru, op. cit.). Correlações entre
o teor de matéria orgânica nos solos e seu efeito na adsorção de chumbo foram estabelecidas
por Gerritse et al. (1982) e Soldatini et al. (1976). Em geral, o aumento do teor de matéria
orgânica nos solos também causa um aumento na adsorção do chumbo.
2.4 – Fatores que influenciam o transporte de contaminantes
O transporte de contaminantes no solo é influenciado por diversos fatores, que podem
estar associados ao meio poroso, ao contaminante e ao ambiente. Dentre estes pode-se
36
destacar alguns fatores, tais como: tipo de solo, atividade, mineralogia, capacidade de troca
catiônica, tipo de cátions adsorvidos, velocidade de percolação, teor de matéria orgânica; tipo
e concentração do contaminante, presença de outras substâncias e pH da solução; condições
hidrogeológicas, temperatura e microorganismos presentes.
No presente trabalho serão abordados alguns desses fatores, sendo que, para melhor
compreender como estes afetam o transporte de contaminantes, será discutido a influência dos
mesmos nos parâmetros de transporte. Muitos dos fatores interferem nos processos de
transferência de massa da fase líquida para a sólida – reações de adsorção e precipitação –
sendo, portanto, o fator de retardamento um dos parâmetros mais afetados.
O fator de retardamento, que é usado para avaliar a capacidade de retenção do solo, é
uma característica do solo em relação à determinada substância (Borges, op. cit.). Dessa
forma, o mesmo contaminante pode apresentar uma maior ou menor mobilidade a depender
do tipo de solo. Solos mais ativos apresentam maior capacidade de interação e retenção de
substâncias e, portanto, o retardamento é maior nestes.
Os solos utilizados para reter soluções contaminadas caracterizam-se por serem solos
argilosos com baixa condutividade hidráulica. A mineralogia das argilas é um fator
importante influenciando o transporte de contaminantes, uma vez que, as propriedades típicas
das argilas são função basicamente dos argilominerais. As diversas espécies de argilominerais
influenciam, diferentemente, o comportamento dos solos, no que diz respeito à capacidade de
adsorção, atividade e condutividade hidráulica. As espécies de argilominerais que determinam
os extremos das propriedades dos solos são a caulinita e a montmorilonita. Assim, solos com
predominância de caulinita possuem menor capacidade de troca catiônica, menor atividade e
maior condutividade hidráulica do que solos com montmorilonita (Elbachá, op. cit.).
37
A variação do pH da solução pode ter diversos efeitos no transporte de contaminantes,
dentre os quais pode-se citar: a alteração da capacidade de troca catiônica e a precipitação de
compostos, além da dissolução de componentes do solo (Borges, op. cit.).
Geralmente a capacidade de troca catiônica diminui com a diminuição do pH da
solução do meio. Tal fato pode ser atribuído à alta concentração do íon H+, que é mais
resistente à substituição por outros cátions.
Como a troca iônica é, em geral, o principal mecanismo de adsorção, é natural que a
capacidade de adsorção dos solos seja também influenciada pelo pH da solução do meio.
Normalmente, a adsorção de cátions inorgânicos aumenta com o aumento do pH. Em estudos
realizados por Griffin & Shimp (1976), a quantidade de chumbo removida do chorume de um
aterro aumento, pelo solo, aumentou com o aumento do pH. A baixa capacidade de adsorção
para valores de pH baixos foi atribuída ao aumento da competição pelos íons H+ e Al+3,
resultantes da dissolução da argila USEPA (1999b).
Ao contrário do que ocorre com os cátions, a adsorção de ânions é geralmente
estimulada em ambientes ácidos. Para valores de pH maiores que oito, a capacidade de troca
catiônica é consideravelmente maior, enquanto que, para valores abaixo de quatro, a troca
aniônica pode ser significante (Bonaparte, 1982 – em Elbachá, op. cit.).
As reações de precipitação são também fortemente influenciadas pelo pH. Quando
soluções ácidas entram em contato com o solo, reações de neutralização (reações de ácido-
base) tendem a ocorrer, de forma que o composto formado freqüentemente possui baixa
solubilidade, tendendo a precipitar (Shepard & Cherry, 1980 – em Elbachá, op. cit.). Segundo
LaGrega et al. (1994) a maioria dos metais precipita como hidróxidos em meios alcalinos
(Borges, op. cit.).
Outro fator importante a ser considerado é a velocidade de percolação. Valores
elevados de velocidade implicam na redução do retardamento, já que, o tempo disponível para
38
que as interações entre o solo e o soluto ocorram é menor. Caso a velocidade de percolação
seja suficientemente alta para que não ocorra transferência do soluto para os sólidos, o
transporte pode, inclusive, ocorrer sem retardamento. Por outro lado, o retardamento é
máximo em situações de velocidade nula. A velocidade de percolação, inclusive, é
determinante para caracterização dos mecanismos de transporte envolvidos.
A variação da temperatura pode ter três efeitos básicos na retenção de substâncias:
alterar a permeabilidade do solo, alterar a velocidade dos processos de transferência e
propiciar a ocorrência de reações que não se processam à temperatura ambiente. A alteração
da permeabilidade está associada basicamente à alterações das características do fluido
permeante – viscosidade e peso específico – já que, as variáveis do solo não são afetadas por
variações de temperatura. O valor do peso específico para a água pode ser considerado
constante com a temperatura, enquanto que a viscosidade decresce com o aumento da
temperatura. Como o decréscimo da viscosidade implica no aumento da permeabilidade e,
consequentemente, da velocidade de percolação, tem-se que o retardamento é menor para
temperaturas elevadas (Elbachá, op. cit.).
De maneira geral, o fator de retardamento tende a aumentar à medida que diminui a
concentração inicial da substância (de Campos & Elbachá,1991).
2.5 - Descrição matemática do transporte de contaminantes
O transporte de contaminantes pode ser descrito matematicamente através de equações
diferenciais desenvolvidas a partir da lei da conservação de massa. Para tal é conveniente
considerar o fluxo do soluto através de um volume elementar de solo (figura 2.16) e, analisar
a variação da concentração do soluto na solução percolante. A equação do transporte é obtida,
então, a partir do balanço de massa, tal como representado na figura 2.17:
39
Figura 2.16 – Balanço de massa em um volume elementar de solo no espaço (Freeze &
Cherry, op. cit.).
Figura 2.17 - Lei da conservação de massa para o volume elementar de solo (Freeze &
Cherry, op. cit.).
Os processos físicos que controlam o fluxo do soluto para dentro e para fora do volume
elementar são a advecção e a 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, op. cit.).
A equação do transporte advectivo – dispersivo, a ser deduzida a seguir, se aplica ao
caso particular de solo 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.
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
+
dz
dx
dy
Fy + �Fy dy �y
Fx + �Fx dx �x
Fz + �Fz dz �z
Fx
Fz Fy
z
x
y
Mi
F = massa de soluto por unidade de área por unidade de tempo
40
dAxCnDM xsoluto
�
����
dAvCnM xsoluto ��� 23
LTL
LM
TM
���
23
2
LLL
MTL
TM
�
�
��
xCnDvnCF xxx�
�����
3
2
32 LM
TLL
TL
LM
TLM
���� � �7.2
A concentração do soluto (C) é definida como a massa do soluto por unidade de volume
da solução. Considerando o meio poroso saturado, o volume da solução coincide com o
volume de vazios do meio (Vv). Dessa forma, a massa de soluto por unidade de volume do
meio (V) é dada por nC, onde n é a porosidade efetiva do meio (n = Vv / V).
A massa de soluto transportada na direção x, por unidade de tempo, segundo estes
mecanismos (advecção e dispersão hidrodinâmica), pode ser representada como (Freeze &
Cherry, op. cit.):
(Advecção) (2.5)
(Dispersão) (2.6)
Onde vx = velocidade média do fluido percolante na direção x [LT-1]
dA = área transversal do elemento de solo [L2]
n .C = massa de soluto por unidade de volume do meio [ML-3]
Dx = coeficiente de dispersão hidrodinâmica na direção x [L2T-1]
Assumindo que Fx representa a massa de soluto por unidade de área (transversal),
transportada na direção x, por unidade de tempo, então, considerando ambos os termos
advectivo e dispersivo:
O sinal negativo antes do termo dispersivo indica que o contaminante se move em
direção à zona de menor concentração.
Como o meio é considerado homogêneo, a porosidade é assumida constante, i.e., �nC /
�t = n �C / �t.
41
zyxSE ddFM � � �8.2
zyxx
xSS ddxdF
FM ��
���
�
�
�� � �9.2
zyxx
zyxzyxx
xi dddx
FddFdd
xdF
FM�
����
�
���
�
��� � �10.2
� �zyxi ddd
tCnV
tnCM
�
���
�
��� � �11.2
� �12.2
Assim, a massa total de soluto, por unidade de tempo, que entra (MSE) e a que sai (MSS)
do elemento da figura 2.16, na direção x, podem ser representadas pelas expressões abaixo:
Onde, o termo da derivada parcial indica a variação da massa do soluto na direção x.
A variação da massa do soluto no interior do elemento (Mi), segundo a lei da
conservação de massa, é dada pela diferença entre a massa que sai (2.9) e a que entra (2.8) do
elemento, conforme esquematizado na figura 2.17. A parcela que representa o ganho ou a
perda de massa do soluto devido à reações é desprezada, pois, inicialmente, o soluto foi
considerado não reativo. Dessa forma, tem-se:
Por outro lado, a variação da massa do soluto, por unidade de tempo, no interior do
elemento pode ser representada, em termos da concentração, por:
Finalmente, com (2.10) e (2.11), obtém-se a expressão completa, derivada da lei da
conservação de massa, para o fluxo unidimensional:
tCn
xFx
�
���
�
�
42
� �tCCv
xxCD
x xx�
��
�
���
�
���
�
�
�
�� �13.2
tC
xCv
xCD xx
�
��
�
��
�
�
2
2� �14.2
Substituindo (2.7) em (2.12) e cancelando n em ambos os lados tem-se:
Assim, a equação que descreve o transporte de solutos por estes mecanismos, em meio
poroso saturado, para o caso unidimensional, é a equação da advecção – dispersão 2.14.
Como solução dessa equação tem-se a concentração (C) no espaço e no tempo; C(x, t) (Freeze
& Cherry, op. cit.).
Existem inúmeras soluções analíticas para as formas mais simples da equação do
transporte. No entanto, na maioria das situações de campo, análises bi ou tridimensional são
necessárias, além de, as velocidades não serem uniformes e as dispersividades variarem no
espaço. Para essas condições métodos numéricos devem ser utilizados para obter-se a solução
(Freeze & Cherry, op. cit.).
Para o caso representado na figura 2.3, que esquematiza o ensaio de coluna (fluxo
permanente, unidimensional), as condições de contorno são descritas matematicamente como:
C(x,0) = 0 para x � 0
C(0,t) = C0 para t � 0 (2.15)
C(�,t) = 0 para t � 0
Para essas condições de contorno, a solução da equação 2.14 para um solo saturado
homogêneo é:
43
� �a16.2
� �b16.2
tC
tS
nxCv
xCD b
xx�
��
�
��
�
��
�
� �
2
2� �a17.2
Onde: erfc = função erro complementar, que é tabelada (vide apêndice A) (Freeze &
Cherry, op. cit.).
Em situações onde a dispersividade do meio ou a trajetória de fluxo ou o tempo são
grandes, o segundo termo entre colchetes é desprezado (Freeze & Cherry, op. cit.). Nesse
caso, utiliza-se a solução simplificada:
Se o soluto for considerado reativo, o efeito do retardamento no transporte deste deve
ser considerado e, o balanço de massa, esquematizado na figura 2.14, deve incluir a parcela
que representa o ganho ou a perda de massa do soluto devido à reações químicas /
bioquímicas. Nesse caso, a equação do transporte, incluindo o efeito dos processos de sorção,
passa a ser expressa pela equação 2.17a (Freeze & Cherry, op. cit.):
Onde �b = massa específica seca do meio poroso [ML-3];
S = massa de substância sorvida (ou dessorvida) na parte sólida do meio
poroso por unidade de massa de sólidos (S ou Cs).
O primeiro termo da equação 2.17a é referente à parcela dispersiva do transporte,
enquanto o segundo à parcela advectiva. O termo �S/�t representa a taxa de sorção do soluto
C
Cerfc
x v t
D t
v
Derfc
x v t
D tl l l0
1
2 2 2�
��
�
��
�
�
��
�
�
��
�
�
��
�
�
��
�
�
��
�
��
�
��
exp
C
Cerfc
x v t
D tl0
1
2 2�
��
�
��
�
�
��
44
tC
CS
tS
�
�
�
��
�
�
tC
CS
ntS
nbb
�
�
�
��
�
� ��
� �b17.2
� �c17.2
� �CRtC
xCv
xCD xx
�
��
�
��
�
�
2
2� �18.2
tC
xCv
xCD xx
�
��
�
��
�
� '2
2' � �19.2
e, (�d/n)(�S/�t) a mudança da concentração deste no fluido, causada pela sorção (Freeze &
Cherry, op. cit.; Borges, op. cit.).
A quantidade do soluto que é sorvido pelos sólidos é, comumente, função da sua
concentração na solução, S = f (C). Assim (Freeze & Cherry, op. cit.):
Onde �S/�C representa a distribuição do poluente entre a solução e os sólidos. Esta é
quantificada através do parâmetro Kf – função de distribuição da substância entre as fases
sorvida e dissolvida.
Dessa forma, pode-se rescrever a equação (2.17a):
Onde, R (C) = função retardamento; R (C) = 1 + (�b/n) Kf
Uma outra forma de se expressar a equação do transporte, incluindo o efeito dos
processos de sorção, é indicada na equação (2.19) (Elbachá, op. cit.):
Onde: Dx’ = dispersão aparente; Dx’ = Dx / R [ L2 T-1 ];
vx’ = velocidade de percolação aparente; vx’ = vx / R [ L T-1 ];
R = fator de retardamento; obtido diretamente da curva característica de
transporte, obtida no ensaio de coluna.
45
� � ��
�
�
��
�
� ��
21'
'
221
tD
tvxerfc
CC
x
x
o
� �a20.2
�����
�
�
�����
�
��
�
RVV
LvD
RVV
erfcCC
v
o
v
o
o
'
'
2
1
21 � �b20.2
Assim, a solução simplificada da equação (2.19) assume a mesma forma da equação
(3.16b), porém, no lugar dos parâmetros Dx e vx, tem-se Dx’ e vx’ , respectivamente.
Para uma melhor interpretação dos resultados dos ensaios de coluna, Nobre (1987)
sugere expressar a equação (2.20a) em termos de volume de vazios, conforme a equação
(2.20b):
Onde: Vo = volume total percolado na amostra até o tempo t [ L3 ]
Vv = volume de vazios da amostra [ L3 ]
L = altura da amostra [ L ]
A função de distribuição Kf, da equação 2.18, pode ser expressa de várias formas, sendo
o uso de isotermas de sorção um dos métodos mais usados (Elbachá, op. cit). As isotermas,
conforme descrito no item 2.3.1, são curvas obtidas nos ensaios de equilíbrio em lote.
Diversas equações foram desenvolvidas a fim de melhor ajustar a curva obtida
experimentalmente em cada caso. As mais freqüentemente utilizadas são as de Freundlich e
Langmuir (Elbachá, op. cit.).
Na isoterma de Freundlich os resultados do ensaio de equilíbrio em lote são plotados
em um gráfico de escala logarítmica dupla. Nesse caso, para solutos a concentrações baixas
46
ou moderadas, obtém-se uma relação linear para uma extensa faixa de concentrações (Freeze
& Cherry, op. cit.; Borges; op. cit.). Esta situação é ilustrada na figura 2.18.
Figura 2.18 - Isoterma de Freundlich
Essa relação pode ser expressa como:
log Cs = N log Ce + log K (2.21a)
ou,
Cs = KCeN (2.21b)
Onde Cs = massa de substância sorvida na fase sólida por unidade de massa seca de
sólidos do meio poroso
Ce = concentração de equilíbrio do soluto na solução [ML-3]
K e N = são coeficientes que dependem do soluto, natureza do meio poroso e
condições do ambiente (Freeze & Cherry, op. cit.)
Observa-se que se o coeficiente N for igual a um, a relação é linear também em um
gráfico de escala aritmética. Nesse caso a isoterma é dita linear (equação 2.22) e, o
coeficiente K é substituído por Kd (coeficiente de distribuição).
Cs = KdCe (2.22)
log Cs
log Ce
47
db K
nR
���1 � �23.2
O parâmetro Kd é amplamente utilizado em estudos de contaminação para representar a
sorção do poluente em determinado solo, embora sua utilização seja válida somente quando as
reações são rápidas e reversíveis e a isoterma é linear (Freeze & Cherry, op. cit.). De uma
forma geral, muitos casos de transporte de contaminantes se enquadram nestas hipóteses: a
transferência do poluente para a fase sólida não é permanente e as reações são rápidas em
relação à velocidade do fluxo.
Nos casos em que a partição do contaminante pode ser adequadamente descrita pelo
coeficiente de distribuição Kd – isoterma linear – o fator de retardamento é descrito pela
expressão 2.23, conhecida como equação de retardamento.
Entretanto, é importante ter em mente que o fator de retardamento depende da
velocidade de percolação, conforme dito anteriormente. O valor calculado com a equação
2.23 teoricamente é o limite superior, correspondente à velocidade nula, uma vez que, no
ensaio de equilíbrio em lote não há fluxo através do solo. Além disso, como, neste ensaio, o
solo está em suspensão, a superfície exposta, onde ocorrem as reações de sorção, é a maior
possível, sendo máximas as oportunidades de interação. Em uma amostra de solo natural,
parte da superfície das partículas está em contato com outras partículas, diminuindo a
superfície disponível para a sorção (Yong et al.,1992; de Campos & Elbachá, 1991 – em
Borges, op. cit.).
Convém observar também que a equação de Freundlich supõe sorção ilimitada, ou seja,
o solo nunca é saturado, atingindo sua capacidade de retenção, o que é uma situação irreal.
Dessa forma, é importante lembrar que a isoterma se ajusta bem a uma faixa de variação da
concentração (Borges, op. cit.).
48
Le
Les KC
QKCC�
�
1
Na teoria de Langmuir tem-se a hipótese de que a sorção se restringe a uma única
camada de moléculas da substância sobre a superfície das partículas sólidas e, a relação entre
a concentração da substância sorvida e a concentração de equilíbrio da mesma na solução é
baseada no equilíbrio estabelecido entre as velocidades de sorção e de dessorção (Elbachá, op.
cit.; Borges, op. cit.).
A expressão matemática desenvolvida a partir dessa teoria é dada pela equação 2.24a:
(2.24a)
Onde: KL = é uma constante relacionada com a energia de adsorção (L3 M-1);
Cs = concentração de equilíbrio sorvida pelo sólido;
Ce = concentração de equilíbrio da substância em solução ( M L-3);
Q = capacidade de sorção do solo em relação à substância de interesse.
A figura 2.19 mostra o aspecto da isoterma traçada em um gráfico Cs vs Ce.
Figura 2.19 - Isoterma de Langmuir (a).
Analisando-se a forma da equação 2.24a observa-se que, para valores de Ce muito
baixos, o termo CeKL é desprezível e, a equação se reduz a:
Cs = CeQKL (2.24b)
Zona 2 Zona 3 Zona1
Cs
Ce
49
QC
QKCC e
Ls
e��
1
Nesse caso, obtém-se uma relação linear entre Cs e Ce, representada pela zona 1 da
figura 2.19.
Por outro lado, quando Ce assume valores elevados, o valor de Cs praticamente não se
altera com a variação de Ce, sugerindo que a sorção é independente da concentração da
substância na solução. Tal fato ocorre quando o solo atinge sua capacidade de sorção, sendo
representado pela zona 3 da figura. A equação, agora, é reduzida a:
Cs = Q (2.25)
Por fim, a zona 2 da figura 2.16, na qual a isoterma assume uma forma curva,
representa valores intermediários de Ce.
A utilização da isoterma de Langmuir costuma se limitar a soluções com concentrações
baixas (Elbachá, op. cit.; Borges, op. cit.).
Uma outra forma de se expressar a equação 2.24a é dada por:
(2.26)
Essa expressão representa a equação de uma reta traçada em um gráfico Ce/Cs vs Ce,
possibilitando a obtenção dos valores das constantes Q e KL, a partir da inclinação da reta
(1/Q) e do intercepto com o eixo vertical (1/Q.KL), conforme ilustrado na figura 2.20.
Figura 2.20 - Isoterma de Langmuir (b).
1 / Q
1 . Q KL
Ce
Ce / Cs
50
2)1(1
Le
Ld
KCQK
nR
�
��
�
Considerando agora a teoria de Langmuir, a função de distribuição (Kf = �Cs/�Ce)
assume o valor QKL /(1 + CeKL)2 e, o fator de retardamento pode ser estimado pela seguinte
expressão:
(2.27)
É importante lembrar que as isotermas são modelos empíricos utilizados para descrever
os processos de sorção entre solos e substâncias de maneira geral e, que, as constantes de cada
um destes modelos variam de acordo com o solo, a substância e as condições do meio. Como
os valores destas constantes são determinados através de ensaios, sob condições específicas, é
natural que tais valores só se apliquem nas mesmas condições. No entanto, tais condições,
geralmente, não são uma representação fiel das encontradas no campo e, portanto, as
isotermas devem ser utilizadas apenas como uma representação qualitativa da situação que
ocorre no campo (Yong et al.,1992 – em Borges, op. cit.).
Cabe ainda ressaltar que, devido às hipóteses em que se baseia cada uma das teorias
desenvolvidas, uma isoterma pode ser uma boa representação de alguns casos, não sendo
adequada em outros. Dessa forma, para cada caso, deve-se identificar a curva que melhor se
ajusta ao resultado dos ensaios, determinando os coeficientes relativos à mesma (Borges, op.
cit.).
Os modelos apresentados são baseados na hipótese de que o equilíbrio das reações é
atingido durante o transporte, sendo válidos apenas para condições de fluxo
predominantemente difusivo ou com velocidade de advecção relativamente baixa. Em
situações onde a velocidade de fluxo é alta, torna-se necessário o emprego de modelos mais
complexos, comumente denominados modelos cinéticos (Harmon et al., 1989; Armstrong et
al., 1994 – em Borges, op. cit.).
CAPÍTULO 3
CARACTERIZAÇÃO DO MATERIAL
3.1 - Introdução
A PETROBRAS, em decorrência de uma intensa atividade de exploração e produção de
petróleo, gera um imenso volume de resíduo de borra oleosa (passivo ambiental) em todas as
suas unidades no País. Somente na Bacia de Campos, segundo levantamento efetuado em
1996, houve um acúmulo estimado em torno de 2.000 toneladas de borra oleosa e uma
geração de 35 toneladas/mês. Esse material estava armazenado temporariamente no Parque de
Tubos, em Macaé (PETROBRAS, 1999).
A borra oleosa de petróleo em questão é um resíduo retirado dos filtros de petróleo nas
plataformas, consistindo de uma mistura de argila, sílica, óxidos e resíduos de óleo
processado. Sua composição típica é: água – 21,91%; sólidos – 62,02%; óleo – 16,67 %;
enxofre – 1,46%. Análises e testes preliminares das cinzas indicaram: SiO2 – 27,52%; Al2O3 –
2,85%; Fe2O3 – 10,99%; CaO – 7,55%; MgO – 1,77% (PETROBRAS, 1999).
Desta forma, existe um interesse da PETROBRAS em obter uma solução adequada ao
uso desse material, de forma que, esta possa minimizar seus resíduos, diminuindo os impactos
ambientais e atendendo às exigências legais. Com esse intuito a PETROBRAS contratou a
empresa Americlean para tratar, através do processo de encapsulamento, os resíduos de borra
oleosa produzida na Bacia de Campos. Uma vez tratado o resíduo, pretende-se utilizá-lo como
material de impermeabilização em Aterros Sanitários.
52
Como os processos de encapsulamento não são tecnologias prontas para uso, são
necessários testes pilotos para estabelecer qual o melhor reagente para cada tipo de resíduo,
visando a característica mais apropriada do produto final. O processo de encapsulamento é
descrito com mais detalhes no item 3.2 a seguir.
Superada a fase de testes de laboratório, foram assinados dois contratos entre a
PETROBRAS e a Americlean, sendo um com ASSEMA-BA e outro com a GER E&P
BC/GELOG-GEMAT – RJ. O processo de tratamento da borra oleosa foi um projeto piloto
que teve a participação da FEEMA – Fundação Estadual de Engenharia do Meio Ambiente
(PETROBRAS, 1999).
O primeiro tratamento da PETROBRAS utilizando essa tecnologia foi realizado em
Alagoinhas-Ba, de forma que, com base nos resultados obtidos nos testes de lixiviação e
solubilização e da aprovação do órgão ambiental do estado da Bahia (CRA- Centro de
Recursos Ambientais da Bahia), iniciou-se, em abril de 1998, o processo de tratamento da
borra oleosa da Bacia de Campos, com capacidade de processamento em média de 25ton./dia.
Em março de 1999 foi concluído o tratamento das 2.000 toneladas (PETROBRAS, 1999).
Essa borra oleosa processada constitui o material a ser estudado no presente trabalho.
Nos próximos itens é apresentada uma breve descrição do processo de encapsulamento
e a caracterização desse material.
3.2 – Processo de Encapsulamento
Muitas são as tecnologias desenvolvidas para o tratamento de resíduos perigosos que
visam a reclassificação deste como material não perigoso, diminuindo os custos relativos à
sua disposição final ou mesmo utilizando-o em outro processo produtivo.
A tecnologia de encapsulamento constitui uma alternativa de tratamento para resíduos
contendo contaminantes iônicos, como os metais pesados. Sua aplicação aos contaminantes
53
orgânicos oleosos presentes em resíduos da indústria petrolífera tem sido mais recentemente
pesquisada (Neder et al., 1999).
Em geral, as argilas, solos e materiais de aquíferos com pouca matéria orgânica,
possuem pequena capacidade de adsorção para contaminantes orgânicos presentes nas águas
subterrâneas. Entretanto, uma pequena modificação química provocando o deslocamento de
íons trocáveis naturais nesses solos, resulta num aumento significativo do conteúdo orgânico e
aumento substancial das propriedades adsortivas para solutos orgânicos não iônicos (Passos e
Neder, 2001).
O aumento da fase orgânica ocorre pela troca de cátions presentes na estrutura do
mineral por cátions orgânicos que passam a atuar como um poderoso meio de adsorção, com
capacidade para adsorver de 10 a 30 vezes mais do que a matéria orgânica natural do solo.
Este processo torna-se efetivo na remoção de benzeno, diclorobenzeno, percloroeteno e
muitas outras substâncias orgânicas da água (Passos e Neder, op. cit.).
Assim, esta simples modificação do solo também pode ser utilizada para tratamento de
resíduos sólidos antes de sua disposição em aterros, para melhorar a capacidade de contenção
de solos pobres em matéria orgânica, para a proteção do aqüífero, e também para aumentar a
capacidade de contenção de camadas impermeabilizantes em aterros (Passos e Neder, op.
cit.).
O produto obtido por esta modificação é denominado Complexo Argilo-Mineral ou
simplesmente pelo seu acrônimo CAM. Os mecanismos de encapsulamento com CAMs
envolvem processos de adsorção e a Capacidade de Troca Catiônica - CTC presente em
determinados argilominerais (Passos e Neder, op. cit.).
Esta capacidade de adsorção que ocorre naturalmente em alguns tipos de solo, pode ser
bastante melhorada por modificações químicas bastante simples, que levam em conta a
capacidade de troca iônica destes solos. A maioria dos solos argilosos possui uma acentuada
54
carga negativa devido à substituição isomorfa na estrutura alumino-silicato. Na natureza esta
carga negativa é neutralizada por trocas por íons inorgânicos tais como o Na+ ou Ca+2. A
presença destes sítios de alta hidratação de íons metálicos confere ao mineral características
fortemente hidrofílicas. Por reações simples de troca iônica estes íons podem ser trocados por
uma variedade de cátions orgânicos, modificando então a natureza da superfície, de
hidrofílica para hidrófoba. Como resultado estes complexos minerais formados exibem uma
forte capacidade de remoção de poluentes orgânicos e, portanto podem ser utilizados para a
remoção e para a formação de barreiras impedindo sua migração (Passos e Neder, op. cit.).
O termo encapsulamento tem sido utilizado para definir uma tecnologia de tratamento
de resíduos que utiliza processos de solidificação e estabilização de contaminantes. Na
estabilização os constituintes perigosos de um resíduo são transformados, por meio de reações
químicas, e mantidos nas suas formas menos solúveis ou menos tóxicas. A solidificação, por
sua vez, gera uma massa sólida monolítica de resíduo tratado, melhorando tanto a sua
integridade estrutural, quanto as suas características físicas e de manuseio (CETESB, 1985;
Neder et al., op. cit.).
Assim, a tecnologia de encapsulamento, nos EUA denominada de Stabilization /
Solidification Technology, pode ser definida como sendo um processo de tratamento para se
obter a melhoria das características físicas e de manuseio de um resíduo, diminuir sua área
superficial, através da qual os poluentes possam migrar ou lixiviar, ou limitar a solubilidade
ou ainda destoxificar seus constituintes perigosos (Neder et al., op. cit.).
Os processos de encapsulamento não são tecnologias prontas para uso, sendo comuns
algumas modificações nos aditivos utilizados para um resíduo específico. Por esta razão, são
necessários testes pilotos para estabelecer o reagente ótimo para cada tipo de resíduo, visando
as características desejadas do produto final (Americlean, 2002).
55
O produto encapsulante utilizado pela Americlean trata-se de um produto na fase sólida,
em forma de pó cinza claro, não tóxico, insolúvel em água e em óleo. Segundo a Americlean,
este produto, através de um processo aprovado pela Agência de Proteção Ambiental dos
U.S.A. (USEPA), encapsula hidrocarbonetos e metais pesados de resíduos oleosos da
atividade de perfuração e produção de petróleo, formando uma barreira física permanente,
evitando sua lixiviação no meio ambiente.
O encapsulamento é feito por adsorção e ligação química dos contaminantes aos
reagentes contidos no produto encapsulante, quando o mesmo é adicionado aos resíduos
oleosos (Americlean, op. cit.).
O tratamento dos resíduos inorgânicos (metais pesados) perigosos resulta numa reação
incorporando os íons de metal pesado numa estrutura cristalina de um composto de silicato de
alumínio e cálcio. O agente de solidificação do silicato, então, micro-encapsula o composto de
silicato de alumínio, formando outra barreira física à lixiviação (Americlean, op. cit.).
O tratamento dos orgânicos (hidrocarbonetos) é similar ao processo de encapsulamento
dos inorgânicos. Os resíduos orgânicos são isolados por um silicato de alumínio com a
superfície organicamente modificada. Este composto poderia ser visto como uma estrutura em
camadas, contendo camadas orgânicas entremeadas entre outras de silicato de alumínio.
Quando o composto é misturado com os resíduos orgânicos, ele aprisiona estes nas camadas
com a superfície organicamente modificada por uma reação de separação. As camadas de
orgânicos no composto podem adsorver uma quantidade de resíduo orgânico até 20 vezes seu
peso próprio (Americlean, op. cit.).
Para avaliação da eficácia da tecnologia são executados testes físico-químicos que
permitem verificar se os contaminantes do resíduo original encontram-se imobilizados na
matriz encapsulada e, indisponíveis para a lixiviação. Esses testes simulam as condições
56
encontradas em ambientes agressivos, como os existentes em aterros para resíduos sólidos de
origem doméstica, cujo chorume apresenta pH ligeiramente ácido (Neder et al., op. cit.).
Na tabela 3.1 abaixo, são apresentados os resultados dos ensaios de lixiviação e
solubilização realizados na borra tratada, segundo as normas NBR-10005 e NBR-10006 da
ABNT, respectivamente, no laboratório do CENPES, em julho de 98. Os ensaios de lixiviação
e solubilização são utilizados para determinar ou avaliar a estabilidade química dos resíduos
tratados, quando em contato com soluções aquosas que podem ser encontradas em um aterro,
permitindo assim verificar o grau de imobilização dos contaminantes. No extrato é
determinado o teor de óleos e graxas e metais pesados.
Tabela 3.1 - Resultados dos ensaios de lixiviação e solubilização realizados na borra tratada
(PETROBRAS, 1999).
NBR 10004 LIXIVIAÇÃO (ANEXO G) SOLUBILIZAÇÃO (ANEXO H)
ANÁLISES DETECTADO (mg/L)
LEGISLAÇÃO (mg/L)
DETECTADO (mg/L)
LEGISLAÇÃO (mg/L)
ALUMÍNIO - - < 0,2 0,2 ARSÊNIO < 5 5 < 0,05 0,05 BÁRIO < 1 100 3,2 1 CÁDMIO < 0,5 0,5 < 0,005 0,005 CHUMBO < 5 5 1,1 0,05 COBRE - - <1 1 CROMO < 5 5 0,14 0,05 FERRO - - 3,6 0,3 FLUORETOS <10 150 1,9 1,5 MANGANÊS - - 1,3 0,1 MERCÚRIO < 0,1 0,1 < 0,001 0,001 PRATA < 5 5 0,27 0,005 SÓDIO - - 727 200 SELÊNIO < 1 1 < 0,01 0,01 ZINCO - - < 5 5
57
A borra tratada foi classificada como resíduo classe II, não inerte, e aprovado, por
técnicos do Núcleo de Resíduos da FEEMA, para reutilização em aterros sanitários.
A operação completa consiste de diversas etapas. O procedimento descrito a seguir e as
fotos foram retirados do Relatório de Acompanhamento do Teste de Inertização da Borra
(PETROBRAS, 1999).
Primeiramente a borra oleosa, desembarcada das plataformas marítimas, é retirada dos
tambores e disposta em um local impermeável para homogeneização (Fotos 3.1 e 3.2).
Foto 3.1 - Retirada da borra oleosa (PETROBRAS, 1999).
58
Foto 3.2 - Homogeneização da borra oleosa (PETROBRAS, 1999).
Em seguida esta é recolhida com uma pá carregadeira e disposta no misturador, onde
são adicionados os aditivos (20% em massa de argila ativada) e a mistura é agitada durante 20
minutos (Fotos 3.3 e 3.4).
Foto 3.3 - Recolhimento da borra oleosa (PETROBRAS, 1999).
59
Foto 3.4 - Disposição da borra no misturador (PETROBRAS, 1999).
Após a mistura o material é descartado, através de uma esteira, formando pilhas que são
numeradas para facilitar as amostragens (Foto 3.5). O material aguarda oito dias para
completar o tempo de cura. Os hidrocarbonetos encapsulados terão uma mudança de cor e, se
notará também que tomará a forma de uma textura arenosa.
Foto 3.5 - Descarga do misturador – borra tratada (PETROBRAS, 1999).
60
3.3 – Caracterização da Borra Processada
Foram realizados ensaios de caracterização geotécnica e de compactação, assim como,
análises mineralógicas e físico-químicas na borra processada.
3.3.1 - Ensaios de caracterização geotécnica
Foram realizados ensaios para determinação do peso específico dos grãos, curva
granulométrica e limites de liquidez e plasticidade no Laboratório de Engenharia Civil da
Universidade Estadual do Norte Fluminense (UENF), segundo os procedimentos
especificados pela Norma Brasileira – NBR 6508, NBR 6457/ NBR 7181, NBR 6459 e NBR
7180 – da ABNT.
Adicionalmente optou-se por realizar também ensaios para determinação da curva
granulométrica, segundo procedimento adotado pelo DER-Ba (Departamento de Estrada e
Rodagem da Bahia) B-38/1970, para caracterização de misturas betuminosas. Este
procedimento determina a percentagem de betume no material através de Extrator Centrífugo.
Após a extração do betume o agregado é recuperado e faz-se o ensaio de caracterização
convencional. Esse ensaios foram realizados pela empresa LCL Eng. e Consultoria Ltda.
Os resultados da caracterização são apresentados nas tabelas 3.2 e 3.3, enquanto as
curvas granulométricas são apresentadas nas figuras 3.1 e 3.2.
Tabela 3.2- Caracterização geotécnica
Distribuição Granulométrica (%) LL LP IP Areia G
Pedregulho Grossa Média Fina
Silte Argila (%) (%) (%)
2,40 4 4 18 39 27 8 - - - Fonte: Relatório de Ensaios do Lab. de Eng. Civil – Oficina de Geotecnia – da UENF (29/04/1999) LL = limite de liquidez; LP = limite de plasticidade; IP = índice de plasticidade = LL – LP
61
Diâmetro das Partículas (mm)
Porc
enta
gem
que
Pas
sa
Figura 3.1 - Curva granulométrica.
Tabela 3.3 - Caracterização do material com extração de betume.
TEOR GRANULOMETRIA DOS INERTES (%) SEDIMENTAÇÃO
DE PASSANTE NA PENEIRA # SILTE ARGILA
BETUME (%) 1 1/2" 1" 3/4" ½" 3/8" 4 10 40 80 200 (%) (%)
20,2 100 97 93 92 87 80 40 18 6 4 1
Figura 3.2 - Curva granulométrica com extração de betume.
CURVA GRANULOMÉTRICAAMOSTRA 1
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0,001 0,01 0,1 1 10 100
DIÂMETRO DAS PARTÍCULAS (mm)
POR
CEN
TAG
EM Q
UE
PASS
A
AMOSTRA 1
62
Analisando-se os resultados dos ensaios de caracterização realizados, observa-se uma
diferença significativa em relação ao percentual de finos obtido através de diferentes ensaios.
Tal fato sugere que o método de ensaio de caracterização convencional pode não ser aplicável
a esse material, talvez em função do teor de óleo presente neste. De fato, durante a realização
dos ensaios, houve uma certa dificuldade de se trabalhar com o material.
Um outro aspecto é quanto aos limites. Em geral, a presença de matéria orgânica no
solo configura uma certa plasticidade no mesmo, o que não foi verificado no material, mesmo
para valores elevados de matéria orgânica. Tal fato poderia questionar o tipo de material
orgânico presente no material.
3.3.2 – Ensaios de Compactação
As características de compactação da borra processada foram avaliadas realizando-se
ensaios de compactação, segundo a NBR 7182 da ABNT, no Laboratório de Geotecnia da
UFBa.
Para proceder o ensaio de compactação deixou-se, inicialmente, a amostra da borra
processada secando ao ar. Em seguida, esta foi destorroada e passada na peneira # 4.
A preparação da amostra para compactação foi realizada adicionando-se água destilada,
de forma a obter diferentes valores de umidade. Para obter uma melhor homogeneização da
umidade em toda a massa da borra, deixou-se a mesma em repouso por aproximadamente
24h.
Após preparada a amostra, a mesma foi colocada em molde cilíndrico de 10,0 cm de
diâmetro interno e 12,75 cm de altura. A amostra foi compactada em 3 camadas, com
aplicação de 25 golpes por camada. A energia de compactação utilizada foi a do Proctor
Normal. A curva de compactação obtida é apresentada na figura 3.3.
63
Figura 3.3 - Curva de compactação – Proctor Normal.
Também foram realizados ensaios de compactação na borra oleosa tratada no
Laboratório de Engenharia Civil da Universidade Estadual do Norte Fluminense para a
ASSEMA-PETROBRAS, em abril de 1999. Estes foram realizados segundo a norma NBR
7182, porém para energia do Proctor Modificado. A curva obtida neste ensaio é apresentada
na figura 3.4.
Figura 3.4 - Curva de compactação – Proctor Modificado.
�d = 20,08kN/m3
wot = 6,1%
Teor de umidade (%)
Peso
esp
ecífi
co se
co (K
N/m
3 )
64
Difratograma # 40
020406080
100120140160180200
0 10 20 30 40 50
2 �
Inte
nsid
ade
(cps
)
d=
7,05
402
d=
4,18
532
d=
3,53
969
d=
3,32
223
d=
2,92
220
d=
2,61
995
d=
2,44
941
d=
2,11
489
d=
2,07
332
d=
1,97
575
Como era de se esperar, para um esforço de compactação maior (Proctor Modificado), o
peso específico seco máximo aumentou, enquanto a umidade ótima diminuiu.
3.3.3 - Análises mineralógicas
Foram realizadas análises mineralógicas das frações passantes na peneira # 40 e na #
100. Os ensaios consistiram em uma análise por difração de raios x, sendo realizados no
Laboratório de Difração de Raios X do Departamento de Ciências dos Materiais e Metalurgia
da Puc-Rio, utilizando-se um difratômetro de raios x, marca Siemens, modelo D5000. A
composição mineralógica da borra é apresentada na tabela 3.4. Os difratogramas são
apresentados nas figuras 3.5 e 3.6 abaixo.
Tabela 3.4 - Composição mineralógica da borra.
Fração # 40 # 100
Composição Caulinita (traços)
Quartzo Caulinita Quartzo
Figura 3.5 – Difratograma de raio-x da fração passante na peneira # 40.
65
Figura 3.6 – Difratograma de raio-x da fração passante na peneira # 100.
3.3.4 - Análises físico-químicas
Foram realizadas análises químicas para determinação das concentrações dos elementos
Fe, Cu, Cr, Cd, Zn, Pb, Al e Ag na borra processada.
Os teores desses elementos na borra foram determinados pela técnica de absorção
atômica de chamas. Para tal faz-se necessário a abertura da amostra de solo para extração dos
elementos, através de um ataque ácido, utilizando-se uma solução de ácido nítrico.
A abertura da amostra foi realizada segundo o método da ASTM D3474/81. Quatro
gramas da amostra passante na peneira # 10, seca em estufa, são misturadas com 50 mL da
solução ácida. Em seguida, a mistura é aquecida, utilizando-se uma placa de aquecimento, até
que a amostra seja reduzida para 15 mL. Esse volume é, então, filtrado em papel de filtro
comum e a análise é feita no filtrado.
Para os elementos Fe, Cu, Cr, Cd, Zn e Pb, utilizou-se o espectrofotômetro modelo
AA–100, marca VARIAN, do Laboratório de Eng. das Reações Químicas (LERQ) da UFBa.
Enquanto que as análises para os elementos Ag e Al foram feitas no Laboratório do SENAI –
CETIND, utilizando-se um espectrofotômetro modelo AA–800/ VARIAN. Nesse caso a
Difratograma # 100
0
200400
600
800
10001200
1400
1600
0 10 20 30 40 50
2 �
Inte
nsid
ade
(cps
)
d=
7,22
649
d=
4,86
471
d=
4,18
199
d=
4,44
478
d=
2,50
215
d=
2,38
721
d=
3,58
704
d=
2,53
777
d=
2,25
675
d=
1,99
090
66
abertura da amostra foi realizada segundo o método D5258/92 da ASTM, no qual o
aquecimento da amostra é feito utilizando-se um microondas. Na foto 3.6 tem-se uma visão
geral do equipamento de absorção atômica do LERQ / UFBa.
Foto 3.6 – Espectrofotômetro do Laboratório de Engenharia das Reações Químicas
(LERQ/UFBa).
Para ter-se uma confirmação dos valores obtidos, foi realizada uma segunda análise para
o elemento chumbo (Pb) no Laboratório do SENAI – CETIND. Os resultados das análises são
apresentados na tabela 3.5.
Tabela 3.5 – Análises químicas.
CONCENTRAÇÃO ( mg / Kg ) ELEMENTO
Lab. da UFBa Lab. do SENAI
Cádmio (Cd) 7,00 -Chumbo (Pb) 185,68 164,00 Cobre (Cu) 2,82 - Cromo (Cr) 430,50 - Ferro (Fe) 67.101,32 -
Manganês (Mn) - 206,00 Prata (Ag) - < 2,5
67
As concentrações de chumbo (Pb) determinadas nos dois laboratórios apresentaram
valores próximos, porém com uma certa diferença, a qual poderia ser atribuída à amostragem.
Realizou-se também análise para determinar o teor de óleos e graxas na borra
processada. Essa análise foi feita no Laboratório do SENAI-CETIND, segundo método
SMEWW 5520F/ASTM D3921. O valor obtido foi de 942 mg/Kg (0,0942%).
Foram realizadas também análises para determinar o pH, condutividade elétrica, teor de
matéria orgânica, capacidade de troca catiônica (CTC) e superfície específica (SS) da borra
processada.
A metodologia utilizada para determinação do pH em água foi a da norma inglesa BS
1377:1975. O pH foi medido na proporção de 1:2,5 da borra, passante na peneira # 10, e de
água deionizada. Trinta gramas do material seco ao ar foram misturadas com 75 mL de água
deionizada. Em seguida, a mistura foi agitada e deixada em repouso por uma noite. Na
medição do pH utilizou-se um eletrodo combinado de pH calibrado com uma solução de pH
4,0 e outra de pH 7,0. O pH foi determinado em dois laboratórios diferentes – o LERQ da
UFBa e o do EBDA (Empresa Baiana de Desenvolvimento Agrícola), sendo que, neste último
determinou-se também o pH em KCl.
Para determinação da condutividade elétrica utilizou-se a metodologia descrita no
Manual de Análises de Solos da EMBRAPA. Esta foi determinada no laboratório do DHS –
Departamento de Hidráulica e Saneamento – da UFBa. A condutividade foi medida a partir do
extrato de saturação de 1:1, obtido por filtração simples. Na preparação do extrato utilizou-se
50g do material, passante na peneira # 10, seco ao ar, e 50ml de água destilada. A mistura foi
agitada e deixada em repouso durante 24h. Em seguida o extrato foi filtrado em papel de filtro
comum e a condutividade determinada utilizando-se um condutivímetro.
O teor de matéria orgânica foi determinado em dois laboratórios distintos, utilizando-se
metodologias diferentes. No LERQ da UFBa, utilizou-se da metodologia D2974 da ASTM, na
68
MCVCTC aa 100��
� � �1.3
qual, quatro gramas do material, passante na peneira # 200, são colocadas na estufa para
secar, à 105oC, durante 16 horas. Em seguida, esse material é aquecido a uma temperatura de
400oC por 6 horas. O teor de matéria orgânica é obtido pela diferença entre o peso seco e o
peso final da amostra. No laboratório da EBDA, o teor de carbono orgânico e matéria
orgânica foram determinados segundo a metodologia descrita no Manual de Análises de Solos
da EMBRAPA.
A capacidade de troca catiônica (CTC) da borra processada foi determinada a partir de
dois métodos diferentes. Primeiramente adotou-se o ensaio de adsorção de Azul de Metileno –
corante orgânico catiônico de composição química C16H18N3SCl.3H2O. Este ensaio, pelo
método da mancha, consiste na determinação, por titulação, do máximo consumo de corante
pelo solo, o que pode ser verificado pelo aparecimento de uma aura azulada ou esverdeada em
torno da borda que envolve o núcleo da mancha, quando se pinga uma gota da suspensão
(água + solo + corante) em um papel de filtro (Burgos, 1998).
Este ensaio foi realizado no próprio Laboratório de Geotecnia da UFBa. Seu
procedimento consistiu das seguintes etapas: misturou-se 1g do solo úmido, passante na
peneira # 200, com 10mL de água destilada; a mistura foi então agitada para homogeneização;
adicionou-se pequenas quantidades da solução padrão contendo 1g azul de metileno/L até se
observar o aparecimento da aura azulada em torno da borda que envolve o núcleo da mancha.
O valor da CTC é, então, obtido através da expressão de Chen et al. (1974) (Burgos, op. cit.):
Onde: CTC : capacidade de troca de cátions (meq/100g);
Va : volume de azul de metileno consumido (mL);
Ca : concentração da solução de azul de metileno – Normalidade;
M: massa do solo seco (g)
69
Posteriormente determinou-se, na EBDA – Empresa Baiana de Desenvolvimento
Agrícola, a CTC para os cátions Ca+2, Mg+2, Na+, K+, H+ e Al+3 isoladamente.
Os cátions Ca+2, Mg+2, Na+ e K+ quando somados são denominados de bases extraíveis
de um solo (S) e, a soma de S com os cátions H+ e Al+3 é denominada de capacidade de troca
total (T). Para cada tipo de cátion tem-se um método específico para se determinar a sua
capacidade de troca. A descrição desses métodos encontra-se no Manual de Análises de Solos
da EMBRAPA. Estes consistem basicamente na retirada dos cátions do solo utilizando um
extrator adequado, seguida de sua determinação quantitativa através de métodos volumétricos
ou complexométricos (Ca+2, Mg+2, H+ , Al+3) ou métodos fotométricos ou
espectrofotométricos (Na+, K+,) (Elbachá, op. cit.).
Os resultados das análises descritas acima estão apresentados na tabela 3.6.
Tabela 3.6 - Resultado das análises físico-químicas da borra processada.
ANÁLISE RESULTADO
pH H2O 1:2,52 6,2 / 6,31 pH KCl2 6,1 Condutividade Elétrica 4 (mS/cm) 10,100 Matéria Orgânica 2 (%) 32,7 / 19,431 Carbono 2 (%) 18,9
CTC Total3 (meq/100g) 5�m 24,74
SS 3 (m2/g) 5�m 173,57
Ca+2 30,6 Mg+2 4,69 Na+ 6,91 K+ 0,66 S 42,66
Al+3 0 H+ 0,78
CTC 2 (meq / 100 g)
T 43,44 1 valores obtidos no LERQ – Laboratório de Eng. das Reações Químicas 2 valores obtidos no laboratório da EBDA – Empresa Baiana de Desenvolvimento Agrícola 3 valor obtido através do ensaio de adsorção de azul de metileno, no Laboratório de Geotecnia da UFBa 4 valor obtido no laboratório do DHS – Departamento de Hidráulica e Saneamento
70
A partir de análise dos resultados acima, observa-se que os teores de carbono orgânico e
matéria orgânica são elevados nesse material. O teor de matéria orgânica, nos solos
superficiais, está entre 0,5 a 5% (em peso), enquanto que, para solos orgânicos, este valor
pode atingir 100% (Sparks, op. cit.). O valor obtido para o teor de matéria orgânica, pelo
método da queima (19,43%), se aproximou mais do valor do teor de carbono orgânico
determinado segundo a metodologia da EMBRAPA (18,9%). Em geral, admite-se que, na
composição média da matéria orgânica do solo, o carbono participa em 58% (da Silva, 1999),
daí porque o valor de 32,7% para o teor de matéria orgânica, segundo a metodologia da
EMBRAPA.
O material apresenta capacidade de troca catiônica intermediária, embora os resultados
obtidos a partir de métodos diferentes não se aproximem de um valor único. É possível que o
valor obtido utilizando-se a metodologia da EMBRAPA seja mais consistente, uma vez que, o
método da adsorção do azul de metileno é um método indireto e subjetivo. Os resultados da
CTC dos cátions trocáveis, determinada na EBDA, e da CTC total, determinada no
Laboratório de Geotecnia da UFBa, enquadram-se numa faixa de valores típicos do
argilomineral ilita, considerados intermediários. Entretanto, vale ressaltar a incompatibilidade
desses resultados com os resultados dos difratogramas de raio-x, que indicaram a presença
dos minerais de quartzo e caulinita na borra. É possível que, nas análises mineralógicas
realizadas, o preparo do material tenha mascarado os resultados, principalmente devido às
características específicas do material. Talvez a retirada da parcela de matéria orgânica do
material anterior às análises levem a um outro resultado.
Entretanto, conforme dito no capítulo 2, cerca de 25 a 90% da CTC dos solos pode ser
atribuída à matéria orgânica presente neste. Mesmo em solos arenosos, nos quais o teor de
matéria orgânica geralmente é menor que 1%, esta exerce influencia significativa nas reações
químicas que ocorrem no solo (Sparks, op. cit.). Assim, de acordo com os resultados das
71
análises da CTC e da matéria orgânica da tabela 3.5, sugere-se que a maior contribuição à
retenção de cátions deve ser atribuída ao teor de matéria orgânica do material.
Os valores de pH obtidos indicam que o material apresenta características ligeiramente
ácidas. O aumento do pH de soluções ácidas, devido à sua inserção em meios básicos pode
levar à precipitação de óxidos metálicos dos elementos de Ca, Mg, Fe, Zn, Mn, Cu, Pb, Cd,
Co, Ni, Cr, V e Sr, sendo importante sua determinação, já que, seu valor pode influenciar no
tipo de reações que ocorrem entre solo e poluente (Kohler & Morteani, 1984 – em Elbachá
1989).
3.4 – Caracterização da solução utilizada
A solução de lixiviação empregada em qualquer ensaio deve assemelhar-se ao fluido
real que estará em contato com o material. No entanto, não existe um meio de desenvolver
uma solução única, representativa de todas as variáveis, tais como pH, potencial de oxi-
redução, presença de agentes quelantes ou complexos e outros. Assim, normalmente, em
ensaios de lixiviação, realizados para avaliar a estabilidade química dos resíduos tratados, a
tendência é usar uma solução de lixiviação agressiva, com baixo pH e baixo potencial de oxi-
redução, para simular a pior situação de um aterro (CETESB, 1985).
No procedimento do ensaio de lixiviação, segundo a norma NBR 10005, utiliza-se uma
solução de ácido acético 0,5 N para ajustar o pH da mistura em torno de cinco.
Como, no presente trabalho, pretende-se avaliar a capacidade de sorção do material e a
estabilidade química dos contaminantes encapsulados, optou-se por utilizar uma solução
preparada de nitrato de chumbo - Pb(NO3)2 - com pH igual a cinco. Esta foi preparada a partir
da diluição do reagente de Pb(NO3)2 e, o pH, ajustado adicionando-se ácido nítrico até se
alcançar o pH desejado. Assim, com essa solução pretende-se avaliar a capacidade de
retenção do material em relação ao metal Chumbo (Pb), além de verificar uma possível
72
lixiviação dos elementos encapsulados, quando em contato com uma solução levemente ácida
por um período prolongado. Optou-se por utilizar o chumbo como traçador por este ser
comum em chorumes, sendo prejudicial à saúde humana quando em concentrações elevadas,
além de ter-se disponível outros estudos com esse elemento.
Nos ensaios de coluna utilizou-se essa solução com diferentes concentrações de
chumbo, a fim de avaliar a variação dos parâmetros de transporte em função da variação da
concentração inicial.
Para os ensaios de equilíbrio em lote, por sua vez, essa mesma solução foi preparada
para concentrações variando de 10 a 1700mg Pb/L, com o intuito de obter as isotermas de
sorção.
CAPÍTULO 4
EQUIPAMENTOS E METODOLOGIAS DE ENSAIOS
4.1 - Introdução
Para avaliar a eficiência da borra processada como material de impermeabilização em
aterros, foram realizados ensaios de coluna e de equilíbrio em lote, em laboratório.
Nos ensaios de coluna buscou-se a determinação dos parâmetros de transporte – fator de
retardamento, dispersão mecânica e difusão molecular – além da verificação de uma possível
lixiviação dos contaminantes encapsulados. As condutividades hidráulicas da percolação com
água e com uma solução preparada (soro) foram também determinadas a partir desses ensaios.
Nos ensaios de equilíbrio em lote, por sua vez, buscou-se determinar o coeficiente de
distribuição e o fator de retardamento a partir de isotermas de sorção.
Os equipamentos utilizados e os procedimentos dos ensaios são descritos nos próximos
itens.
4.2 – Ensaios de Coluna
O procedimento do ensaio de coluna é bastante semelhante aos dos ensaios de
permeabilidade realizados rotineiramente. A peculiaridade do ensaio de coluna está na
percolação de uma solução contendo uma substância, com coletas periódicas do efluente para
determinação da sua concentração, após a saturação da amostra com água.
74
Para realização destes ensaios foi desenvolvido, no Laboratório de Geotecnia da
Universidade Federal da Bahia (UFBa), um equipamento composto por quatro permeâmetros,
que será descrito no próximo item.
Com o intuito de verificar os resultados de condutividade hidráulica saturada da
percolação com água, obtidos com o novo equipamento desenvolvido, realizou-se também
ensaios de permeabilidade em células triaxiais convencionais, existentes no laboratório.
Além disso, também para garantir a confiabilidade dos resultados, foram realizados
ensaios de coluna complementares utilizando-se, porém, o equipamento desenvolvido no
Laboratório de Geotecnia da PUC-Rio por de Campos em 1993 e, implementado por Andréa
Borges em 1996, disponível no laboratório da UFBa. Este apresenta apenas algumas
diferenças em relação ao equipamento desenvolvido na UFBa, sendo a metodologia de ensaio
basicamente a mesma.
Dessa forma, nos itens 4.2.1 e 4.2.2, serão descritos apenas o equipamento desenvolvido
na UFBa e a metodologia dos ensaios realizados neste. As diferenças relevantes dos outros
equipamentos e metodologias utilizadas adicionalmente serão mencionadas no momento da
apresentação e discussão dos resultados.
4.2.1 – Descrição do equipamento
O equipamento utilizado para realização dos ensaios de coluna foi desenvolvido no
Laboratório de Geotecnia da UFBa. Este consiste de dois conjuntos de dois permeâmetros de
parede flexível cada, permitindo a realização de quatro ensaios simultâneos, com quatro
gradientes hidráulicos diferentes. O sistema permite controlar a tensão efetiva das amostras,
sendo possível a reprodução das tensões de campo. Um esquema de um conjunto é mostrado
na figura 4.1. Já a foto 4.1, apresenta uma visão geral do sistema completo. No apêndice B é
apresentado o projeto dos permeâmetros fabricados.
75
1 – Câmaras 2 – Corpos de prova 3 – Buretas 4 – Interfaces ar/água (1a etapa) – ar/soro (2a etapa) 5 – Interface ar/água 6 – Painel de válvulas de ar-comprimido 7 – Painel de registros 8 – Registro para coleta dos efluentes para análise 9 – Engates rápidos para conectar transdutores 10 – Registros 11 – Transdutor de pressão 12 – Remota para aquisição dos dados
Figura 4.1 - Representação esquemática de um conjunto de 2 permeâmetros.
4
2 2
11
6
3
9
8
7
3
5 4
9
119
9 9
9 10
8 12
76
Foto 4.1 - Conjunto de permeâmetros desenvolvido no Laboratório de Geotecnia da UFBa.
Optou-se por fabricar permeâmetros de parede flexível, ao invés de utilizar os de parede
rígida, disponíveis no laboratório da UFBa, uma vez que, estes diminuem a possibilidade de
ocorrência de fluxo preferencial entre o corpo de prova e a parede do permeâmetro,
especialmente quando da percolação de contaminantes, além de permitir um melhor controle
sobre as pressões aplicadas às amostras.
Os ensaios são de carga constante e, para aplicação das pressões, é utilizado um sistema
de ar comprimido. O painel de distribuição de pressão é composto por quatro válvulas: duas
para cada conjunto de dois corpos de prova, sendo uma utilizada para aplicação da tensão
confinante e a outra para a pressão de base. A mesma tensão confinante pode ser aplicada nos
77
dois corpos de prova utilizando uma única válvula, o mesmo ocorrendo para a pressão de
base. A pressão aplicada no topo do corpo de prova é a atmosférica.
Inicialmente, para ajustar as pressões a serem aplicadas, utiliza-se um transdutor de
pressão acoplado ao painel. Este permite medir a pressão de ar aplicada pelas quatro válvulas,
uma por vez, através de manobras nos registros que isolam estas. O transdutor de pressão
utilizado (marca ASHCROFT, modelo K1) foi calibrado para pressão de ar; sua curva de
calibração é apresentada no apêndice C. Na foto 4.2 tem-se uma visão geral do painel.
Foto 4.2 – Painel de distribuição de pressão.
A tensão confinante e as pressões de base são aplicadas com ar comprimido, através de
interfaces ar-água, e medidas através de transdutor de pressão. O sistema possui seis
interfaces: três para cada conjunto, sendo uma para a aplicação da tensão confinante e as
outras duas para a aplicação da pressão de base, uma para cada amostra. Um detalhe das
interfaces ar-água para aplicação de pressão de base nas amostras é mostrado na foto 4.3.
78
Foto 4.3 – Detalhe das interfaces ar-água para aplicação de pressão na base dos corpos de
prova.
O gradiente hidráulico é estabelecido por meio da aplicação de pressão na base, uma
vez que, a pressão no topo é atmosférica. Para variar o gradiente, faz-se necessário o uso de
corpos de prova com comprimentos diferentes, pois as pressões de base para cada dois corpos
de prova (num mesmo conjunto) não são independentes.
A base de cada corpo de prova é ligada a uma interface ar-água que, além de servir para
a aplicação de pressão de base, funciona também como reservatório para o fluido de
percolação. Uma pressão de ar comprimido é aplicada na parte superior da interface e
transmitida ao fluido de percolação, contido na mesma, de forma que, o fluido é então
gradualmente expulso do reservatório e injetado na base do corpo de prova.
O topo do corpo de prova é ligado a uma bureta com capacidade de 10cm3 e resolução
de 0,05cm3, onde é medido o volume de fluido que sai do corpo de prova. A bureta possui em
sua base um registro para permitir as coletas dos efluentes para análise química. A foto 4.4
mostra um detalhe das buretas utilizadas para medição do volume de saída da amostra e coleta
de efluentes.
79
Foto 4.4 – Detalhe das buretas utilizadas para medição do volume de saída de fluido do corpo
de prova e coleta de efluentes.
Para medir a pressão na base e a tensão confinante utiliza-se um transdutor conectado à
câmara por engate rápido. Neste trabalho, utilizou-se transdutores de pressão modelo K1,
marca ASHCROFT. Estes foram calibrados para pressão de água com a utilização de um
manômetro. As curvas de calibração dos transdutores são apresentadas no apêndice C.
O monitoramento dos ensaios e a aquisição dos dados são feitos através de um Sistema
de Aquisição de Dados (SAD) baseado em Unidades Remotas de Aquisição de Dados
(remota) desenvolvido no próprio laboratório da UFBa. As remotas estão interligadas em rede
a um microcomputador, onde um programa processa as informações. Nessa configuração, a
remota faz toda a aquisição de dados do ensaio ao qual está ligada, sem que o computador
precise estar ligado durante o ensaio. O computador é usado para configurar o ensaio
(intervalo entre leituras; calibração dos sensores, escala dos gráficos, etc.), acompanhar o
andamento do ensaio e gravar os dados lidos pela remota. O programa que roda no
80
microcomputador tem o desenho esquemático de cada ensaio, onde é representado: o valor de
cada grandeza a ser medida, o estado do ensaio, o número de leituras feitas, tempo decorrido,
etc.
Assim, as leituras de pressão são feitas através dos transdutores de pressão ligados à
remota que, por sua vez, estão conectadas a um computador, permitindo o monitoramento dos
dados através de uma interface de visualização. Essas leituras são armazenadas nas remotas
para posterior gravação dos dados. Na foto 4.5 tem-se uma visão da interface de visualização
dos dados.
Foto 4.5 – Visão da interface de visualização dos dados.
O equipamento conta ainda com um sistema de distribuição de água/soro para as
interfaces ar-água. Quando o reservatório do fluido esvazia, o sistema permite tornar a enchê-
lo facilmente e sem risco de entrada de bolhas de ar, através de um painel de registros. Este
possui uma saída que pode ser ligada a um reservatório, onde é acondicionado o fluido de
percolação (água ou soro), que irá ser transferido para as interfaces. A ligação é feita por meio
de engate rápido. A retirada de eventuais bolhas, mantendo o sistema saturado, é feita pela
parte superior das interfaces.
A câmara foi fabricada em acrílico, possibilitando a visualização do corpo de prova.
Esta foi testada para suportar uma pressão de 500kPa. Para evitar vazamentos utilizou-se de
81
anéis de vedação. Os materiais utilizados na fabricação do equipamento são apresentados no
apêndice D.
4.2.2 - Metodologia de ensaio
O procedimento dos ensaios de coluna é semelhante ao dos ensaios de permeabilidade,
porém com a percolação, além de água, de uma solução contendo o contaminante a uma
concentração inicial conhecida e, com coletas do efluente para posterior análise química e
determinação das concentrações efluentes.
Os ensaios de coluna foram realizados em corpos de prova compactados nas dimensões
compatíveis com o equipamento: diâmetro igual a 3,52 cm e alturas variando de 3 a 6 cm. Os
corpos de prova foram moldados com diferentes alturas para possibilitar a obtenção de
diferentes gradientes, uma vez que, o sistema não permite a aplicação de pressões na base
independentes, o mesmo valendo para as pressões no topo.
Os corpos de prova tinham aproximadamente 4 e 3 cm de comprimento (conjunto 1) e 6
e 3 cm (conjunto 2). Os tamanhos destes foram assim definidos com o intuito de diminuir o
tempo de realização dos ensaios, já que, o volume de percolação para finalização dos ensaios
seria menor e, ao mesmo tempo, de disponibilizar um volume (de vazios) a ser coletado
suficiente para realização das análises químicas.
A compactação foi executada utilizando-se um mini-compactador, visto na foto 4.6. Os
corpos de prova foram compactados em quatros camadas, com 25 golpes por camada. Durante
o processo ajustou-se a energia do equipamento, até se obter, para a umidade de compactação,
a densidade correspondente, segundo à curva de compactação.
Os corpos de prova foram compactados para uma umidade em torno de 2% acima da
ótima, já que, a condutividade hidráulica normalmente decresce com o aumento do teor de
umidade, atingindo valores mínimos para teores de umidade 2% a 4% acima da ótima (Rowe,
82
op. cit.). Esse decréscimo normalmente é atribuído à presença de uma estrutura mais dispersa
quando o solo é compactado acima da umidade ótima. Isso significa que as partículas de
argila dispõem-se paralelas umas às outras, aumentando a tortuosidade da trajetória de fluxo
(Rowe, op. cit.).
Foto 4.6 - Equipamento utilizado na compactação dos corpos de prova.
Os ensaios de coluna realizados podem ser divididos em três fases. A primeira é a fase
de saturação, na qual faz-se percolar água destilada através do corpo de prova, até que seja
atingida condição de fluxo permanente. Em seguida, passa-se à fase de adensamento, onde o
corpo de prova é adensado para uma tensão efetiva de campo. E, finalmente, tem-se a fase de
percolação com água e com a solução preparada.
Para proceder o ensaio deve-se, primeiramente, antes de se iniciar a fase de saturação,
saturar todo o sistema com água destilada e dearada. Em seguida, os corpos de prova,
previamente compactados, são colocados nas células, com pedras porosas separando as suas
extremidades do pedestal e do cabeçote, e envolvidos por uma membrana de látex, presa com
anéis de vedação ao pedestal e ao cabeçote.
Uma vez colocados os corpos de prova nas câmaras, estas são fechadas e enchidas com
água, que irá transmitir a tensão confinante ao corpo de prova. Com a câmara completamente
cheia, aplica-se a tensão confinante por meio da interface ar-água.
83
A partir daí, então, inicia-se a fase de saturação. Esta fase tem por objetivo saturar o
corpo de prova antes de se iniciar a percolação com soro, uma vez que, o modelo teórico
assumido para determinação dos parâmetros de transporte é baseado na hipótese do solo estar
saturado. Dessa forma, também, na percolação com água, a condutividade hidráulica é
determinada para condição saturada.
Inicialmente, regula-se a pressão que irá ser aplicada na base dos corpos de prova,
através do transdutor de pressão acoplado ao painel de distribuição. Em seguida ajusta-se a
mesma, medindo-se a pressão diretamente na base do permeâmetro, de forma a se obter o
gradiente desejado. É estabelecido, então, o fluxo vertical ascendente.
Na fase de saturação o fluxo ocorre sob baixa tensão efetiva, em torno de 10 kPa, para
facilitar a expulsão do ar contido na amostra. Durante o ensaio, mede-se o volume de saída de
fluido da amostra ao longo do tempo, através das buretas. Quando o regime de fluxo
permanente é atingido, a vazão torna-se constante e, admite-se a hipótese de que o corpo de
prova está saturado.
Como as buretas não estavam acondicionadas, procurou-se, a cada três dias de
percolação, coletar os efluentes e armazená-los em recipientes, com o intuito de evitar um
possível erro de leitura, em função da evaporação. A taxa de evaporação do ambiente foi
estimada em aproximadamente 0,015 cm3/dia, através de medidas da variação do volume de
água, em uma proveta deixada em exposição na bancada do sistema, com o tempo.
O volume percolado na fase de saturação foi recolhido para posterior análise química, a
fim de ser verificada uma possível lixiviação dos elementos encapsulados. Optou-se por
determinar a concentração dos mesmos elementos que foram determinados no material
tratado.
Depois de saturados os corpos de prova, inicia-se a fase de adensamento. Esta fase, por
sua vez, tem por objetivo representar a consolidação de campo, quando do enchimento da
84
célula do aterro, sob a qual estará a camada impermeabilizante. A tensão de consolidação
adotada foi de 100kPa, estimando-se uma altura de lixo recoberto em torno de 8 m e
densidade de 1,2 tf/m3 (densidade média do lixo de 0,7 t/m3 mais a parcela de solo de
cobertura).
O registro da base é, então, fechado e é dado um acréscimo de tensão confinante, de
forma que a tensão efetiva média ao final do adensamento seja 100kPa. Durante o
adensamento a drenagem ocorre pelo topo do corpo de prova. O volume de água que sai do
corpo de prova é registrado ao longo do tempo, através da bureta que está ligada ao topo
deste, para que, quando esse volume estabilize, o volume de vazios do corpo de prova seja
corrigido, já que, as curvas de transporte são traçadas em termos de volume de vazios
percolado.
Terminada a fase de adensamento, inicia-se a fase de percolação. Inicialmente, ajusta-se
a pressão aplicada à base e a tensão confinante, de forma que, seja estabelecido o gradiente de
percolação desejado e, a percolação ocorra sob a mesma tensão efetiva média do final do
adensamento.
Nessa fase utilizou-se, inicialmente, água destilada como percolante, a fim de se
determinar a condutividade hidráulica saturada do material. Esta foi determinada utilizando-se
a lei de Darcy para fluxo unidimensional laminar em um meio homogêneo (Q=kiA). Ao longo
do ensaio, o volume percolado é registrado ao longo do tempo através das buretas e, a pressão
aplicada na base, através de transdutor conectado ao sistema de aquisição de dados. Para o
cálculo da condutividade hidráulica, assume-se que não há variação no volume do corpo de
prova durante o ensaio.
Os gradientes adotados inicialmente nos ensaios foram: 50, 100, 150 e 200. Estes foram
assim definidos a fim de viabilizar a realização dos ensaios num período hábil. A realização
de ensaios sob diferentes gradientes é importante, pois, para determinação dos coeficientes de
85
mistura mecânica e de difusão molecular, é necessário ter-se coeficientes de dispersão
molecular correspondentes à diferentes velocidades de fluxo. Além disso, é possível verificar-
se a variação da condutividade hidráulica em função do gradiente de percolação. Em geral, a
condutividade diminui com a elevação do gradiente hidráulico, devido ao carreamento de
finos e entupimento da pedra porosa. Entretanto, pode haver também um aumento da
condutividade, quando esses finos apenas causam um aumento da porosidade da amostra
(Dunn, 1983 – em Elbachá, 1989).
As condutividades hidráulicas para água são então determinadas utilizando-se esses
gradientes. Uma vez determinada a condutividade para água, o fluxo é interrompido para que
esta seja substituída pelo soro no sistema. Depois de se retirar toda a água do sistema,
procede-se a saturação do mesmo com a solução de concentração inicial conhecida.
Em seguida, inicia-se a percolação desta solução através do corpo de prova sob as
mesmas condições (tensão efetiva média e gradiente) da percolação com água, para que seja
verificada, também, a variação da condutividade hidráulica em função do fluido percolante.
No entanto, na fase de percolação com soro, aumentou-se gradativamente os gradientes de 50
e 100 para 100 e 200, respectivamente, de forma a reduzir o tempo necessário para a
conclusão dos ensaios.
Assim como na fase de percolação com água, mede-se, ao longo do ensaio, o volume de
saída de fluido da amostra ao longo do tempo, permitindo a determinação da condutividade
hidráulica para a solução. As pressões são da mesma forma monitoradas e registradas.
Em intervalos de tempo correspondentes a aproximadamente meio volume de vazios
percolado, o efluente é recolhido para posterior análise química e determinação da
concentração da substância. Com isto, obtém-se a variação da concentração do efluente ao
longo do ensaio, sendo possível a determinação dos parâmetros de transporte em solo
saturado: coeficientes de difusão molecular e de mistura mecânica e fator de
86
retardamento/parâmetro de sorção. Determinou-se também o pH e a condutividade elétrica
dos efluentes coletados, antes destes serem preservados (acidificados).
A percolação com a solução prossegue até que a concentração do efluente atinja, no
mínimo, metade da concentração inicial desta, para que possa ser calculado o fator de
retardamento e, posteriormente, os demais parâmetros de transporte.
Finalmente, ao final do ensaio, a amostra é retirada e dividida em três partes
aproximadamente iguais para posterior análise química e determinação do perfil de
concentração do contaminante na mesma. Uma parte da amostra é retirada para determinação
da umidade e grau de saturação final.
4.3 – Ensaios de equilíbrio em lote
Conforme já mencionado no capítulo 2, o ensaio de equilíbrio em lote é usualmente
realizado para quantificação da distribuição do contaminante entre a solução e os sólidos do
solo, através da função de distribuição Kf.
Este consiste em misturar uma determinada massa de solo com uma solução, contendo o
contaminante a uma concentração inicial conhecida, em um recipiente fechado e, após um
determinado período de agitação, suficiente para que ocorram as reações químicas entre o
solo e o contaminante, realizar a separação entre as fases sólida e líquida. Em seguida, após a
separação, a solução é analisada quimicamente para determinação da variação da
concentração do soluto. A quantidade de soluto sorvido pelo solo é assumido como sendo a
diferença entre a concentração inicial (antes do contato com o solo) e a concentração do
soluto depois do período de agitação, embora não seja possível separar a quantidade da massa
adsorvida da precipitada.
Normalmente é realizada uma série de ensaios, variando-se apenas a concentração
inicial da substância na solução e, os resultados desses ensaios são expressos em gráficos que
87
relacionam a massa sorvida por unidade de massa de sólidos secos e a concentração do soluto
na solução, após o equilíbrio.
Embora o ensaio seja relativamente simples, muitos parâmetros experimentais podem
influenciar a sorção de um dado constituinte. Em geral, os procedimentos de ensaio utilizados
variam consideravelmente entre si.
4.3.1 – Descrição do equipamento
Para realização dos ensaios de equilíbrio em lote utilizou-se um agitador magnético,
modelo 258 da marca FANEM, existente no Laboratório de Geotecnia da UFBa. Este foi
usado para agitar a mistura solo-solução, disposta em um becker vedado, por um determinado
período. A agitação é feita através de um ímã acoplado ao agitador que, ao girar, faz com que
uma barra magnética teflonada, inserida no becker, também gire, agitando a amostra. Na foto
4.7 tem-se uma visão do agitador magnético com uma amostra sendo agitada.
Foto 4.7 – Agitador magnético.
88
Para realizar a separação entre as fases sólida e líquida após o ensaio, utilizou-se o
método da filtração a vácuo. Para tal foram necessários os seguintes materiais: funil de
Buchner de porcelana, frasco de Kitasato de vidro, papel de filtro WHATMAN 42 e bomba de
vácuo. Um esquema do sistema para filtração é mostrado na figura 4.2; na foto 4.8, tem-se
uma visão geral do mesmo.
Figura 4.2 – Esquema do sistema de filtração a vácuo (Elbachá, 1989).
Foto 4.8 – Sistema de filtração a vácuo.
89
4.3.2 - Metodologia de ensaio
Conforme dito anteriormente, os procedimentos de ensaio utilizados variam
consideravelmente entre si. Dessa forma, é importante associar os resultados obtidos às
definições de ensaio adotadas, já que, os parâmetros experimentais podem influenciar a
sorção de um dado constituinte.
No presente trabalho, utilizou-se amostras do material, passante na peneira # 10 (2mm),
seco ao ar. A proporção adotada nos ensaios foi de 1:4 (solo: solução), sendo que a massa de
solo é corrigida em função da sua umidade inicial.
Para definir o tempo de agitação (tempo necessário para que as reações ocorram),
recomenda-se a realização de ensaios preliminares, nos quais as amostras, com concentrações
iniciais de soluto iguais, são agitadas por tempos diferentes e as concentrações de equilíbrio
determinadas para os respectivos tempos. Entretanto, em geral, 24h é um valor típico adotado,
suficiente para que o equilíbrio seja atingido (USEPA, 1992). Dessa forma, o tempo de
agitação adotado foi igual a 24h.
Uma vez definido o tempo de agitação e a proporção utilizada, selecionou-se as
concentrações inicias para cada amostra e o número de amostras. As concentrações utilizadas
foram aproximadamente 15, 25, 90, 400, 750, 1150 e 1650 mg Pb/L, perfazendo um total de 7
amostras.
Em seguida preparou-se as soluções para as concentrações definidas e pesou-se a massa
de solo a ser utilizada nos ensaios. A massa seca de solo usada foi de 15g para 60mL da
solução. Como o solo estava inicialmente úmido, determinou-se sua umidade inicial para
corrigir a massa real a ser utilizada.
A mistura solo-solução é, então, colocada num becker de 100mL, preso ao Agitador
Magnético, e agitada durante 24h. Após esse período, o becker é recolhido e mede-se a
90
temperatura de equilíbrio e o pH da solução. Em seguida a mistura é filtrada pelo método da
filtração a vácuo, utilizando-se os equipamentos descritos no item anterior. São determinadas
então a condutividade elétrica e a concentração de equilíbrio da fase líquida. Esta última foi
determinada por absorção atômica.
A massa sorvida do contaminante é, então, obtida pela diferença entre a concentração
inicial da solução e a concentração da solução filtrada.
Finalmente os resultados desses ensaios foram expressos em gráficos que relacionam a
massa sorvida por unidade de massa de sólidos secos e a concentração do soluto na solução,
após o equilíbrio. As curvas obtidas, isotermas, podem ser ajustadas segundo modelos
matemáticos, sendo os mais comumente utilizados os de Langmuir e Freundlich.
CAPÍTULO 5
APRESENTAÇÃO E DISCUSSÃO DOS RESULTADOS
5.1 - Introdução
Neste capítulo são apresentados e discutidos os resultados obtidos nos ensaios de coluna
e equilíbrio em lote realizados.
5.2 - Ensaios de coluna
Foram realizados ensaios de coluna, com percolação de água e de soro, na borra
processada compactada, utilizando-se o sistema de permeâmetros desenvolvido. Através
destes buscou-se determinar os parâmetros de transporte de massa na borra (e.g., o fator de
retardamento, a difusão molecular e a dispersividade), além da condutividade hidráulica
saturada com água e com soro. No presente trabalho os parâmetros referem-se ao transporte
do chumbo na borra processada.
Com o intuito de verificar os resultados de condutividade hidráulica obtidos com o novo
sistema desenvolvido, realizou-se também ensaios de permeabilidade em células triaxiais,
existentes no laboratório. Nestes, foi possível a aplicação de contrapressão no auxílio do
processo de saturação dos corpo de prova, além de poder avaliar a sua eficácia através da
determinação do parâmetro B de Skempton.
Adicionalmente, foram realizados mais dois ensaios de coluna, utilizando-se, porém, um
sistema similar ao projetado por de Campos em 1993 e implementado por Borges em 1996 na
92
PUC-Rio, disponível no Laboratório de Geotecnia da UFBa. Nestes também foi possível a
aplicação de contrapressão durante todo o ensaio.
5.2.1 – Ensaios realizados no sistema desenvolvido na UFBa
Foram realizados ensaios de coluna com percolação de água destilada e soro (solução
preparada de nitrato de chumbo) em quatro corpos de prova da borra processada,
compactados com umidade em torno de 2% acima da ótima. Na tabela 5.1 são apresentados os
dados iniciais dos corpos de prova.
Tabela 5.1 - Dados iniciais dos corpos de prova 1, 2, 3 e 4.
Corpo de prova
�t (kN/m3)
� (%)
e n S (%)
1 18,24 13,0 0,42 0,30 71,68 2 18,24 13,0 0,42 0,30 71,75 3 18,14 13,0 0,43 0,30 71,17 4 18,14 13,0 0,43 0,30 71,34
Anterior à determinação da condutividade hidráulica saturada para a tensão efetiva de
campo, estimada em 100 kPa, a amostra foi saturada, através de percolação com água, para
uma tensão efetiva em torno de 10 kPa. Quando a vazão tornou-se constante com o tempo,
admitiu-se que o corpo de prova atingiu a saturação. Nessa fase, determinou-se também a
condutividade hidráulica média, que variou de 1,13 x 10-10 a 2,00 x 10-10 m/s, nos quatro
permeâmetros. Os gráficos da fase de saturação são apresentados no apêndice E.
Os resultados obtidos na fase de saturação, juntamente com o resultado do ensaio
realizado no Laboratório de Engenharia Civil da Universidade Estadual do Norte Fluminense
(apresentado no apêndice E), segundo a norma DIN 18130, indicaram que esse material
apresentava baixa permeabilidade. Dessa forma, os ensaios aqui apresentados foram
realizados com gradientes hidráulicos altos, variando de 50 até 200, de forma a reduzir o
93
tempo de realização dos ensaios. Os resultados destes são apresentados na tabela 5.2, na qual
são indicadas as tensões confinante e efetiva e as poropressões médias ao longo do corpo de
prova.
Tabela 5.2 - Ensaios de coluna – percolação com água – ensaios 1, 2, 3 e 4.
Corpo de prova
Altura (cm)
imédio �conf. média (kPa)
umédia (kPa)
�’média (kPa)
vp (m/s)
kmédia (m/s)
1 3,13 201,53 122,07 25,85 96,22 2,73�10-8 4,06�10-11 2 4,04 150,58 122,07 25,90 96,17 2,81�10-8 5,59�10-11 3 3,15 100,89 107,04 10,34 96,70 8,31�10-8 2,47�10-11 4 5,98 49,70 107,04 10,48 96,56 8,71�10-8 5,26�10-11
Como era de se esperar, as condutividades hidráulicas dos quatro corpos de prova
diminuíram devido ao aumento da tensão efetiva, que causa redução do índice de vazios do
solo.
Uma vez que a curva característica do transporte é traçada em termos de volume de
vazios percolado, foi feito um ensaio de compressão isotrópica em um corpo de prova da
borra processada, a fim de corrigir o volume de vazios de cada corpo de prova submetido ao
novo nível de tensões – 100 kPa. Da mesma forma, nos ensaios de coluna, foi medida a
variação de volume dos corpos de prova, quando submetidos ao novo estado de tensões, para
correção do volume de vazios inicial.
Deve-se observar que, devido à dificuldade de se manter o gradiente hidráulico
constante, a condutividade hidráulica foi calculada em cada ponto do ensaio. A figura 5.1
mostra as curvas de variação de volume percolado, do gradiente hidráulico e da condutividade
hidráulica com o tempo, para o corpo de prova 3. As curvas traçadas para os demais ensaios
encontram-se no apêndice E.
94
(a)
(b)
(c) Figura 5.1 - Ensaio de coluna – fase de percolação com água – corpo de prova 3: a) variação
de volume versus tempo; b) variação do gradiente hidráulico versus tempo; c)
variação da condutividade hidráulica versus tempo.
CP 3 - Percolação com água - imedio = 100,89
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
0 2 4 6 8 10
Tempo (dia)
Vol
ume
Perc
olad
o (m
L)
CP 3 - Percolação com água
80
90
100
110
120
0 2 4 6 8 10
Tempo (dia)
Gra
dien
te H
idrá
ulic
o
imedio = 100,89
CP 3 - Percolação com água - imedio = 100,89
1E-11
1E-10
1E-09
0 2 4 6 8 10
Tempo (dia)
Con
dutiv
idad
e H
idrá
ulic
a (m
/s) kmedia = 2,47E-11
95
A adição de argila ativada (argilominerais modificados quimicamente), durante o
processo de tratamento (encapsulamento) do material, e o alto teor de matéria orgânica
presente no mesmo, sugerem que este apresente significativas propriedades adsortivas. Dessa
forma, os corpos de prova foram moldados com alturas pequenas (variando de 3 a 6cm), com
o objetivo de minimizar o tempo do ensaio de transporte (percolação com soro); entretanto, é
importante ressaltar que alturas excessivamente pequenas implicam em volumes coletados
para análise química inadequados, quando não insuficientes.
Antes de se iniciar a fase de percolação com soro, dando continuidade aos ensaios, os
gradientes hidráulicos dos corpos de prova 3 e 4 foram ajustados de forma a se aumentar as
velocidades de percolação, diminuindo o tempo de realização dos ensaios. É importante
ressaltar que as velocidades de percolação devem ser baixas o suficiente para que o equilíbrio
das reações seja atingido; no entanto, por outro lado, velocidades muito baixas não são
convenientes por levar o ensaio a se estender indefinidamente, além de tornar difícil o
controle do gradiente hidráulico. Dessa forma, torna-se inviável a reprodução, em laboratório,
da velocidade de percolação de campo, onde o gradiente hidráulico geralmente assume valor
abaixo da unidade.
Realizou-se, então, um segundo estágio de percolação com água, para determinar a
condutividade hidráulica dos corpos de prova para os novos gradientes. Na tabela 5.3 são
apresentados os resultados desse novo estágio; as curvas correspondentes estão no apêndice E.
Tabela 5.3 - Segundo estágio dos ensaios de coluna - percolação com água.
Corpo de prova
Altura (cm)
imédio �conf. média (kPa)
umédia (kPa)
�’média (kPa)
vp (m/s)
kmédia (m/s)
1 3,13 200,00 123,50 26,00 97,50 2,25�10-8 3,37�10-11 2 4,04 149,78 123,50 26,05 97,45 3,05�10-8 6,11�10-11 3 3,15 204,94 123,00 26,51 96,49 1,41�10-8 2,06�10-11 4 5,98 101,50 123,00 26,65 96,35 1,02�10-8 3,02�10-11
96
Buscou-se, inicialmente, realizar ensaios com gradientes diferentes, pois, para
determinar os parâmetros de transporte � (coeficiente de mistura mecânica) e D* (difusão
molecular) são necessários ensaios com velocidades de percolação diferentes. Entretanto, em
função da necessidade de se cumprir o programa de ensaios, foi necessário aumentar os
gradientes dos corpos de prova 3 e 4.
Ainda nas fases de saturação e percolação com água foram coletados efluentes para
determinação da concentração dos mesmos elementos químicos analisados na borra. Na foto
5.1 são mostrados os aspectos do corpo de prova e do efluente coletado. Observa-se que este
último apresenta uma coloração escura, o que sugere a presença de matéria orgânica. Os
resultados das análises são apresentados na tabela 5.5.
Foto 5.1 – Efluente coletado e amostras compactadas.
Após o tratamento da borra oleosa, pela empresa Americlean, foram realizados ensaios
de lixiviação e solubilização, segundo as normas NBR 10005 e 10006, respectivamente, para
verificação da eficiência do tratamento. Um resumo dos resultados das análises de oito
amostras de solubilizado e lixiviado de borra tratada são apresentados na tabela 5.4. Os
valores indicados nesta tabela foram compilados de relatórios da PETROBRAS, sendo os
mesmos os maiores dentre as amostras analisadas.
97
Tabela 5.4 – Análises químicas dos efluentes dos ensaios de lixiviação e solubilização da
borra tratada (PETROBRAS, 1999).
NBR 10004 LIXIVIAÇÃO (ANEXO G)
SOLUBILIZAÇÃO (ANEXO H)
ANÁLISES Detectado
(mg/L) Legislação
(mg/L) Detectado
(mg/L) Legislação
(mg/L)
ALUMÍNIO - - 0,62 0,2 ARSÊNIO < 0,0 5 5 < 0,05 0,05 BÁRIO 1,1 100 3,2 1 CÁDMIO 0,06 0,5 0,009 0,005 CHUMBO 0,15 5 1,1 0,05 COBRE - - < 0,5 1 CROMO 1,9 5 0,14 0,05 FERRO - - 3,6 0,3 MANGANÊS - - 2,3 0,1 MERCÚRIO < 0,01 0,1 < 0,001 0,001 PRATA < 0,05 5 0,27 0,005 SÓDIO - - 1100 200 SELÊNIO 0,027 1 < 0,01 0,01 ZINCO - - 0,58 5
Os limites máximos permissíveis, indicados na tabela 5.4, são exigidos para classificar o
resíduo como material inerte, segundo padrões de potabilidade da água, conforme a norma
NBR 10004. Para a utilização da borra processada como material de construção em sistemas
de impermeabilização de aterros sanitários, é necessário, primeiramente, que os
contaminantes encapsulados não sejam liberados no ambiente, em concentrações suficientes
para causar impactos ambientais.
Como nos ensaios realizados – lixiviação e solubilização – as condições de contorno são
diferentes das do ensaio de coluna, optou-se por analisar os efluentes da percolação com água
para determinação da concentração de alguns destes elementos químicos. Foram analisados
preferencialmente os elementos que, de acordo com a tabela 5.4, apresentaram concentrações
acima dos limites permissíveis (Ag, Al, Cd, Cr, Fe, Mn, Na e Pb). Adicionalmente, foram
98
determinadas as concentrações de cobre (Cu) e zinco (Zn). Determinou-se também o pH e a
condutividade elétrica dos efluentes coletados. As coletas dos efluentes para análise química
foram feitas seqüencialmente quando o volume percolado atingia aproximadamente 10 mL, o
que significa aproximadamente um volume de poros. Os resultados dessas análises são
apresentados nas tabelas 5.5 e 5.6.
Tabela 5.5 -Análises químicas dos efluentes da percolação com água.
CP 1 CP 2 Análise
1a coleta 2a coleta 3a coleta 1a coleta 2a coleta 3a coleta
Ag (mg/L) < 0,1 - - < 0,1 - - Al (mg/L) < 0,5 - - < 0,5 - - Cd (mg/L) < 0,075 - - < 0,075 - - Cr (mg/L) < 0,03 - - < 0,03 - - Cu (mg/L) 4,95 1,00 0,70 2,95 1,04 0,85 Fe (mg/L) 1,55 1,68 1,05 3,58 2,40 1,10 Mn (mg/L) 28,00 3,10 2,00 66,00 6,80 3,75 Na (mg/L) 3.477 1.558 960 3.348 1.600 890 Pb (mg/L) 3,43 1,07 0,28 0,32 0,29 0,15 Zn (mg/L) 3,15 1,17 0,22 2,55 0,25 0,18
Tabela 5.6 - Análises de pH e cond. elétrica dos efluentes da percolação com água.
Análises CP 1 CP 2 CP 3 CP 4
1a coleta 8,79 8,35 8,63 8,65 2a coleta 7,49 8,30 7,41 7,87 PH 3a coleta 7,10 7,55 7,0 7,17 1a coleta 17.700 19.900 > 20.000 > 20.000 2a coleta 7.530 8.050 6.010 15.840 Cond. Elétrica
(mohms/cm) 3a coleta 5.020 4.560 4.800 13.050
Analisando-se os resultados das análises químicas apresentados na tabela 5.5, tem-se
que, após percolado um maior volume de água, os resultados das concentrações efluentes dos
elementos químicos analisados indicam uma tendência de queda. Tal fato sugere a lixiviação
99
desses elementos em função da disponibilidade dos mesmos, de forma que, para quantidades
maiores de água percolada, tem-se concentrações cada vez menores, podendo até se atingir
valores bastante baixos.
Considerando os valores obtidos, o material apresenta ainda concentrações de certos
elementos acima do máximo permissível. Entretanto, é possível que uma “lavagem” do
material, anterior à sua utilização, minimize os problemas, já que, observou-se uma queda da
concentração destes elementos nos efluentes com o tempo.
Observa-se também um elevado teor de sódio (Na) tanto no efluente do ensaio de
solubilização (Americlean) quanto no da percolação com água. Tal fato pode estar associado
ao elevado teor deste elemento na borra processada, que é um material oriundo da exploração
de petróleo offshore. O fato do efluente da percolação com água apresentar uma concentração
de sódio maior do que a do solubilizado pode estar associado às diferentes condições de
contorno dos ensaios. No ensaio de solubilização a amostra é misturada com água deionizada
ou destilada, na proporção 1:4, agitada durante cinco minutos e deixada em repouso por sete
dias, antes de ser filtrada e analisada. Já no ensaio de percolação, a proporção solo:solução é
menor, ou seja, mais amostra para uma menor quantidade de água em contato com os grãos,
embora o tempo de contato entre o solo e a solução seja menor.
Deve-se notar também os elevados valores de concentração efluente para o manganês,
que apresentaram-se maiores do que os encontrados nos ensaios de lixiviação e solubilização.
Observou-se uma coloração avermelhada nas mangueiras de saída dos corpos de prova (foto
5.2), o que poderia ser um indicativo do alto teor de manganês e/ou ferro dos efluentes.
100
Foto 5.2 – Detalhe da cor avermelhada das mangueiras de saída dos corpos de prova.
Os valores das condutividades elétricas dos efluentes foram consideravelmente altos, o
que indica um elevado teor de íons dissolvidos nestes. Observa-se, também, uma queda nos
valores de condutividade elétrica para um maior volume de água percolado. Novamente
podendo indicar a lixiviação decrescente dos elementos disponíveis.
Os valores de pH indicam que os efluentes apresentam um caráter básico, embora a
borra em si tenha pH ligeiramente ácido.
Assumindo que os valores de concentração do chumbo nos efluentes da percolação com
água eram baixos em relação à concentração inicial a ser utilizada na fase de percolação com
soro, foi dado, então, início a esta última fase, mantendo-se os mesmos gradientes da segunda
fase da percolação com água.
Na percolação com soro, optou-se pela utilização de uma solução de nitrato de chumbo
– Pb(NO3)2 – com concentrações de chumbo relativamente elevadas, a fim de minimizar
possíveis imprecisões de medidas. Para tanto, foi preparada uma solução de Pb(NO3)2 em
101
água destilada e deionizada, adicionando-se a massa do reagente de Pb(NO3)2 nesta. A
mistura assim preparada foi analisada no LERQ/UFBa. A análise química desta e das outras
amostras apresentadas neste trabalho foram realizadas pelo método de absorção atômica de
chamas.
Durante a fase de percolação com soro, foram medidos os volumes de saída do soro nos
corpos de prova ao longo do tempo, além da poropressão na base. Com isto, foram calculadas
a velocidade e a condutividade hidráulica dos corpos de prova ponto a ponto, verificando-se a
sua eventual variação no decorrer do ensaio, conforme ilustram as figuras 5.2 a 5.5 a seguir.
102
(a)
(b)
Figura 5.2 - Corpo de Prova 1: a) variação da condutividade hidráulica e b) variação da
velocidade de percolação com o tempo.
CP 1 - Percolação com soro - imedio = 201,4
1E-11
1E-10
1E-09
7 12 17 22 27 32
Tempo (dia)
Con
dutiv
idad
e H
idrá
ulic
a(m
/s) kmedia = 2,97E-11
CP 1 - Percolação com soro - imedio = 201,4
1E-09
1E-08
1E-07
7 12 17 22 27 32
Tempo (dia)
Vel
ocid
ade
de P
erco
laçã
o (m
/s)
vmedia = 1,99E-08
103
(a)
(b)
Figura 5.3 - Corpo de prova 2: a) variação da condutividade hidráulica e b) variação da
velocidade de percolação com o tempo.
CP 2 - Percolação com soro - imedio = 151,0
1E-11
1E-10
1E-09
7 12 17 22 27 32
Tempo (dia)
Con
dutiv
idad
e H
idrá
ulic
a(m
/s)
kmedia = 16,8E-11
CP 2 - Percolação com soro - imedio = 151,0
1E-08
1E-07
1E-06
8 12 16 20 24 28 32Tempo (dia)
Vel
ocid
ade
de P
erco
laçã
o (m
/s)
vmedia = 8,40E-08
104
(a)
(b)
Figura 5.4 - Corpo de prova 3: a) variação da condutividade hidráulica e b) variação da
velocidade de percolação com o tempo.
CP 3 - Percolação com soro - imedio = 207,13
1E-12
1E-11
1E-10
7 12 17 22 27 32
Tempo (dia)
Con
dutiv
idad
e H
idrá
ulic
a(m
/s)
kmedia = 2,71E-11
CP 3 - Percolação com soro - imedio = 207,13
1E-09
1E-08
1E-07
7 12 17 22 27 32
Tempo (dia)
Vel
ocid
ade
de P
erco
laçã
o (m
/s)
vmedia = 1,87E-08
105
(a)
(b)
Figura 5.5 - Corpo de prova 4: a) variação da condutividade hidráulica e b) variação da
velocidade de percolação com o tempo.
CP 4 - Percolação com soro - imedio = 102,55
1E-12
1E-11
1E-10
7 12 17 22 27 32
Tempo (dia)
Con
dutiv
idad
e H
idrá
ulic
a(m
/s)
kmedia = 2,98E-11
CP 4 - Percolação com soro - imedio = 102,55
1E-09
1E-08
1E-07
7 12 17 22 27 32
Tempo (dia)
Vel
ocid
ade
de P
erco
laçã
o (m
/s)
vmedia = 1,02E-08
106
Observa-se na figura 5.3a, correspondente ao ensaio 2, que a condutividade hidráulica
média deste corpo de prova apresentou-se relativamente maior do que as dos outros corpos de
prova. Não foi encontrada uma justificativa definitiva para esse fato, uma vez que, todos os
outros valores de condutividade hidráulica, obtidos para uma tensão efetiva de 100 kPa,
mantiveram-se na ordem de grandeza de 10-11 m/s.
Observou-se que a mangueira de saída do topo deste corpo de prova apresentou-se
transparente durante todo o ensaio (foto 5.3 - a), o que poderia sugerir uma não obstrução na
mesma, enquanto os outros corpos de prova teriam suas mangueiras obstruídas, diminuindo
assim suas condutividades hidráulicas. De fato, a mangueira do topo dos outros corpos de
prova apresentaram coloração escura, conforme visto na foto 5.3 - b.
(a) (b)
Foto 5.3 - Detalhe da mangueira do topo do permeâmetro 2 (a) dos outros permeâmetros (b).
Deve-se notar que não se verificou uma redução da condutividade hidráulica e,
consequentemente da velocidade de percolação, durante a percolação com soro. De acordo
com os resultados dos ensaios (figuras 5.2 a 5.5), a interação do chumbo com a borra
aparentemente afeta pouco a condutividade hidráulica desta.
107
Em geral, em materiais argilosos, devido à reações de sorção entre as substâncias
presente na solução percolante e o meio poroso, ou ocorre uma diminuição gradual da
condutividade hidráulica ou um aumento desta, quando da percolação da solução. A
diminuição da condutividade hidráulica pode ocorrer em decorrência de uma expansão da
camada dupla. Os cátions dissolvidos na solução são sorvidos nas superfícies dos sólidos,
aumentando a espessura da camada dupla e, diminuindo os vazios livres. Por outro lado, um
aumento da condutividade pode ocorrer em decorrência de uma contração da camada dupla.
Neste caso ocorre uma diminuição da espessura da camada dupla quando, por exemplo,
cátions monovalentes são trocados por cátions bivalentes presentes na solução.
As amostras de efluente foram coletadas, inicialmente, em intervalos de tempo
correspondentes a aproximadamente meio volume de poros percolado, para determinação das
concentrações do chumbo ao longo do ensaio. Observando-se que as concentrações efluentes
eram baixas, optou-se por fazer as coletas para volumes percolados maiores. Com isto, foi
possível traçar as curvas breakthrough do chumbo em cada ensaio. Foram realizadas também
análises de pH e condutividade elétrica dos efluentes coletados. Os resultados destas análises
são apresentados nas tabelas 5.7 a 5.10.
Tabela 5.7 - Resultado das análises físico-químicas das amostras de efluente do ensaio 1.
CP 1
Efluente Vp/Vv pH C.E. (mS/cm) Cef (mg/L) 1 0,54 8,71 4270 0,34 2 1,05 8,55 4110 0,30 3 1,91 8,42 3900 0,98 4 2,68 8,43 3530 0,64 5 3,37 8,49 3150 1,25 6 4,05 8,60 3100 1,20 7 4,79 8,71 3070 1,95
Cef = concentração do Pb nos efluentes C.E. = condutividade elétrica
108
Tabela 5.8 - Resultado das análises físico-químicas das amostras de efluente do ensaio 2.
CP 2 Efluente Vp/Vv pH C.E. (mS/cm) Cef (mg/L)
1 0,54 8,40 2720 0,64 2 1,18 9,01 2030 0,30 3 1,97 8,91 1600 1,25 4 2,47 8,89 1100 0,55 5 3,15 8,87 1080 2,35 6 3,92 8,38 852 2,0 7 4,66 8,34 792 2,6 8 5,16 8,44 823 1,53 9 5,71 8,65 802 1,96 10 6,32 8,64 792 2,54 11 7,42 8,80 1203 1,23 12 8,18 8,69 1227 1,29 13 9,04 8,55 1695 1,45 14 9,83 8,50 1341 2,15 15 10,66 8,75 1158 4,00 16 12,39 8,66 1098 2,00 17 13,69 8,78 925 2,77 18 14,99 8,88 882 3,53 19 15,41 8,92 816 2,00 20 15,96 8,85 795 4,97 21 16,94 8,96 763 6,10 22 17,44 9,07 676 5,90
Cef = concentração do Pb nos efluentes C.E. = condutividade elétrica
Tabela 5.9 - Resultado das análises físico-químicas das amostras de efluente do ensaio 3.
CP 3 Efluente Vp/Vv pH C.E. (mS/cm) Cef (mg/L)
1 0,55 8,69 3840 1,64 2 1,06 8,24 3750 1,44 3 1,91 8,40 3390 2,00 4 2,55 8,13 3070 1,30 5 3,22 8,35 2840 2,40 6 3,90 8,40 2680 1,17 7 4,53 8,50 2890 4,90
Cef = concentração do Pb nos efluentes C.E. = condutividade elétrica
109
Tabela 5.10 - Resultado das análises físico-químicas das amostras de efluente do ensaio 4.
CP 4 Efluente Vp/Vv pH C.E. (mS/cm) Cef (mg/L)
1 0,48 8,45 13290 0,80 2 0,73 8,86 9590 1,00 3 1,11 8,88 8450 1,30 4 1,44 8,91 7500 1,10
Cef = concentração do Pb nos efluentes C.E. = condutividade elétrica
Durante a fase de percolação com soro, foram analisadas no LERQ/UFBa duas amostras
da solução influente. As concentrações medidas do chumbo estão indicadas na tabela 5.11.
Tabela 5.11 - Análises da solução influente dos ensaios 1, 2, 3 e 4.
CONCENTRAÇÕES (mg Pb/L)
CP 1 e CP 2 CP 3 e CP 4
Co1 26,62 50,76
Co2 16,9 21,6
Observa-se uma diferença considerável entre as concentrações do chumbo nas duas
amostras. Esta diferença pode estar associada à imprecisão decorrente do pequeno volume das
amostras analisadas ou à precipitação do chumbo em função de variações das condições de
contorno, por exemplo temperatura, podendo ainda ser atribuída à adsorção do chumbo ao
material utilizado no reservatório de soro - nylon.
Para se tentar descobrir a causa da variação da concentração inicial, foram realizados
testes com soluções preparadas de Pb(NO3)2 a uma concentração inicial de 100mg Pb/L.
Deixou-se em repouso dois balões de vidro, um contendo o nylon e outro contendo apenas a
solução. Em intervalos de tempo eram coletadas duas amostras da solução de cada balão: uma
sobrenadante e a outra após a agitação da solução. Os resultados desses teste são apresentados
na tabela 5.12.
110
Tabela 5.12 - Teste com nylon.
CONCENTRAÇÃO (mg Pb/L)
Balão com nylon Balão sem nylon Amostra
Sobrenadante Mexida Sobrenadante Mexida 19/12 86,5 93,3 - - 10/01 89,0 93,2 86,3 88,6 01/03 83,0 92,9 83,4 87,4
Os resultados obtidos para as concentrações de chumbo das amostras coletadas dos dois
balões sugerem que não houve interação do chumbo com o nylon. Inclusive, para as amostras
mexidas, temos uma maior concentração de chumbo na amostra do balão com o nylon. Caso
tivesse havido reação entre o chumbo e o nylon era de se esperar uma menor concentração
para o balão com nylon.
Da mesma forma, aparentemente, também não houve redução significativa da
concentração de chumbo para as amostras coletadas antes e após a agitação da solução, o que
poderia indicar que não houve precipitação do metal, embora as concentrações para as
amostras sobrenadantes tenham sido menores do que as das amostras coletadas após a
agitação da solução (amostras mexidas).
Uma vez que não foi encontrada uma explicação definitiva para esta diferença, os
resultados das análises das amostras de efluente realizadas foram interpretados em relação aos
resultados das duas análises da solução influente. Assim, para o cálculo das concentrações
relativas, foram tomados os dois valores obtidos para a concentração inicial.
As curvas de transporte obtidas, assim como as curvas de pH e condutividade elétrica
versus volume percolado por volume de vazios, são apresentadas nas figuras 5.6 a 5.13.
111
(a)
(b)
Figura 5.6 - Curva breakthrough para o ensaio 1 com concentração inicial Co1 (a) e Co2 (b).
Curva de transporte - CP 1
0,00
0,25
0,50
0 1 2 3 4 5
Vp/Vv
C/Co
Co = 26,62 mg Pb/L
Curva de transporte - CP 1
0,00
0,25
0,50
0 1 2 3 4 5
Vp/Vv
C/CoCo = 16,9 mg Pb/L
112
(a)
(b)
Figura 5.7 - Curvas de condutividade elétrica (a) e pH (b) versus volume percolado por
volume de vazios para o ensaio 1.
2500
3000
3500
4000
4500
0 1 2 3 4 5
Vp/Vv
Con
dutiv
idad
e E
létr
ica
mS
7
8
9
10
0 1 2 3 4 5
Vp/Vv
pH
113
(a)
(b)
Figura 5.8 - Curva breakthrough para o ensaio 2 com concentração inicial Co1 (a) e Co2 (b).
Curva de transporte - CP 2
0,00
0,25
0,50
0 5 10 15 20
Vp/Vv
C/Co Co = 26,62 mg Pb/L
Curva de transporte - CP 2
0,00
0,25
0,50
0 5 10 15 20
Vp/Vv
C/CoCo = 16,9 mg Pb/L
114
(a)
(b)
Figura 5.9 - Curvas de condutividade elétrica (a) e pH (b) versus volume percolado por
volume de vazios para o ensaio 2.
500
1000
1500
2000
2500
3000
0 5 10 15 20
Vp/Vv
Con
dutiv
idad
e E
létr
ica
mS
7
8
9
10
0 5 10 15 20
Vp/Vv
pH
115
(a)
(b)
Figura 5.10 - Curva breakthrough para o ensaio 3 com concentração inicial Co1 (a) e Co2 (b).
Curva de transporte - CP 3
0,00
0,25
0,50
0 1 2 3 4 5
Vp/Vv
C/CoCo = 50,76 mg Pb/L
Curva de transporte - CP 3
0,00
0,25
0,50
0 1 2 3 4 5
Vp/Vv
C/Co Co = 21,6 mg Pb/L
116
(a)
(b)
Figura 5.11 - Curvas de condutividade elétrica (a) e pH (b) versus volume percolado por
volume de vazios para o ensaio 3.
2000
2500
3000
3500
4000
0 1 2 3 4 5
Vp/Vv
Con
dutiv
idad
e E
létr
ica
mS
7
8
9
10
0 1 2 3 4 5
Vp/Vv
pH
117
(a)
(b)
Figura 5.12 - Curva breakthrough para o ensaio 4 com concentração inicial Co1 (a) e Co2 (b).
Curva de transporte - CP 4
0,00
0,25
0,50
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0
Vp/Vv
C/Co
Co = 50,76 mg Pb/L
Curva de transporte - CP 4
0,00
0,25
0,50
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0
Vp/Vv
C/CoCo = 21,6 mg Pb/L
118
(a)
(b) Figura 5.13 - Curvas de condutividade elétrica (a) e pH (b) versus volume percolado por
volume de vazios para o ensaio 4.
5000
7500
10000
12500
15000
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0
Vp/Vv
Con
dutiv
idad
e E
létr
ica
mS
7
8
9
10
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0
Vp/Vv
pH
119
Embora a curva esperada fosse da forma apresentada na figura 5.14, observa-se que, de
acordo com as curvas para os ensaios 1, 3 e 4 , após a percolação de um volume igual a 4,5
volumes de vazios das amostras, não se atingiu nos efluentes a metade da sua concentração na
solução influente. Mesmo no ensaio 2, no qual foram percolados aproximadamente 17
volumes de vazios da amostra, a concentração efluente atingiu apenas aproximadamente 35%
da sua concentração inicial (para Co = 16,9 mg/L). Nos outros ensaios o chumbo está presente
no efluente ainda com concentrações muito baixas, o que sugere uma alta capacidade de
retenção do material e, consequentemente, um alto valor de fator de retardamento.
Figura 5.14 - Forma esperada das curvas breakthrough de chumbo.
É possível que tais resultados estejam associados à sorção do chumbo à matéria
orgânica, presente em alto teor na borra processada. Dados mostrando correlações entre
concentrações de matéria orgânica e chumbo nos solos indicam que, a matéria orgânica
presente nos solos tem uma maior afinidade para adsorver chumbo do que os argilominerais.
Os valores de pH medidos para os efluentes coletados, associados aos valores das
concentrações iniciais, sugerem que o chumbo está sendo retido principalmente devido ao
mecanismo de precipitação. Conforme citado no capítulo 2 deste trabalho, para valores de
concentração acima de aproximadamente 0,2 mg Pb/L em meios com pH igual 8, tem-se uma
tendência de precipitação do chumbo.
Uma análise dos gráficos de pH indica que, em geral, o pH manteve-se constante, com
leve tendência de aumento com o tempo. Como a solução inicial tinha pH em torno de 5, com
C/Co
Vp/Vv
0
1
breakthrough curve
1
0
120
sua introdução no meio podem ter ocorrido reações que elevaram o pH (reações de
neutralização), o que poderia causar uma redução na solubilidade do chumbo e sua
precipitação.
Em geral a condutividade elétrica decresceu com o tempo, o que poderia indicar uma
diminuição da lixiviação dos elementos disponíveis.
Após o término dos ensaios, os corpos de prova foram retirados e divididos em três
partes aproximadamente iguais, para a análise da concentração de chumbo e traçado do perfil
de concentração do chumbo no solo. Espera-se que esta deve ser próxima do valor da
concentração da solução influente, uma vez que, o material reteve bastante, considerando as
baixas concentrações de chumbo nos efluentes. Os resultados dessas análises são apresentados
na tabela 5.13.
Além disso, realizou-se também análises para determinação da CTC do material após a
percolação da solução de nitrato de chumbo, com o intuito de verificar as trocas ocorridas.
Espera-se por sua vez, que os valores obtidos sejam menores do que o valor de CTC obtido
antes da percolação, já que, aparentemente, houve retenção do chumbo na borra, podendo
uma parcela desta ter sido por troca iônica. Os resultados dessas análises são apresentados na
tabela 5.14.
Tabela 5.13 - Resultado das análises químicas para determinação do teor de chumbo nos
corpos de prova 1, 2, 3 e 4, após a percolação do soro.
Concentração Total Concentração Líquida (Total – Branco)
Branco 164,00 C Pb
(mg/Kg) CP 1 CP 2 CP 3 CP 4 CP 1 CP 2 CP 3 CP 4
Topo 179,74 183,06 168,84 165,01 15,74 19,06 4,84 1,01 Meio 189,92 185,44 170,65 166,15 25,92 21,44 6,65 2,15 Base 189,99 186,10 192,25 180,46 25,99 22,10 28,25 16,46
Média 186,55 184,87 177,25 170,54 22,55 20,87 13,25 6,54
121
Tabela 5.14 - Resultado das análises de CTC final nos corpos de prova 1, 2, 3 e 4.
CTC (meq / 100 g) Ca+2 Mg+2 Na+ K+ Soma Al+3 H+ Al+3 + H+ T
Inicial 30,60 4,69 6,91 0,66 42,86 0 0,78 0,78 43,64 CP1 14,26 0,95 0,14 0,17 15,52 - - 1,00 16,52 CP2 21,02 0,52 0,24 0,22 22,00 - - 1,09 23,09 CP3 17,48 2,98 0,12 0,16 20,74 - - 1,41 22,15 CP4 21,33 2,31 0,20 0,11 23,95 - - 1,00 24,05
Média 18,52 1,69 0,18 0,17 20,55 - - 1,13 21,68 Troca (%) -39,45 -63,97 -97,40 -74,24 - - - +44,87 -50,32
Os resultados de teor de chumbo obtidos ao final dos ensaios, conforme a tabela 5.13,
sugerem que o chumbo foi realmente retido pelo material, confirmando as suspeitas, embora
não se possa precisar o mecanismo de retenção. Como os valores finais obtidos foram maiores
que o valor inicial ou branco (antes da percolação da solução de nitrato de chumbo
Pb(NO3)2), concluiu-se que o excedente de chumbo presente na borra (concentração líquida)
foi devido à retenção do chumbo presente na solução de percolação utilizada.
Observou-se que as concentrações de chumbo, em todos os ensaios, foram maiores na
base, decrescendo à medida que se aproximava do topo do corpo de prova, embora não na
mesma proporção.
Para o cálculo da concentração líquida, utilizou-se o valor para o branco igual a 164,00
mg/Kg, embora essa mesma determinação em uma outra amostra tenha sido igual a 185,68
mg/Kg. Essa diferença obtida entre os valores de branco pode estar associada à imprecisão da
representatividade da amostragem, já que, a quantidade de material utilizada para essa
determinação é muito pequena, em torno de 4g.
Da mesma forma, os resultados da concentração de chumbo nos corpos de prova no
final dos ensaios podem estar sujeitos a tal imprecisão, o que poderia explicar a não
uniformidade dos resultados obtidos. No entanto, como regra geral, se considerarmos os
122
valores médios da concentração de chumbo nos corpos de prova obtidos no final dos ensaios,
temos que houve uma retenção do chumbo pelo material, o que confirma os baixos valores de
chumbo nos efluentes coletados.
Analisando agora os resultados de CTC obtidos ao final dos ensaios, apresentados na
tabela 5.14, temos que, provavelmente, o chumbo também foi adsorvido por troca
substituindo os cátions Ca+2, Mg+2, Na+ e K+, uma vez que, os valores finais de CTC foram
menores que os valores iniciais (antes da percolação da solução de nitrato de chumbo
(Pb(NO3)2).
Considerando os valores médios para esses cátions, para os quatro corpos de prova,
temos que, percentualmente, o sódio (Na+) foi o mais trocado – 97,40%; seguido do potássio
(K+) – 74,24%; magnésio (Mg+2) – 63,97%; e do cálcio (Ca+2) – 39,45%. Embora, conforme
dito no capítulo 2 desse trabalho, estudos mostrem que o chumbo é preferencialmente
adsorvido por troca em argilas, substituindo cálcio (Ca+2) e potássio (K+).
Dados experimentais também mostraram que apenas os íons de hidrogênio (H+) e
alumínio (Al+3) são capazes de substituir o chumbo nas superfícies dos argilominerais. De
fato, os valores de CTC obtidos ao final dos ensaios não foram menores do que os valores
iniciais, sendo que, a média para os quatro corpos de prova foi inclusive 44,87% maior do que
o valor inicial.
Tal incremento pode estar associado à adsorção, nas superfícies dos argilominerais, de
íons de hidrogênio (H+) presentes na solução de percolação. Para obter uma solução de
percolação com pH igual a 5, foi necessário o ajuste do pH através da adição de ácido nítrico
na mesma. Uma vez que, na solução não havia alumínio (Al+3), o aumento da CTC para
H++Al+3 correspondeu ao aumento da CTC apenas para o íon hidrogênio (H+).
123
5.2.2 – Ensaios realizados no equipamento da PUC-Rio
Foram realizados também outros dois ensaios de coluna em corpos de prova da borra
processada, compactados com umidade em torno de 2% acima da ótima. Na tabela 5.15 são
apresentados os dados iniciais dos corpos de prova.
Tabela 5.15 - Dados iniciais dos corpos de prova 5 e 6.
Corpo de prova
�t (kN/m3)
� (%)
e n S (%)
5 18,24 13,0 0,42 0,30 72,24 6 18,33 13,0 0,41 0,29 73,37
Esses dois ensaios foram realizados utilizando-se o equipamento da PUC-Rio,
disponível no laboratório de Geotecnia da UFBa.
A diferença básica entre os procedimentos destes ensaios e os realizados com o sistema
desenvolvido na UFBa está na fase de saturação da amostra. Nesse caso, a amostra foi
saturada através da aplicação de contrapressão, com medidas do parâmetro B, o que garante
uma maior confiabilidade do grau de saturação do corpo de prova.
Além disso, utilizando-se esse equipamento, foi possível medir o volume de entrada e
saída de fluído do corpo de prova de forma automática, através transdutores de deslocamento
acoplados aos Medidores de Variação Volumétrica, usados para aplicar pressão na base dos
corpos de prova. Tal dispositivo implica em leituras de volume mais precisas, diminuindo a
possibilidade de erros. Na foto 5.4 são apresentados os Medidores de Variação Volumétrica.
124
Foto 5.4 - Medidores de Variação Volumétrica.
Assim como nos outros ensaios realizados, os gradientes hidráulicos utilizados foram
altos, de forma a reduzir o tempo de realização dos ensaios. Os resultados destes são
apresentados na tabela 5.16, na qual são indicadas as tensões confinante e efetiva e as
poropressões médias ao longo do corpo de prova.
Tabela 5.16 - Ensaios de coluna – percolação com água – ensaios 5 e 6.
Corpo de prova
Altura (cm)
imédio �conf. média (kPa)
umédia (kPa)
�’média (kPa)
vp (m/s)
kmédia (m/s)
5 3,86 100,10 290,00 191,03 98,97 4,64�10-8 1,39�10-10 6 3,13 144,84 290,00 194,33 95,67 3,09�10-8 6,19�10-11
Comparando-se os resultados de condutividade hidráulica saturada obtidos com o novo
sistema desenvolvido e os obtidos com esse sistema, observa-se que estes valores foram
maiores do que os obtidos nos ensaios realizados no novo sistema, conforme ilustra a tabela
5.17.
Era de se esperar que os valores obtidos para esses ensaios fossem realmente maiores, já
que o critério de saturação adotado (parâmetro B) garante uma maior confiabilidade da
saturação. Em geral, quanto maior a saturação do meio poroso, maior a condutividade
hidráulica obtida, com o valor máximo atingido para a condição de saturação total.
125
Tabela 5.17 – Condutividades hidráulicas para os ensaios realizados no equipamento da PUC-
Rio e nos novos permeâmetros desenvolvidos na UFBa.
Gradiente k (m/s)
Equip. PUC-Rio k (m/s)
Sistema novo
100,10 / 107,0 1,39 x 10-10 5,59 x 10-11
144,84 / 150,6 6,19 x 10-11 2,47 x 10-11
Média 1,01 x 10-10 4,35 x 10-11
Nas figuras 5.15 e 5.16 a seguir são mostradas as curvas de variação de volume
percolado, do gradiente hidráulico e da condutividade hidráulica com o tempo, para os corpos
de prova 5 e 6.
126
(a)
(b)
(c)
Figura 5.15 - Ensaio de coluna – percolação com água – corpo de prova 5: variação de
volume (a); variação do gradiente hidráulico (b); e variação da condutividade
hidráulica com o tempo (c).
CP 5 - Percolação com água - imedio = 100,10
0,0
1,0
2,0
3,0
0 10 20 30 40 50 60
Tempo (hora)V
olum
e Pe
rcol
ado
(mL)
CP 5 - Percolação com água
80
90
100
110
120
0 10 20 30 40 50 60
Tempo (hora)
Gra
dien
te H
idrá
ulic
o
imedio = 100,10
CP 5 - Percolação com água - imedio = 100,10
1E-11
1E-10
1E-09
0 10 20 30 40 50 60
Tempo (hora)
Con
dutiv
idad
e H
idrá
ulic
a(m
/s)
kmedia = 1,39E-10
127
(a)
(b)
(c)
Figura 5.16 - Ensaio de coluna – percolação com água – corpo de prova 6: variação de
volume (a); variação do gradiente hidráulico (b); e variação da condutividade
hidráulica com o tempo (c).
CP 6 - Percolação com água - imedio = 144,84
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
0 10 20 30 40 50
Tempo (hora)
Vol
ume
Perc
olad
o (m
L)
CP 6 - Percolação com água
120
130
140
150
160
0 10 20 30 40 50
Tempo (hora)
Gra
dien
te H
idrá
ulic
o
imedio = 144,84
CP 6 - Percolação com água - imedio = 144,84
1E-11
1E-10
1E-09
0 10 20 30 40 50Tempo (hora)
Con
dutiv
idad
e H
idrá
ulic
a(m
/s)
kmedia = 6,19E-11
128
Antes de se iniciar a fase de percolação com soro, dando continuidade aos ensaios, os
gradientes hidráulicos foram ajustados de forma a aumentar as velocidades de percolação,
diminuindo o tempo de realização dos ensaios.
Realizou-se, então, um segundo estágio de percolação com água, para determinar a
condutividade hidráulica dos corpos de prova para os novos gradientes. Na tabela 5.18 são
apresentados os resultados desse novo estágio; as curvas correspondentes estão no apêndice E.
Tabela 5.18 - Segundo estágio dos ensaios de coluna – percolação com água.
Corpo de prova
Altura (cm)
imédio �conf. média (kPa)
umédia (kPa)
�’média (kPa)
vp (m/s)
kmédia (m/s)
5 3,86 242,71 290,00 189,89 100,11 6,40�10-8 7,91�10-11
6 3,13 293,09 290,00 188,91 101,09 1,02�10-8 4,71�10-11
Em seguida foi dado início à fase de percolação com soro, mantendo-se os mesmos
gradientes da segunda fase da percolação com água. Nessa fase, utilizou-se também uma
solução de nitrato de chumbo, porém com concentrações de chumbo mais elevadas do que as
dos outros ensaios.
Através das medidas de variação de volume de entrada e saída do soro nos corpos de
prova e da poropressão na base e no topo deste, ao longo do tempo, foram calculadas a
velocidade de percolação e a condutividade hidráulica dos corpos de prova, verificando-se a
sua eventual variação no decorrer do ensaio, conforme ilustram as figuras 5.17 e 5.18.
129
(a)
(b)
Figura 5.17 - Corpo de prova 5: a) variação da condutividade hidráulica e b) variação da
velocidade de percolação com o tempo.
CP 5 - Percolação com soro - imedio = 243,46
1E-11
1E-10
1E-09
0 5 10 15 20 25 30
Tempo (dia)
Con
dutiv
idad
e H
idrá
ulic
a (m
/s)
kmedia = 8,22E-11
CP 5 - Percolação com soro - imedio = 243,46
1E-08
1E-07
1E-06
0 5 10 15 20 25 30
Tempo (dia)
Vel
ocid
ade
de P
erco
laçã
o (m
/s)
vmedia = 6,76E-08
130
(a)
(b)
Figura 5.18 - Corpo de prova 6: a) variação da condutividade hidráulica e b) variação da
velocidade de percolação com o tempo.
CP 6 - Percolação com soro - imedio = 301,33
1E-11
1E-10
1E-09
0 5 10 15 20 25 30
Tempo (dia)
Con
dutiv
idad
e H
idrá
ulic
a (m
/s)
kmedia = 5,82E-11
CP 6 - Percolação com soro - imedio = 301,33
1E-08
1E-07
1E-06
0 5 10 15 20 25 30
Tempo (dia)
Vel
ocid
ade
de P
erco
laçã
o (m
/s)
vmedia = 5,99E-08
131
Observa-se nas figuras 5.17 e 5.18, correspondentes aos ensaios 5 e 6, que os valores
médios de condutividade hidráulica mantiveram-se na ordem de grandeza de 10-11 m/s,
conforme nos outros ensaios.
Aqui também observou-se que as mangueiras de saída do topo dos corpos de prova
apresentaram coloração escura, sugerindo uma obstrução na mesma.
Deve-se notar que não se verificou uma redução da condutividade hidráulica durante a
percolação com soro, mais uma vez indicando que a interação do chumbo com a borra
aparentemente afeta pouco a condutividade hidráulica desta.
Foram coletadas amostras de efluente para determinação das concentrações do chumbo
ao longo do ensaio e traçado das curvas de breakthrough do chumbo em cada ensaio. Foram
realizadas também análises de pH e condutividade elétrica dos efluentes coletados. Os
resultados destas análises são apresentados nas tabelas 5.19 e 5.20.
Tabela 5.19 - Resultado das análises físico-químicas das amostras de efluente do ensaio 5.
CP 5 Efluente Vp/Vv pH C.E. (mS/cm) Cef (mg/L)
1 0,48 5,97 13.930 6,87 2 0,96 6,11 11.610 4,03 3 1,35 6,05 8.880 5,77 4 1,79 7,53 7.800 7,77 5 2,28 8,00 6.120 7,30 6 2,72 8,21 5.700 8,25 7 3,52 8,77 3.830 7,64 8 4,00 8,90 3.320 9,20 9 4,52 9,00 3.015 22,67
Cef = concentração do Pb nos efluentes C.E. = condutividade elétrica
132
Tabela 5.20 - Resultado das análises físico-químicas das amostras de efluente do ensaio 6.
CP 6 Efluente Vp/Vv pH C.E. (mS/cm) Cef (mg/L)
1 0,51 8,16 20.000 1,4 2 1,05 8,18 14.570 0,7 3 1,50 8,35 9.910 1,7 4 1,95 8,42 7.930 4,8 5 2,34 8,33 6.230 9,3 6 2,87 8,86 4.820 21,3 7 3,44 9,00 3.680 18,7 8 4,08 9,24 3.000 25,0
Cef = concentração do Pb nos efluentes C.E. = condutividade elétrica
Aqui também, durante a fase de percolação com soro, foram analisadas, no
LERQ/UFBa, duas amostras da solução influente e, foi observada uma diferença considerável
entre as concentrações do chumbo nas duas amostras, conforme a tabela 5.21 abaixo.
Tabela 5.21 - Análises da solução influente dos ensaios 5 e 6.
CONCENTRAÇÕES (mg Pb/L)
CP 5 e CP 6
Co3 134,7
Co4 91,5
Mais uma vez não foi encontrada uma explicação definitiva para esta diferença e, os
resultados das análises das amostras de efluente realizadas foram interpretados em relação aos
resultados das duas análises da solução influente. As curvas de transporte obtidas, assim como
as curvas de pH e condutividade elétrica versus volume percolado por volume de vazios são
apresentadas nas figuras 5.19 a 5.22 a seguir.
133
(a)
(b)
Figura 5.19 - Curva breakthrough para o ensaio 5 com concentração inicial Co3 (a) e Co4 (b).
Curva de transporte - CP 5
0,00
0,25
0,50
0 1 2 3 4 5
Vp/Vv
C/CoCo = 134,7 mg Pb/L
Curva de transporte - CP 5
0,00
0,25
0,50
0 1 2 3 4 5
Vp/Vv
C/CoCo = 91,5 mg Pb/L
134
(a)
(b)
Figura 5.20 - Curvas de condutividade elétrica (a) e pH (b) versus volume percolado por
volume de vazios para o ensaio 5.
3000
7000
11000
15000
0 1 2 3 4 5
Vp/Vv
Con
dutiv
idad
e E
létr
ica
m
S
5
6
7
8
9
0 1 2 3 4 5
Vp/Vv
pH
135
(a)
(b)
Figura 5.21 - Curva breakthrough para o ensaio 6 com concentração inicial Co3 (a) e Co4 (b).
Curva de transporte - CP 6
0,00
0,25
0,50
0 1 2 3 4 5
Vp/Vv
C/Co Co = 134,7 mg Pb/L
Curva de transporte - CP 6
0,00
0,25
0,50
0 1 2 3 4 5
Vp/Vv
C/CoCo = 91,5 mg Pb/L
136
(a)
(b)
Figura 5.22 - Curvas de condutividade elétrica (a) e pH (b) versus volume percolado por
volume de vazios para o ensaio 6.
2500
7500
12500
17500
22500
0 1 2 3 4 5
Vp/Vv
Con
dutiv
idad
e E
létr
ica
m
S
7
8
9
10
0 1 2 3 4 5
Vp/Vv
pH
137
Assim como nos outros ensaios realizados, o chumbo está presente nos efluentes ainda
com concentrações muito baixas, o que novamente realça a capacidade de retenção do
material.
Aqui também os valores de pH medidos para os efluentes coletados, associados ao valor
da concentração inicial, sugerem que o chumbo está sendo retido principalmente devido ao
mecanismo de precipitação.
Os gráficos de pH indicam uma tendência de aumento deste com o tempo, sugerindo a
ocorrência de reações entre o solo e a solução.
Os valores de concentração de chumbo nos corpos de prova, obtidos após o término dos
ensaios, conforme tabela 5.22, confirmam que o chumbo está sendo retido pelo material.
Assim ocorre com os resultados das análises de CTC obtidos após a percolação da solução de
nitrato de chumbo, apresentados na tabela 5.23, que sugerem terem ocorrido trocas entre o
material e o chumbo.
Tabela 5.22 - Resultado das análises químicas para determinação do teor de chumbo nos
corpos de prova 5 e 6, após a percolação do soro.
Concentração Total
Concentração Líquida (Total – Branco)
Branco 164,00 C Pb
(mg/Kg) CP 5 CP 6 CP 5 CP 6
Topo 168,18 165,55 4,18 1,55 Meio 181,81 198,15 17,81 34,15 Base 184,48 200,13 20,48 36,13
Média 178,16 187,94 14,16 23,94
138
Tabela 5.23 - Resultado das análises de CTC final nos corpos de prova 5 e 6.
CTC (meq / 100 g) Ca+2 Mg+2 Na+ K+ Soma Al+3 H+ Al+3 + H+ T
Inicial 30,60 4,69 6,91 0,66 42,86 0 0,78 0,78 43,64 CP 5 21,03 2,79 0,14 0,14 24,10 - - 0,89 24,99 CP 6 23,88 0,85 0,11 0,10 24,94 - - 1,08 26,02
Média 22,46 1,82 0,13 0,12 24,52 - - 0,99 25,51 Troca % -26,62 -61,19 -98,19 -81,82 - - - +26,92 -41,56
5.2.3 – Ensaios realizados em células triaxiais
Foram realizados ensaios em uma amostra compactada da borra, utilizando uma célula
triaxial existente no laboratório, para confirmação das condutividades hidráulicas saturadas
obtidas no sistema desenvolvido.
Nesses ensaios, após percolar água durante aproximadamente 3 dias, aplicou-se
incrementos de pressão confinante e mediu-se o parâmetro B. Para uma tensão confinante de
aproximadamente 180 kPa obteve-se um valor de B igual a 0,97. Nesse momento, a amostra
foi considerada saturada e foi dado início ao adensamento para uma tensão efetiva de 100
kPa. Os dados iniciais do corpo de prova são apresentados na tabela 5.24.
Tabela 5.24 - Dados iniciais do corpo de prova 7.
Corpo de prova
�t (kN/m3)
� (%) e n S
(%)
1 18,24 13,0 0,42 0,29 72,80
Visando avaliar a permeabilidade à água para os mesmos gradientes utilizados nos
ensaios realizados no sistema desenvolvido, o ensaio foi conduzido inicialmente sob o
gradiente de 50 e, após a determinação da condutividade hidráulica saturada para esse
139
gradiente, ajustou-se as pressões da base e do topo, de forma a estabelecer um gradiente de
100. Seguindo o mesmo procedimento determinou-se a condutividade hidráulica saturada para
os gradientes de 150 e 200. Os resultados destes ensaios estão apresentados na tabela 5.25 e
suas curvas correspondentes nas figuras 5.23 a 5.26 a seguir.
Tabela 5.25 - Ensaios de permeabilidade com água em célula triaxial.
Corpo de prova
Altura (cm)
imédio �conf. média (kPa)
umédia (kPa)
�’média (kPa)
kmédia (m/s)
49,8 285,8 185,0 100,8 5,69�10-11 100,6 301,8 202,0 99,8 4,14�10-11 148,7 318,9 218,1 100,8 4,50�10-11
1 6,70
200,6 335,5 235,5 100,0 4,21�10-11
140
(a)
(b)
Figura 5.23 - Ensaio de permeabilidade do corpo de prova 7: variação de volume (a) e da
condutividade hidráulica com o tempo (b) – i = 49,8.
CP 7 - Triaxial - Percolação com água - i = 49,8
0,00
0,25
0,50
0,75
1,00
0 20 40 60 80
Tempo (hora)
Vol
ume
Perc
olad
o (m
L)
CP 7 - Triaxial - Percolação com água - i = 49,8
1E-11
1E-10
1E-09
0 20 40 60 80
Tempo (hora)
Con
dutiv
idad
e H
idrá
ulic
a (m
/s)
kmedia = 5,69E-11
141
(a)
(b)
Figura 5.24 - Ensaio de permeabilidade do corpo de prova 7: variação de volume (a) e da
condutividade hidráulica com o tempo (b) – i = 100,6.
CP 7 - Triaxial - Percolção com água - i = 100,6
0,00
0,25
0,50
0,75
1,00
0 10 20 30 40 50
Tempo (hora)
Vol
ume
Perc
olad
o (m
L)
CP 7 - Triaxial - Percolação com água - i = 106
1E-11
1E-10
1E-09
0 10 20 30 40 50
Tempo (hora)
Con
dutiv
idad
e H
idrá
ulic
a (m
/s)
kmedia = 4,14E-11
142
(a)
(b)
Figura 5.25 - Ensaio de permeabilidade do corpo de prova 7: variação de volume (a) e da
condutividade hidráulica com o tempo (b) – i = 148,7.
CP 7 - Triaxial - Percolação com água - i = 148,7
0,00
0,25
0,50
0,75
1,00
0 5 10 15 20
Tempo (hora)
Vol
ume
Perc
olad
o (m
L)
CP 7 - Triaxial - Percolação com água - i = 148,7
1E-11
1E-10
1E-09
0 5 10 15 20Tempo (hora)
Con
dutiv
idad
e H
idrá
ulic
a (m
/s)
kmedia = 4,50E-11
143
(a)
(b)
Figura 5.26 - Ensaio de permeabilidade do corpo de prova 7: variação de volume (a) e da
condutividade hidráulica com o tempo (b) – i = 200,6.
CP 7 - Triaxial - Percolação com água - i = 200,6
0,00
0,25
0,50
0,75
1,00
0 5 10 15 20 25 30
Tempo (hora)
Vol
ume
Perc
olad
o (m
L)
CP 7 - Triaxial - Percolação com água - i =200,6
1E-11
1E-10
1E-09
0 5 10 15 20 25 30
Tempo (hora)
Con
dutiv
idad
e H
idrá
ulic
a (m
/s)
kmedia = 4,21E-11
144
Comparando-se os resultados de condutividade hidráulica saturada obtidos em ambos os
sistemas, observa-se que os valores se aproximaram bastante, com uma leve tendência de
aumento para os ensaios realizados na célula triaxial, considerando a média dos valores,
conforme tabela 5.26 abaixo.
Aqui, também, era de se esperar que os valores obtidos para os ensaios realizados na
célula triaxial fossem maiores, já que a saturação também foi através da aplicação de
contrapressão. Entretanto, verificou-se que isto só ocorreu nos ensaios para os gradientes em
torno de 50 e 150.
Tabela 5.26 – Condutividades hidráulicas para os ensaios realizados em câmara triaxial e nos
novos permeâmetros desenvolvidos.
Gradiente k (m/s)
Triaxial k (m/s)
Sistema novo
49,8 / 49,7 5,69 x 10-11 4,06 x 10-11
100,6 / 107,0 4,14 x 10-11 5,59 x 10-11
148,7 / 150,6 4,50 x 10-11 2,47 x 10-11
200,6 / 201,5 4,21 x 10-11 5,26 x 10-11
Média 4,64 x 10-11 4,35 x 10-11
5.3 - Ensaios de equilíbrio em lote
Esses ensaios foram realizados com a finalidade de verificar a sorção do chumbo na
borra oleosa processada, confirmando os resultados obtidos nos ensaios de coluna.
Para os ensaios realizados, utilizou-se uma valor máximo da concentração inicial de
1643 mg Pb/L, enquanto que seu valor mínimo foi de 13,7 mg Pb/L. As definições utilizadas
para a realização desses ensaios são indicadas na tabela 5.27, enquanto que os dados gerais
dos ensaios são apresentados na tabela 5.28.
145
Tabela 5.27 – Definições dos ensaios de batelada.
Massa de solo (g)
Umidade inicial (%)
Proporção solo:solução
Volume de solução (mL)
Tempo de agitação (hora)
16,28 4,18 1:4 60 24
Tabela 5.28 – Dados gerais dos ensaios de batelada.
Co (mg Pb/L)
Ce (mg Pb/L)
Msorvida (mg Pb)
Cs (mg Pb/g)
Temp. (�C)
pH de equilíbrio
Cond. Elétrica (mS/cm)
13,07 0,80 0,74 0,05 28,0 7,00 6.090
26,62 1,24 1,52 0,10 27,5 7,16 6.070
87,35 1,65 5,14 0,33 28,5 7,28 6.290
397,50 40,05 21,45 1,37 29,5 6,70 6.590
733,50 68,80 39,88 2,55 29,5 6,95 6.880
1145,60 109,80 62,15 3,98 31,0 6,80 7.245
1643,00 147,00 89,76 5,74 31,0 6,64 7.560 Msorvida = (Co-Ce) . Volume da solução Cs = Msorvida / Msolo seco
As equações utilizadas para ajustar os dados obtidos nesses ensaios foram as de
Freundlich e de Langmuir, por serem estas as mais comumente utilizadas.
Considerando inicialmente a equação de Freundlich (5.1), traçou-se a isoterma
correspondente em gráfico log-log, conforme a figura 5.27.
Cs = K . Ce
N (5.1) Onde:
Cs = massa de substância sorvida na fase sólida por unidade de massa seca de
sólidos do meio poroso (mg/g)
Ce = concentração de equilíbrio do soluto na solução (mg/L)
N e K = coeficientes que dependem do soluto, natureza do meio poroso e
condições do ambiente
146
Figura 5.27 – Isoterma de Freundlich.
Segundo recomendações de Shukla & Mittal (1979), a curva foi dividida em dois
trechos, de forma que, o primeiro trecho representa a sorção para valores de concentração
inicial mais baixos, 13,07 a 87,35 mg Pb/L e, o segundo, a sorção para valores de
concentração inicial entre 87,35 a 1643 mg Pb/L.
Observe-se também que a curva foi traçada em função das concentrações adimensionais
Cs* e Ce*, dadas pela razão de Cs e Ce, obtidas no ensaio, em relação a um valor de
referência (e. g. Elbachá, 1989). Utilizou-se como valor de referência o valor do ponto da
mudança de inclinação das retas.
Os valores das constantes K e N para cada trecho são apresentados na tabela 5.29
abaixo. Observa-se que as formas das curvas e as constantes K e N variaram com a
concentração de equilíbrio do chumbo.
Tabela 5.29 – Parâmetros de sorção segundo equação de Freundlich.
Parâmetros 1o Trecho 2o Trecho K 797,81 1,46 N 2,60 0,60
Isoterma de Freundlich
-2,0
-1,0
0,0
1,0
-2,0 -1,0 0,0 1,0
log Ce*
log
Cs*
147
QC
QKCC e
Ls
e�
�
�
1� �2.5
Pode-se assumir que os dois trechos da curva indicam que o tipo de reação difere para
diferentes valores da concentração inicial de chumbo. O primeiro trecho da curva, para baixos
valores de concentração inicial, sugere o predomínio de reações de adsorção, enquanto que no
segundo podem ocorrer reações de adsorção e precipitação, conforme sugestão de Shukla e
Mittal (1979).
Considerando agora a formulação de Langmuir, expressa pela equação 5.2, traçou-se a
isoterma correspondente num gráfico Ce*/ Cs* versus Ce*, conforme ilustra a figura 5.28.
Figura 5.28 – Isoterma de Langmuir.
Aqui, novamente, considerou-se separadamente dois trechos, já que estes possuíam
inclinações diferentes e, expressou-se as curvas em função das concentrações adimensionais.
Os valores dos coeficientes de sorção da isoterma de Langmuir, Q e KL, são
apresentados na tabela 5.30 a seguir.
Isoterma de Langmuir
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
0 50 100 150
Ce*
Ce*
/Cs*
148
� �11 �
����N
eCNKn
R � � �3.5
� �211
Le
L
KCKQ
nR
��
����
� �4.5
Tabela 5.30 – Parâmetros de sorção segundo equação de Langmuir.
Parâmetros 1o Trecho 2o Trecho Q -0,05 -1111,11 KL -19,61 -0,001
Segundo alguns autores, altos valores de KL no primeiro trecho, comparado ao segundo
trecho da curva, mostra que, à baixas concentrações de equilíbrio, predomina a adsorção.
Enquanto que, valores de Q mais altos no segundo trecho da curva pode ser um indicativo do
predomínio de reações de precipitação nesse trecho (Elbachá, op. cit.).
A ocorrência de reações de precipitação pode ser verificada conhecendo-se a quantidade
de chumbo retida no material. Se esta for maior que a CTC deste, o excesso do soluto sorvido
pode ser atribuído à reações de precipitação simultâneas com reações de adsorção conforme
sugestão de Shukla e Mittal descrita por Elbachá (1989).
A partir dos parâmetros obtidos através dos ajustes dos dados dos ensaios de equilíbrio
em lote, pode-se obter indiretamente o fator de retardamento (R), segundo as respectivas
isotermas.
Empregando-se primeiramente a isoterma de Freundlich, temos a equação 5.3 do fator
de retardamento.
Onde: � = massa específica seca do solo (g/cm3);
n = porosidade do solo.
De forma análoga, para a isoterma de Langmuir, esse fator é obtido a partir da equação
5.4.
149
Assim, a partir dessas equações, foram obtidos valores de retardamento para as
diferentes concentrações iniciais utilizadas. Esses valores são apresentados na tabela 5.31.
Tabela 5.31 – Valores de Fator de Retardamento para as isotermas de Freundlich e Langmuir.
Fator de Retardamento – R
Isoterma de Freundlich Isoterma de Langmuir Co
(mg Pb/L) 1o Trecho 2o Trecho 1o Trecho 2o Trecho
13,07 26 27 18 7 26,62 51 23 42 7 87,35 80 20 173 7
397,50 12901 6 1 7 733,50 30642 5 1 7
1145,60 64701 5 1 7 1643,00 103160 4 1 7
Como essas relações são válidas quando a principal interação entre o solo e o poluente é
a adsorção, os valores de fator de retardamento relevantes seriam os obtidos para o primeiro
trecho de cada isoterma, o qual corresponde à menores concentrações do soro, onde a
adsorção ocorre em maior intensidade (Elbachá, op. cit.).
Segundo de Paula et al. (1999), citando o trabalho de Guy & Chakrabarti (1975), a
sorção dos metais Cu, Pb, Zn e Cd aos minerais argílicos comporta-se segundo a isoterma de
Freundlich, que não exibe um patamar de concentração máxima, enquanto que, a sorção dos
metais aos ácidos húmicos e hidróxidos de Fe e Mn seguem o modelo de Langmuir.
Embora não tenha sido possível a determinação do retardamento nos ensaios de coluna
realizados, podemos sugerir que tal valor esteja em torno de algum valor próximo aos obtidos
nos ensaios de equilíbrio em lote, para as concentrações iniciais iguais a 26,62 e 87,35, que
150
foram as mais próximas dos valores de concentração utilizadas nos ensaios de coluna. Dessa
forma, o valor do fator de retardamento poderia estar entre 18 e 173.
Como os valores de concentração inicial utilizados foram altos e o pH do meio
manteve-se em torno de 7 a 8, considerando os valores medidos após o período de agitação, é
provável que o principal mecanismo de retenção tenha sido a precipitação, de forma que, os
valores de R obtidos a partir das isotermas podem não ser consistentes.
Além disso, é importante ressaltar que o fator de retardamento depende da velocidade
de percolação, conforme dito no capítulo 2 desse trabalho. E que, as isotermas são modelos
empíricos utilizados para descrever os processos de sorção entre solos e substâncias de
maneira geral e simplificada e, que as constantes de cada um desses modelos variam com as
condições específicas do meio e, portanto, de cada ensaio. Como as condições dos ensaios
geralmente não são uma representação fiel das encontradas no campo, as isotermas devem ser
utilizadas apenas como uma representação qualitativa da situação que ocorre no campo.
Cabe ainda ressaltar que, devido às hipóteses simplificadoras em que se baseia cada
uma das teorias desenvolvidas, uma isoterma pode ser uma boa representação de alguns casos,
não sendo adequada em outros.
5.4 - Considerações gerais
Nesse trabalho, pretendeu-se contribuir para uma melhor compreensão das
características da borra oleosa processada, verificando-se sua condutividade hidráulica e
parâmetros de transporte em relação a um determinado contaminante, no caso o chumbo.
Os valores de condutividade hidráulica obtidos indicam que esta apresenta baixa
condutividade quando compactada para uma umidade em torno de 2% acima da ótima,
mesmo para tensões efetivas baixas.
151
Observou-se que os valores de condutividade hidráulica, determinados com água e com
soro, não indicaram grandes variações com o gradiente hidráulico aplicado, assim como não
houve também variação significativa entre os valores de condutividade obtidos para
percolação com água e com soro, o que sugere que as interações entre o chumbo e a borra
afetam pouco sua condutividade.
Embora não tenha sido possível, com os resultados disponíveis até o momento, avaliar
os parâmetros Dl (dispersão hidrodinâmica), �l (coeficiente de mistura mecânica) e D*
(difusão molecular) do chumbo na borra oleosa processada, através de solução analítica, uma
vez que, as concentrações efluentes dos ensaios de coluna não alcançaram metade da
concentração inicial, pode-se ressaltar algumas peculiaridades da interação desta com o
chumbo.
Com base nos resultados obtidos, supõe-se que a borra oleosa processada apresenta
relativa capacidade de adsorção, podendo essa capacidade estar associada ao elevado teor de
matéria orgânica presente nesta.
As concentrações iniciais das soluções utilizadas foram relativamente elevadas e, para
os valores de pH obtidos, é possível que o principal mecanismo de retenção seja a
precipitação.
Os ensaios de equilíbrio em lote forneceram uma indicação do comportamento químico
do poluente, porém melhores resultados poderiam ter sido obtidos.
Além dos resultados apresentados, observou-se, através da moldagem de um corpo de
prova deixado exposto ao ambiente, que, este não apresentou macrofissuras, visíveis a olho
nú. Tal fato pode estar associado ao teor de matéria orgânica presente no material, já que, esta
ajuda a prevenir o ressecamento e fissuramento dos solos, através da retenção de umidade
(Sparks, op. cit.).
CAPÍTULO 6
CONCLUSÕES E SUGESTÕES
6.1 - Conclusões
Embora os resultados obtidos até aqui não sejam suficientes para a determinação de
todos os parâmetros de transporte do chumbo na borra oleosa processada, é possível uma
avaliação da sua mobilidade neste material e dos principais mecanismos de transporte e
interações com o mesmo.
�� O chumbo têm baixa mobilidade na borra oleosa. Os ensaios de laboratório sugerem que
este fica retido na borra através de mecanismos de sorção, incluindo a adsorção e a
precipitação.
�� O alto teor de matéria orgânica presente nesse material contribui para a retenção do
chumbo, além de melhorar as características de retenção de umidade da borra,
minimizando problemas de ressecamento e fissuramento. É possível que a sorção na
matéria orgânica seja o principal mecanismo de interação entre o chumbo e a borra, sem
contudo ser desprezada a adsorção deste nos materiais inorgânicos do material.
�� Quanto ao critério da condutividade hidráulica, a borra oleosa processada poderia ser
utilizada como material de impermeabilização de base em Aterros Sanitários, já que esta
apresentou condutividade hidráulica baixa, atendendo os requisitos exigidos por norma.
153
�� Os valores da condutividade hidráulica, determinados na percolação com água e com soro,
não indicaram grandes variações, sugerindo que a interação do chumbo com a borra afetou
pouco esse parâmetro.
�� O processo de encapsulamento não se mostrou totalmente eficiente, principalmente com
relação aos elementos Na, Mn, Pb e Fe, que apresentaram concentrações, nos efluentes da
percolação com água, acima do valor máximo permitido para classificação do material
como inerte.
6.2 - Sugestões para trabalhos futuros
Este trabalho indica alguns aspectos que devem ser estudados em detalhes acerca do uso
da borra oleosa processada como material de impermeabilização de base em Aterros
Sanitários.
�� Recomenda-se a realização de ensaios de coluna e de equilíbrio em lote, utilizando-se uma
solução multi-elementar, que se aproxime mais da solução real que irá percolar através do
material em campo, com monitoramento das concentrações desses outros elementos.
�� É importante também a realização de ensaios considerando a difusão molecular como o
principal mecanismo de transporte de contaminantes, já que, este é possivelmente o
mecanismo que domina o transporte de solutos através de liners, onde a velocidade de
percolação é baixa o suficiente.
�� É conveniente estudar o transporte dos contaminantes orgânicos presentes na borra oleosa
processada, de forma a garantir a segurança da sua utilização quanto à liberação desses
elementos tóxicos no ambiente.
�� É importante um estudo para melhorar o processo de tratamento por encapsulamento com
relação aos elementos com os quais essa tecnologia não foi capaz de evitar a lixiviação
para o ambiente.
154
�� Para avaliar o transporte através do liner, além dos parâmetros que são determinados em
laboratório, faz-se necessário um estudo em escala de campo, para conhecer melhor o
comportamento desses contaminantes nas condições de campo.
�� De posse dos dados obtidos nos ensaios realizados neste trabalho, pode-se realizar uma
simulação numérica para estimar a extensão de uma pluma de contaminação por chumbo
através de um liner composto desse material. Desta forma, pode-se avaliar a área na qual o
contaminante está presente em concentrações maiores que as permitidas no meio ambiente.
�� Sugere-se uma modificação no equipamento de ensaios de coluna de modo a controlar a
velocidade do fluxo em vez do gradiente hidráulico e, medir os volumes de entrada e saída
do corpo de prova de forma automatizada. Para tanto, é possível substituir as buretas
convencionais por medidores de variação de volume, semelhantes da PUC-Rio, porém
adaptados para que estes passem a funcionar como uma bomba tipo seringa, tal como
descrito por Araruna Júnior et al.(1994).
�� Da mesma forma, sugere-se também melhorias no equipamento e procedimento dos
ensaios de equilíbrio em lote, principalmente com relação ao método de separação e o
tempo de mistura.
�� Recomenda-se a realização de ensaios de transporte com a utilização de gradientes mais
próximos do valor real de campo e maiores tempo de duração dos ensaios, de forma a se
alcançar no efluente a metade da concentração inicial.
�� Sugere-se a realização de ensaios com a utilização de soluções de percolação com
concentrações de chumbo mais próximas de valores encontrados em chorumes, ou pelo
menos menores do que as utilizadas, para possibilitar a avaliação da adsorção deste na
borra, já que, para concentrações elevadas o chumbo tende a precipitar.
155
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161
� � � �erf d��
� ��
� ��2 2
0exp
APÊNDICE A
Função complementar de erro (erfc).
� erf ��� erfc ��� � erf ��� erfc ���
-3.00 -0.999978 1.999978 0.00 0.000000 1.000000-2.95 -0.999970 1.999970 0.05 0.056372 0.943628-2.90 -0.999959 1.999959 0.10 0.112463 0.887537-2.85 -0.999944 1.999944 0.15 0.167996 0.832004-2.80 -0.999925 1.999925 0.20 0.222703 0.777297-2.75 -0.999899 1.999899 0.25 0.276326 0.723674-2.70 -0.999866 1.999866 0.30 0.328627 0.671373-2.65 -0.999822 1.999822 0.35 0.379382 0.620618-2.60 -0.999764 1.999764 0.40 0.428392 0.571608-2.55 -0.999689 1.999689 0.45 0.475482 0.524518-2.50 -0.999593 1.999593 0.50 0.520500 0.479500-2.45 -0.999469 1.999469 0.55 0.563323 0.436677-2.40 -0.999311 1.999311 0.595 0.600000 0.400000-2.35 -0.999111 1.999111 0.60 0.603856 0.396144-2.30 -0.998857 1.998857 0.65 0.642029 0.357971-2.25 -0.998537 1.998537 0.70 0.677801 0.322199-2.20 -0.998137 1.998137 0.75 0.711156 0.288844-2.15 -0.997639 1.997639 0.80 0.742101 0.257899-2.10 -0.997021 1.997021 0.85 0.770668 0.229332-2.05 -0.996258 1.996258 0.90 0.796908 0.203092-2.00 -0.995322 1.995322 0.95 0.820891 0.179109-1.95 -0.994179 1.994179 1.00 0.842701 0.157299-1.90 -0.992790 1.992790 1.05 0.862436 0.137564-1.85 -0.991111 1.991111 1.10 0.880205 0.119795-1.80 -0.989091 1.989091 1.15 0.896124 0.103876-1.75 -0.986672 1.986672 1.20 0.910314 0.089686-1.70 -0.983790 1.983790 1.25 0.922900 0.077100-1.65 -0.980376 1.980376 1.30 0.934008 0.065992-1.60 -0.976348 1.976348 1.35 0.943762 0.056238-1.55 -0.971623 1.971623 1.40 0.952282 0.047718-1.50 -0.966105 1.966105 1.45 0.959695 0.040305-1.45 -0.959695 1.959695 1.50 0.966105 0.033895-1.40 -0.952285 1.952285 1.55 0.971623 0.028377-1.35 -0.943762 1.943762 1.60 0.976348 0.023652-1.30 -0.934008 1.934008 1.65 0.980376 0.019624-1.25 -0.922900 1.922900 1.70 0.983790 0.016210-1.20 -0.910314 1.910314 1.75 0.986672 0.013328-1.15 -0.896124 1.896124 1.80 0.989091 0.010909-1.10 -0.880202 1.880202 1.85 0.991111 0.008889-1.05 -0.862436 1.862436 1.90 0.995322 0.004678-1.00 -0.842701 1.842701 1.95 0.994179 0.005821-0.95 -0.820891 1.820891 2.00 0.995322 0.004678-0.90 -0.796908 1.796908 2.05 0.996258 0.003742-0.85 -0.770668 1.770668 2.10 0.997021 0.002979-0.80 -0.742101 1.742101 2.15 0.997639 0.002361-0.75 -0.711156 1.711156 2.20 0.998137 0.001863-0.70 -0.677801 1.677801 2.25 0.998537 0.001463-0.65 -0.642029 1.642029 2.30 0.998857 0.001143-0.60 -0.603856 1.603856 2.35 0.999111 0.000889-0.55 -0.563323 1.563323 2.40 0.999311 0.000689-0.50 -0.520500 1.520500 2.45 0.999469 0.000531-0.45 -0.475482 1.475482 2.50 0.999593 0.000407-0.40 -0.428392 1.428392 2.55 0.999689 0.000311-0.35 -0.379382 1.379382 2.60 0.999764 0.000236-0.30 -0.328627 1.328627 2.65 0.999822 0.000178-0.25 -0.276326 1.276326 2.70 0.999866 0.000134-0.20 -0.222703 1.222703 2.75 0.999899 0.000101-0.15 -0.167996 1.167996 2.80 0.999925 0.000075-0.10 -0.112463 1.112463 2.85 0.999944 0.000056-0.05 -0.056372 1.056372 2.90 0.999959 0.000041
2.95 0.999970 0.0000303.00 0.999978 0.000022
erf ( -� ) = -erf ( � ) ; erfc ( � ) = 1 - erf ( � )
162
APÊNDICE B
Projeto dos permeâmetros.
Figura B.1 – Projeto dos permeâmetros fabricados – Base – Planta baixa e Cortes.
1/8"
1/4"
1/8"
40
120
18.8025
1/4"ROSQUEADO ROSQUEADO
ROSQUEADO1/4"
1/4"1/4"
1/4" 1/4"
1/4"
1/8"
1/8" 1/8"
39
20
60
19.5
31.65
A
ROSQUEADO
ROSQUEADO
1/4"
1/4"
1/8"
1/8"A
B
B
CORTE AABASE
CORTE BB
BASE
BASE DIMENSÕES EM mm
ANEL DEVEDACAO
163
Figura B.2 – Projeto dos permeâmetros fabricados – Tampa e Top Cap – Planta baixa e
Cortes.
1/4"1/4"
1/4" 1/4"
C A
TAMPA
ROSQUEADO1/4"
60
20
DIMENSÕES EM mm
ANEL DEVEDACAO
TAMPACORTE CC
39
25
DD
CORTE DDTOP CAP
TOP CAP
164
Figura B.3 – Projeto dos permeâmetros fabricados - Permeâmetro -Vista de frente.
1/8"
1/4" 1/4"
1/8"
TOP CAP
CORPO DEPROVA
MANGUEIRA DESAIDA DO TOPO
DE ACRILICOCILINDRO
TAMPA
BASE
TIRANTE
COM AGUACELULA
MANGUEIRA DESAIDA DO TOPO
165
APÊNDICE C
Curvas de calibração.
Figura C.1 - Curva de calibração do transdutor de poropressão Press 012.
Figura C.2 - Curva de calibração do transdutor de poropressão Press 016.
Press 012
0
100
200
300
400
500
0 1000 2000 3000 4000 5000
Leitura
Pres
saõ
(KPa
)
y = 0,1015x - 3,293
Press 016
0
100
200
300
400
500
0 1000 2000 3000 4000 5000
Leitura
Pres
saõ
(KPa
)
y = 0,076x - 2,6883
166
Figura C.3 - Curva de calibração do transdutor de pressão – válvula de ar – Press 014.
Press 014
0
100
200
300
400
500
0 1000 2000 3000 4000 5000
Leitura
Pres
saõ
(KPa
)
y = 0,0985x - 4,3483
167
Figura C.4 - Curva de calibração do medidor de variação de volume n° 1.
Figura C.5 - Curva de calibração do medidor de variação de volume n° 2.
0 10 20 30 40 50 diferen a de leitura (mm)
0
50
100
150
varia
o de
vol
ume
(cm
)3
V = 3,02419 l - 0,227327� �
0 10 20 30 40 50 diferen a de leitura (mm)
0
50
100
150
varia
o de
vol
ume
(cm
)3
V = 3,03996 l - 0,098413� �
168
Figura C.6 - Curva de calibração do transdutor de deslocamento Res 010v.
Figura C.7 - Curva de calibração do transdutor de deslocamento Res 011v.
Res 010v
0
50
100
150
200
0 1000 2000 3000 4000 5000
Leitura
Des
loca
men
to (1
0-2m
m)
y = 0,0387x - 11,574
Res 011v
0
50
100
150
200
0 1000 2000 3000 4000 5000
Leituras
Des
loca
men
to (1
0-2m
m)
y = 0,0392x - 12,036
169
APÊNDICE D
Materiais utilizados na fabricação do permeâmetro:
- células de pressão:
base, tampa e top cap : PVC rígido;
cilindro : acrílico;
tirantes : aço inoxidável
- buretas:
buretas propriamente ditas : vidro;
torneira : teflon
- conexões para distribuição do soro: latão
- interface ar-água:
cilindro : acrílico;
topo e base : nylon
tirantes: latão
- tubos : nylon
- conexões : latão
- torneiras: latão
- engates rápidos : latão ou aço inoxidável
170
APÊNDICE E
Curvas dos ensaios de coluna.
Figura E.1 - Ensaio de coluna – fase de saturação – corpo de prova 1 (� = 10 kPa): variação
de volume versus tempo.
Figura E.2 - Ensaio de coluna – fase de saturação – corpo de prova 2 (� = 10 kPa): variação
de volume versus tempo.
Saturação P1
0,0
1,0
2,0
3,0
0,0 1,0 2,0 3,0
Tempo (dia)
V (m
L)
Saturação P2
0,0
1,0
2,0
3,0
0,0 1,0 2,0 3,0
Tempo (dia)
V (m
L)
171
Figura E.3 - Ensaio de coluna – fase de saturação – corpo de prova 3 (� = 10 kPa): variação
de volume versus tempo.
Figura E.4 - Ensaio de coluna – fase de saturação – corpo de prova 4 (� = 10 kPa): variação
de volume versus tempo.
Saturação P3
0,0
1,0
2,0
3,0
0,0 1,0 2,0 3,0
Tempo (dia)
V (m
L)
Saturação P4
0,0
1,0
2,0
3,0
0,0 1,0 2,0 3,0
Tempo (dia)
V (m
L)
172
(a)
(b)
(c)
Figura E.5 - Ensaio de coluna – fase de percolação com água – corpo de prova 1 (� = 100
kPa): a) variação de volume versus tempo; b) gradiente hidráulico versus tempo; c) condutividade hidráulica versus tempo.
CP 1 - Percolação com água - imedio = 201,26
0,0
2,0
4,0
6,0
8,0
0 2 4 6 8 10
Tempo (dia)
Vol
ume
Perc
olad
o (m
L)
CP 1 - Percolação com água
180
190
200
210
220
0 2 4 6 8 10
Tempo (dia)
Gra
dien
te H
idrá
ulic
o
imedio = 201,26
CP 1 - Percolação com água - imedio = 201,26
1E-11
1E-10
1E-09
0 2 4 6 8 10
Tempo (dia)
Con
dutiv
idad
e H
idrá
ulic
a (m
/s)
kmedia = 4,06E-11
173
(a)
(b)
(c)
Figura E.6 - Ensaio de coluna – fase de percolação com água – corpo de prova 2 (� = 100
kPa): a) variação de volume versus tempo; b) gradiente hidráulico versus tempo; c) condutividade hidráulica versus tempo.
CP 2 - Percolação com água - imedio = 151,08
0,0
2,0
4,0
6,0
8,0
0 2 4 6 8 10
Tempo (dia)
Vol
ume
Perc
olad
o (m
L)
CP 2 - Percolação com água
130
140
150
160
170
0 2 4 6 8 10
Tempo (dia)
Gra
dien
te H
idrá
ulic
o
imedio = 151,08
CP 2 - Percolação com água - imedio = 151,08
1E-11
1E-10
1E-09
0 2 4 6 8 10
Tempo (dia)
Con
dutiv
idad
e H
idrá
ulic
a(m
/s)
kmedia = 5,59E-11
174
(a)
(b)
(c)
Figura E.7 - Ensaio de coluna – fase de percolação com água – corpo de prova 4 (� = 100 kPa): a) variação de volume versus tempo; b) gradiente hidráulico versus tempo; c) condutividade hidráulica versus tempo.
CP 4 - Percolação com água - imedio = 49,70
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
0 2 4 6 8 10
Tempo (dia)
Vol
ume
Perc
olad
o (m
L)
CP 4 - Percolação com água
30
40
50
60
70
0 2 4 6 8 10
Tempo (dia)
Gra
dien
te H
idrá
ulic
o
imedio = 49,70
CP 4 - Percolação com água - imedio = 49,70
1,0E-11
1,0E-10
1,0E-09
0 2 4 6 8 10
Tempo (dia)
Con
dutiv
idad
e H
idrá
ulic
a(m
/s)
kmedia = 5,26E-11
175
(a)
(b)
(c) Figura E.8 - Ensaio de coluna – segundo estágio – fase de percolação com água – corpo de
prova 1 (� = 100 kPa): a) variação de volume versus tempo; b) gradiente hidráulico versus tempo; c) condutividade hidráulica versus tempo.
CP 1 - Percolação com água - imedio = 200,0
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
0 2 4 6 8
Tempo (dia)
Vol
ume
Perc
olad
o (m
L)
CP 1 - Percolação com água
180
190
200
210
220
0 2 4 6 8Tempo (dia)
Gra
dien
te H
idrá
ulic
o
imedio = 200,0
CP 1 - Percolação com água - imedio = 200,0
1E-11
1E-10
1E-09
0 2 4 6 8
Tempo (dia)
Con
dutiv
idad
e H
idrá
ulic
a (m
/s)
kmedia = 3,37E-11
176
(a)
(b)
(c) Figura E.9 - Ensaio de coluna – segundo estágio – fase de percolação com água – corpo de
prova 2 (� = 100 kPa): a) variação de volume versus tempo; b) gradiente hidráulico versus tempo; c) condutividade hidráulica versus tempo.
CP 2 - Percolação com água - imedio = 149,8
0,0
2,0
4,0
6,0
8,0
0 2 4 6 8 10
Tempo (dia)
Vol
ume
Perc
olad
o (m
L)
CP 2 - Percolação com água
130
140
150
160
170
0 2 4 6 8 10
Tempo (dia)
Gra
dien
te H
idrá
ulic
o
imedio = 149,8
CP 2 - Percolação com água - imedio = 149,8
1E-11
1E-10
1E-09
0 2 4 6 8 10Tempo (dia)
Con
dutiv
idad
e H
idrá
ulic
a (m
/s)
kmedia = 6,11E-11
177
(a)
(b)
(c)
Figura E.10 - Ensaio de coluna – segundo estágio – fase de percolação com água – corpo de
prova 3 (� = 100 kPa): a) variação de volume versus tempo; b) gradiente hidráulico versus tempo; c) condutividade hidráulica versus tempo.
CP 3 - Percolação com água - imedio = 204,94
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
0 2 4 6 8
Tempo (dia)
Vol
ume
Perc
olad
o (m
L)
CP 3 - Percolação com água
180
190
200
210
220
0 2 4 6 8
Tempo (dia)
Gra
dien
te H
idrá
ulic
o
imedio = 204,94
CP 3 - Percolação com água - imedio = 204,94
1E-12
1E-11
1E-10
0 2 4 6 8
Tempo (dia)
Con
dutiv
idad
e H
idrá
ulic
a (m
/s)
kmedia = 2,06E-11
178
(a)
(b)
(c)
Figura E.11 - Ensaio de coluna – segundo estágio – fase de percolação com água – corpo de prova 4 (� = 100 kPa): a) variação de volume versus tempo; b) gradiente hidráulico versus tempo; c) condutividade hidráulica versus tempo.
CP 4 - Percolação com água - imedio =101,50
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
0 2 4 6 8
Tempo (dia)
Vol
ume
Perc
olad
o (m
L)
CP 4 - Percolação com água
80
90
100
110
120
0 2 4 6 8
Tempo (dia)
Gra
dien
te H
idrá
ulic
o
imedio = 101,50
CP 4 - Percolação com água - imedio = 101,50
1E-12
1E-11
1E-10
0 2 4 6 8
Tempo (dia)
Con
dutiv
idad
e H
idrá
ulic
a (m
/s)
kmedia = 3,02E-11
179
(a)
(b)
(c)
Figura E.12 - Ensaio de coluna – segundo estágio – fase de percolação com água – corpo de prova 5 (� = 100 kPa): a) variação de volume versus tempo; b) gradiente hidráulico versus tempo; c) condutividade hidráulica versus tempo.
CP 5 - Percolação com água - imedio = 242,71
0,0
2,0
4,0
6,0
8,0
0 20 40 60 80 100
Tempo (hora)
Vol
ume
Perc
olad
o (m
L)
CP 5 - Percolação com água
230
240
250
260
270
0 20 40 60 80 100
Tempo (hora)
Gra
dien
te H
idrá
ulic
o
imedio = 242,71
CP 5 - Percolação com água - imedio = 242,71
1E-11
1E-10
1E-09
0 20 40 60 80 100
Tempo (hora)
Con
dutiv
idad
e H
idrá
ulic
a (m
/s)
kmedia = 7,91E-11
180
(a)
(b)
(c)
Figura E.13 - Ensaio de coluna – segundo estágio – fase de percolação com água – corpo de prova 6 (� = 100 kPa): a) variação de volume versus tempo; b) gradiente hidráulico versus tempo; c) condutividade hidráulica versus tempo.
CP 6 - Percolação com água - imedio = 293,09
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
0 20 40 60 80 100
Tempo (hora)
Vol
ume
Perc
olad
o (m
L)
CP 6 - Percolação com água
280
290
300
310
320
0 20 40 60 80 100
Tempo (hora)
Gra
dien
te H
idrá
ulic
o
imedio = 293,09
CP 6 - Percolação com água - imedio = 293,09
1E-11
1E-10
1E-09
0 20 40 60 80 100
Tempo (hora)
Con
dutiv
idad
e H
idrá
ulic
a (m
/s)
kmedia = 4,71E-11
181
Figura E.14 - Ensaio de permeabilidade realizado na UENF.
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