ESTUDO DA MOBILIDADE QUÍMICA DE ELEMENTOS …repositorio.ufop.br/bitstream/123456789/2977/1/DISSERTAÇÃO... · iii FUNDAÇÃO UNIVERSIDADE FEDERAL DE OURO PRETO Reitor João Luiz

i

ESTUDO DA MOBILIDADE QUÍMICA DE ELEMENTOS

MAIORES E TRAÇOS EM SAPROLITO DE GNAISSE NO

ATERRO SANITÁRIO (CTRS-BR040) DE BELO HORIZONTE

(MG)

___________________________________________________________________

ii

iii

FUNDAÇÃO UNIVERSIDADE FEDERAL DE OURO PRETO

Reitor

João Luiz Martins

Vice-Reitor

Antenor Rodrigues Barbosa Júnior

Pró-Reitor de Pesquisa e Pós-Graduação

Tanus Jorge Nagem

ESCOLA DE MINAS

Diretor

José Geraldo Arantes de Azevedo Brito

Vice-Diretor

Wilson Trigueiro de Sousa

DEPARTAMENTO DE GEOLOGIA

Chefe

Issamu Endo

iv

EVOLUÇÃO CRUSTAL E RECURSOS NATURAIS

v

CONTRIBUIÇÕES ÀS CIÊNCIAS DA TERRA – VOL. 301

DISSERTAÇÃO DE MESTRADO

Nº M69

ESTUDO DA MOBILIDADE QUÍMICA DE ELEMENTOS

MAIORES E TRAÇOS EM SAPROLITO DE GNAISSE NO

ATERRO SANITÁRIO (CTRS-BR040) DE BELO

HORIZONTE (MG)

Quênia de Cássia Goulart Ferreira

Orientador

Luis de Almeida Prado Bacellar

Dissertação apresentada ao Programa de Pós-Graduação em Evolução Crustal e Recursos

Naturais do Departamento de Geologia da Escola de Minas da Universidade Federal de Ouro

Preto como requisito parcial à obtenção do Título de Mestre em Ciência Naturais, Área de

Concentração: Geologia Ambiental e Conservação de Recursos Naturais

OURO PRETO

2012

vi

Catalogação: [email protected]

F383e Ferreira, Quênia de Cássia Goulart.

Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito

de gnaisse no aterro sanitário (CTRS-BR040) de Belo Horizonte (MG)

[manuscrito] / Quênia de Cássia Goulart Ferreira – 2012.

xxv, 169f. : il. color.; tabs.; mapas. (Contribuições às ciências da terra,

Série M, v.69, n. 301)

ISSN: 85-230-0108-6

Orientador: Prof. Dr. Luis de Almeida Prado Bacellar.

Dissertação (Mestrado) - Universidade Federal de Ouro Preto. Escola de

Minas. Departamento de Geologia. Programa de Pós-graduação em Evolução

Crustal e Recursos Naturais.

Área de concentração:Geologia Ambiental e Conservação de Recursos Naturais.

1. Águas subterrâneas - Teses. 2. Aterro sanitário - Teses. 3. Ensaios de

coluna - Teses. 4. Rochas - Saprolito - Teses. I. Universidade Federal de Ouro

Preto. II. Título.

CDU: 556.32:628.472.3

CDU: 669.162.16

mailto:[email protected]

vii

Dedicatória

Dedico este trabalho a todos que contribuíram para o mesmo, em especial meus pais,

meus maiores incentivadores.

viii

ix

Agradecimentos

Tantas pessoas foram fundamentais para a conclusão deste trabalho, que em poucas

palavras é difícil agradecer a todas:

Agradeço primeiramente aos meus pais, por todo incentivo e dedicação a mim, me

tornando a pessoa que sou hoje. Sem eles não seria possível chegar aqui.

Ao meu orientador Luís Bacellar, por toda a paciência, atenção, conhecimentos

passados e convivência durante todos esses anos, desde minha graduação.

Aos professores que de alguma maneira contribuíram para este trabalho, em especial o

Professor Jorge Lena pelas dicas durante sua execução e ao Professor Adilson do Lago Leite,

pelas valiosas informações a respeito dos ensaios de coluna.

Ao Thales, por todo o carinho, suporte e paciência nesses anos, principalmente nos

momentos mais complicados.

A todos os meus amigos que de certa forma, contribuíram para a realização deste

trabalho, em especial aos da pós-graduação, Cláudia, Louise e Luciana.

Ao César Barella, pelo auxílio essencial na realização da modelagem hidrogeoquímica,

contribuindo significadamente para a conclusão deste trabalho.

Aos funcionários do LGqA pelo acompanhamento e atenção durante as análises

laboratoriais, em especial a Adriana, pessoa que foi fundamental para o bom desempenho dos

meus ensaios de coluna.

Aos outros laboratórios da UFOP dos quais utilizei: Geotecnia, Difração de Raios X e

Tratamento de Minérios e ao Laboratório de Análise de Rotina de Solos da Universidade

Federal de Viçosa, pelo auxílio nas análises.

A Superintendência Municipal de Limpeza Urbana (SLU) de Belo Horizonte, em

especial ao Cícero Catapreta, por todo o suporte fornecido durante o trabalho e pelos valiosos

dados cedidos, fundamentais para a realização do mesmo.

A Fundação de Amparo a Pesquisa do estado de Minas Gerais (FAPEMIG) pela

concessão da bolsa de pesquisa e custeio do projeto.

Por fim, agradeço a todos que de alguma forma contribuíram para que esta importante

etapa fosse vencida. Obrigado.

x

xi

Sumário

LISTA DE FIGURAS.................................................................................................................xv

LISTA DE TABELAS...............................................................................................................xix

LISTA DE SIGLAS...................................................................................................................xxi

RESUMO.................................................................................................................................xxiii

ABSTRACT................................................................................................................................xv

CAPÍTULO 1 – INTRODUÇÃO

1.1 Localização da área de estudo..................................................................................................4

1.2 Objetivos..................................................................................................................................4

1.3 Justificativa..............................................................................................................................5

1.4 Hipóteses de trabalho...............................................................................................................6

CAPÍTULO 2 – ESTADO DA ARTE

2.1 Geoquímica de elementos-traço...............................................................................................7

2.2 Transporte de elementos maiores e traços em aterros sanitários..............................................8

2.2.1 Aterros de resíduos sólidos urbanos...........................................................................8

2.2.2 Fontes de elementos maiores e traços no resíduo sólido urbano................................9

2.2.3 Produção de lixiviado e concentração de elementos maiores e traços......................11

2.2.4 Variação da composição do lixiviado com o tempo.................................................12

2.3 Contaminação por elementos maiores e traços em aterros de RSU.......................................14

2.3.1 Os compartimentos Solo e Água Subterrânea...........................................................14

2.3.2 Processos de atenuação de elementos no solo...........................................................16

2.3.3 Atenuação Natural Monitorada.................................................................................17

2.3.4 Mecanismos de transporte e atenuação em meios porosos.......................................18

2.3.4.1 Processos Físicos.........................................................................................20

Transporte por Advecção..............................................................................20

Transporte por Gradiente de Concentração ou Difusão Molecular.............20

Transporte por Mistura Mecânica ou Dispersão Mecânica.........................20

Dispersão Hidrodinâmica.............................................................................21

Filtração....................................................................................................... 21

2.3.4.2 Processos Químicos e Biológicos................................................................22

Adsorção........................................................................................................23

Precipitação/Dissolução...............................................................................25

Complexação/Quelação.................................................................................26

Oxidação/Redução.........................................................................................27

2.3.5 Influência do solo na mobilidade de elementos maiores e traços...................27

Capacidade de troca catiônica (CTC)...........................................................28

xii

Teor de argilas...............................................................................................28

Oxi-hidróxidos de Fe, Mn e Al......................................................................28

Matéria Orgânica..........................................................................................28

pH..................................................................................................................29

Superfície específica......................................................................................29

Potencial redox..............................................................................................30

Competição iônica.........................................................................................32

Forma dos elementos-traço...........................................................................34

2.4 Modelos Reduzidos aplicados a aterros sanitários.................................................................34

2.5 Modelagem Hidrogeoquímica – PHREEQC..........................................................................36

2.5.1 Equilíbrio Químico e cinética de processos químicos............................................38

2.5.2 Índice de Saturação.................................................................................................39

CAPÍTULO 3 – CARACTERÍSTICAS DA ÁREA DE ESTUDO

3.1 Histórico do aterro..................................................................................................................41

3.2 Composição dos RSU de Belo Horizonte..............................................................................42

3.3 Composição e quantificação do lixiviado produzido.............................................................44

3.4 Clima......................................................................................................................................47

3.5 Geologia.................................................................................................................................47

3.6 Pedologia e Geomorfologia....................................................................................................49

3.7 Hidrogeologia.........................................................................................................................51

CAPÍTULO 4 – MATERIAIS E MÉTODOS

4.1 Levantamento de dados..........................................................................................................60

4.2 Trabalhos de campo ...............................................................................................................60

4.2.1 Solo...........................................................................................................................60

4.2.2 Lixiviado do aterro....................................................................................................61

4.3 Tratamento das amostras........................................................................................................62

4.3.1 Solo...........................................................................................................................62

4.3.2 Lixiviado...................................................................................................................62

4.4 Caracterização dos materiais..................................................................................................62

4.4.1 Análise de solos.........................................................................................................63

4.4.2 Análise físico-química do lixiviado..........................................................................65

4.5 Ensaios de Coluna..................................................................................................................67

4.5.1 Seleção da coluna experimental e de outros equipamentos......................................67

4.5.2 Montagem dos dispositivos.......................................................................................68

4.5.3 Testes preliminares nas colunas................................................................................69

4.5.4 Ensaios definitivos....................................................................................................70

4.6 Tratamento e análise dos dados..............................................................................................72

xiii

4.6.1 Análise dos Dados de Águas Subterrâneas...............................................................73

4.6.2 Caracterização inicial do solo...................................................................................73

4.6.3 Caracterização inicial do lixiviado bruto..................................................................73

4.6.4 Ensaios de Coluna – Lixiviado Efluente...................................................................73

4.6.5 Ensaios de Coluna – Solo após os ensaios de coluna................................................74

4.6.6 Modelagem Hidrogeoquímica com PHREEQC 2.18................................................75

4.6.7 Correlação de Pearson...............................................................................................75

4.7 Interpretação e conclusão dos dados......................................................................................75

CAPÍTULO 5 – RESULTADOS E DISCUSSÃO

5.1 Caracterização de Materiais...................................................................................................77

5.1.1 Caracterização do Solo (horizonte C).....................................................................77

5.1.2 Caracterização do Lixiviado...................................................................................82

5.2 – Ensaios de Coluna...............................................................................................................84

5.2.1 Modelagem PHREEQC – Cálculo do Índice de Saturação....................................85

5.2.2 Monitoramento das Colunas...................................................................................89

5.2.2.1 Variação de vazão com o tempo.............................................................89

5.2.2.2 Geoquímica do efluente..........................................................................90

5.2.2.2.1 Parâmetros físico-químicos....................................................90

pH..............................................................................................90

Potencial redox (Eh).................................................................91

Condutividade Elétrica.............................................................92

Sólidos Totais Dissolvidos .......................................................93

Alcalinidade..............................................................................94

5.2.2.2.2 Concentração de elementos no efluente e no solo após os

ensaios....................................................................................................95

Alumínio...................................................................................96

Bário..........................................................................................97

Cálcio........................................................................................99

Cobre.......................................................................................100

Cromo......................................................................................101

Enxofre....................................................................................102

Estrôncio.................................................................................104

Ferro.......................................................................................104

Fósforo....................................................................................106

Manganês................................................................................107

Titânio.....................................................................................108

CAPÍTULO 6 – CONCLUSÕES E SUGESTÕES................................................................111

REFERÊNCIAS.......................................................................................................................115

xiv

xv

Lista de Figuras

Figura 1.1. Imagem de satélite da região do aterro sanitário da CTRS – BR040 (Google Earth,

2010)...............................................................................................................................................4

Figura 2.1. Modelo para evolução das fases de um aterro sanitário proposto por Pohland &

Harper (1985), adaptado por Tolaymat et al. (2004)....................................................................14

Figura 2.2. Mecanismos associados ao transporte de contaminantes em meios porosos (Moncada

2004).............................................................................................................................................19

Figura 2.3. Mecanismos de dispersão, a) Mecanismos de dispersão ou mistura mecânica, b)

dispersão em canais individuais, c) tortuosidade, reentrâncias e interligações (Moncada

2004).............................................................................................................................................21

Figura 2.4. Efeitos da filtração: a) formação de membrana superficial, b) retenção no interior da

malha de poros..............................................................................................................................22

Figura 2.5. Gráficos de isoterma linear, Langmuir e Freundlich (Ferraz, 2006).........................24

Figura 2.6. Curva Breakthrough (Moncada, 2004)......................................................................25

Figura 2.7.Diagrama de pH e Eh do cádmio ∑Cd = 10−10

, 298.15K, 105 Pa...............................28

Figura 2.8. Diagrama de pH e Eh do chumbo ∑Pb = 10−10

, 298.15K, 105 Pa............................ 28

Figura 2.9. Diagrama de pH e Eh do cobalto ∑Co = 10−10

, 298.15K, 105 Pa............................. 28

Figura 2.10. Diagrama de pH e Eh do cobre ∑Cu = 10−10

, 298.15K, 105 Pa.............................. 28

Figura 2.11. Diagrama de pH e Eh do cromo ∑Cr = 10−10

, 298.15K, 105 Pa..............................29

Figura 2.12. Diagrama de pH e Eh do mercúrio ∑Hg = 10−10

, 298.15K, 105 Pa........................ 29

Figura 2.13. Diagrama de pH e Eh do níquel ∑Ni = 10−10

, 298.15K, 105 Pa............................. 29

Figura 2.14. Diagrama de pH e Eh do zinco ∑Zn = 10−10

, 298.15K, 105 Pa.............................. 29

Figura 2.15. Diagrama de pH - Eh do enxofre ∑S = 10−10

, 298.15K, 105 Pa..............................30

Figura 2.16. Classificação de lisímetros para análise de resíduos sólidos urbanos (Alcântara

2007).............................................................................................................................................32

Figura 3.1. Localização das antigas bacias e novas células de disposição do resíduo (SLU,

2005).............................................................................................................................................42

Figura 3.2. Média mensal total da vazão de lixiviado efluente do aterro sanitário (SLU 2010)..44

Figura 3.3. - Precipitação média mensal - estação do aterro sanitário (1998-2009)....................47

Figura 3.4. Mapa geológico da área do Aterro Sanitário e região limítrofe (Silva 1995)............48

Figura 3.5. Mapa de declividades da área do aterro. Modificado de Beato.................................49

Figura 3.6. Mapa pedológico da área do Aterro BR-040 (adaptado de Sousa 1998)...................50

Figura 3.7. Mapa potenciométrico do aquífero no aterro de Belo Horizonte - CTRS BR-040 em

Dez/2004 (Tecisan 2005b)...........................................................................................................52

Figura 3.8. Mapa de localização dos poços de monitoramento na área do vale do córrego dos

Coqueiros, onde foi coletada a amostra de solos (Barella, 2011)................................................53

Figura 3.9. Mapa de isovalores de condutividade elétrica (µS/cm) (CTQ, 2008)........................55

xvi

Figura 3.10. Mapa com isovalores em STD (mg/L). A isolinha de 300 mg/L está representada

em vermelho (CTQ, 2008)...........................................................................................................55

Figura 3.11. Mapa com isovalores em cloreto (mg/L) (CTQ, 2008)...........................................56

Figura 3.12. Mapa com isovalores em bário total (mg/L). A isolinha de 0.7 mg/L, que

representa o VMP, está representada em linha tracejada vermelha (CTQ, 2008)........................56

Figura 3.13. Modelagem preliminar da evolução das três áreas possivelmente contaminadas na

CTRS-BR040 (CTQ 2008)...........................................................................................................57

Figura 4.1. Fluxograma da primeira etapa, correspondente aos estudos em campo....................59

Figura 4.2. Fluxograma da segunda etapa, correspondente aos ensaios experimentais de

coluna...........................................................................................................................................59

Figura 4.3. Vista geral do talude principal, com as células AC03, AC04 e AC 05, do Aterro

Sanitário da BR 040, Belo Horizonte/MG (Tecisan 2005a).........................................................61

Figura 4.4. Pesagem das amostras de solo...................................................................................65

Figura 4.5. Aparelho de digestão das amostras de solo................................................................65

Figura 4.6. Filtragem das amostras de solo já digeridas..............................................................65

Figura 4.7. Multiparâmetro para medição de pH e Eh.................................................................66

Figura 4.8. Condutivímetro microprocessado..............................................................................66

Figura 4.9. Coluna de vidro de 350 mm à esquerda e de 700 mm à direita.................................67

Figura 4.10. Suportes de madeira onde foram fixadas as colunas de 350 mm à esquerda e de 700

mm à direita..................................................................................................................................68

Figura 4.11. Esquema da montagem das colunas para os testes..................................................69

Figura 4.12. Figura esquemática da coluna experimental............................................................72

Figura 4.13. Ensaios de coluna.....................................................................................................72

Figura 4.14. Gráfico com a relação do volume de poros com o número de dias de ensaio.........74

Figura 4.15. Dados obtidos nos ensaios de coluna e utilizados na modelagem com o PHREEQC

2.18...............................................................................................................................................75

Figura 5.1. Curvas granulométricas das três amostras de solo.....................................................78

Figura 5.2. Picos de difração para as três amostras de solo CTRS - BR 040...............................80

Figura 5.3. Variação de volume de lixiviado efluente com o número de medidas......................89

Figura 5.4. Gráfico de valores de pH dos efluentes das colunas..................................................91

Figura 5.5. Gráfico com valores de Eh dos efluentes das colunas...............................................92

Figura 5.6. Gráfico de valores de condutividade dos efluentes das colunas................................93

Figura 5.7. Gráfico de valores de sólidos totais dissolvidos dos efluentes das colunas...............94

Figura 5.8. Gráfico de valores de Alcalinidade dos efluentes das colunas..................................95

Figura 5.9. Gráfico com os valores de alumínio dos efluentes das colunas.................................97

Figura 5.10. Perfil de concentração de alumínio no solo após os ensaios de coluna...................97

Figura 5.11. Gráfico com valores de bário dos efluentes das colunas.........................................98

Figura 5.12. Perfil de concentração de bário no solo após os ensaios de coluna.........................99

Figura 5.13. Gráfico com valores de cálcio dos efluentes das colunas........................................99

Figura 5.14. Perfil de concentração de cálcio no solo após os ensaios de coluna......................100

xvii

Figura 5.15. Gráfico com valores de cobre dos efluentes das colunas.......................................101

Figura 5.16. Perfil de concentração de cobre no solo após os ensaios de coluna......................101

Figura 5.17. Gráfico com valores de cromo dos efluentes das colunas.....................................102

Figura 5.18. Perfil de concentração de cromo no solo após o ensaios de coluna.....................102

Figura 5.19. Gráfico com valores de enxofre dos efluentes das colunas...................................103

Figura 5.20. Perfil de concentração de enxofre no solo após os ensaios de coluna...................103

Figura 5.21. Gráfico com valores de estrôncio dos efluentes das colunas.................................104

Figura 5.22. Perfil de concentração de estrôncio no solo após os ensaios de coluna.................104

Figura 5.23. Gráfico com valores de ferro dos efluentes das colunas........................................105

Figura 5.24. Perfil de concentração de ferro no solo após os ensaios de coluna........................105

Figura 5.25. Gráfico com valores de fósforo dos efluentes das colunas....................................106

Figura 5.26. Perfil de concentração de fósforo no solo após os ensaios de coluna....................107

Figura 5.27. Gráfico com valores de manganês dos efluentes das colunas................................107

Figura 5.28. Gráfico com valores de titânio dos efluentes das colunas.....................................108

Figura 5.29. Perfil de concentração de titânio no solo após os ensaios de coluna.....................108

xviii

xix

Lista de Tabelas

Tabela 2.1. Concentração (mg/kg) dos elementos-traço mais comuns nas rochas ígneas e

sedimentares (Alloway 1995).........................................................................................................8

Tabela 2.2. Composição gravimétrica do lixo doméstico no Brasil, Alemanha (Zeller 1993) e

Turquia (Curi 1996) apud Teixeira (2008)...................................................................................10

Tabela 2.3. Íons encontrados em lixiviados de aterro e suas possíveis fontes (Christensen et al.

2001).............................................................................................................................................10

Tabela 2.4. Parâmetros de caracterização do lixiviado (Yong et al. 1996)..................................11

Tabela 2.5. Diferenças da composição do lixiviado com a fase ácida e metanogênica e valores

médios para parâmetros sem diferenças entre as fases (adaptado de Ehrig 1983).......................12

Tabela 2.6. Preferência de adsorção de cátions de acordo com o argilomineral (Triegel 1980)..33

Tabela 3.1. Composição gravimétrica e volumétrica dos RSU dispostos no Aterro Sanitário de

Belo Horizonte (adaptado de Catapreta et al. 2008)....................................................................43

Tabela 3.2. Análises Físico-Químicas do lixiviado – Ponto PLQ 08 (SLU 2010).......................45

Tabela 3.3. Análises Físico-Químicas do lixiviado – Ponto PLQ 09 (SLU 2010).......................46

Tabela 4.1: Parâmetros determinados no solo e no lixiviado bruto antes dos ensaios de

coluna...........................................................................................................................................63

Tabela 4.2: Parâmetros analisados no solo e no lixiviado efluente durante e após os ensaios de

coluna...........................................................................................................................................71

Tabela 5.1: Valores de índices físicos das amostras.....................................................................77

Tabela 5.2: Dados de caracterização química das amostras.........................................................80

Tabela 5.3: Concentração média de elementos maiores e traços na amostra de solo...................81

Tabela 5.4: Dados dos parâmetros físico-químicos do lixiviado bruto........................................82

Tabela 5.5: Concentrações de elementos maiores e traços das amostras de lixiviado bruto........83

Tabela 5.6: Concentração de elementos maiores e traço da digestão parcial do lixiviado bruto e

das partículas retidas no filtro.......................................................................................................84

Tabela 5.7: Fases minerais e respectivos valores de índice de saturação (SI) do lixiviado novo

(bruto e efluente)..........................................................................................................................85

Tabela 5.8: Fases minerais e respectivos valores de índice de saturação (SI) do lixiviado velho

(bruto e efluente)..........................................................................................................................87

xx

xxi

Lista de Siglas

ABNT: Associação Brasileira de Normas Técnicas

ATM: Atenuação Natural Monitorada

BRP: Barreiras Reativas Permeáveis

CETEC: Centro Tecnológico de Minas Gerais

CETESB: Companhia Ambiental do Estado de São Paulo

COD: Carbono orgânico dissolvido

COPASA: Companhia de Saneamento de Minas Gerais

COT: Carbono Orgânico Total

CPRM: Companhia de Pesquisa de Recursos Minerais

CTC: Capacidade de Troca Catiônica

CTRS: Central de Tratamento de Resíduos Sólidos

CVAAS: Espectrômetria de Absorção Atômica com Geração de Vapor Frio

DBO: Demanda bioquímica de oxigênio

DEGEO: Departamento de Geologia

DEMIN: Departamento de Mineração

DQO: Demanda química de oxigênio

EMBRAPA: Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária

EPA: Environmental Protection Agency

IAP: Produto de Atividade Iônica

IBGE: Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística

ICP/OES: Espectrometria de Emissão Atômica por Plasma Acoplado Indutivamente

ICP/MS: Espectrometria de Massa por Plasma Indutivamente Acoplado

GASMIG: Companhia de Gás de Minas Gerais

IPT: Instituto de Pesquisas Tecnológicas

LGqA: Laboratório de Geoquímica Ambiental

LQ: Limite de Quantificacão

PHREEQC:

PM: Poço de Monitoramento

PROSAB: Programa de Pesquisa em Saneamento Básico

RSU: Resíduos Sólidos Urbanos

SI: Índice de Saturação

SLU: Superintendência de Limpeza Urbana

STD: Sólidos Totais Dissolvidos

USGS: US Geological Survey

VMP: Valor Máximo Permitido

xxii

xxiii

Resumo

Dentre as fontes de contaminação de aquíferos, o aterro de resíduos sólidos urbanos é um dos

mais importantes, pois a carga contaminante produzida (lixiviado) traz consigo elementos

nocivos, destacando-se os elementos traços. Pela dificuldade de coletar amostras de solo da base

de aterros, uma alternativa para o seu estudo são os ensaios de coluna, que simulam em escala

reduzida uma célula de aterro. A área de estudo deste trabalho é o aterro sanitário da Central de

Tratamento de Resíduos Sólidos CTRS BR-040, localizado em Belo Horizonte/MG. Não foi

reproduzida a velocidade de percolação de lixiviado do campo, sendo a mesma 150 vezes maior

nos ensaios de coluna. A velocidade muito lenta dificultaria a coleta de lixiviado efluente para

análise diária. Através dos dados obtidos nos ensaios de coluna e da modelagem realizada pelo

PHREEQC 2.18, pode-se comprovar que, apesar da baixa CTC e teor de matéria orgânica, o

saprolito tem certa capacidade de reter elementos maiores e traços, contribuindo para dificultar a

contaminação do aquífero. Contudo esta capacidade é limitada, pois foi observado que

elementos retidos no começo dos testes, têm suas concentrações aumentadas no lixiviado ao fim

dos ensaios. Com dados obtidos na modelagem, espera-se que alguns elementos, tais como Al,

Ba, Ca, Cr, Fe, Mn e Sr estejam precipitados no solo na forma de carbonatos, sulfatos, sulfetos,

fosfatos, óxidos e hidróxidos. Sulfetos precipitados só foram encontrados Eh muito baixo (< 200

mV), o que é perfeitamente possível em aterros de RSU, onde o ambiente em seu interior é bem

redutor. Alguns elementos, tais como Fe e Ti também podem estar retidos na forma de colóides,

pois a concentração dos mesmos foi elevada nas partículas retidas em filtro. Apesar de ser de

difícil quantificação, possivelmente uma significativa quantidade de elementos maiores e traços

estão adsorvidos nas partículas do solo.

Palavras-chave: águas subterrâneas, aterro sanitário, ensaios de coluna, saprolito, PHREEQC.

xxiv

xxv

Abstract

Among the sources of aquifer contamination, the municipal solid waste landfill is one of the

most important because the generated contamination (leachate) releases hazardous elements

mainly trace elements. Because of the difficulty of collecting soil samples from the base

landfills, column tests are a good alternative to this type of study, because they simulate a

landfill cell in smaller scale. The study area is the landfill of the Solid Waste Treatment Center

CTRS BR-040 located at Belo Horizonte, Minas Gerais. It was not possible to reproduce filed

leaching percolation rate and laboratory rates were 150 times larger than the field one. The low

velocity would make it difficult to collect effluent leachate for daily analysis. Using the data

from the column tests and modeling performed by PHREEQC 2.18 it is possible to say that the

saprolite has the property to retain major and trace elements despite its low cation exchange

capacity and low organic matter content contributing to prevent the aquifer contamination.

However this capacity is limited, because it was observed that elements retained at the

beginning of the tests, have their concentration raised in the leachate by the end of the tests.

With data obtained from the modelling, it is expected that elements such as Al, Ba, Ca, Cr, Fe

and Sr be precipitated in the soil as sulfates, carbonates, sulfides, phosphates, oxides and

hydroxides. Sulfides were only observed at very low Eh values (<200 mV), which is quite

plausible in this kind of landfills, where the internal environment is anoxic. Elements such as Fe

and Ti may also be retained as colloids because it was observed that their concentration was

high in the particulate retained in filters. Despite being difficult to quantify, possibly a

significant amount of major and trace elements are adsorbed on soil particles.

Key-words: groundwater, sanitary landfill, column tests, saprolite, PHREEQC.

Contribuições às Ciências da Terra

1

CAPÍTULO 1

INTRODUÇÃO

As atividades industriais e municipais das grandes cidades produzem diariamente grandes

quantidades de resíduos sólidos urbanos (RSU), sendo um dos grandes problemas da atualidade, não

só por seu alto potencial poluidor, como também pelo agravamento que representam à questão de

esgotamento dos recursos naturais. O Brasil possui uma população de aproximadamente 192 milhões

de habitantes (IBGE 2010), produzindo cerca de 57 milhões de toneladas de RSU anualmente. A

produção per capita de resíduos domésticos no país, é em torno de 359,4 kg/hab/ano (Abrelpe 2009).

Os resíduos sólidos são armazenados em aterros ou simplesmente lançados na superfície do

terreno. Segundo o IBGE (2008), 50,8% dos municípios brasileiros destinam seus resíduos de forma

inadequada, em lixões. Entre as outras cidades, 27,7 % dispõem seus resíduos em aterros sanitários e

22,5 % em aterros controlados. O mesmo censo mostrou que há 994 programas de coleta seletiva em

todo o país. Esses resíduos, quando não tratados adequadamente, podem afetar tanto a qualidade de

vida da população, quanto o meio ambiente (Batista et al., 2004).

Os aterros de RSU são obras de engenharia que exigem cuidados especiais visando à

minimização dos impactos ambientais que sua implantação e operação provocam (PROSAB 2002).

Nas grandes cidades, se verificam sérios problemas relacionados ao esgotamento da capacidade dos

aterros de RSU e à identificação de novas áreas para sua instalação. Geralmente, a escolha de locais

com características hidrogeológicas ideais para a deposição de RSU não é fácil, principalmente por

questões estéticas e de custo de transporte dos resíduos, que faz com que certas áreas sejam impróprias

(Feitosa et al., 2008). Em locais planejados e devidamente operados, os RSU aterrados oferecem

pouco risco no que diz respeito à contaminação do solo e das águas subterrâneas (Feitosa et al., 2008).

A disposição de RSU em aterros, embora ofereça medidas estruturais de segurança

(impermeabilização de base, drenagem, coleta e tratamento de lixiviado etc.) que minimizam os

impactos causados nos solos e nas águas subterrâneas, não deixa de constituir uma forma de

armazenamento de resíduo sólido no solo (ABNT 1997a, CETESB 1997). Além disso, a seleção

correta de novos locais para disposição não soluciona os problemas de disposições já efetuadas, que

normalmente não consideraram qualquer critério de segurança, requerendo então medidas de

remediação ou recuperação (CETESB 1997). Os processos que ocorrem no interior dos mesmos, como

os mecanismos de decomposição, a influência da composição dos resíduos nos riscos de contaminação

ambientais e nas técnicas de remediação são aspectos relevantes, que ainda não estão completamente

esclarecidas (Mattei & Escosteguy 2007).

Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...

2

Os aterros de RSU não podem ser considerados como o ponto final para muitas das

substâncias contidas nos resíduos, pois com a sua decomposição e a ação das chuvas, várias

substâncias orgânicas e inorgânicas são lixiviadas, formando um liquido denominado chorume ou

lixiviado (Célere et al., 2007). Por apresentar substâncias solúveis, o lixiviado pode infiltrar-se no solo

e atingir as águas subterrâneas, comprometendo sua qualidade. Dentre as diversas formas de

contaminação, destaca-se a causada pela infiltração de elementos maiores e traços em solução,

originadas dos líquidos lixiviados (PROSAB 2002).

Elementos maiores, tais como sódio, cálcio, potássio, magnésio, amônia, cloreto e sulfato, são

íons muito comuns em aterros de RSU, possuindo elevadas concentrações (Christensen et al., 2001),

enquanto que as concentrações de elementos-traço é baixa (Christensen et al., 2001, Kjeldsen et al.,

2002 e Hypólito & Esaki 2006). Em países em desenvolvimento, tais concentrações são normalmente

ainda menores em função da maior quantidade de matéria orgânica no resíduo sólido (Boscov, 2008).

Um aterro sanitário é um ambiente complexo e em constante transformação, seja ela física, físico-

química, química ou microbiológica. Assim, o estudo dos elementos maiores e traços implica na

tentativa de entender as condições que influem na sua liberação, transporte e retenção e na sua

interação com os materiais e substâncias do meio (Hypólito & Esaki 2006).

O conteúdo total de elementos maiores e traço, disponíveis ou não, num aterro corresponde ao

somatório dos íons presentes nos compartimentos solo – água – resíduo sólido – lixiviado (Hypólito &

Esaki 2006). Oliveira & Jucá (2004) mostram que a concentração dos elementos químicos em aterros é

maior nos solos do que nas águas subterrâneas, tendo o solo então um poder atenuador da poluição,

retendo-os e dificultando sua dispersão no meio. Isso acontece porque o solo, especialmente quando

rico em argilominerais e matéria orgânica, tem alta capacidade de adsorção desses elementos,

especialmente em valores de pH neutros a altos (Patrick & Verloo 1998, Kjeldsen et al., 2002).

Segundo Kjedsen et al., (2002), os efeitos de sorção, complexação e precipitação são menores para os

elementos maiores, em relação aos traços. Por fim, estes elementos também podem ficar retidos nas

soluções intersticiais, na forma complexada ou associada a colóides (Kjeldsen et al., 2002, Hypólito &

Esaki 2006).

Outras condições podem afetar a disponibilidade dos elementos maiores e traços no solo sob

aterros, tais como as características mineralógicas, texturais, a permeabilidade, o teor de argila do solo

e capacidade de troca catiônica (CTC) (Christensen et al., 2001, Kjeldsen et al., 2002 e Hypólito &

Esaki 2006). A adsorção também depende das propriedades dos elementos, tais como sua relação

carga-raio iônico, eletronegatividade, raio hidratado, valência e a sua concentração em solução. Em

relação aos elementos-traço, o Pb e Cu em geral são mais fortemente adsorvidos e Zn, Ni e Cd os mais

difíceis de serem adsorvidos (Alloway 1990, Alloway 1992). Hypólito & Esaki (2006) mostram que os

solos de base e de cobertura dos aterros desempenham papel importante na retenção de elementos-

traço, devido principalmente a fenômenos de adsorção/precipitação, resultado do contato lixiviado –


3

solo – resíduo sólido. Sulfetos e carbonatos, ânions típicos em aterros, podem formar precipitados com

Cd, Zn, Ni, Cu e Pb, que são insolúveis, diminuindo a mobilidade destes elementos-traço (Kjeldsen et

al., 2002). Para Young et al., (1996), a precipitação é o fenômeno mais importante para a retenção de

elementos-traço no solo.

No resíduo, além da composição inicial em elementos, a disponibilidade dos íons depende das

atividades físicas, químicas e microbiológicas que ocorrem no aterro como um todo, influenciando no

tempo de liberação dos mesmos dos resíduos originais (Hypólito & Esaki 2006). No lixiviado, os íons

encontram-se em solução, associados às partículas coloidais (orgânicas e inorgânicas) e sob a forma de

complexos. Kjeldsen et al., (2002) discutem a concentração de elementos-traço no lixiviado de acordo

com a fase de decomposição dos resíduos. Este trabalho mostra uma maior concentração de íons de

elementos-traço na fase inicial da decomposição do resíduo sólido (fase aeróbia e ácida), quando as

condições físico-químicas (pH baixo e Eh alto) favorecem a solubilização e disponibilização de íons

metálicos no meio. Na fase anaeróbia, há um aumento do pH e a tendência é a fixação desses

elementos por processos de adsorção e precipitação.

São inúmeros os fenômenos que controlam o transporte de contaminantes em meios porosos,

onde o contaminante considerado é a massa de alguma substância tóxica dissolvida (poluente)

movendo-se com algum fluido (água) nos vazios do meio poroso (solo), seja ele saturado ou não

(Nobre 1987). O movimento de poluentes não depende apenas do fluxo do fluido no qual essas

substâncias estão dissolvidas, mas sim de mecanismos que, por sua vez, dependem de processos

físicos, químicos e biológicos aos quais as substâncias são submetidas.

Os aquíferos são muito menos vulneráveis à poluição do que as águas superficiais, mas, uma

vez produzida à contaminação, a recuperação, dependendo do tipo de contaminante, pode levar muitos

anos e até mesmo tornar-se economicamente inviável. Os processos físicos e químicos nem sempre

são capazes de produzir uma redução significativa de substâncias tóxicas nas plumas de lixiviados

(Feitosa et al., 2008).

O objeto de estudo deste trabalho é o Aterro Sanitário de Belo Horizonte, que é parte

integrante da Central de Tratamento de Resíduos Sólidos (CTRS), operado pela Superintendência de

Limpeza Urbana – SLU. O início de operação do aterro se deu no ano de 1975 e seu fechamento em

2009, pairando ainda muitas dúvidas a respeito do grau de contaminação do solo e da água subterrânea

no seu entorno (Tecisan 2005a).

O aterro sanitário está inserido na área urbana do município de Belo Horizonte, o que

representa risco para a população circundante e para o meio ambiente. Por isso, a realização de estudos

relacionados à contaminação é importante para tentar compreender e mitigar os efeitos nocivos

causados pela disposição desses resíduos na água e no solo. Cabe destacar que partes consideráveis

dos resíduos do aterro encontram-se dispostos sem base impermeável e acima do horizonte C do solo


4

(houve decapeamento do horizonte A e B durante a preparação do terreno), aumentando ainda mais a

possibilidade de contaminação do solo e das águas subterrâneas ao redor.

1.1 – LOCALIZAÇÃO DA ÁREA DE ESTUDO

A área estudada é o Aterro Sanitário da Central de Tratamento de Resíduos Sólidos (CTRS-BR-040),

que está localizada na região Noroeste de Belo Horizonte, ao lado da BR-040 (km 020) no sentido

Belo Horizonte - Brasília, tendo como limite o município de Contagem (Figura 1.1).

Figura 1.1- Imagem de satélite da região do aterro sanitário da CTRS – BR040 (Google Earth, 2010).

1.2 – OBJETIVOS

O objetivo principal deste estudo foi o de estabelecer a capacidade de atenuação química do

solo (saprolito) encontrado no aterro da CTRS-BR040, com ênfase para os elementos-traço, por serem

estes mais contaminantes.

Como objetivos secundários pretendem-se:

Caracterizar a mineralogia, textura e características físico-químicas do saprolito de gnaisse;


5

Caracterizar algumas das propriedades físico-químicas do lixiviado produzido: parâmetros

físico-químicos (pH, Eh, condutividade e sólidos totais dissolvidos), elementos maiores e

traços (Al, As, Ba, Ca, Cd, Co, Cu, Cr, Fe, K, Mg, Mn, Na, Ni, P, Pb, S, Sr, Ti, V, Y e Zn),

além da alcalinidade, cloreto e sulfato.

1.3 – JUSTIFICATIVAS

Estudos realizados na tentativa de mitigação de impactos ambientais provenientes de aterros

sanitários são de grande relevância, pois os impactos representam um risco potencial para a saúde da

população vizinha e também na contaminação dos solos e das águas superficiais e subterrâneas, pois

em muitos locais a utilização da água subterrânea é bastante intensa. O aterro sanitário de Belo

Horizonte está cercado por residências e outras construções, como escolas e postos de saúde, sendo a

população susceptível a problemas de saúde causados pela eventual poluição.

O comportamento dos elementos no lixiviado e a contaminação de solos e águas subterrâneas

pelos mesmos são ainda pouco estudados no Brasil (Sousa 1998, Oliveira & Jucá 2004, Hypólito &

Ezaki 2006, dentre outros). A quantificação dos mesmos no interior de aterros sanitários e a tentativa

de caracterizar sua mobilidade no meio são importantes para a aplicação de eventuais medidas para

mitigação de impactos ambientais. Além disso, neste aterro, um dos maiores do Brasil e situado no

interior da zona urbana desta cidade, parte dos resíduos foi disposto diretamente sobre saprolito

(horizonte C) de gnaisse, sem base argilosa impermeável e com os horizontes superficiais decapeados

(Sousa, 1998), situação comum na construção do aterro sobre taludes mais íngremes. O saprolito

normalmente possui características diferentes dos horizontes superficiais, tendo geralmente uma

menor capacidade de atenuação da contaminação. Estudos sobre o poder de atenuação de saprolitos de

gnaisse são também importantes, pois estes são um dos litotipos mais abundantes no sudeste e

nordeste do Brasil.

Métodos de remediação de solos e águas subterrâneas são muito caros, como por exemplo, o

método de “pump and treat” e as barreiras reativas permeáveis. Pode-se escolher ainda o método de

atenuação natural, que é mais barato. Ele baseia-se no fato de que em determinadas condições, alguns

contaminantes são imobilizados ou degradados em produtos pouco ou nada tóxicos, por processos

biológicos, físicos e químicos, sendo necessário monitoramento continuo da região por tempo

suficiente para a conclusão do processo. Segundo a EPA (2001), a Atenuação Natural Monitorada

(ATM) pode apresentar elevada eficiência e se desenvolver em um tempo equivalente ao de outros

métodos de remedição, dependendo das características locais e do contaminante envolvido.


6

De acordo com Christensen et al., (2001), a ATM poderá se constituir numa boa alternativa

para a remediação de áreas contaminadas por lixiviado de aterro de RSU, sendo necessária ainda uma

maior quantidade de dados, para a elaboração de protocolos que minimizam as incertezas desse

processo. Este presente trabalho gerou dados importantes para a melhor compreensão da dinâmica da

atenuação natural nessas áreas, o que é muito importante devido a pouca quantidade de dados

existentes. Trabalhos como estes podem ajudar a comprovar a eficiência da ATM para áreas de aterros

sanitários e facilitar o gerenciamento de áreas contaminadas por este tipo de fonte poluidora. Como é

difícil estabelecer o grau de atenuação em trabalhos de campo (Barella, 2011), optou-se por ensaios de

coluna, que têm sido muito utilizados para estudos de aterros (Monteiro et al., 2006), devido à relativa

facilidade de montá-los e de controlar as condições internas e de contorno (Alcântara, 2007).

1.4 – HIPÓTESES DE TRABALHO

Com base no exposto, as hipóteses deste estudo são:

Apesar de algumas áreas do aterro não possuírem impermeabilização de base e de os resíduos

estarem às vezes dispostos no horizonte C do solo, o mesmo apresenta normalmente boa

capacidade de reter grande parte dos contaminantes do lixiviado;

Mesmo com essa capacidade de retenção dos solos, parte dos contaminantes chega ao aquífero

e a qualidade da água no entorno pode estar sendo prejudicada pelos líquidos lixiviados do

aterro;


7

CAPÍTULO 2

REVISÃO BIBLIOGRÁFICA

2.1 – GEOQUÍMICA DOS ELEMENTOS-TRAÇO

Neste trabalho serão estudados os elementos que podem ocorrer em maiores concentrações no

solo e nas águas subterrâneas, devido à contaminação por resíduos sólidos urbanos. Pelo seu maior

potencial poluidor e por serem mais nocivos à saúde, haverá um maior destaque para os elementos-

traço. Alguns elementos maiores, tais como cálcio, potássio, magnésio e sódio, apesar de possuírem

elevadas concentrações em áreas de aterros de RSU, não são tão preocupantes.

Embora o termo “elemento-traço” seja amplamente utilizado, seu conceito varia de acordo

com o ramo da ciência que o aborda. A falta de uma definição única leva alguns trabalhos a classificar

elementos não-metálicos como elementos-traço, em virtude de sua toxicidade (Eleutério 1997), além

de incluir elementos que são essenciais em baixas concentrações (Alloway 1990).

Os elementos-traço já estão presentes na composição mineral das rochas e dos solos, sendo

liberados pela ação dos processos intempéricos. Suas concentrações geralmente são baixas (exceto em

áreas anômalas, como em jazidas), normalmente não ultrapassando 1000 mg/kg, com uma média de

concentração de 100 mg/kg (Alloway 1995). Ocorrem como constituintes de minerais primários nas

rochas ígneas, sedimentares e metamórficas (Tabela 2.1).

Os valores orientadores utilizados seguiu o padrão da COPAM (2010) e da portaria n° 2914 do

Ministério da Saúde (Brasil, 2011).


8

Tabela 2.1 – Concentração (mg/kg) dos elementos-traço mais comuns nas rochas ígneas e sedimentares

(Alloway 1995).

Crosta Rochas Ígneas Rochas Sedimentares

Ultramáfica Máfica Granito Calcáreo Arenito Folhelhos

Ag 0,07 0,06 0,1 0,04 0,12 0,25 0,07

As 1,5 1 1,5 1,5 1 1 13

Au 0,004 0,003 0,003 0,002 0,002 0,003 0,0025

Cd 0,1 0,12 0,13 0,09 0,028 0,05 0,22

Co 20 110 35 1 0,1 0,3 19

Cr 100 2980 200 4 11 35 90

Cu 50 42 90 13 5,5 30 39

Hg 0,05 0,004 0,01 0,08 0,16 0,29 0,18

Mn 950 1040 1500 400 620 460 850

Mo 1,5 0,3 1 2 0,16 0,2 2,6

Ni 80 2000 150 0,5 7 9 68

Pb 14 14 3 24 5,7 10 23

Sb 0,2 0,1 0,2 0,2 0,3 0,005 1,5

Se 0,05 0,3 0,05 0,05 0,03 0,01 0,5

Sn 2,2 0,5 1,5 3,5 0,5 0,5 6

Ti 0,6 0,0005 0,08 1,1 0,14 0,36 1,2

U 2,4 0,03 0,43 4,4 2,2 0,45 3,7

V 160 40 425 72 45 20 130

W 1 0,1 0,36 1,5 0,56 0,16 1,9

Zn 75 58 100 52 20 50 120

2.2 – TRANSPORTE DE ELEMENTOS MAIORES E TRAÇOS EM ATERROS

SANITÁRIOS

2.2.1 – Aterros de resíduos sólidos urbanos

De acordo com a norma brasileira NBR 10004 (ABNT 2004), os resíduos sólidos urbanos são

considerados Classe II A e dentre as formas de disposição final, a mais adequada são os aterros

sanitários.

O aterro sanitário pode ser definido como uma forma de disposição de resíduos sólidos no

solo, particularmente RSU, que, fundamentada em critérios de engenharia e normas operacionais,

permite o confinamento seguro, garantindo o controle de poluição ambiental e proteção à saúde

pública, minimizando impactos ambientais (Boscov 2008). Deve atender alguns cuidados especiais e


9

técnicas específicas, como seleção do local mais adequado, preparo do local antes do início de sua

operação e monitoramento, coleta e tratamento de efluentes líquidos e gasosos, compactação dos

resíduos e seu recobrimento diário com solo (Boscov 2008).

No Brasil, os projetos para implantação de aterros sanitários devem seguir as normas da

ABNT, de acordo com a NBR 8419 (ABNT 1992). No entanto, muitos municípios brasileiros não

possuem aterros sanitários devidamente construídos e operados. Segundo IBGE (2008), 50 % dos

municípios dispõem seus resíduos em aterros sanitários ou controlados. Alguns dos problemas

relacionados aos aterros sanitários são a falta de áreas adequadas para implantação e o esgotamento

cada vez mais rápido da vida útil dos aterros, em função da escassez de espaço, do aumento da

produção de RSU e das exigências ambientais cada vez mais rígidas no que diz respeito à construção

de novos aterros.

As normas mais importantes relacionadas a aterros sanitários são: NBR 13896 (ABNT,

1997a): Aterros de resíduos não perigosos – Critérios para projeto, implantação e operação; NBR 8419

(ABNT, 1992): Apresentação de projetos de aterros sanitários de resíduos sólidos urbanos –

Procedimento; NBR 10007 (ABNT, 2004a): Amostragem de resíduos – Classificação; NBR 10007

(ABNT, 2004b): Líquidos livres – Verificação em amostras de resíduo – Método de ensaio e NBR

13895 (ABNT, 1997b): Construção de poços de monitoramento e amostragem – Procedimento.

De forma geral, para que uma área seja adequada para a disposição de resíduos sólidos não

perigosos, é necessário que: o impacto ambiental a ser causado pelo aterro seja minimizado; a

aceitação da instalação pela população circundante seja razoável; e que a área esteja de acordo com o

zoneamento da região e possa ser utilizada por um longo tempo, necessitando de poucas obras para o

inicio da operação (Boscov 2008).

2.2.2 - Fonte de elementos maiores e traços no resíduo sólido urbano

Além da sua origem geoquímica, os elementos também estão disponíveis no ambiente por

meio de várias outras fontes, como os resíduos sólidos urbanos.

As características dos resíduos sólidos urbanos podem variar muito quanto à quantidade e

composição, influenciadas principalmente pelo local, classe social, nível educacional da população,

clima e das características econômicas do local (Boscov 2008). Ao longo do tempo, a composição dos

resíduos sólidos urbanos pode se modificar, em especial devido aos novos hábitos da população,

evolução tecnológica, flutuações na economia, dentre outros fatores (Boscov 2008).

A composição gravimétrica é expressa pelo percentual de cada componente em relação ao

peso total da amostra. A tabela 2.2 apresenta a composição gravimétrica dos RSU de três diferentes


10

países, incluindo o Brasil (Zeller 1993, Curi 1996 apud Teixeira 2008). Percebe-se uma grande

quantidade de matéria orgânica nos resíduos sólidos urbanos brasileiros.

Tabela 2.2 - Composição gravimétrica do lixo doméstico no Brasil, Alemanha (Zeller 1993) e Turquia (Curi

1996) apud Teixeira (2008).

Tipo de Resíduo Brasil 1991 Alemanha 1985 Turquia 1992

kg/há % kg/há % % %

Matéria orgânica 62,3 58,45 69,4 29,3 7,6 74,0

Papel 15,4 14,49 32,2 13,9 44,4 6,5

Cartão 3,0 2,8 9,3 1,0 n.d

Plástico 8,9 8,35 12,5 5,4 13,7 6,0

Tecido 4,1 3,83 4,6 2 3,7 0,5

Metal 4,6 4,31 7,6 3,3 6,9 2,1

Vidro 3 2,81 21,3 9,2 14,5

9,7

Cerâmica 1,8 1,68 n.d n.d n.d

Absorventes 2 1,87 4,6 2 n.d n.d

Madeira 0,8 0,79 n.d n.d 2,8 n.d

Outros 0,6 0,6 70,1 30,3 6,4 1,2

Total 106,5 100 231,6 100 100 100

kg/ha. = quantidade de lixo anual por habitante

n.d. = composição não determinada

Muitos desses materiais encontrados nos resíduos urbanos são fontes de elementos-traço,

sendo que sua concentração pode variar entre 0 e 100 mg/kg (Teixeira 2008). Os plásticos são fontes

de cádmio, os metais ferrosos fonte de chumbo e cobre e o papel fonte de chumbo. Além desses

materiais, produtos como pilhas, baterias, lâmpadas e tintas também são uma importante fonte de

elementos-traço (Erses & Onay 2003). Na tabela 2.3 são mostrados os principais íons encontrados em

resíduos de aterros sanitários e suas principais fontes (Christensen et al., 2001). De acordo com a

tabela, os elementos maiores são encontrados principalmente no material orgânico do resíduo urbano.

Tabela 2.3 - Íons encontrados em lixiviados de aterro e suas possíveis fontes (Christensen et al., 2001).

Íons Fontes

Na+, K

+, Ca

+2, Mg

+2 Material orgânico, entulhos de construção

PO4-3

, NO3-, CO3

-2 Material orgânico

Cu+2

, Fe+2

, Sn+2

Material eletrônico, latas, tampas de garrafas

Hg+2

, Mn+2

Pilhas comuns e alcalinas, lâmpadas fluorescentes

Ni+2

, Cd+2

, Pb+2

Baterias recarregáveis (celular, telefone sem fio, automóveis)

Al+3

Latas, utensílios domésticos, cosméticos, embalagens laminadas em geral

Cl-, Br

-, Ag

+ Tubos de PVC, negativos de filmes de raios-X

Sb+3

, Cr+3

, Cr+6

, Pb+2

Embalagens de tintas, vernizes, solventes orgânicos

As características físicas e químicas dos RSU aterrados são de difícil quantificação, pelos

mesmos serem muito heterogêneos, variar em diferentes aterros, pela dificuldade de obtenção de

amostras representativas e até mesmo pela inexistência de procedimentos de ensaios adequados


11

(Boscov 2008). Por todos esses motivos, são poucos os dados encontrados sobre o assunto e são

diversas as metodologias de amostragem. Estudos a respeito da composição gravimétrica dos RSU

normalmente são feitos em resíduos recém-coletados.

2.2.3 - Produção de lixiviado e concentração de elementos maiores e traços

A decomposição dos RSU origina o lixiviado (ou chorume), um líquido que contem

substâncias solúveis, orgânicas, iônicas, não iônicas, bactérias e partículas coloidais. A quantidade

produzida e sua composição são variáveis, dependendo da composição e teor de umidade inicial dos

resíduos, tipo de construção e operação do aterro, topografia e geologia do local, fatores climáticos

(chuva, escoamento superficial, infiltração da água, evapotranspiração e temperatura), idade dos

resíduos, pH do meio e da combinação de atividades físicas, químicas e biológicas no interior dos

aterros (Tchobanoglous et al., 1993, Clement 1995, Moura 2008). Na tabela 2.4, estão listados os

parâmetros mais utilizados na caracterização do lixiviado (Yong et al., 1996).

Tabela 2.4 - Parâmetros de caracterização do lixiviado (Yong et al., 1996).

Físico Químico Biológico

Orgânico Inorgânico

Aparência

pH

Potencial de oxi-redução

Condutividade

Turbidez

Temperatura

Fenóis

Demanda Química de Oxigênio

Carbono orgânico total

Nitrogênio amoniacal

Éter solúvel (óleos e graxas)

Grupos funcionais orgânicos

Bicarbonato Total

Sólidos e Sólidos Voláteis

Cloreto e Fosfato

Alcalinidade e Acidez

Na, K, Ca, Mg, Amônia,

Dureza, Metais Pesados (Pb,

Cu, Ni, Cr, Zn, Cd, Fe, Mn,

Hg, As, Se, Ba, Ag)

Cianeto e Fluoreto

Demanda Bioquímica de

oxigênio

Coliformes termotolerantes

Como há elementos-traço nos RSU, espera-se também sua presença no lixiviado produzido.

Os elementos-traço podem estar presentes nas formas livre, complexada ou precipitada, sendo que sua

solubilidade depende de vários fatores, dentre eles: pH, Eh, das espécies de elementos-traço,

concentração de agentes complexantes e da força iônica da solução (Lu et al., 1985, Erses & Onay

2003). Segundo Ehrig (1989) e Kjeldsen et al., (2002), as concentrações de elementos-traço nos

lixiviados são geralmente baixas, não devido a sua falta, mas sim porque menos de 0,02% dos

elementos-traço dos resíduos são lixiviados.


12

2.2.4 - Variação da composição do lixiviado com o tempo

A quantidade e as características do lixiviado variam de acordo com as fases de degradação

dos resíduos nos aterros (Warith et al., 2005). Assim, o estudo da evolução das características do

lixiviado permite compreender e monitorar o processo de degradação dos mesmos (Alcântara 2007).

Silva (2001) comparou a composição de lixiviados de aterros de diferentes idades. Os resultados

mostram que em aterros novos as concentrações de elementos são maiores, comparados aos aterros

antigos, sendo que o principal fator dessa diferença é a fase de decomposição dos resíduos, pois em

aterros novos predomina-se a fase ácida, onde o pH é menor, e, consequentemente, a concentração de

elementos é maior, pois nessa fase eles são mais solúveis e móveis (Tabela 2.5).

Existem várias formas de dividir os processos de biodegradação dos RSU ao longo do tempo,

podendo-se encontrar, na literatura, diferentes nomes e números de fases, conforme o nível de

detalhamento e o enfoque utilizado. Por exemplo, Silva (2002) e PROSAB (2003) definem o processo

de degradação dos RSU em quatro etapas distintas: hidrólise, acidogênese, acetogênese e

metanogênese, enquanto Mata-Alvarez & Llabrés (2000) definem três etapas: a aeróbia,

acidogênica/acetogênica e a metanogênica. Apesar das diferentes etapas, o processo de decomposição

dos resíduos ocorre basicamente em duas condições: aeróbias e anaeróbias (Moura 2008).

Tabela 2.5- Diferenças da composição do lixiviado com a fase ácida e metanogênica e valores médios para

parâmetros sem diferenças entre as fases (adaptado de Ehrig 1983).

Parâmetro Fase ácida Fase metanogênica Média

Média Intervalo Média Intervalo

Ph 6,1 4,5-7,5 8 7,5-9

DBO 13000 4000-40000 180 20-550

DQO 22000 6000-60000 3000 500-4500

DBO/DQO 0,58 0,06

Sulfato 500 70-1750 80 10-420

Cálcio 1200 10-2500 60 20-600

Magnésio 470 50-1150 180 40-350

Ferro 780 20-2100 15 3-280

Manganês 25 0,3-65 0,7 0,03-45

Amônia 740

Cloreto 2120

Potássio 1085

Sódio 1340

Fósforo 6

Cádmio 0,005

Cromo 0,28

Cobalto 0,05

Cobre 0,065

Chumbo 0,09

Niquel 0,17

Zinco 5 0,1-120 0,6 0,03-4

Obs: todos os valores de mg/L, exceto pH e DBO/DQO.


13

De acordo com Kjeldsen et al., (2002), a decomposição dos resíduos é dividida em quatro

fases: aeróbia, ácida anaeróbia, metanogênica inicial e metanogênica estável. Na fase inicial aeróbia, o

oxigênio e o nitrogênio presentes nos espaços vazios do resíduo recém enterrado são consumidos

rapidamente, resultando na produção de dióxido de carbono (CO2), água, nitrato, fosfato, sulfato e

aumento da temperatura, durante apenas alguns dias, pois não há reposição de oxigênio (Christensen et

al., 1992). Nesta fase, o lixiviado apresenta elevadas concentrações de sais dissolvidos, inclusive íons

de elementos-traço (D’Almeida & Vilhena 2000).

Com o esgotamento do oxigênio, inicia-se a fase anaeróbia ácida, apresentando tempo de

duração maior. Bactérias facultativas e anaeróbias produzem enzimas responsáveis pela conversão de

compostos orgânicos complexos insolúveis em materiais mais simples e solúveis (Christensen et al.,

2001). O lixiviado produzido apresenta elevada DQO, DBO e pH ácido, devido ao acúmulo de ácidos

carboxílicos (Kjeldsen et al., 2002). A relação entre a DBO e DQO também é elevada, o que indica

uma alta proporção de matéria orgânica solúvel rapidamente biodegradável (Lo 1996, Tatsi &

Zouboulis 2002). O lixiviado também contém elevadas concentrações de elementos maiores e traços

solubilizados sob as condições ácidas (Isidori et al., 2003), sendo então a principal fase no que diz

respeito à disponibilidade e mobilidade de elementos-traço no interior de aterros.

Na fase metanogênica inicial, os ácidos que se acumularam durante a fase anterior são

convertidos em metano e dióxido de carbono (CO2) por bactérias metanogênicas (Barlaz et al., 1989a ,

Christensen & Kjeldsen 1989). O pH aumenta, chegando à neutralidade e as concentrações de DBO,

DQO e carbono orgânico dissolvido (COD) começam a diminuir. Na última fase, metanogênica

estável, a taxa de produção de metano será máxima e o pH continua a aumentar e a relação DBO/DQO

fica abaixo de 0,1, pois os ácidos carboxílicos são consumidos tão rapidamente quanto são produzidos

(Kjeldsen et al., 2002). O COD presente nesta fase é predominante de compostos recalcitrantes (ácidos

húmicos e fúlvicos), de difícil degradação (Christensen et al., 1994).

A figura 2.1 mostra o modelo para evolução das fases de um aterro sanitário proposto por

Pohland & Harper (1985), com a variação de parâmetros físico-químicos e a concentração de alguns

elementos e gases. Neste modelo há cinco fases de decomposição dos resíduos: inicial, de transição,

formação de ácido e maturação final.


14

Figura 2.1 – Modelo para evolução das fases de um aterro sanitário proposto por Pohland & Harper (1985),

adaptado por Tolaymat et al. (2004).

2.3 – CONTAMINAÇÃO POR ELEMENTOS MAIORES E TRAÇOS EM ATERROS

DE RSU

2.3.1 - Os compartimentos Solo e Água Subterrânea

O solo é um compartimento natural originado das alterações químicas e físicas sofridas pela

rocha e também pelo transporte de material alterado ao longo do tempo. Ele é constituído por

componentes minerais, materiais orgânicos e inorgânicos, que interagem entre si e tem as mais

diversas composições e propriedades físicas, químicas e biológicas. Sua composição é governada por

muitos fatores, sendo os mais importantes, as condições climáticas e o material parental.

As características naturais do solo podem ser modificadas por ações antrópicas, sendo que na

maioria das vezes sua qualidade é comprometida. Dentre as formas de poluição dos solos, as causadas

pela disposição de resíduos sólidos urbanos merecem atenção, em especial quando se refere aos

elementos-traço. Mattiazzo & Gloria (1995) observaram que os efeitos prejudiciais da presença de

elementos-traço, provenientes da destinação de resíduos sólidos, manifestaram-se principalmente em

solos com baixa capacidade de troca catiônica (CTC) e baixos conteúdos de argila, particularmente


15

quando o pH do solo esta baixo. Além disso, os parâmetros mais indicados para definir a quantidade

máxima de elementos-traço em um solo são os conteúdos de argila, de óxidos de Fe, Al e Mn e de

matéria orgânica. Quando a quantidade de carga contaminante supera a capacidade de retenção do

solo, esses elementos-traço ficam em solução e podem ser lixiviados, chegando aos aquíferos e

contaminando a água subterrânea (Feitosa et al., 2008).

Compreender as características mineralógicas, estratigráficas e estruturais dos materiais

permite entender o processo de infiltração da água no subsolo, a forma como ocorre o armazenamento

e a transmissão da mesma e as influências nos seus aspectos relativos à quantidade e qualidade. A

infiltração da água no solo é favorecida nos materiais permeáveis, sendo que quanto maior a

homogeneidade do tamanho e da distribuição dos poros e maior a interconexão entre os mesmos,

melhor é a capacidade da formação geológica em conduzir água. Essa propriedade é denominada

permeabilidade e assim como a porosidade pode ser primária ou secundária. Além da permeabilidade,

há outras propriedades físicas importantes dos aquíferos, dentre elas a condutividade hidráulica, a

transmissividade e o coeficiente de armazenamento, usadas para caracterizar os aspectos hidráulicos

dos aquíferos (CETESB 2010).

A utilização dos recursos hídricos subterrâneos vem crescendo cada vez mais, tornando-se

uma importante fonte de água. A disponibilidade dos mesmos para determinados tipos de uso depende

principalmente da qualidade físico-química, biológica e radiológica da água (Feitosa et al., 2008).

Assim, estudos hidrogeoquímicos são importantes para identificar e quantificar as principais

propriedades e constituintes químicos das águas, tentando estabelecer uma relação com o meio físico,

seja natural ou antrópico.

As características químicas das águas subterrâneas dependem inicialmente da composição das

águas de recarga dos aquíferos e em seguida da sua evolução química, influenciada pela litologia do

aquífero. O teor de substâncias dissolvidas nas águas subterrâneas vai aumentando à medida que

prossegue o seu movimento, e as variações naturais de sua qualidade são pequenas (Custódio &

Llamas 1976, Feitosa et al., 2008). Por isso, características diferentes das esperadas indicam à

presença de situações anômalas, dentre elas a contaminação. Assim, há a necessidade de se saber quais

são os parâmetros químicos de certa formação aquífera que podem ser considerados naturais ou

provenientes de fontes antrópicas (CETESB 2010).

Os elementos-traço raramente ocorrem em concentrações elevadas de forma natural na água

subterrânea, e a presença maior desses na água é indicio de contaminação e merece maior atenção. A

contaminação da água subterrânea é mais difícil, devido a esta estar armazenada muitas vezes em

grandes profundidades. Mesmo assim, a percolação de poluentes através dos poros e fraturas das

rochas ou através da comunicação com corpos d’água superficiais contaminados pode chegar aos

lençóis e contaminá-los. Quando isto acontece, a remoção é muito mais complexa do que em águas


16

superficiais, podendo ser até irreversível, devido ao seu lento movimento, em especial em camadas de

materiais mais finos, como argilas e siltes (Feitosa et al., 2008). Além disso, as técnicas de remediação

de aquíferos muitas vezes são muito onerosas.

2.3.2 - Processos de atenuação de elementos no solo

Por apresentar substâncias altamente solúveis, o lixiviado pode infiltrar-se no solo e atingir as

águas subterrâneas, comprometendo sua qualidade. Para Kjeldsen (1995), o risco de poluição das

águas subterrâneas é provavelmente o impacto mais grave relacionado a aterros de RSU, pois a

maioria dos mesmos foi construída sem impermeabilização da base, sem uma correta compactação e

cobertura dos resíduos e sem a drenagem dos lixiviados e gases. Vários são os elementos que podem

estar presentes no lixiviado e, consequentemente, podem contaminar o solo e as águas subterrâneas,

tais como o Cl-, SO4

-2, Na

+, Ca

+2, K

+, Mg

+2 e NH4

+ como elementos maiores e o Cd

+2, Cu

+2, Pb

+2, Sn

+2

e Zn+2

como elementos-traço.

O solo normalmente é o compartimento que sofre primeiro com a contaminação por íons de

elementos associados a aterros. O mesmo tem se caracterizado como um obstáculo natural para os

contaminantes, pois são capazes de remover os elementos químicos da solução em função das reações

de sorção, precipitação e complexação que envolvem o solo e os contaminantes. A atenuação natural

varia para cada tipo de solo, em função principalmente de parâmetros como pH, Eh e de características

do solo, tais como: textura, percentagem e tipos de minerais de argila, percentagem de matéria

orgânica, CTC, oxi-hidroxidos de Fe, Mn e Al e CaCO3 livre (Salomons et al., 1995, Anjos 2003). Há

também variação de acordo com o clima, propriedades da fase líquida e das espécies metálicas

existentes na solução do solo e a forma química dos elementos (Sposito 1989, Yuan & Lavkulich

1997, Naidu et al., 1998).

Batchelder & Mather (1998) concluíram que o principal mecanismo de atenuação dos

elementos-traço é a precipitação nos primeiros cinco centímetros do topo da camada de argila. Estudos

de mobilidade têm demonstrado que, em geral, os elementos-traço Pb, Cr e Cu, quando dispostos

sobre o solo, apresentam baixa mobilidade, acumulando-se nas camadas superficiais , enquanto que

Zn, Mn, Ni e Cd são relativamente mais móveis (Silveira 2002). Entretanto, além da possibilidade de

superação da capacidade de retenção dos poluentes pelo solo, os elementos-traço poderão ficar

disponíveis para lixiviação devido às mudanças nos equilíbrios e formas químicas dos elementos-traço

nos aterros de RSU, especialmente em condições ácidas, podendo vir a atingir as águas subterrâneas

(Chang et al., 1984).


17

Além das interações dos íons de elementos-traço com os solos, segundo Alloway (1995), o

lixiviado tem alta concentração de cloreto, com os quais muitos elementos-traço podem formar

complexos, muitas vezes de maior mobilidade e de menor disponibilidade à adsorção. Sulfetos e

carbonatos também formam precipitados com íons de elementos-traço, menos móveis que os sais de

cloreto, e este fenômeno é frequentemente citado para explicar as baixas concentrações de elementos-

traço (Christensen et al., 1994, Christensen et al., 2001). Sulfetos e carbonatos são capazes de formar

precipitados com Cd, Ni, Zn, Cu e Pb, e as solubilidades dos últimos são geralmente mais elevadas

(Christensen et al., 2001). O cromo é uma exceção, porque não forma um precipitado de sulfeto

insolúvel (Christensen et al., 2001), mas tende a formar precipitados insolúveis com hidróxidos

(Revans et al., 1999).

2.3.3 – Atenuação Natural Monitorada

A Atenuação Natural Monitorada (ATM) baseia-se no fato de que em determinadas condições,

alguns contaminantes são imobilizados ou degradados em produtos pouco ou nada tóxicos, por

processos biológicos, físicos e químicos que ocorrem em ambientes naturais, sendo necessário

monitoramento continuo da região por tempo suficiente para a conclusão do processo. O

monitoramento é feito através de poços e de coleta de amostras, visando confirmar as previsões de

projeto, detectar a migração da pluma e verificar a inexistência de impactos a receptores. Segundo a

EPA (2001), a ATM pode apresentar elevada eficiência e se desenvolver num tempo equivalente ao de

outros métodos de remedição, e isto depende das características locais e do contaminante envolvido.

Uma das vantagens da ATM é ser uma técnica passiva e não invasiva, de baixo custo e com

reduzida exposição humana ao contaminante, comparada com outras técnicas de remediação.

Entretanto, a difícil predição do tempo e a incerteza da real capacidade de atenuação natural do solo do

local são uma das desvantagens. Além disso, a ATM pode ser influenciada por mudanças das

condições hidrogeológicas e geoquímicas e o monitoramento dessas áreas é longo, sendo que em

aterros sanitários de RSU o tempo mínimo é de 20 anos (Christensen et al., 2000).

Para que a técnica de ATM possa ser empregada numa área contaminada, é necessário avaliar

sua viabilidade através de estudos que demonstrem a ocorrência dos processos naturais de remediação,

principalmente os capazes de degradar o contaminante, ou seja, os mecanismos aptos de remover o

contaminante do sistema (Barella, 2011). Segundo Boscov (2008), também é preciso avaliar os

impactos ambientais de longo prazo, o potencial e as limitações da atenuação natural, bem como o

projeto para monitorar o desempenho da remediação por atenuação natural. De acordo com Iway

(2012), o uso da capacidade de atenuação natural do solo em aterros de RSU deve partir de duas


18

premissas principais: a estimativa da carga de contaminantes presentes no lixiviado e a quantificação

dos mecanismos de atenuação do solo.

O uso da capacidade natural de atenuação do solo tem sido muito comum, mesmo quando não

se tinha exatamente este conceito em mente. Um exemplo disso são os denominados lixões, onde o

resíduo é simplesmente lançado no solo (Iway, 2012). Porém, como a capacidade do solo é limitada, a

maioria desses lixões constitui um grande potencial poluidor das águas subterrâneas. Assim,

considera-se, para esses casos, que o uso da capacidade natural de atenuação do solo é de alto risco e

deve ser aceito somente em alguns locais, tais como aterros controlados de pequeno porte. Em áreas

maiores, o uso de aterros sanitários, construídos de forma adequada é essencial, pois nos mesmos a

migração de contaminantes é menor e mais lenta, permitindo maior tempo para a ocorrência dos

mecanismos de atenuação.

De acordo com Christensen et al., (2000), a ATM ainda não é muito adotada como um método

de remediação em áreas de disposição de RSU, devido a algumas especificidades dos aterros que

podem afetar a funcionalidade do processo, dentre elas a dificuldade de identificação da fonte de

contaminação e a grande variabilidade de compostos químicos envolvidos. Entretanto, segundo os

mesmos autores, a atenuação natural poderá se constituir numa boa alternativa para a remediação de

áreas contaminadas por lixiviado de aterro de RSU, sendo necessária ainda uma maior quantidade de

dados, para a elaboração de protocolos que minimizem as incertezas desse processo. De acordo com

Iway (2005), embora os conceitos atuais de sistemas de disposição de RSU não utilizem a capacidade

de atenuação do solo como uma filosofia de projeto, esta é ainda considerada como um importante

mecanismo de segurança para os sistemas de coleta de lixiviado.

2.3.4 - Mecanismos de transporte e atenuação em meios porosos

Os processos que controlam o transporte de contaminantes em meios porosos são muitos, onde

o contaminante dissolvido move-se com o fluido (em geral água) nos vazios do meio poroso, seja ele

saturado ou não (Nobre 1987). Os mesmos podem ser agrupados em três grandes categorias: físicos,

químicos e bioquímicos (Figura 2.2).


19

Figura 2.2 - Mecanismos associados ao transporte de contaminantes em meios porosos (Moncada 2004).

O estudo microscópico do transporte de contaminantes em um meio poroso é complexo, dada

o arranjo complexo dos poros e pequenos canais de circulação do fluido. Por isso, pode-se estabelecer

leis de caráter macroscópico que consideram o meio contínuo e com propriedades médias definidas.

As leis se baseiam em três parâmetros fundamentais: condutividade hidráulica, porosidade e

coeficiente de armazenamento (Custódio & Llamas 1976).

O conhecimento sobre os mecanismos de transporte de poluentes em solos torna-se cada vez

mais importante para o aperfeiçoamento do projeto de disposição de resíduos, do diagnóstico de

contaminação do solo e das águas subterrâneas, do projeto de remediação de áreas contaminadas e da

avaliação do monitoramento das obras realizadas.


20

2.3.4.1 - Processos Físicos

Transporte por Advecção

Advecção é o mecanismo que envolve o transporte de soluto ocasionado pelo movimento da

água (Shackelford 1993). Os contaminantes se movem no sentido das linhas de fluxo com uma

velocidade que, em princípio, é igual à velocidade média da água, sem alterar sua concentração na

solução (Fetter 1993). Pode variar em função da condutividade hidráulica do solo, sendo que maiores

valores de advecção proporcionam mais rápida circulação de pluma contaminante.

Transporte por Gradiente de Concentração ou Difusão Molecular

O transporte por difusão molecular caracteriza-se pela difusão de íons, átomos ou moléculas

por forças de natureza molecular. Este tipo de transporte ocorre devido ao gradiente de concentração

num fluido, ou seja, o soluto dissolvido em água desloca-se de uma área de maior concentração para

uma de menor concentração, até a homogeneização em toda a massa de fluido, independente da

existência ou não de fluxo (Fetter 1993). A difusão molecular cessa apenas quando os gradientes de

concentração deixam de existir.

A difusão do soluto é proporcional ao gradiente de concentração, expresso pela 1º lei de Fick:

dx

dCDF d

Onde F = fluxo de massa de soluto por unidade de área por unidade de tempo; Dd =

coeficiente de difusão [cm2/s] e dC/dx = gradiente de concentração [g/cm

3/cm]. O sinal negativo indica

que o movimento ocorre das áreas de maior concentração para aquelas de menor concentração.

Transporte por mistura mecânica ou Dispersão mecânica

A mistura mecânica é um fenômeno causado pelo movimento do fluido, decorrente da

dispersão em canais individuais e do desenvolvimento de velocidades de percolação diferentes no

meio poroso, que ocorrem devido às variações em nível microscópio das dimensões dos poros ao

longo das linhas de fluxo e do desvio da trajetória das partículas em decorrência da tortuosidade,

reentrâncias e interligações entre os canais (Bear 1972, Shackelford 1993), conforme figura 2.3.


21

Figura 2.3 - Mecanismos de dispersão, a) Mecanismos de dispersão ou mistura mecânica, b) dispersão em

canais individuais, c) tortuosidade, reentrâncias e interligações (Moncada 2004).

Dispersão hidrodinâmica

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

dissolvidos e dos vários fenômenos físicos e químicos que ocorrem dentro dos poros (Bear 1972). É o

fenômeno pelo qual o soluto tende a se espalhar para fora do caminho esperado de acordo com a

hidráulica advectiva do sistema de escoamento (Freeze & Cherry 1979). Pode ocorrer tanto na direção

do fluxo (dispersão longitudinal) como em direções perpendiculares a esta (dispersão transversal).

Define-se um parâmetro chamado coeficiente de dispersão hidrodinâmica, D, representado

pela equação:

DL = αL VX + D*

DT = αT VX + D*

Em que: DL = coeficiente de dispersão hidrodinâmica longitudinal [cm2/s ou m²/s]; DT = coeficiente de

dispersão hidrodinâmica transversal [cm2/sou m²/s].

Filtração

Filtração é um processo que separa o sólido do fluido em que está suspenso (neste caso a

água), pela passagem do mesmo através de um meio permeável capaz de reter as partículas sólidas. A

água subterrânea contaminada possui muitas vezes partículas em suspensão, que podem ser o próprio

poluente ou conter substancias poluentes sorvidas, como por exemplo, os metais. Essas partículas

sólidas podem ser retidas pelos poros do solo, formando uma membrana superficial no topo ou ficar

retido no interior da malha de poros (Figura 2.4). As partículas de maior interesse para o estudo do

transporte são as que estão na faixa de dimensões de coloides (diâmetros entre 10-9

e 10-6

), situação na

qual as mesmas apresentam maior mobilidade através da malha de poros do solo (Voyutsky, 1978).


22

Figura 2.4 - Efeitos da filtração: a) formação de membrana superficial, b) retenção no interior da malha de

poros.

Esses mecanismos podem propiciar tanto o retardamento quando a aceleração do movimento

do contaminante pelos poros e água subterrânea, além da degradação e diminuição de efeitos nocivos

ao longo do tempo. Em aquíferos, a advecção e a dispersão (tanto mecânica quanto hidrodinâmica) são

usualmente, os mecanismos mais importantes.

2.3.4.2 - Processos Químicos e Biológicos

Tão importante quanto os vários mecanismos físicos que regem o transporte de contaminantes

em solução em águas subterrâneas são os processos de transferência de solutos do fluido intersticial

para as partículas sólidas do solo. Diversos processos químicos podem ocorrer, dependendo dos

constituintes e características do solo e da constituição química do soluto. Geralmente, essas reações

causam um retardamento do fenômeno de transporte de poluentes em solos, sendo que, em geral, as

transferências para a fase sólida não são permanentes, pois alterações no ambiente do solo podem

aumentar a mobilidade desses poluentes transferidos para a fase sólida (Nobre 1987).

Dentre os processos químicos mais estudados, as reações de adsorção/desorção e

precipitação/dissolução são as que podem causar expressiva transferência do contaminante da fase

liquida para a fase sólida e vice versa. Já outros processos, como a oxidação/redução, complexação e

quelação, podem afetar a disponibilidade dos contaminantes para os processos de transferência já

citados ou alterar a forma do mesmo, aumentando ou diminuindo seus efeitos (Alloway 1995). As

atividades biológicas também podem atuar em processos de transferência ou em processos de óxido-

redução. Os mecanismos de adsorção são as mais determinantes no controle da disponibilidade e

solubilidade de elementos-traço no solo (Ford et al., 2001). Além disso, as reações químicas mais

estudadas nos problemas relativos à disposição de resíduos são as de adsorção e desorção de íons e

moléculas na superfície das partículas de solo.


23

Adsorção

Adsorção é o mecanismo do tipo sólido-fluido, no qual o soluto adere às superfícies dos

sólidos devido às forças de atração ali existentes, sendo elas decorrentes de cargas desequilibradas nas

superfícies desses sólidos, resultantes de imperfeições ou substituições iônicas na estrutura cristalina

dos minerais ou de quebra de ligações nas estruturas moleculares (Freeze & Cherry 1979). Uma vez

que os compostos adsorvidos concentram-se sobre a superfície livre do sólido, quanto maior for esta

superfície por unidade de peso sólido, tanto mais favorável será a adsorção (Alloway 1995).

A adsorção constitui o mecanismo de retenção mais importante para moléculas polares e íons,

sendo o principal mecanismo de retenção de elementos-traço em solução, e apenas um dos

mecanismos de retenção de substancias orgânicas (LaGrega et al., 1994). Pode ser reversível,

implicando na dessorção de cátions e ânions em função, por exemplo, de mudanças de pH e Eh.

As forças de atração que ocorrem entre o sólido e o soluto podem ser de natureza física ou

química. A adsorção física ocorre geralmente em razão de forças eletrostáticas, como atração e

repulsão eletrostática, interações dipolo-dipolo, forças de van der Waals e pontes de hidrogênio,

enquanto que a adsorção química é geralmente uma ligação química covalente, entre uma molécula e

átomos superficiais, formando novos compostos (Volesky 1990). A adsorção física envolve energias

de ligação mais fracas e é mais reversível do que a adsorção química.

A capacidade de um solo reter substâncias é limitada. Assim, se a fonte de contaminação tiver

alimentação continua, a taxa de retenção diminuirá com o tempo e em certos casos chega até a se

anular, e o contaminante que permanece dissolvido na água aumenta. Neste ponto o solo atinge a sua

capacidade máxima de retenção (Yong et al., 1996).

Para entender o movimento dos elementos químicos nos solos e na água subterrânea é preciso

modelar quantitativamente os processos de adsorção (Drever, 1997). Para isso, são usadas as isotermas

de sorção, que são equações matemáticas que descrevem as relações entre a quantidade de

determinado elemento químico adsorvido e sua quantidade remanescente na solução de equilíbrio.

Estas relações podem assumir formas diversas – linear, côncava ou convexa, ou qualquer combinação

destas (Reddi et al. 2000). O ajuste dos dados por modelos matemáticos empíricos relativamente

simples, como Freundlich e Langmuir, fornece coeficientes que quantificam a fase sorvida do

elemento, assim como o grau de linearidade desta reação (Pignatello, 2000). A sorção de químicos no

solo tem sido mais bem descrita pela isoterma de sorção de Freundlich, a mais comumente utilizada

em problemas de contaminação de águas subterrâneas. Ao se plotar os valores de sorção (S) como

função das concentrações de equilíbrio (ceq) tem-se a base para construção das isotermas de adsorção

(Figura 2.5). A obtenção da quantidade de elemento químico sorvido por unidade de massa de solo (S)

se dá através da seguinte expressão:


24

S = (C0 – Ce) V/M

Onde C0 é a concentração inicial da solução utilizada nos testes de equilíbrio em lote, Ce é a

concentração de equilíbrio após o teste, V é o volume de solução utilizado e M a massa de solo sem

umidade utilizada no teste.

Figura 2.5: Gráficos de isoterma linear, Langmuir e Freundlich (Ferraz, 2006)

Fator de Retardamento

A transferência do contaminante para a fase sólida durante o fluxo da água provoca a redução

da frente de contaminação em relação à velocidade do fluido, resultando em um fenômeno chamado

de retardamento da frente de contaminação. O mesmo é ilustrado na Curva Característica do

Transporte ou Breakthrough Curve (Figura 2.6), que é um gráfico de concentração relativa de dois

traçadores, ilustrando a defasagem que ocorre no avanço das frentes dos dois solutos (Feitosa et al.,

2008). A grandeza que o quantifica é o fator de retardamento (R), que é a razão entre a velocidade do

fluido percolante e a velocidade da frente de contaminação (Nobre, 1987). Seu valor pode ser obtido a

partir de ensaios de coluna realizados em laboratório, injetando-se dois traçadores, um sofrendo

adsorção e o outro não. É calculada pela equação:

V

CC

VR

)5,0( 0V

Onde: V(C=0,5Co) = volume de fluido lixiviado quando a concentração do contaminante no efluente

atinge 50% da concentração inicial [L3] e VV = volume de vazios da amostra [L

3].


25

Figura 2.6: Curva Breakthrough (Moncada, 2004).

O fator de retardamento é uma característica do solo em relação a uma determinada substancia

e depende da atividade do solo, da concentração inicial da substancia na solução contaminada, do pH

da solução, da temperatura e da velocidade de percolação, entre outros fatores.

Precipitação/Dissolução

Os processos de precipitação e dissolução acontecem simultaneamente no meio poroso, sendo

um o inverso do outro. A precipitação consiste no desprendimento de substâncias inicialmente em

solução, quando a sua concentração excede o seu grau de solubilidade. Se a concentração chegar a

valores menores que o grau de solubilidade, pode ocorrer dissolução da substância precipitada

(Alloway 1995). Estes processos são fortemente afetados pela temperatura, pH e Eh. A presença de

uma espécie dissolvida tem influência significativa sobre a solubilidade de outra espécie,

especialmente quando existe um íon comum a ambas. Assim, a solubilidade diminui devido ao efeito

do íon comum ou aumenta com a força iônica da solução.

Acredita-se que a precipitação seja um mecanismo significante para a imobilização de

elementos-traço. Em condições metanogênicas, elementos-traço solúveis podem se precipitar como

sulfetos, carbonatos, hidróxidos e em menor intensidade com fosfatos, em áreas de aterros de RSU.

(Pohland, 1991).

A solubilidade de muitos elementos-traço associados a sulfetos e carbonatos são pequenas,

sendo que esses ânions são típicos de aterros de RSU. O sulfeto é formado pela redução de sulfato

durante a decomposição dos resíduos e a precipitação do mesmo é citada como a explicação de baixa


26

concentração de elementos-traço (Christensen et al., 2000; Christensen et al., 1994). Segundo

Pohland & Kim (2000), na presença de sulfetos a maioria dos elementos, exceto o cromo, formam sais

extremamente insolúveis.

Sulfetos e carbonatos são capazes de formar precipitados com Ba, Cd, Ni, Zn, Cu e Pb.

Carbonatos também podem precipitar elementos maiores, tais como Ca, Mg, Fe, Mn e Sr. Contudo, a

solubilidade de carbonatos metálicos é geralmente maior do que dos sulfetos metálicos (Christensen et

al., 2000). Além disso, os ânions OH-, SO4

2 e Cl

- nas águas naturais e residuais também formam

precipitados com os elementos maiores e traços, sendo que o Cl- precipita os elementos-traço Ag, Hg,

Pb e Tl, o sulfato SO4- precipita o Ba, Ca, Pb e Sr.

Complexação/Quelação

A complexação consiste na formação de uma ligação entre um cátion metálico e um ânion ou

molécula (doadores de elétrons), de natureza orgânica ou inorgânica, chamado de ligante (Feitosa et

al., 2008). O arranjo metal-ligante é neutro e é denominado complexo, no qual os ligantes envolvem o

metal (Fetter 1993, LaGrega et al., 1994). A ligação formada pode ser covalente ou eletrostática

(Fetter 1993). A reação de complexação é expressa por:

aM Z+

+ bL –Y

MaLb Az – b

Onde, M é um cátion metálico com carga Z+, L um ligante com carga Y

- e a e b são

coeficientes estequiométricos.

Os ligantes encontrados nas águas subterrâneas (SO4-2

, Cl-, HCO3

- e OH

-) podem formar

complexos com os cátions mais abundantes, tais como Mg+, Ca

+2, Mn

+2, Fe

+3, Cu

+2, Zn

+2, dentre

outros. Substâncias húmicas presentes na água e no solo também são bons agentes complexantes.

Ligantes quelantes (aqueles que conseguem contribuir com mais de um par de elétrons ao átomo ou

íon complexado) estão presentes em diversas fontes de poluentes, inclusive em aterros de resíduos

sólidos urbanos. Segundo Alloway (1995), o lixiviado de aterros sanitários tem alta concentração de

cloreto (Cl-), e muitos elementos-traço podem formar complexos com os mesmos.

A formação de complexos tem papel importante na química da água, pois aumenta a

mobilidade do metal e, consequentemente, influencia sua concentração livre na água (Feitosa et al.,

2008). O complexo formado é mais solúvel que o cátion metálico, além do complexo envolver o que

seriam íons metálicos livres, diminuindo assim as possibilidades de adsorção e precipitação destes


27

(LaGrega et al., 1994). Elementos-traço tóxicos, na forma de íons complexos podem ser transportados

durante o fluxo subterrâneo (Hypólito & Esaki 2006).

Oxidação/Redução

Reações de oxidação/redução resultam na mudança da valência dos elementos através de

ganho (redução) ou perda (oxidação) de elétrons. Toda oxidação é acompanhada de uma redução ou

vice-versa, de maneira que o equilíbrio é sempre mantido. Para que este tipo de reação ocorra, são

necessários receptores de elétrons, que em condições aeróbias podem ser o oxigênio e, em condições

anaeróbias, os nitratos, sulfatos e dióxido de carbono (Freeze & Cherry 1979, Fetter 1993).

As reações de oxidação/redução podem afetar a solubilidade dos poluentes. Elementos estão

presentes na água em vários estados de oxidação, que determinam propriedades, tais como toxicidade,

hidrólise, tendência de formar compostos insolúveis, dentre outros (Fetter 1993).

2.3.5 – Influência do solo na mobilidade de elementos maiores e traços

O solo é um material heterogêneo, composto por minerais diversos, ar, solução aquosa e

matéria orgânica. Estas fases se interagem e têm as mais diversas composições químicas e

propriedades. Os materiais adsorventes no solo são os minerais de argila, oxi-hidróxidos de Fe e Al e

as substancias orgânicas, que na maioria das vezes possuem uma carga superficial negativa capaz de

fixar e trocar cátions. Estudos comprovam (Pires 2004, Nascentes 2006, Teixeira 2008) diferentes

associações entre propriedades dos solos e a capacidade de retenção de cada elemento-traço. De modo

geral, a ordem de retenção relativa dos elementos-traço no solo agrícola é:

Pb>Sb>Cu>Cr>Zn>Ni>Co>Cd (Matos 1995). Contudo, em aterros, sob condições geoquímicas muito

distintas, o comportamento pode ser muito diverso.

Dentre as propriedades do solo que influenciam as reações dos elementos e sua mobilidade são

a superfície especifica, textura, pH, potencial redox, CTC, quantidade de matéria orgânica, quantidade

e o tipo de minerais de argila, quantidade de elementos e a competição iônica (Matos 1995), que serão

a seguir detalhadas.


28

Capacidade de troca catiônica (CTC)

Está associada principalmente ao tipo e ao teor de material argiloso e de matéria orgânica no

solo (McBride 1994), sendo um indicador importante nas reações de adsorção de elementos maiores e

traços no mesmo. A CTC cresce com o aumento do pH do solo, devido ao aumento no nível de

dissociação de hidroxila (OH-) nas extremidades e nas superfícies das partículas de argila e de óxidos

de Fe e Al de solos de cargas variáveis, resultando no aumento da cargas negativas. Solos com valores

mais elevados de CTC têm, em geral, maior capacidade de adsorção de elementos que os de baixa

capacidade de troca (Lake 1987).

Teor de argilas

As argilas apresentam elevada CTC devido à menor granulometria e, consequentemente,

maior superfície específica. Quanto maior o seu teor na zona não saturada, maior será a capacidade de

retenção de cátions. Já os ânions muitas vezes podem passar pelas argilas com maior facilidade

(Mestrinho 1997). A adsorção dos cátions aos minerais de argila ocorre pela carga permanente

encontrada na superfície dos minerais 2:1 e pela carga dependente de pH, gerada nas superfícies dos

minerais 1:1 (Brady & Buckman 1983, Fontes et al., 2001), sendo que as argilas 2:1 possuem CTC

maior, adsorvendo mais cátions. Para solos com argilas de carga permanente, não há variações na

adsorção, ao contrário de solos com argilas de carga dependente do pH.

Oxi-hidróxidos de Fe, Mn e Al

Os oxi-hidróxidos possuem boa capacidade de adsorção, por apresentar baixa cristalinidade,

grande incidência de imperfeições e impurezas, que proporcionam elevada superfície de contato

(Brady & Buckman 1983, Fontes et al., 2001). Devido à presença de íons (geralmente hidroxilas),

pode ocorrer a adsorção de elementos nestas superfícies (Tamura 1972).

Matéria orgânica

A adsorção pela matéria orgânica é causada pela grande capacidade da mesma ligar-se aos

íons da solução do solo, devido à formação de complexos envolvendo seus grupos funcionais, como


29

carboxila, hidroxila e fenólica (Camargo 1991, Swift & McLaren 1991, Sodré et al., 2001).

Dependendo da natureza do colóide, os grupos funcionais em suas superfícies determinam uma maior

ou menor adsorção do metal. Alguns elementos-traço podem também se ligar à matéria orgânica do

solo, por simples troca iônica (Gabas 2005). A matéria orgânica do solo, mesmo quando em menor

quantidade, é capaz de contribuir com uma grande parcela da retenção de cátions, pela mesma

aumentar significativamente a CTC.

A afinidade dos elementos-traço pelos grupos funcionais orgânicos varia, dentro do mesmo

grupo de valência, com a eletronegatividade. Numa sequência de elementos-traço bivalentes, McBride

(1994) apresentou a seguinte ordem de afinidade em solos: Cu > Ni > Pb > Co > Ca > Zn > Mn > Mg.

pH

O processo de troca catiônica é influenciado pelo pH da solução do solo com minerais de

superfície de cargas variáveis, sendo que o aumento nos valores de pH do solo, normalmente é

acompanhado pela diminuição da mobilidade de elementos (Alloway 1995). Em soluções ácidas

(pH<7), a ocorrência de uma alta concentração de íons H+, mais resistentes a substituição por outros

cátions, dá origem a uma menor troca catiônica (LaGrega 1994).

Superfície específica

As cargas específicas do solo surgem de dois mecanismos diferentes: Substituição isomórfica

de íons de diferentes valências (substituição de um íon de carga maior por um de carga menor) na

estrutura dos minerais, provocando um excesso de carga negativa na superfície do mineral e por

reações dos grupos funcionais da superfície dos minerais do solo com os íons em solução, podendo

formar cargas elétricas negativas (em pH ácido) e positivas (pH básico). O primeiro mecanismo é dito

como carga permanente e a segundo como carga variável, que modifica de acordo com as

características do meio (Alloway 1995, Yong et al., 1996).

Quanto maior a superfície específica, maior será o número de cargas superficiais e,

consequentemente, a CTC. Partículas de diâmetros maiores e menores que 2 μm apresentam atividade

baixa e alta, respectivamente , devido à alta superfície específica (Alloway 1995). Segundo Bohn et

al., (1979), partículas com maior atividade geralmente têm preferência por cátions de maior valência

durante a adsorção.


30

Potencial redox

O potencial redox, junto com o pH, determina o equilíbrio entre as diversas espécies, e

diagramas de pH-Eh indicam seus campos de estabilidade termodinâmica. Uma dada medida Eh/pH

leva a um campo que indica a espécie mais estável e de ocorrência mais provável. A seguir, são

apresentados os diagramas de pH e Eh dos elementos-traço mais nocivos e do enxofre (Figuras 2.7 a

2.15).

Figura 2.7 e 2.8 – Diagramas de pH - Eh do cádmio e do chumbo ∑Cd e ∑Pb = 10−10

, 298.15K, 105 Pa (Takeno

2005)


31

Figura 2.9 e 2.10 – Diagramas de pH - Eh do cobalto e do cobre ∑Co e ∑Cu = 10−10

, 298.15K, 105 Pa (Takeno

2005)

Figura 2.11 e 2.12 – Diagramas de pH - Eh do cromo e do mercúrio ∑Cr e ∑Hg = 10−10

, 298.15K, 105 Pa

(Takeno 2005)


32

Figura 2.13 e 2.14 – Diagramas de pH - Eh do níquel e do zinco ∑Ni e ∑Zn = 10−10

, 298.15K, 105 Pa (Takeno

2005).

Figura 2.15 – Diagrama de pH - Eh do enxofre ∑S = 10−10

, 298.15K, 105 Pa (Takeno 2005).

Competição iônica

A adsorção de uma substância de uma solução sempre envolve competição com outras

substâncias da solução pelos sítios de adsorção (Shaw 1992). A adsorção iônica é reversível, isto é, os


33

íons são trocáveis. A troca ocorre em quantidades equivalentes. Alguns fatores que influem na

adsorção de íons na superfície dos solos são:

Valência: quanto maior a valência, mais fácil a troca na superfície do argilomineral. Se a

valência do íon é diferente, serão preferidos os elementos de maior carga, por exemplo: Al3+

>

Ca2+

> Mg2+

> K+

> Na+.

Raio do íon hidratado: em íons de igual valência, o com menor dimensão espacial é

preferencialmente adsorvido. Assim, a adsorção preferencial de íons monovalentes é Li+ > Na

+

> K+ > Rb

+ > Cs

+ e a de íons divalentes é Pb

2+ > Cd

2+ > Zn

2+ > Cu

2+ (Fetter 1993, LaGrega

1994, Meuer et al., 2004).

Concentração: a troca de íons é facilitada se houver excesso do íon em solução de outra

natureza, em relação aos íons adsorvidos na superfície dos constituintes do solo (Alloway

1995).

Eletronegatividade: Em geral, será adsorvido primeiramente o cátion mais eletronegativo.

Assim, para cátions divalentes, a ordem de preferência em função da eletronegatividade é: Cu

> Ni > Co > Pb > Cd > Ca > Zn > Mn > Sr. Há também adsorção seletiva de acordo com cada

constituinte do solo. De acordo com Triegel (1980), a série de preferência de cátions para

adsorção em função do argilomineral está mostrada na tabela 2.6.

Tabela 2.6 - Preferência de adsorção de cátions de acordo com o argilomineral (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

Já nos oxi-hidróxicos de Fe, Al e Mn, minerais de carga variável, a adsorção específica de

elementos (complexos de esfera interna) é favorecida. O complexo de esfera interna é a ligação entre

um grupo funcional de superfície do mineral e um íon, sem a presença de moléculas de água, sendo

assim uma ligação mais forte. Goethita e hematita podem adsorver especificamente elementos-traço na

seguinte ordem: Cu > Pb > Cd > Co > Ni > Mn (Meurer et al., 2004). A matéria orgânica forma

complexos com os elementos segundo a preferência: Cu > Ni > Pb > Co > Ca > Zn > Mn > Mg

(McBride 1994).


34

Forma dos elementos-traço

De acordo com Alloway (1995), Yong et al., (1996) e Meurer et al., (2004), os elementos-

traço podem ser encontrados nos solos nas seguintes formas químicas:

Solúveis: como íons livres, complexos solúveis ou ligantes orgânicos prontamente a serem

adsorvidos pelas plantas.

Trocáveis: adsorvidos eletrostaticamente nos sítios de troca da matéria orgânica ou em

minerais.

Adsorvidos especificamente: cátions adsorvidos nos sítios específicos da matéria orgânica ou

dos minerais do solo. A reação envolve energia de ligação alta.

Ligados a materiais orgânicos insolúveis: os elementos-traço estão complexados pela matéria

orgânica ou presentes em células recentemente mortas (organismos).

Precipitados: podem estar como precipitados em carbonatos, sulfatos e fosfatos e também co-

precipitados a componentes pouco solúveis de Ca e óxidos e hidróxidos de Mn, Fe e Al.

No solo, os elementos-traço menos adsorvidos e de maior mobilidade encontram-se,

predominantemente, ligados às formas químicas solúvel, trocável, enquanto os de baixa mobilidade

aparecem ligados às frações óxidos de Fe, Al e Mn, orgânica, carbonatos e residual (Amaral Sobrinho

et al., 1999, Meurer et al., 2004). As formas solúveis e trocáveis são consideradas as principais, pois

irão regular o equilíbrio entre o solo e a sua solução (Dauga 2000).

2.4 – MODELOS REDUZIDOS APLICADOS A ATERROS SANITÁRIOS

Apesar de modelos em escala real serem a forma ideal, estes apresentam alguns

inconvenientes, tais como: custo elevado, grande número de variáveis envolvidas no processo e a

dinâmica de operação do aterro, que dificulta e até inviabiliza a obtenção de dados das condições de

campo (Alcântara et al., 2005). Além do mais, a quantidade de aterros sanitários ou controlados ainda

é muito pequena no Brasil (Alcântara 2007).

Desta forma, pode-se optar por lisímetros, que constituem modelos reduzidos de aterro e

podem ser construídos tanto em escala de laboratório como em campo (Figura 2.16).


35

Figura 2.16 - Classificação de lisímetros para análise de resíduos sólidos urbanos (Alcântara 2007).

Mesmo com suas limitações, os lisímetros são uma importante alternativa para estudar a

dinâmica dos aterros, principalmente quando se pretende simular situações particulares para análise de

causa e efeito, que seria inviável em escala real (Tränkler et al., 2005, Alcântara 2007). Assim,

lisímetros de campo (células experimentais) têm sido muito utilizados para entender melhor o

comportamento de aterros, devido à relativa facilidade de montar esses experimentos e do controle das

condições internas e de contorno. A análise em lisímetros consiste no monitoramento de diversos

parâmetros no próprio lisímetro e de análises de amostras de solo e resíduos em laboratório (Monteiro

et al., 2006), sendo que as variáveis envolvidas dependem do que se deseja estudar e dos resultados

que se deseja chegar.

Há diversos trabalhos de aterros sanitários em escalas reduzidas (Cossu & Rossetti 2003,

Borglin et al., 2004, Jambeck et al., 2004, Mannapperuma & Basnayake 2004, Swati et al., 2005), que

mostram o comportamento dos RSU e as características físico-químicas do lixiviado produzido,

relacionando o último com a fase de degradação dos resíduos e com parâmetros como pH e Eh, em

especial as concentrações de elementos-traço. No Brasil também existem algumas pesquisas

relacionadas ao tema (Junqueira 2000, Medeiros et al., 2002, Esaki 2004, Carvalho et al., 2006,

Gutierrez 2006, Alcântara 2007), e em algumas delas demonstrou-se a capacidade do solo de reter

elementos-traço provenientes do lixiviado.

De acordo com a classificação, os experimentos de campo são aqueles operados in situ e

submetidos aos rigores das variações climáticas. Podem ser de dois tipos: aterro em escala reduzida e

aterro simulado. No primeiro são construídas células nos mesmos moldes de um aterro, utilizando

principalmente trincheiras ou valas, no propósito de servir como campo experimental, para análise e

aperfeiçoamento de técnicas e métodos já utilizados ou inovadores. O segundo não é construído nos

mesmos moldes de um aterro e geralmente os resíduos são confinados em células de concreto,

alvenaria, metal e outros, tornando-o diferente de um aterro real (Alcântara, 2007).


36

Os lisímetros operados em laboratório (colunas) são mantidos sob condições artificiais e são

constituídos de pequenos reatores construídos em plástico, acrílico, vidro ou metal, muito usados para

simular o comportamento da degradação de resíduos em aterros (Youcai et al., 2002). Normalmente

são usados volumes pequenos, sendo necessária a redução do tamanho das partículas do resíduo

(Alcântara 2007). Os ensaios em lisímetros de laboratório são menos representativos da condição real,

comparados aos experimentos de campo. Suas vantagens é que podem ser montados com custos

relativamente baixos e as principais variáveis do processo de degradação dos resíduos podem ser

controladas com maior facilidade, permitindo assim simulações em condições ambientais diversas

(Alcântara 2007).

Nos ensaios de coluna geralmente é adicionada água ou uma solução de concentração

inicialmente conhecida, com coletas do efluente para posterior análise química e determinação das

concentrações (Oliveira 2002). As colunas podem ter variados comprimentos e diâmetros, e a escolha

do tamanho depende da escala em que se deseja trabalhar e das dimensões da área de estudo.

Os ensaios de coluna são de extrema importância e permitem várias investigações, tais como:

obtenção de parâmetros quantitativos para a simulação do movimento de contaminantes no solo, tais

como a dispersão hidrodinâmica e o fator de retardamento; avaliação da interferência das reações

químicas e biológicas nos destinos dos contaminantes; obtenção de curvas de dessorção; avaliação da

competição entre diferentes íons contaminantes; teste da capacidade tampão do solo em relação a

determinado contaminante; e avaliação do transporte de contaminantes aquíferos (Leite, 2000; Basso,

2003).

2.5 – Modelagem Hidrogeoquímica – PHREEQC

Inicialmente limitados, os programas de modelagem geoquímica evoluíram com o passar dos

anos, contando hoje com diversas ferramentas para a modelagem de sistemas naturais e contaminados.

Na tentativa de ajudar a entender os diversos problemas ambientais causados por contaminação de

solos e águas subterrâneas, começou-se a utilizar modelagens geoquímicas como ferramentas para

evidenciar e quantificar a contribuição de cada reação química para o aumento ou diminuição da

intensidade da contaminação. Nos últimos anos diversos softwares foram desenvolvidos objetivando

sua aplicação nos estudos de problemas ambientais envolvendo águas subterrâneas. Segundo Zhu &

Anderson (2002), a modelagem geoquímica tem sido muito utilizada na avaliação de trabalhos sobre

contaminação, dentre eles a causada por aterros sanitários. Nestas áreas, a modelagem geoquímica

tem sido empregada para avaliar o potencial de atenuação natural capaz de imobilizar ou degradar o

lixiviado em subsuperfície (Zhu & Anderson 2002), permitindo investigar a real capacidade do solo

em minimizar a contaminação. Numerosos estudos de modelagem geoquímica têm sido conduzidos


37

por cientistas do National Laboratories, the Nuclear Regulatory Commission, Southwest Research

Institute e do US Geological Survey.

A modelagem geoquímica pode ser utilizada para a interpretação, predição e simulação de

processos que não poderiam ser realizados em laboratório devido a problemas de escala temporal e

espacial. Embora não substitua os experimentos laboratoriais, a modelagem e a simulação por

softwares tem especial valor como ferramenta preditiva e podem ser utilizadas como ponte para

experimentação mais elaborada em laboratórios, observações de campo e o comportamento dos

sistemas geoquímicos (Barcellos, 2006). Assim, os objetivos que estimularam o desenvolvimento da

modelagem geoquímica seriam a capacidade de previsão e habilidade de antecipação de cenários,

desenvolvimento de estratégias de gerenciamento e minimização de impactos.

Dentre os programas de modelagem geoquímica, pode-se citar o PHREEQC, produzido pelo

US Geological Survey e projetado para executar uma ampla variedade de cálculos hidrogeoquímicos.

É capaz de executar especiação e solubilidade, reações de batelada, trajetória de reação, modelo de

balanço de massa inverso e transporte reativo-dispersivo-advectivo em uma dimensão (Zhu, 2002). É

um programa de modelagem capaz de simular reações químicas e processos de transporte tanto em

água natural quanto poluída. Ele é baseado no equilíbrio químico de soluções aquosas interagindo com

minerais, gases, soluções sólidas, trocas e superfícies de sorção, incluindo também a capacidade de

reação do modelo cinético (Parkhurst & Appello, 1999), ou seja, modelagens com transporte de

solutos. É capaz de simular uma variedade de reações geoquímicas para um sistema, dentre elas:

misturas de água, adição de reações irreversíveis para solução, dissolução e precipitação para

equilibrar com a fase aquosa e efeitos devidos a mudança de temperatura.

Entretanto, o programa tem algumas limitações, dentre elas a consistência interna de dados do

banco de dados. Dois dos bancos de dados distribuídos com o código phreeqc.dat e wateq4f.dat (os

quais contem dados das propriedades termodinâmicas de minerais diversos) são consistentes com o

modelo de WATEQ4F (Ball & Nordstrom, 1991), outro banco de dados denominado minteq.dat é

obtido pelo MINTEQA2 (Allison et al., 1990). Entretanto, nesta compilação, os logaritmos das

constantes de equilíbrio (log k) e entalpias das reações foram retirados de várias fontes da literatura,

não ocorrendo nenhuma tentativa de determinar um valor específico em comum para as constantes nos

diversos bancos de dados, ou se o modelo definido por um banco de dados é consistente com dados

experimentais originais. Assim, o usuário deve fazer uma seleção cautelosa das espécies aquosas e dos

dados termodinâmicos a serem utilizados, já que o banco de dados fornecido pelo PHREEQC deve ser

considerado preliminar.

Dentre a ampla variedade de cálculos geoquímicos, neste trabalho destaca-se a especiação para

calcular índices de saturação e distribuição de espécies aquosas, que são parâmetros convenientes para

a avaliação da proximidade do equilíbrio de várias reações de solubilidade para sistemas aquosos


38

(Eary, 1999). Esta ferramenta consiste em calcular a especiação e índices de saturação (SI) da fase

sólida de vários minerais em equilíbrio com a solução aquosa, efetuando cálculos da concentração

molar, atividade iônica e do coeficiente de atividade das espécies químicas encontradas no local de

estudo. Este tipo de modelagem usa limites composicionais para calcular a distribuição das espécies

em uma solução, e é um dos poucos modelos geoquímicos que não dependem primariamente de dados

termodinâmicos. Cálculos de equilíbrio mineral para amostras aquosas são úteis para predição da

presença de minerais passíveis de precipitação diretamente da solução, dependendo da saturação de

seus componentes (Deutsch, 1997).

2.5.1 Equilíbrio Químico e a Cinética de processos químicos

Muito dos processos físico-químicos que ocorrem em subsuperfície e originam os

constituintes da água subterrânea podem ser fundamentados no conceito de equilíbrio químico. A

teoria do equilíbrio geoquímico está baseada no princípio do balanço molar e na Lei de Ação de

Massa. Esta relaciona as atividades dos produtos com os reagentes, ao estabelecer que a taxa de uma

reação química é diretamente proporcional ao produto das massas (concentrações) efetivas de cada

substância que participa na reação. Segundo Appelo & Postma (2005), a lei de Ação das Massas é

aplicável a vários tipos de reações, como dissolução de minerais, formação de complexos entre

espécies dissolvidas, dissolução de gases na água, etc.

Quando uma reação atinge o equilíbrio, as velocidades no sentido de formação de produtos ou

reagentes são iguais, permanecendo a composição da mistura constante, estabelecendo uma espécie de

equilíbrio dinâmico. O equilíbrio pode ser evidenciado através da constante de equilíbrio (K), que

indica se uma reação favorece os produtos ou os regentes, além de ser utilizada no cálculo da

quantidade de reagente e de produto presente no equilíbrio (Kotz & Treichel Jr, 2005).

Assim, para a seguinte reação genérica:

A constante de equilíbrio para as espécies envolvidas pode ser escrita como:

K = [C]c x [D]

d

[A]a x [B]

b

Em que as letras entre os colchetes representam as concentrações ou atividades das espécies

químicas envolvidas na reação.


39

Apesar de o equilíbrio químico ser muito utilizado, em muitos casos seu conceito não fornece

uma satisfatória explicação para o entendimento dos fenômenos ocorrentes na evolução química das

águas subterrâneas e da degradação de poluentes em aquíferos contaminados (Appelo & Postma,

2005), pois os reagentes podem não reagir completamente durante o período de análise de um

experimento, não atingindo então o equilíbrio químico (Parkhurst & Appelo, 1999). Algumas reações

podem levar anos para atingirem o equilíbrio, enquanto outras podem ocorrer no intervalo de segundos

(Merkel & Planer-Friedrich, 2008).

Como as equações termodinâmicas são incapazes de descrever até que ponto ou em que

instante o equilíbrio vai ser atingido, é necessário o desenvolvimento de uma ferramenta capaz de

apresentar e quantificar, de forma mais precisa, os fenômenos químicos que não se enquadram na

teoria do equilíbrio químico, para o período considerado de análise. Nesse contexto, a cinética de

processos químicos vem exercer essa função, já que esta intimamente ligada à velocidade com que as

reações ocorrem, ou seja, a taxa de variação das concentrações dos reagentes e produtos ao longo do

tempo (Barella, 2011).

2.5.2 - Índice de Saturação (SI)

O índice de saturação (SI) é conceituado por Deutsch (1997) como índices de desequilíbrio

mineral. É utilizado no cálculo do estado de saturação de espécies minerais na água subterrânea, a

partir do produto de atividade iônica (IAP), que consiste nas atividades dos íons livres em solução

numa amostra de água, e o produto de solubilidade (K), a partir da equação:

Assim, o SI indica a tendência das espécies químicas de precipitar ou dissolver. Quando os

valores de SI são positivos, existem condições de supersaturação das espécies químicas e há a

possibilidade de formação da fase sólida mineral a partir da solução aquosa através de uma reação

química inversa, o que depende da taxa de reação de cada mineral. SI negativo indica que a fase

mineral está subsaturada em seus componentes na solução, sem condições de formação da fase sólida

mineral. Quando o SI é igual a zero, a fase mineral está em equilíbrio químico com a solução (Stumm

& Morgan, 1996; Feitosa et al., 2008).

Com os dados de índice de saturação pode-se então saber quais fases minerais tendem a se

precipitar, ou seja, que tendem a sair do meio aquoso (fase solúvel). Isto em termos de contaminação


40

de aquíferos indica quais elementos químicos (presentes nessas fases minerais) estão sendo retidos e,

consequentemente, não são lixiviados para a água subterrânea. Para isso, são necessários dados de

parâmetros-físico químicos e de concentração de elementos das soluções aquosas, que podem ser

obtidos no campo, com coleta de amostras, ou através de ensaios laboratoriais, em especial com os

ensaios de coluna ou de equilíbrio em lote (batelada).


41

CAPÍTULO 3

CARACTERÍSTICAS DA ÁREA DE ESTUDO

3.1 – HISTÓRICO DO ATERRO

A CTRS da BR 040 entrou em operação em 1975, quando foi desativado o antigo depósito de

lixo conhecido como “Boca do Lixo”, onde este era despejado a céu aberto (Catapreta et al., 2002).

Inicialmente, o aterro estava distante da zona urbana (Fazenda Taiobeiras), mas gradativamente, em

especial na década de 80, houve o surgimento de bairros no entorno, dentre eles: Dom Bosco,

Pindorama, Glória, Califórnia I e II, Filadélfia e Álvaro Camargos (Figura 1.1).

Durante 14 anos, o aterro funcionou de forma controlada, passando para energético em 1989.

Nessa fase, foi firmado um convênio com GASMIG (Companhia de Gás de Minas Gerais) para a

exploração do metano, coletado por exaustão forçada e destinado a uma estação de tratamento. Após a

recuperação, os gases eram empregados como combustível alternativo em veículos. No entanto,

devido a problemas diversos, o projeto foi abandonado em 1995. Em 1994, a administração municipal,

através da SLU, contratou consultoria especializada para elaboração de um projeto técnico para o

aterro sanitário, visando reduzir os impactos ambientais e, principalmente, a ampliação da vida útil do

sistema. O projeto proposto previa o tratamento simultâneo dos resíduos já aterrados, dos efluentes

líquidos e dos resíduos novos, sendo utilizadas técnicas de biorremediação (Catapreta et al., 2002). Em

1998, a SLU fez uma revisão do projeto que vinha sendo implantado, resultando em uma reformulação

total da versão anterior, porém adotando a mesma tecnologia de biorremediação e os procedimentos

operacionais descritos anteriormente. A nova concepção teve como escopo a divisão das áreas úteis

em aterros celulares (células AC1, AC2, AC3, AC4, AC5 e célula emergencial – Figura 3.1),

incluindo as áreas com resíduos dispostos e as áreas in natura, efetuando-se a máxima ocupação e

fazendo-se a divisão das células através de barreiras impermeáveis verticais (Batista et al., 2004). As

células AC3, AC4 e AC5, construídas em rampa, tiveram apenas sua base impermeabilizada por argila

compactada extraída da própria área. Contudo, o talude em rampa destas células não foi

impermeabilizado, por dificuldades operacionais.

Em 2003, para que fosse possível a continuidade de despejos na área, todas as células, após a

bioestabilização, deveriam ter sido abertas em operações sucessivas, prolongando a vida útil do aterro

para mais 20 anos. Porém, esta possibilidade foi descartada devido ao alto custo operacional

(Catapreta et al., 2002). Nas primeiras décadas, o lixiviado coletado era lançado diretamente no


42

córrego Coqueiros, mas desde 2003 vem sendo direcionado à rede coletora da COPASA, que o

encaminha à ETE Arrudas.

Figura 3.1 - Localização das antigas bacias e novas células de disposição do resíduo (SLU, 2005).

Estima-se que estejam dispostos 20 milhões de toneladas de RSU na área, sendo que em 2006

eram dispostos no aterro cerca de 4.300 toneladas diárias de resíduos, gerados por uma população de

aproximadamente 2,5 milhões de habitantes (Salles & Piuzana 2006, Catapreta et al., 2007). No ano

de 2008, o aterro foi desativado devido ao esgotamento da área.

3.2 – COMPOSIÇÃO DOS RSU DE BELO HORIZONTE

A composição gravimétrica e volumétrica dos resíduos sólidos urbanos (RSU) é importante

dentro do gerenciamento dos sistemas de limpeza urbana, pois permite conhecer o potencial de

reciclagem desses e o dimensionamento da frota de veículos e pessoal necessário para execução dos

serviços. Quando dispostos nos aterros sanitários, a sua caracterização passa a ter uma maior

importância, pois o conhecimento individual de cada constituinte, em peso e em volume, informa a


43

quantidade da fração biodegradável, contribuindo para o correto dimensionamento dos sistemas de

drenagem e tratamento de líquidos lixiviados, além de permitir avaliar o potencial de geração de

biogás.

Como comentado anteriormente, o conteúdo de resíduos sólidos urbanos pode variar muito

quanto à quantidade e composição, influenciado pelo local, classe social, nível educacional da

população, clima e características econômicas do local (Boscov 2008). A composição gravimétrica é

expressa pelo percentual de cada componente em relação ao peso total da amostra. A tabela 3.1

apresenta a composição gravimétrica e volumétrica dos RSU do Aterro Sanitário da BR040 de Belo

Horizonte/MG (Catapreta et al., 2008).

Tabela 3.1 - Composição gravimétrica e volumétrica dos RSU dispostos no Aterro Sanitário de Belo Horizonte

(adaptado de Catapreta et al., 2008).

Resíduo Composição Gravimétrica Composição Volumétrica

(%) Massa (%) Volume

Poda triturada 9,05 7,79

Orgânico 44,77 14,11

Papel Fino 12,76 35,15

Papelão 1,13 2,48

Papel misto 2,31 4,44

Emb. longa-vida 1,10 2,03

Plástico filme 7,28 19,50

Plástico rígido 2,46 4,24

PET 1,14 1,97

Vidro reciclável 2,63 0,56

Vidro não reciclável 0,22 0,03

Metal ferroso 1,75 0,36

Metal não ferroso 0,51 1,11

Madeira 0,99 0,60

Couro 0,21 0,28

Espuma 0,11 0,28

Cerâmica 0,30 0,05

Borracha 0,39 0,21

Isopor 0,24 1,26

Trapo / Tecido 2,45 3,30

Entulho 2,85 0,24

Outros 5,35 -

Total 100,00 100,00

Obs.: Não foi realizada a composição volumétrica para os componentes classificados como outros

Verifica-se que a quantidade de alguns materiais em peso não reflete a quantidade em volume,

sendo isso importante do ponto de vista operacional e sob os aspectos de reciclagem e biodegradação.

A maior quantidade em peso é da matéria orgânica e a grande quantidade de plásticos e papéis, em

termos de volume, demonstra o potencial de reciclagem que esses materiais representam na massa de

RSU. Os demais materiais avaliados ocorrem em quantidades menores, tanto em relação a peso quanto

a volume.


44

3.3 – COMPOSIÇÃO E QUANTIFICAÇÃO DO LIXIVIADO PRODUZIDO

De acordo com dados de vazão do lixiviado produzido no aterro da CTRS BR – 040

correspondentes aos anos de 2007 a 2010 observa-se uma tendência na redução do volume de líquidos

gerados (Figura 3.2), provavelmente ocasionada pela diminuição do conteúdo de resíduos orgânicos de

rápida decomposição no interior do aterro (devido à biodegradação) e ao encerramento das atividades

de aterragem de resíduos sólidos urbanos.

Figura 3.2 - Média mensal total da vazão de lixiviado efluente do aterro sanitário (SLU 2010).

Em relação à composição química, todo o lixiviado drenado de várias células é misturado e

sua análise é realizada em dois pontos (PLQ8 e PLQ9), de onde são encaminhados para a COPASA,

que os direciona para a ETE Arrudas. Para que o lixiviado possa ser tratado pela COPASA, os valores

dos parâmetros não podem exceder os limites de tolerância estabelecidos pela legislação específica

(Norma Técnica T – 187/3 COPASA).

As tabelas 3.2 e 3.3 mostram os dados físico-químicos do lixiviado no ponto PLQ 8 e PLQ 9,

respectivamente, correspondentes aos meses de Maio e Junho de 2010.


45

Tabela 3.2 - Análises Físico-Químicas do lixiviado – Ponto PLQ 08 (SLU 2010).

Parâmetros Valor de referência

(COPASA T-187/3)

Unidade Período

Maio/2010

Período

Junho/2010

Ácidos voláteis - - - -

Alcalinidade de bicarbonato - - - -

Cloretos - - - -

Demanda Química de Oxigênio - mg/L 1.225 2.312

Demanda Bioquímica de Oxigênio - mg/L 1.914 1.502

Sólidos em suspensão - mg/L 276 260

Sólidos dissolvidos - - - -

Sólidos voláteis - - - -

Cianeto Total 5 mg/L <0,001 <0,001

Fluoreto Total 10 mg/L 2,0 1,5

Índice de fenóis 5 mg/L <0,001 <0,001

Nitrogênio amoniacal - mg/L <0,02 <0,02

Nitratos - - - -

Potencial hidrogeniônico - - 7,7 8,0

Potencial de oxi-redução - mg/L 125 114

Selênio Total 5 mg/L <0,01 <0,01

Sólidos sedimentáveis 20 mL/L <1 0,40

Substancias tensoativas 5 mg/L <0,02 <0,01

Sulfatos 1000 mg/L 27,0 7,9

Sulfetos 1 mg/L <0,002 <0,002

Temperatura <40 °C 27,5 21,3

Gorduras, óleos e graxas em suspensão - mg/L AUSENTE AUSENTE

Gorduras, óleos e graxas solúveis 20 mg/L 10 14

Alumínio Total 3 mg/L 0,42 0,61

Arsênio Total 3 mg/L 0,06 0,08

Bário Total 5 mg/L 0,25 0,51

Boro Total 5 mg/L 1,8 2,8

Cádmio Total 5 mg/L <0,0025 <0,0025

Chumbo Total 10 mg/L <0,02 <0,02

Cobalto Total 1 mg/L 0,06 0,08

Cobre Total 10 mg/L <0,01 <0,001

Cromo hexavalente 1,5 mg/L <0,01 <0,001

Cromo Total 10 mg/L 0,08 <0,001

Estanho Total 5 mg/L <0,05 0,15

Ferro Solúvel 15 mg/L 1,10 1,60

Mercúrio Total 1,5 mg/L <0,000004 <0,000004

Níquel Total 5 mg/L 0,14 0,19

Prata Total 5 mg/L <0,01 <0,01

Vanádio Total 4 mg/L 0,04 0,06

Zinco Total 5 mg/L 0,04 0,07

Nota 1: < indica o limite de detecção do método analítico;


46

Tabela 3.3 - Análises Físico-Químicas do lixiviado – Ponto PLQ 09 (SLU 2010).

Parâmetros Valor de referência

(COPASA T-187/3)

Unidade Período

Maio/2010

Período

Junho/2010

Ácidos voláteis - - - -

Alcalinidade de bicarbonato - - - -

Cloretos - - - -

Demanda Química de Oxigênio - mg/L 2.302 2.112

Demanda Bioquímica de Oxigênio - mg/L 1.358 1.044

Sólidos em suspensão - mg/L 198 166

Sólidos dissolvidos - - - -

Sólidos voláteis - - - -

Cianeto Total 5 mg/L <0,001 <0,001

Fluoreto Total 10 mg/L 2,3 1,5

Índice de fenóis 5 mg/L <0,001 <0,001

Nitrogênio amoniacal - mg/L <0,02 <0,02

Nitratos - - - -

Potencial hidrogeniônico - - 7,6 8,0

Potencial de oxi-redução - mg/L 140 148

Selênio Total 5 mg/L <0,01 <0,01

Sólidos sedimentáveis 20 mL/L <1 <1

Substancias tensoativas 5 mg/L <0,02 <0,01

Sulfatos 1000 mg/L 9,4 6,5

Sulfetos 1 mg/L <0,002 <0,002

Temperatura <40 °C 25,6 22,8

Gorduras, óleos e graxas em suspensão - mg/L AUSENTE AUSENTE

Gorduras, óleos e graxas solúveis 20 mg/L 22 25

Alumínio Total 3 mg/L 0,39 0,59

Arsênio Total 3 mg/L 0,12 0,14

Bário Total 5 mg/L 0,24 0,38

Boro Total 5 mg/L 2,70 3,10

Cádmio Total 5 mg/L <0,0025 <0,0025

Chumbo Total 10 mg/L 0,06 <0,02

Cobalto Total 1 mg/L 0,08 0,09

Cobre Total 10 mg/L <0,01 0,02

Cromo hexavalente 1,5 mg/L <0,01 <0,01

Cromo Total 10 mg/L 0,08 0,12

Estanho Total 5 mg/L <0,09 0,17

Ferro Solúvel 15 mg/L 1,2 1,5

Mercúrio Total 1,5 mg/L <0,000004 <0,000004

Níquel Total 5 mg/L 0,16 0,21

Prata Total 5 mg/L <0,01 <0,01

Vanádio Total 4 mg/L 0,04 0,06

Zinco Total 5 mg/L 0,04 0,09

Nota 1: < indica o limite de detecção do método analítico;

Nota 2: Os valores em vermelho excederam os limites de tolerância estabelecidos pela legislação (Norma

Técnica T - 184 COPASA);

Pode-se perceber que os valores dos parâmetros se modificam conforme o ponto analisado e

também com o tempo.


47

3.4 – CLIMA

O clima da região está enquadrado no tipo Cwa da classificação de Koppen, tropical de

altitude, com inverso seco e verão chuvoso (CETEC 1989). A temperatura média anual é de 21º C, e

durante a primavera/verão, quando as precipitações são mais elevadas, a temperatura média diária do

ar pode atingir 35ºC e durante o inverno, com menores quantidades de precipitação, atinge valores de

temperatura média diária do ar inferiores a 10ºC (CETEC 1989). Os totais pluviométricos médios

anuais são em torno de 1491 mm (SLU 2010), com grande variação sazonal (Figura 3.3).

.

Precipitação média mensal (mm)

0,0

500,0

1000,0

1500,0

2000,0

2500,0

3000,0

3500,0

4000,0

4500,0

Jane

iro

Fever

eiro

Mar

çoAbr

il

Maio

Junh

o

Julho

Ago

sto

Set

embr

o

Out

ubro

Nove

mbr

o

Deze

mbr

o

Meses

Pre

cip

itação

(m

m)

Precipitação média (mm)

Figura 3.3 - Precipitação média mensal - estação do aterro sanitário (1998-2009).

3.5 – GEOLOGIA

O aterro sanitário localiza-se a norte do Quadrilátero Ferrífero, inserido na porção sul do

Cráton do São Francisco, onde as rochas possuem idade arqueana e paleoproterozóica. Tais rochas

compõem o embasamento gnáissico-migmatítico que engloba cerca de 70% do município de Belo

Horizonte, incluindo a área da CTRS-BR-040, sendo este complexo denominado por Noce (1995)

Complexo Belo Horizonte (Figura 3.7). Os gnaisses são geralmente de cor cinza, exibindo granulação

fina a grossa, com bandamento composicional definido por alternância de bandas claras quartzo-

feldspáticas e escuras, ricas em biotita e/ou anfibólio (Silva et al., 1995). Os migmatitos podem ser

diferenciados dos ganisses devido à predominância de mobilizados de composição quartzo-feldspática

(Beato 2001). Os gnaisses possuem composição química trondjhemítica e os migmatitos composição

granítica (Chaves, 1996).


48

Diques básicos proterozóicos com altos ângulos de mergulho cortam as rochas deste complexo

(Figura 3.4). Há duas gerações distintas de diques, uma metamorfizada, que possui uma tonalidade

preta esverdeada a cinza escura, e outra não metamorfizada, que macroscopicamente é classificada

como gabro (Chaves 1996). Os minerais constituintes desses diques básicos são plagioclásio, augita,

opacos, apatita, hornblenda e quartzo (Beato 2001). Sistemas de juntas e fraturas seccionam o

Complexo Belo Horizonte segundo direções variadas, predominando estruturas na direção NW-SE,

em geral com mergulhos fortes a verticais (Sousa et al., 2002).

Figura 3.4 – Mapa geológico da área do Aterro Sanitário e região limítrofe (Silva 1995).


49

Pelo mapa (Figura 3.4), percebe-se que a maior parte da área do aterro encontra-se no

Complexo Gnáissico-Migmatítico. Apesar de não aparecer no mapa, devido à escala, no interior do

aterro também há alguns diques básicos, que segundo Sousa (1998) predominaria na área do aterro.

Deve-se ressaltar que o mapeamento geológico na área é difícil, por estar em grande parte recoberta

por resíduos ou urbanizada. Contudo, nos trabalhos de campo, verificou-se o predomínio de rochas

gnáissicas e migmatíticas, normalmente muito intemperizadas.

3.6 – PEDOLOGIA E GEOMORFOLOGIA

A região do aterro se situa na Depressão Belo Horizonte, que possui relevo de mares de

morros, constituído por colinas com declividades baixas a muito altas (na área do aterro predominam

declividades baixas) (Figura 3.5). Dois córregos principais drenam a área do aterro, o córrego

Coqueiros, que nasce dentro da área, e o córrego Taiobas, ambos afluentes do córrego Ressaca,

importante afluente da Bacia da Lagoa da Pampulha.

Figura 3.5 - Mapa de declividades da área do aterro. Modificado de Beato (2001).

No Complexo Belo Horizonte predominam solos residuais de espessura variada, delgados nas

áreas de exposição dos maciços rochosos, e espesso e silto-argiloso nas áreas de relevo mais suave

(Sousa et al., 2002).


50

Na área do aterro sanitário há alguns poços perfurados por sondagem rotativa, nos quais o topo

rochoso foi atingido em 13 pontos diferentes, indicando uma espessura de solo entre 4 e 31 metros,

com média de 13 metros (Tecisan 2005a). Devido ao decapeamento para a disposição do resíduo,

praticamente não existe mais a vegetação original na área do aterro sanitário.

Souza (1998) apresentou um mapa pedológico na escala 1:8000 da área da CTRS-BR-040

(Figura 3.6), onde foram encontradas 6 classes de solos: Latossolos, Argissolos, Cambissolos, Solos

Aluviais, Hidromórficos e Regossolos. Em geral são solos jovens, pouco evoluídos, de pequena

espessura (com exceção do Latossolo), de textura argilosa, argilo-arenosa a franco argilo-arenosa e

compostos principalmente por quartzo e caulinita. Secundariamente ocorrem magnetita, ilmenita e

hematita e, secundariamente, goethita. A caulinita é a argila preponderante em todas as classes, sendo

de baixa atividade, ou seja, com baixa capacidade de troca de cátions (CTC). O saprolito usualmente

apresenta composição silto-arenosa e ocorre normalmente com espessuras entre 10 e 20 metros.

Também são solos ácidos, com o pH na faixa de 5,1 a 6,6.

Figura 3.6 - Mapa pedológico da área do Aterro BR-040 (adaptado de Sousa 1998).

Em estudo geoquímico efetuado por Sousa (1998), verificaram-se diferenças nas

concentrações de elementos-traço nos solos sem disposição de resíduos em relação àqueles com RSU

sobreposto, sendo a concentração dos elementos-traço no segundo maior, evidenciando-se, assim, a

contaminação. As concentrações naturais de elementos-traço variaram de acordo com as classes de


51

solo, e também entre os horizontes de solos de mesma classe. Uma das possibilidades da maior

concentração de chumbo, cobre, cromo e zinco na superfície do solo sem RSU sobreposto, também

verificadas por este autor, são as poeiras atmosféricas e as chuvas contaminantes, pois o aterro esta em

uma área muita habitada e com alto tráfego de carros, como a BR 040. As amostras coletadas por

Sousa (1998) em locais com RSU sobreposto foram retiradas do horizonte C, pois os horizontes A e B

dos solos foram muitas vezes retirados durante a fase de limpeza e terraplenagem das bacias para a

disposição de RSU. Nestes solos, observou-se maior concentração de cobre, chumbo, cromo,

manganês, níquel e zinco nos primeiros centímetros de solo, diminuindo com a profundidade. Grande

parte dos mesmos é retida na superfície por processos de adsorção e precipitação pelos constituintes

do solo, tais como argilas, matéria orgânica e óxidos de ferro e manganês. O pH alto (9,0), causado

pela presença de entulho de construção civil na superfície do horizonte C, também contribuiu para esta

maior retenção. Mesmo assim, segundo este autor, partes desses elementos-traço ficaram disponíveis e

foram lixiviados para as camadas mais profundas.

3.7 – HIDROGEOLOGIA

O aquífero na região do aterro sanitário é do tipo livre, constituindo um sistema composto pelo

manto de intemperismo na parte superior e por rochas fraturadas na parte inferior, formando um

aquífero granular sobreposto a um fissurado, em comunicação hidráulica (Silva et al., 1995, Beato

2001). O substrato encontra-se fraturado preferencialmente nas direções NW e NE, direções

preferenciais dos cursos d´água, sendo os fraturamentos de direção NE os mais favoráveis à circulação

de águas subterrâneas, pois coincidem com direções de fraturas abertas (Beato 2001, Tecisan 2005b).

Em ensaios realizados nos poços do aterro, a condutividade hidráulica variou entre 1,10x10-5

e

3,11x10-4

cm/s, com um valor médio de 9,3 x 10-5

cm/s (Tecisan 2005b). No mesmo trabalho,

encontraram-se valores de condutividade hidráulica no horizonte C do solo entre 10-6

e 10-7

cm/s. A

recarga local foi estimada em 299 mm/ano (Tecisan 2005b), valor compatível com o de outras áreas

do embasamento da região (Mourão 2007).

Silva et al., (1995) definem a região do bairro Califórnia, nos arredores do aterro, como zonas

de recarga preferenciais do aquífero no Complexo Belo Horizonte, onde ocorrem as melhores

condições de infiltração no aquífero. Com dados de nível d’água medidos em poços localizados no

interior do aterro, a Tecisan (2005b) elaborou um mapa potenciométrico, mostrado na Figura 3.7. Com

ele, conclui-se que o fluxo das águas subterrâneas ocorre concordantemente com a topografia original

do aterro, e as áreas mais elevadas se comportam como zonas de recarga e as baixas correspondem as

de descarga.


52

Figura 3.7 - Mapa potenciométrico do aquífero no aterro de Belo Horizonte - CTRS BR-040 em Dez/2004

(Tecisan 2005b).

Mesmo com o abastecimento público de água cobrindo toda a região, percebe-se que o uso de

água subterrânea é crescente nos bairros limítrofes ao aterro, por meio de cisternas e poços tubulares.

O aquífero em alguns trechos próximos do aterro encontra-se comprovadamente contaminado,

mas aparentemente esta contaminação não atingiu ainda os bairros limítrofes (Tecisan 2005b). Beato

(2001) levantou perfis de resistividade elétrica na área do aterro a fim de delimitar plumas de

contaminação. Os dados apresentam fortes indícios de contaminação pelo aterro, que são reforçados

pelos altos valores de condutividade elétrica em amostras de águas subterrânea. Também foram

detectados diversos elementos-traço (Cd, Pb, Al, Ba, Fe, Mn, Hg e Zn) nas águas subterrâneas,

elementos que são objetos principais deste estudo.

As águas subterrâneas da área do aterro da CTRS têm sido rotineiramente analisadas desde o

ano de 2000. No começo o monitoramento era feito em somente cinco poços (PSB1, PSB2, PSB3,

PSB4 e PSB5), passando depois para quinze poços em 2005, incluindo então mais dez (PM1 a PM10),

alguns ilustrados na Figura 3.8. Atualmente, o monitoramento da qualidade da água subterrânea

realizado pela empresa CTQ possui um total de 27 poços, seis desses multiníveis.


53

Figura 3.8 - Mapa de localização dos poços de monitoramento na área do vale do córrego dos Coqueiros,

onde foi coletada a amostra de solos (Barella, 2011).

Dados químicos de alguns destes poços mostram sinais de contaminação das águas

subterrâneas. A Tecisan (2005b), em coleta de amostras de água subterrânea no inicio da estação

chuvosa, mostrou que há parâmetros acima dos limites de potabilidade da Portaria n° 2914 do MS

(Brasil, 2011), tais como: alumínio total, bário total; chumbo total; cor aparente; cromo total; ferro;

manganês total e solúvel; mercúrio total; nitrogênio amoniacal; STD; turbidez; coliformes fecais e

totais. De acordo com trabalho posterior (CTQ 2008), a maior parte dos poços apresentou problemas


54

com coliformes, sobretudo os fecais. A cor aparente e a turbidez também tiveram valores muito

superiores ao recomendado em número considerável de amostras, e estes dois parâmetros estão

relacionados com altos teores de matéria orgânica, com compostos de ferro e alumínio e com

partículas em suspensão, que também foram encontrados em maiores concentrações. O sulfeto de

hidrogênio ocorreu esporadicamente acima do VMP (poços PM8 e PM11 – Figura 3.11), podendo

estar relacionado com a redução de compostos sulfatados no ambiente redutor do aterro. O pH se

mostrou abaixo de 6,0 em alguns poços (PM 07, PM12, PM09, e PSB2), Esses valores baixos de pH

não são incomuns na região e podem ser provocados pela presença de matéria orgânica no solo (Beato,

2001; CTQ, 2008), Nas proximidades de aterros esses valores podem modificar-se de acordo com a

fase de decomposição dos resíduos, tornando-se alcalino na presença de lixiviado em fase

metanogênica.

Alguns elementos-traço apareceram com teores anormalmente elevados. A comparação de

resultados obtidos pela CTQ e a Tecisan a partir do ano de 2000 mostra que os mais problemáticos são

bário, chumbo, cromo total e mercúrio total. O bário está claramente relacionado com os resíduos, pois

exibe expressiva correlação com a condutividade (CTQ, 2008). Quanto ao cromo, é provável uma

fonte externa de contaminação ou até uma relação com a composição litológica, pois de acordo com

Sousa (1998) há elevados teores deste elemento nas rochas básicas aflorantes na área deste aterro.

O chumbo ocorre com concentrações maiores que as admissíveis em quase todos os poços

(CTQ 2008). De acordo com estudo da Tecisan (2005b), é possível que a fonte de contaminação seja

externa (aerossóis com alta concentração de chumbo), pois há dois pontos monitorados que se situam a

montante do depósito de resíduos que possuem a concentração de chumbo mais elevada.

Na tentativa de melhor compreender a distribuição espacial dos elementos mais críticos, a

CTQ (2008) criou mapas de isovalores de contaminação, utilizando-se de dados de doze coletas

realizadas pela CTQ entre 2007 e 2008. Os parâmetros condutividade elétrica, sólidos totais

dissolvidos, cloreto e bário mostram duas áreas mais críticas (Figura 3.9 a 3.12) quanto à

contaminação, uma envolvendo o poço PM8 e em direção ao poço PM2, e outra envolvendo os poços

PM10 e PM11.


55

Figura 3.9 - Mapa de isovalores de condutividade elétrica (µS/cm) (CTQ, 2008)

Figura 3.10 - Mapa com isovalores em STD (mg/L). A isolinha de 300 mg/L está representada em vermelho

(CTQ, 2008).


56

Figura 3.11 - Mapa com isovalores em cloreto (mg/L) (CTQ, 2008)

Figura 3.12 - Mapa com isovalores em bário total (mg/L). A isolinha de 0.7 mg/L, que representa o VMP, está

representada em linha tracejada vermelha (CTQ, 2008).


57

No último estudo hidrogeológico realizado no aterro (CTQ, 2008), recorreu-se a uma

modelagem matemática para melhor entender a dinâmica de fluxo e de transporte de contaminantes,

facilitando previsões de cenários futuros. A modelagem foi feita com o programa Visual Modflow,

versão 4.3, da Schlumberger Water Services. Considerou-se na modelagem do transporte de

contaminantes as variáveis advecção e dispersão hidrodinâmica e optou-se pelo uso do íon cloreto nas

simulações de transporte, para evitar grandes erros na modelagem. Devido a dificuldades, analisaram-

se dois possíveis cenários de áreas-fonte:

1. As fontes de contaminantes são pontuais e se encontram próximas aos poços onde foram

detectados maiores valores de cloreto. A concentração utilizada foi o teor médio durante o ano

hidrológico de 2007-2008, sendo a mesma considerada constante no tempo.

2. Empregou-se o teor de cloreto de 250 mg/L para delimitar a área fonte, utilizando mapas de

distribuição espacial de cloreto gerada pelo programa Surfer 8.02.

Os dois cenários abrangeram um tempo de simulação de 20 anos (7300 dias) a partir de 2008

(2008-2027), tempo previsto para monitoramento ambiental do aterro da CTRS BR040.

Independentemente do cenário admitido pela modelagem, encontraram-se problemas de

alteração da qualidade das águas subterrâneas no aterro da CTRS – BR040, principalmente na área do

córrego Coqueiros (Figura 3.13), pois o lixiviado tende a avançar para esta área, exfiltrar e juntar-se

com as águas superficiais. Mais de acordo com dados físico-químicos dos poços de monitoramento do

aterro e do seu entorno e das modelagens matemáticas, essa contaminação não chega aos bairros

limítrofes, sendo que a qualidade mais crítica ainda se encontra nos limites do aterro.

De qualquer maneira, outros estudos para comprovar esta hipótese são necessários, razão pela

quais novos poços foram instalados na área em 2010, alguns multiníveis, com o intuito de trazer mais

informações quanto à contaminação causada pelo aterro.

Figura 3.13 – Modelagem da evolução das 3 áreas possivelmente contaminadas na CTRS-BR040 (CTQ 2008).


58


59

CAPÍTULO 4

MATERIAIS E MÉTODOS

Inicialmente, o estudo foi dividido em duas etapas, a primeira correspondente aos estudos em

campo (levantamento de dados e coleta de amostras) e a segunda aos ensaios experimentais de coluna,

de acordo com os dois fluxogramas a seguir (Figura 4.1 e 4.2):

Figura 4.1 – Fluxograma da primeira etapa, correspondente aos estudos em campo.

Figura 4.2 – Fluxograma da segunda etapa, correspondente aos ensaios experimentais de coluna.

Os dados obtidos nas duas primeiras etapas constituíram a base para o tratamento e discussão

dos resultados, constituindo então a terceira e última etapa do trabalho. As três etapas estão detalhadas

a seguir.


60

4.1 – LEVANTAMENTO DE DADOS

Primeiramente foi feito o reconhecimento da área do aterro sanitário de Belo Horizonte e da

ocupação no seu entorno. Levantaram-se dados e informações de localização, dados históricos e

operacionais, bem como dados geológicos, pedológicos, topográficos, climáticos, hidrogeológicos, da

composição do resíduo sólido, do lixiviado e das águas subterrâneas. Todos estes dados foram

fornecidos pela Superintendência de Limpeza Urbana (SLU) e também pela pesquisa em trabalhos

anteriores na área (Sousa 1998, Beato 2001, Catapreta et al., 2002, COPASA 2002, Batista et al.,

2004, Tecisan 2005, Catapreta & Simões 2008, CTQ 2008, SLU 2010, dentre outros).

Este conjunto de informações auxiliou na definição de áreas para amostragem de solo e do

lixiviado utilizados nos ensaios experimentais de coluna.

4.2 - TRABALHOS DE CAMPO

4.2.1 - Solo

O solo empregado nos ensaios foi coletado no interior da CTRS-BR040, num barranco lateral

ao talude principal de disposição de RSU, onde se situam as células AC3, AC4 e AC5 (Figura 3.11 e

4.3). Neste local, de ocorrência de latossolos (Sousa, 1998), observa-se um saprolito (horizonte C)

derivado de rochas gnáissicas do Complexo Belo Horizonte sobreposto pelos horizontes pedológicos

A e B. Neste aterro, estes horizontes pedológicos superficiais (A e B) foram muitas vezes decapeados

durante as operações de terraplenagem e os RSU foram frequentemente dispostos diretamente sobre o

horizonte C. Como em tese o saprolito detém menor poder atenuador de contaminantes que os

horizontes superficiais, optou-se por analisar o comportamento deste horizonte pedológico, por

constituir a situação mais crítica de campo.

Foram coletados aproximadamente 50 kg de solo e as amostras armazenadas em sacos

plásticos, lacradas e etiquetadas com identificação. Também foram coletadas duas amostras

indeformadas, envolvendo-as com plástico filme para evitar deformação e trincas.


61

Figura 4.3 – Vista geral do talude principal, com as células AC03, AC04 e AC05, do Aterro Sanitário

da BR 040, Belo Horizonte/MG (Tecisan 2005a).

4.2.2 - Lixiviado do Aterro

As amostras de lixiviado foram coletadas no campo em uma caixa coletora de concreto, que

recebe a maior parte do lixiviado drenado do talude principal do aterro. Seis mangueiras coletoras

chegam a esta caixa, cada uma representativa de um poço que drena determinada célula do aterro

sanitário (Figura 3.2). As células correspondentes e os respectivos poços de drenagem são: AC03

(Poço PLQ3a), AC04 (Poço PLQ4a), AC05 (Poço PLQ5), Ampliação (Poço PZA1) e Célula

Emergencial (Poço PLQ6a e PLQ6c). Foram coletadas amostras de duas células, a que possui os

resíduos mais antigos (célula AC03 – Poço PLQ3a) e a com resíduos mais jovens (Célula Ampliação –

Poço PZA1), pois a idade influencia na composição química do lixiviado.

Foram amostrados aproximadamente dois litros de lixiviado em frascos de polietileno,

preservados a 4º C em caixa térmica isolante, para análises físico-químicas. Também foram coletados

mais 25 litros de lixiviado de cada mangueira, armazenados em recipientes de polietileno para serem

utilizados nas colunas experimentais. Foi feito o ambiente e os galões foram cheios e fechados

adequadamente. Durante a coleta foram medidos in situ a temperatura, Eh, pH e condutividade

elétrica, com a ajuda de um multiparâmetro, modelo 6PII da Myron. A medida dos parâmetros foi

efetuada 3 vezes, fazendo-se uma média.


62

4.3 – TRATAMENTO DAS AMOSTRAS

4.3.1 - Solo

O solo foi destorroado, homogeneizado e quarteado antes das análises laboratoriais. A

caracterização das amostras consistiu na análise textural, mineralógica, composição química e

parâmetros geotécnicos.

Para as análises de carbono orgânico total, pH, capacidade de troca catiônica e peso

específico dos sólidos, realizadas no Laboratório de Análise de Rotina de Solos da Universidade

Federal de Viçosa (UFV), as amostras foram armazenadas em sacos plásticos e identificadas sem

tratamento prévio.

4.3.2 - Lixiviado

As amostras de lixiviado foram filtradas em membrana de acetato de celulose de 0,45 µm

(Millipore®) e transferidas para frascos de polietileno, antes das determinações analíticas. Além dos

parâmetros medidos in situ (pH, Eh, condutividade e temperatura), também foram determinados:

sulfato, cloreto, alcalinidade e elementos-traço (realizados no Laboratório de Geoquímica Ambiental

(LGqA) no DEGEO/UFOP). Para a análise de elementos-traço, as amostras foram filtradas e

acrescidas de 3 gotas de ácido nítrico concentrado (HNO3), para a preservação das amostras a pH<2.

4.4 - CARACTERIZAÇÃO DOS MATERIAIS

A caracterização dos materiais consistiu nas análises físico-químicas de solo (antes dos

ensaios de coluna) e do lixiviado bruto, coletados no aterro sanitário. São vários os parâmetros

determinados, mostrados na Tabela 4.1. Todos os procedimentos utilizados estão descritos a seguir.


63

Tabela 4.1: Parâmetros determinados no solo e no lixiviado bruto antes dos ensaios de coluna.

Matriz Parâmetro Método Equipamento Frequência

Solo Granulometria ABNT/NBR-7181/1984 Peneiras Uma análise feita em triplicata

Solo Peso natural (γn) ABNT/NBR 9813/87 Anel biselado Uma análise feita em triplicata

Solo Peso real dos grãos (γs) ABNT/NBR 6508/84 Picnômetro Uma análise feita em triplicata

Solo Umidade (W) ABNT/NBR 6457/86 Uma análise feita em triplicata

Solo Mineralogia Difração de raios X Difrator de raios X Uma análise feita em triplicata

Solo pH em H2O e KCl Defelipo & Ribeiro (1981) Uma análise feita em triplicata

Solo COT Defelipo & Ribeiro (1981) Uma análise feita em triplicata

Solo CTC Embrapa (1997) Uma análise feita em triplicata

Solo Elementos químicos EPA 3051A Microondas e ICP OES Uma análise feita em triplicata

Lixiviado bruto pH Multiparâmetro Duas determinações

Lixiviado bruto Eh Multiparâmetro Duas determinações

Lixiviado bruto Condutividade Condutivímetro(QUIMIS) Duas determinações

Lixiviado bruto Sólidos totais dissolvidos Condutivímetro (QUIMIS) Duas determinações

Lixiviado bruto Elementos maiores e traços Greenberg et al., (1992) ICP OES Duas determinações

Lixiviado bruto Sulfato Greenberg et al., (1992) Duas determinações

Lixiviado bruto Cloreto Greenberg et al., (1992) Duas determinações

Lixiviado bruto Alcalinidade Greenberg et al., (1992) Duas determinações

4.4.1 - Análise de solos

A determinação granulométrica dos solos se deu por peneiramento fino e sedimentação, de

acordo com a NBR-7181/ABNT (ABNT, 1984). As análises foram feitas no Laboratório de

Tratamento de Minério – DEMIN/UFOP.

Foram determinados no laboratório de Geotecnia/UFOP o peso específico natural (γn), o peso

específico dos grãos (γs) e a umidade (W), utilizando-se das normas: ABNT/NBR 9813/87 (ABNT,


64

1987), ABNT/NBR 6508/84 (ABNT, 1984), ABNT/NBR 6457/86 (ABNT, 1986). Todas as análises

foram feitas em triplicata.

Para os outros índices físicos, porosidade (n), índice de vazios (e) e peso específico aparente

seco (γd) utilizaram-se de equações obtidas na literatura.

Determinou-se a composição mineralógica da fração argila utilizando-se de um espectrômetro

de difração de raios X (marca Rigaku, modelo Rotaflex Ru-200Z com tubo de cobre e

monocromatizador grafita), do Laboratório de Difratometria de Raios X do Departamento de Geologia

(DEGEO/UFOP).

Para a confecção das laminas e a determinação dos argilo-minerais por este método, cerca de 3

a 5 g de amostra de solo foram levadas num béquer com água destilada para um equipamento de ultra-

som, durante 30 minutos, para a desagregação. Logo após, o sobrenadante foi colocado em um tubo de

ensaio para centrifugação por 8 minutos sob velocidade de 750 rpm e, novamente centrifugada por 38

minutos, sob velocidade de 5000 rpm. A amostra decantada equivale então a fração argila, menor que

0,002 mm. Finalmente, após essa separação, confeccionam-se as lâminas de cada amostra.

A determinação de pH, capacidade de troca catiônica (CTC) e do Carbono Orgânico Total

(COT) dos solos foram realizadas no Laboratório de Análise de Rotina do Departamento de Solos da

Universidade Federal de Viçosa (UFV). A determinação do pH em água, do pH em KCl e do ∆pH dos

solos seguiram os procedimentos indicados por Defelipo & Ribeiro (1981), enquanto as análises de

carbono orgânico total (COT) seguiram o método de Walkley Black, modificado por Defelipo &

Ribeiro (1981).

A capacidade de troca catiônica potencial foi determinada pelo somatório dos teores obtidos

de Ca2+

, Mg2+

, K+ e H

+ + Al

3+, enquanto que a capacidade de troca catiônica efetiva pela soma dos

teores de Ca2+

, Mg2+

, K+

e Al3+

, ambos calculados de acordo com os procedimentos da Embrapa

(1997).

Para análise do teor de elementos-traço do solo, foi necessário fazer a abertura das amostras, e

o método utilizado foi o da digestão parcial em microondas (EPA 3051A). O método consiste em

pesar 0,5 g da amostra de solo (Figura 4.4), adicionar 3 mL de HCl 37% e 3 mL de HNO3 65%, levar

ao microondas por 10 minutos, sendo 5,5 minutos de rampa até a temperatura de 175ºC e manter

constante a 175ºC por 4,5 minutos (Figura 4.5). Após a digestão, a amostra foi filtrada e transferida

para balão de 50 mL, completando com água Milli-Q (Figura 4.6).

Os procedimentos de abertura foram realizados em microondas de marca Milestone, modelo

ETHOS1 e a leitura das amostras em um espectrômetro ótico de emissão atômica acoplado a uma

fonte de plasma (ICP OES), marca SPECTRO, modelo CYRUS CCD, ambos do Laboratório de

Geoquímica Ambiental (LGqA) do DEGEO/UFOP.


65

Finalizados os ensaios, as colunas de vidro foram quebradas e o solo retirado cuidadosamente,

evitando-se a destruição de sua estrutura. Em seguida, coletaram-se 10 amostras de solo (uma a cada

centímetro) para análises de elementos-traço também por digestão parcial, para identificar padrões

espaciais de distribuição dos elementos químicos após os ensaios.

Figura 4.4 - Pesagem das amostras de solo Figura 4.5 - Aparelho de digestão das amostras de solo

Figura 4.6 - Filtragem das amostras de solo já digeridas

4.4.2 – Análise físico-química do lixiviado

Consistiu na medição de parâmetros in situ, tais como pH, Eh, condutividade, sólidos totais

dissolvidos (STD) e temperatura, sendo os dois primeiros medidos com multiparâmetro (modelo 6PII


66

da Myron – Figura 4.7) e os outros com um condutivímetro microprocessado, marca QUIMIS (Figura

4.8). As análises de sulfato, cloreto, alcalinidade e elementos-traço ocorreram no Laboratório de

Geoquímica Ambiental (LGqA) do DEGEO/UFOP.

Figura 4.7 – Multiparâmetro para medição de pH e Eh Figura 4.8 – Condutivímetro microprocessado

A alcalinidade e o cloreto foram determinadas pelo método titulométrico. Na primeira

empregou-se o procedimento descrito por Greenberg et al., (1992), usando ácido sulfúrico 0,01 mol/L

e indicador fenolftaleína e alaranjado de metila. Na análise de cloreto também se utilizou o método

descrito por estes autores empregando nitrato de prata (AgNO3) 0,0141 mol/L na titulação e solução

5% de cromato de potássio como indicador.

O método utilizado para análise de sulfato foi o turbidimétrico, que consiste na elaboração de

uma curva de calibração com a finalidade de se obter uma comparação analítica para a quantificação.

Acrescenta-se aos padrões e às amostras 20 mL de solução tampão e uma espátula de BaCl2, mantendo

esta solução em agitação por 2 minutos. Tanto para o sulfato como para turbidez utilizou-se o

turbidímetro de marca Policontrol, modelo AP 2000.

Uma alíquota de 50 mL previamente filtrada em membrana de acetato de celulose de 0,45 µm

(Millipore®) foi utilizada para a análise de elementos-traço por ICP OES. As amostras de lixiviado

bruto foram analisadas duas vezes, uma no dia da coleta (1º Medida) e outra durante os ensaios de

coluna (2º Medida - 90º dia de ensaio). Isso porque as condições de Eh foram modificadas devido ao

contato com o ar atmosférico, deixando o lixiviado mais oxidante, com potencial para modificar a

concentração dos elementos químicos no meio.


67

Além disso, foram feitas mais duas análises: a digestão parcial do lixiviado bruto ao final dos

ensaios (100º dia de ensaio), bem como a digestão parcial das partículas retidas nas membranas

durante a filtragem. As duas digestões se deram de acordo o Standard Methods 3030F (Greenberg et

al., 1992) para a quantificação total dos metais no lixiviado e dos metais associados a colóides,

respectivamente. A quantificação dos elementos das duas digestões também foi via ICP OES.

Cabe ressaltar que foi necessária a diluição das amostras para a determinação de todos os

parâmetros (exceto para análise de elementos-traço), devido aos altos valores encontrados nos

mesmos. Definiu-se o fator de diluição de acordo com os dados físico-químicos do lixiviado do aterro

sanitário obtidos em análises anteriores, sendo que para a análise de alcalinidade e cloreto diluiu-se 50

vezes.

4.5 – ENSAIOS DE COLUNA

4.5.1 – Seleção da coluna experimental e de outros equipamentos

A seleção da coluna experimental se baseou no proposto nos trabalhos de Ezaki & Hypólito

(2006) e Abreu (2012).

Foram escolhidas colunas cromatográficas de vidro, por serem estas resistentes e transparentes

(Figura 4.9). As colunas apresentam torneiras de teflon acopladas e alturas de 700 mm e 350 mm.

Figura 4.9- Coluna de vidro de 350 mm à esquerda e de 700 mm à direita.


68

As colunas foram presas a um suporte de madeira (Figura 4.10) e colocadas dentro de caixas

de isopor, para dificultar contaminação ou variações de temperatura. Para o armazenamento do

lixiviado bruto a ser circulado nas colunas, empregaram-se caixas de polietileno de 3 litros fixadas

acima das mesmas (Figura 4.13). Para o controle da vazão de lixiviado pelas colunas, utilizaram-se

equipos, muito empregados para a aplicação de soro em hospitais.

Figura 4.10 – Suportes de madeira onde foram fixadas as colunas de 350 mm à esquerda e de 700 mm à direita.

4.5.2 - Montagem dos Dispositivos

As colunas experimentais foram fixadas em suportes de madeira e posicionadas dentro de

caixas de isopor (Figura 4.11). Posteriormente, montaram-se as colunas para começar a circular o

lixiviado bruto. Para tal, utilizaram-se pérolas de vidro na base das colunas, sobrepostas por uma

membrana geotêxtil, para facilitar a drenagem do liquido sem provocar erosão por pipping. O solo

coletado no aterro sanitário foi colocado logo em seguida e, em cima do mesmo, mais uma camada de

geotêxtil, para facilitar a entrada e evitar caminhos preferenciais de circulação de lixiviado no solo. A

coluna foi vedada com plástico filme, fazendo-se um pequeno furo para a entrada do tubo do equipo.

A vedação é para dificultar a entrada de ar dentro da coluna objetivando manter as condições redutoras

do lixiviado. As caixas de armazenamento do lixiviado também foram vedadas com plástico filme,

silicone e fita do tipo veda-rosca para evitar vazamentos e também dificultar as mudanças das

condições geoquímicas do lixiviado bruto.


69

Figura 4.11 – Esquema da montagem das colunas para os testes.

4.5.3 – Testes preliminares nas colunas

Os testes nas colunas foram realizados no mês de Janeiro/2011, com a finalidade de definir a

espessura ideal da camada de solo e, ao final, optou-se por uma espessura de 10 cm, (Figura 4.12). No

início, encontrou-se dificuldade na montagem das colunas com solo indeformado. Decidiu-se por

utilizar o solo deformado, mas compactado com a massa específica de campo (γn = 1,63 g/cm3),

objetivando ser o mais fiel possível às condições naturais, embora tenha se perdido a estrutura com

este procedimento. Para tanto, o solo foi compactado na própria coluna por partes, em sucessivas

camadas delgadas, utilizando-se de um peso de 750g, sempre com a mesma energia de compactação

(elevou-se o peso 10 cm acima da superfície do solo), até obter uma coluna de solo de 10 cm de altura,

considerada adequada para reproduzir a situação de campo.

Nestes testes também foram definidas as vazões de lixiviado aplicadas nas colunas. A

magnitude da vazão deveria ser dimensionada conforme as estimativas das vazões percoladas pela

base do aterro, mas neste caso seria necessário um longo tempo de monitoramento das colunas, o que

inviabilizaria o estudo.


70

4.5.4 – Ensaios definitivos

Os ensaios definitivos começaram em Agosto/2011. Foram montados apenas quatro aparatos,

utilizando somente as colunas mais altas, de 700 mm, pois nestas seria possível aplicar maior

gradiente hidráulico. Assim, a coluna foi preenchida com lixiviado até o topo e ajustou-se o equipo

para que a altura de liquido não variasse significativamente (Figura 4.13). Em duas das colunas

(coluna 1 e 2) empregou-se o lixiviado proveniente de resíduos sólidos mais novos e nas duas últimas

(colunas 3 e 4) o de resíduos mais antigos. O tempo total de monitoramento foi de 100 dias (Figura

4.13).

Para viabilizar a execução dos ensaios num tempo mais curto, a velocidade de percolação pelo

solo foi incrementada em relação a possivelmente encontrada em campo. O gradiente hidráulico nas

colunas foi estimado em 600%, já que a coluna saturada de solo é de 10 cm e a de lixiviado acima de

50 cm. Para simplificar este cálculo, adotou-se uma massa específica para o lixiviado igual à água. O

gradiente hidráulico na região de coleta do solo foi estimada com base no modelo hidrogeológico

elaborado pela CTQ (2008) com emprego do programa Visual Modflow. Para isso, selecionaram-se

três células do modelo próximas ao ponto de coleta do lixiviado, nas quais foi determinado o gradiente

hidráulico médio na camada de saprolito (horizonte C), resultando num valor de aproximadamente

4%, ou seja, 150 vezes menor que a de laboratório. O gradiente hidráulico de campo é mais elevado

que o encontrado normalmente em regiões com solos de alteração de gnaisses em virtude da presença

de espessas camadas de resíduos do aterro sanitário.

A utilização de um gradiente hidráulico igual ao de campo faria com que a percolação no solo

das colunas fosse muito lenta e impossibilitaria a medida periódica do efluente. Em contrapartida, a

velocidade acelerada diminui o tempo de contato do lixiviado com o solo, e as reações de

adsorção/precipitação/complexação no interior das colunas podem ser diferentes das que acontecem

no campo. Aplicando-se a Lei de Darcy para fluxos hídricos e assumindo-se que o valor de

condutividade hidráulica do solo das colunas é similar ao encontrado em campo, é pertinente afirmar

que os 100 dias de monitoramento realizados neste trabalho correspondem aproximadamente a um

fluxo de lixiviado pelo solo no campo por 40 anos.

O volume de entrada e de saída do lixiviado nas colunas foi medido e o lixiviado percolado

pelo solo coletado para a caracterização físico-química (item 4.4). De início, foram efetuadas análises

diárias das variáveis com o multiparâmetro e dos elementos-traço, enquanto que as medidas de

alcalinidade, cloreto e sulfato ocorreram duas vezes por semana, devido ao pequeno volume de

lixiviado coletado em alguns dias. A vazão de líquido percolado nas colunas foi diminuindo

progressivamente devido à diminuição da permeabilidade do solo e as medidas dos parâmetros físico-

químicos e dos elementos maiores e traços foram feitas em dias alternados e as análises de cloreto,


71

alcalinidade e sulfato semanalmente. Uma alíquota de 50 mL previamente filtrada em membrana de

acetato de celulose de 0,45 µm (Millipore®) foi utilizada para a análise de elementos-traço por ICP

OES. No total, foram 72 medidas de parâmetros físico-químicos e de elementos maiores e traço e 26

medidas de alcalinidade, cloreto e sulfato (Tabela 4.2).

Tabela 4.2: Parâmetros analisados no solo e no lixiviado efluente durante e após os ensaios de coluna

Matriz Parâmetro Método Equipamento Frequência

Solo Elementos maiores e traços EPA 3051A Microondas e ICP OES Uma determinação em triplicata

Lixiviado efluente pH Multiparâmetro 72 determinações

Lixiviado efluente Eh Multiparâmetro 72 determinações

Lixiviado efluente Condutividade Condutivímetro (QUIMIS) 72 determinações

Lixiviado efluente Sólidos totais dissolvidos Condutivímetro (QUIMIS) 72 determinações

Lixiviado efluente Elementos maiores e traços Greenberg et al., (1992) ICP OES 72 determinações

Lixiviado efluente Sulfato Greenberg et al., (1992) 26 determinações

Lixiviado efluente Cloreto Greenberg et al., (1992) 26 determinações

Lixiviado efluente Alcalinidade Greenberg et al., (1992) 26 determinações

O critério inicial para o término dos ensaios de coluna foi a passagem de 12,5 litros

acumulados de lixiviado bruto em cada uma. Devido a maior velocidade de percolação do lixiviado

nas colunas 1 e 4, foi preciso encerrar as análises antes da passagem total de 12,5 litros nas colunas 2 e

3.


72

Figura 4.12 – Figura esquemática da coluna experimental.

Figura 4.13 - Ensaios de coluna.

4.6 – TRATAMENTO E ANÁLISE DOS DADOS

O tratamento e análise dos dados se sucederam em duas fases distintas. A primeira consistiu

na análise de dados físico-químicos já existentes da água subterrânea fornecidos pela SLU. A segunda

parte consistiu na análise dos dados obtidos na coleta de lixiviado e de solo obtidos antes, durante e

depois dos ensaios de coluna. A partir daí, tirou-se conclusões a respeito da contaminação do solo e da


73

água subterrânea na área do aterro sanitário por elementos maiores e traços e da capacidade do solo de

atenuar essa contaminação. Cada uma das fases está detalhada a seguir:

4.6.1: Análise de dados de águas subterrâneas

Análise dos parâmetros físico-químicos e dos elementos maiores e traços das águas

subterrâneas de três poços de monitoramento do aterro sanitários próximos às áreas de coleta

do lixiviado. Os poços representativos selecionados foram PM14, PM15 e PM23 (Figura 3.11)

e os dados correspondem aos anos de 2007 a 2011, dependendo do poço.

4.6.2: Caracterização inicial do solo

Determinação das características do solo através da avaliação de várias das suas propriedades:

composição química, capacidade de troca catiônica (CTC), conteúdo de matéria orgânica, pH,

granulometria, mineralogia, umidade, peso específico natural e dos sólidos e porosidade. Com

isso, foi possível uma pré-avaliação do potencial do solo para atenuar contaminantes.

4.6.3: Caracterização inicial do lixiviado bruto

Caracterização do potencial poluidor do lixiviado bruto através da análise inicial dos

parâmetros pH, Eh, condutividade, sólidos totais dissolvidos, cloreto, sulfato e alcalinidade,

além da determinação da concentração de elementos maiores e traço. Também se analisou a

mudança de composição deste lixiviado durante os ensaios, devido ao contato com o oxigênio

com a consequente mudança nos valores de Eh, medindo-se duas vezes todas as variáveis

citadas: no dia da coleta (Maio/2011) e durante os ensaios de coluna (Outubro/2011).

Quantificação e comparação da distribuição dos elementos maiores e traços no lixiviado

através da análise da fase solúvel (lixiviado filtrado), associada a colóides (material do

lixiviado retido no filtro) e, por último, a análise total do lixiviado.

4.6.4: Ensaios de Coluna – Lixiviado efluente

Construção de gráficos de concentração versus volume de poros dos parâmetros físico-

químicos (pH, Eh, condutividade e sólidos totais dissolvidos) e dos elementos maiores e traços

do lixiviado, coletados e medidos diariamente no começo e em dias alternados no final dos

ensaios (total de 72 medidas) e dos parâmetros alcalinidade e cloreto, coletados e medidos

duas vezes por semana no começo e semanalmente no final dos ensaios (total de 26 medidas)

nas quatro colunas experimentais. O volume de poros do solo consiste no volume do solo


74

(área x altura do solo) multiplicado pela porosidade do solo em percentual. Neste caso, o

volume de solo na coluna experimental (com forma cilíndrica) é calculado pela equação: π x

r² x *h, onde r é o raio do cilindro e h é a altura da coluna de solo. A porosidade foi calculada

com equação obtida na literatura (item 4.4.1). Cada vez que o volume de lixiviado efluente

coletado se iguala a este valor, temos um volume de poros que foi percolado. A figura 4.14

mostra a relação do volume de poros com o número de dias de ensaio.

Figura 4.14 - Gráfico com a relação do volume de poros com o número de dias de ensaio.

Análise da variação temporal dos parâmetros físico químicos pH, Eh, condutividade e sólidos

totais dissolvidos do lixiviado efluente das colunas.

Análise da variação temporal da concentração de elementos maiores e traços, alcalinidade e

cloreto do lixiviado efluente das colunas.

4.6.5: Ensaio de coluna – Solo após os ensaios de coluna

Com o término dos ensaios, o solo foi retirado das colunas e dividido em 10 camadas,

totalizando 40 amostras (de quatro colunas experimentais). Foram construídos gráficos de

concentração versus profundidade da camada dos principais elementos maiores e traços.


75

4.6.6: Modelagem Hidrogeoquímica com PHREEEQC 2.18

Empregou-se o programa PHREEQC 2.18 (Appelo & Postma, 2005) para o cálculo de

especiação e índice de saturação dos resultados de análise química do lixiviado infiltrante

(lixiviado bruto) e percolados obtidos com os ensaios de coluna. Assim, determinaram-se as

prováveis espécies existentes no meio e quais fases minerais tendem a dissolver (SI < 0) ou

precipitar (SI > 0). Para tal, utilizaram-se quatro medidas: a do lixiviado bruto, lixiviado

efluente na “fase ácida” (4º Dia), no meio (40º Dia) e no final (100º Dia) dos ensaios (Figura

4.15).

Figura 4.15: Dados obtidos nos ensaios de coluna e utilizados na modelagem com o PHREEQC 2.18.

4.6.7: Correlação de Pearson

Correlações de Pearson foram feitas com o auxílio do programa Past (Hammer et al., 2001),

utilizando os dados dos lixiviados efluentes das colunas (somente os elementos que

apresentavam valores acima do limite de quantificação do método).

4.7– INTERPRETAÇÃO E CONCLUSÃO DOS DADOS

Análise da concentração de elementos maiores e traços do lixiviado e do solo antes e depois

dos experimentos de coluna, para avaliar a efetiva capacidade do solo de reter a carga contaminante do

lixiviado. Além disso, relacionou-se a concentração de elementos no solo e no lixiviado de acordo

com o pH, Eh e condutividade medidos durante os experimentos. Cada elemento foi analisado,

procurando-se identificar seu comportamento durante os ensaios, sua mobilidade de acordo com

valores distintos de pH e Eh e em que ou quais fases químicas ele se encontra e quais suas possíveis


76

interações com os diversos constituintes do solo. Cálculos de especiação e índices de saturação foram

obtidos através do programa PHREEQC 2.18 (desenvolvido USGS), na tentativa de mostrar em quais

espécies predominam os elementos químicos e se sua tendência é de se precipitar (SI>0) ou de se

dissolver (SI<0) no meio.

Assim, compararam-se os resultados in situ e laboratoriais, para maior compreensão da

dinâmica do lixiviado de aterro sanitário da CTRS-BR040 e avaliação de sua influência na qualidade

das águas subterrâneas e do solo.


77

CAPÍTULO 5

RESULTADOS E DISCUSSÃO

5.1 – CARACTERIZAÇÃO DE MATERIAIS

5.1.1 – Caracterização do solo (horizonte C)

Os índices físicos das amostras de solo estão listados na tabela 5.1. A massa específica natural

(ρn) foi utilizada para a compactação do solo nas colunas experimentais, na tentativa de reproduzir as

condições de condutividade hidráulica de campo. De acordo com os valores de porosidade e índice de

vazios, pode-se concluir que este solo tem porosidade alta (IAEG, 1979).

Tabela 5.1 - Valores de índices físicos das amostras

Parâmetro Unidade Amostra 1 Amostra 2 Amostra 3

Massa especifica natural (ρn) g/cm³ 1,67 1,72 1,69

Massa específica das partículas (ρs) g/cm³ 2,62 2,66 2,74

Massa específica seca (ρd) g/cm³ 1,37 1,40 1,38

Porosidade (n) % 48 47 49

Índice de Vazios - 0,91 0,90 0,98

Umidade % 22,02 22,99 22,25

As curvas granulométricas do solo (Figura 5.1) mostram um predomínio de areia fina e média,

com menor teor de finos (predominância da fração silte). De acordo com a classificação da

EMBRAPA (1979), este solo se enquadra como de textura franco-arenosa.


78

Figura 5.1 – Curvas granulométricas das três amostras de solo

As análises de três amostras de solo por difração de raios X (Figura 5.2) mostrou a

predominância de cinco minerais: Quartzo, Caolinita, Muscovita, Rutilo e Microclina. Há a

possibilidade de ocorrer outros minerais não detectados, devido à baixa concentração ou ao baixo grau

de cristalinidade, em minerais eventualmente neoformados, como, por exemplo, os óxidos e

hidróxidos de ferro e alumínio.

Sousa (1998) analisou 18 amostras de solo do aterro da BR-040 via difração de raios X,

mostrando que, além dos minerais já citados, há outros, como magnetita, ilmenita e hematita e,

secundariamente goethita. Como minerais traços, o mesmo autor encontrou a gibbsita e a albita.


79


80

Figura 5.2 - Picos de difração para as três amostras de solo CTRS - BR 040

De acordo com as análises químicas (Tabela 5.2), percebe-se que o solo é ligeiramente ácido

(pH em água em torno de 5,68), com capacidade de troca catiônica efetiva baixa e teor de matéria

orgânica pequeno, mostrando que este não possui grande capacidade de adsorver elementos maiores

ou traços, o que era de se esperar, por se tratar de horizonte C derivado de rocha gnáissica, com baixo

teor de argilominerais.

Tabela 5.2 - Dados de caracterização química das amostras

Amostra pH (H2O) pH (KCl)

CTC(t)

(cmolc/dm³)

CTC(T)

(cmolc/dm³)

Matéria Orgânica

(dag/kg)

Amostra 1 5,68 4,30 1,37 2,77 0,13

Amostra 2 5,70 4,31 1,46 2,56 0,13

Amostra 3 5,66 4,32 1,64 2,74 0,13

Média 5,68 4,31 1,49 2,69 0,13

CTC(t) = capacidade de troca catiônica efetiva

CTC(T) = capacidade de troca catiônica a pH 7,0


81

De acordo com as análises químicas (tabela 5.3), este solo tem grandes concentrações de Al,

Fe e Mg, e também de Ba e Pb, estes com valores um pouco superiores aos de referência da COPAM

(COPAM, 2010). Parte do Pb pode ser antropogênico, oriundo da queima de combustíveis de veículos

(Filippelli et al., 2005), como os que trafegam pela BR 040, rodovia próxima ao aterro. As maiores

concentrações de Ba são provavelmente de origem natural, presente nos feldspatos presentes no solo.

Tabela 5.3 - Concentração média de elementos maiores e traços na amostra de solo.

Elemento

Concentração

Amostra 1

(mg/kg)

Concentração

Amostra 2

(mg/kg)

Concentração

Amostra 3

(mg/kg)

Concentração

média (mg/kg) LQ (mg/kg)

Alumínio 21780 34572 25530 26038 31,00

Arsênio <LQ <LQ <LQ <LQ 5,980

Bário 79,6 80,8 72,6 75,6 0,038

Berílio <LQ <LQ <LQ <LQ 0,155

Bismuto <LQ <LQ <LQ <LQ 7,120

Cálcio 51,6 85,8 103 91,0 19,000

Cádmio <LQ <LQ <LQ <LQ 1,650

Cobalto <LQ 1,29 <LQ 1,29 1,150

Cromo 5,37 5,06 5,21 5,04 0,632

Cobre 9,42 13,20 10,70 11,01 1,900

Ferro 19366 20084 20239 19501 51,600

Potássio 986 1200 1096 1063 9,080

Lítio <LQ 6,34 <LQ 6,06 5,180

Magnésio 637 792 696 692 0,180

Manganês 1,31 4,50 3,52 2,49 0,107

Molibdênio <LQ <LQ <LQ <LQ 1,280

Sódio 74 148 181 138 6,900

Níquel <LQ <LQ <LQ <LQ 1,720

Fósforo 56,8 62,1 66,8 62,4 5,780

Chumbo 20,7 18,3 18,0 18,5 7,460

Enxofre 30,1 34,3 30,6 31,0 5,300

Antimônio <LQ <LQ <LQ <LQ 6,040

Escândio 0,915 1,010 0,964 0,944 0,053

Silício 136 111 141 124,4 1,180

Estrôncio 1,03 1,08 1,16 1,04 0,032

Tório 13,1 13,5 14,8 13,7 1,720

Titânio 116 124 122 119 0,842

Vanádio 18,2 18,8 18,9 18,4 6,380

Ítrio 13,0 13,0 13,0 12,9 0,336

Zinco 19,0 29,8 24,4 25,6 0,296

Zircônio 2,41 2,33 2,64 2,50 0,866

LQ = Limite de Quantificação


82

5.1.2 – Caracterização do Lixiviado

Dois tipos de lixiviado bruto foram investigados, um correspondente a resíduos de 5 a 6 anos

aproximadamente (lixiviado novo) e outro com resíduos de 5 a 14 anos (lixiviado velho). Esses dados

foram utilizados como referência para o estudo do comportamento do lixiviado efluente nas colunas

experimentais, para melhor discussão dos resultados. A caracterização se deu em dois momentos, a

primeira no dia da coleta do lixiviado (1º Medida) e a segunda durante a operação das colunas (2º

Medida, no 90º dia de ensaio). A 2º medida foi realizada para estimar a influência da oxidação

progressiva que ocorreu com o lixiviado armazenado em laboratório, que ocorreu apesar das medidas

preventivas tomadas descritas no item 4.5.2.

De acordo com a tabela 5.4, tanto o lixiviado novo quanto o velho possuem altos valores de

condutividade, sólidos totais dissolvidos, cloreto e alcalinidade, sobretudo o último. Os valores de

sulfato são menores devido sua instabilidade, pois em ambiente redutor o mesmo é convertido em

sulfeto. O pH de ambos é ligeiramente básico e o Eh negativo, mostrando um ambiente redutor, típico

de aterros de resíduos sólidos urbanos (Kjeldsen et al., 2002).

Tabela 5.4 - Dados dos parâmetros físico-químicos do lixiviado bruto

Parâmetro Unidade Lixiviado Novo

1° Medida

Lixiviado Novo

2° Medida

Lixiviado Velho

1° Medida

Lixiviado Velho

2° Medida

Condutividade µS 14,20 12,50 22,22 21,12

pH 7,38 7,55 7,68 7,74

Eh mV -225 112 -74 70

STD PPT 12,48 11,50 21,17 20,93

Temperatura °C 34,2 21,2 29,0 21,4

Alcalinidade mg/L de

HCO3- e CO2

5632,5 10540,5

Cloreto mg/L 2327,0 3363,1

Sulfato mg/L 8,7 14,9


83

Constatou-se que na 2ª medida os valores de Eh subiram muito devido ao contato com o ar

atmosférico durante a montagem e operação dos ensaios de coluna, enquanto os outros parâmetros

tiveram poucas alterações (Tabela 5.4). Apesar de serem intitulados de lixiviado novo e velho, por

serem provenientes de resíduos dispostos entre 5 e 6 anos e 5 e 14 anos, respectivamente, ambos já

estão na fase metanogênica, como definido por Christensen et al. (2001). É possível que algumas das

diferenças composicionais sejam devidas a diferenças da composição dos respectivos resíduos.

Os elementos-traço ocorrem em baixa concentração, como usual no ambiente de aterros

(Christensen et al., 2001), especialmente o de países em desenvolvimento, onde o volume de matéria

orgânica é geralmente maior (Boscov, 2008). As análises mostram (Tabela 5.5), em geral, maior

concentração de elementos-maiores e traço no lixiviado velho. Nas segundas medidas, muitos

elementos tiveram suas concentrações aumentadas devido à elevação do Eh.

Tabela 5.5 - Concentrações de elementos maiores e traços das amostras de lixiviado bruto

Elementos Unidade

Lixiviado Novo

1° Medida

Lixiviado Novo

2° Medida

Lixiviado Velho

1° Medida

Lixiviado Velho

2° Medida

Limite de

Quantificação

Alumínio mg/L 0,0048 0,0541 <LQ 0,0303 0,00286

Arsênio mg/L <LQ <LQ 0,0796 0,1362 0,0607

Bário mg/L 0,2290 0,1586 0,213 0,2291 0,000379

Berílio mg/L <LQ <LQ <LQ <LQ 0,00136

Cálcio mg/L 68,4 66,8 34,0 36,91 0,0108

Cadmio mg/L <LQ <LQ <LQ <LQ 0,004

Cobalto mg/L 0,0458 0,0618 0,0966 0,1311 0,0066

Cromo mg/L 0,0688 0,0607 0,1026 0,1333 0,00570

Cobre mg/L 0,0107 0,0693 <LQ <LQ 0,00479

Ferro mg/L 1,833 2,358 2,905 3,806 0,00588

Potássio mg/L 754 764 1190 1063 0,0780

Lítio mg/L <LQ <LQ <LQ 0,0046 0,00445

Magnésio mg/L 73,8 91,4 33,1 47,61 0,000489

Manganês mg/L 0,0986 0,1137 0,1469 0,1830 0,00089

Molibdênio mg/L <LQ <LQ <LQ <LQ 0,0410

Sódio mg/L 584 791 790 1267 0,0269

Níquel mg/L 0,1260 0,1441 0,1650 0,2539 0,0479

Fósforo mg/L 2,700 1,049 5,580 7,280 0,0857

Chumbo mg/L <LQ <LQ <LQ <LQ 0,0697

Enxofre mg/L 14,70 32,71 12,70 18,09 0,0403

Estrôncio mg/L 1,990 2,390 1,082 1,340 0,000146

Titânio mg/L 0,0709 0,0435 0,1290 0,1895 0,00576

Vanádio mg/L 0,0402 0,0373 0,0416 0,0589 0,00478

Ítrio mg/L <LQ <LQ <LQ <LQ 0,00321

Zinco mg/L 0,0162 0,0771 0,0086 0,0218 0,00263


84

Na tentativa de estabelecer quais elementos poderiam estar retidos em forma coloidal, fez-se a

análise de digestão parcial do lixiviado bruto e das partículas retidas no filtro (diâmetro 0,45 µm) do

lixiviado novo e velho (tabela 5.6). Dentre os elementos analisados, percebe-se que há maiores

concentrações na fração retida de Al, Fe e Zn.

Tabela 5.6 - Concentração de elementos maiores e traço da digestão parcial do lixiviado bruto e das partículas

retidas no filtro.

Elementos Unidade

Lixiviado

Bruto Novo

Lixiviado Novo

- Partículas do

filtro

Lixiviado

Bruto Velho

Lixiviado

Velho -

Partículas do

filtro

Limite de

Quantificação

(LQ)

Alumínio mg/L 0,5200 1,8220 0,2978 4,1980 0,00286

Arsênio mg/L <LQ <LQ 0,1415 <LQ 0,0607

Bário mg/L 0,1776 0,0821 0,2201 0,0788 0,000379

Berílio mg/L <LQ <LQ <LQ <LQ 0,00136

Cálcio mg/L 70,50 7,58 38,34 5,92 0,0108

Cádmio mg/L <LQ <LQ <LQ <LQ 0,004

Cobalto mg/L 0,0639 <LQ 0,1334 <LQ 0,0066

Cromo mg/L 0,0830 0,0313 0,1284 0,0395 0,00570

Cobre mg/L 0,1135 0,0867 0,0184 0,0417 0,00479

Ferro mg/L 5,810 6,890 3,883 3,235 0,00588

Potássio mg/L 796,00 20,38 1106,00 29,12 0,0780

Lítio mg/L 0,0052 <LQ 0,0067 <LQ 0,00445

Magnésio mg/L 96,300 2,627 50,900 1,476 0,000489

Manganês mg/L 0,1215 0,0274 0,1863 0,0489 0,00089

Molibdênio mg/L <LQ <LQ <LQ <LQ 0,0410

Sódio mg/L 824,00 22,37 1250,00 35,80 0,0269

Níquel mg/L 0,1577 <LQ 0,2430 <LQ 0,0479

Fósforo mg/L 1,756 2,415 7,350 2,700 0,0857

Chumbo mg/L <LQ <LQ <LQ <LQ 0,0697

Enxofre mg/L 39,800 2,941 22,270 2,982 0,0403

Estrôncio mg/L 2,3020 0,1736 1,2090 0,0851 0,000146

Titânio mg/L 0,0819 0,0570 0,1821 0,1012 0,00576

Vanádio mg/L 0,0399 0,0116 0,0554 0,0051 0,00478

Ítrio mg/L <LQ <LQ <LQ <LQ 0,00321

Zinco mg/L 0,1183 0,1692 0,0777 0,3041 0,00263

5.2 – ENSAIOS DE COLUNA

Apesar dos problemas iniciais com compactação do solo na coluna (item 4.5.3), a

reprodutividade dos ensaios foi boa, pois a condutividade hidráulica do solo nas colunas não variou

significativamente quando comparados com a variabilidade de campo (Tecisan, 2005) e o


85

comportamento dos elementos maiores e traços no efluente e no solo das colunas foi parecido ao longo

do experimento.

5.2.1 – Modelagem PHREEQC – Cálculo do Índice de Saturação

O cálculo de especiação pelo programa PHREEQC 2.18 mostra quais espécies de cada

elemento químico tendem a estar em solução e também o índice de saturação (SI) de uma série de

fases minerais, indicando, ainda, se as mesmas tendem a se precipitar (SI>0) ou dissolver (SI<0) na

solução (item 2.5). Calculou-se a especiação dos dois tipos de lixiviado coletados no aterro, (lixiviado

bruto novo e velho) e também do lixiviado efluente das colunas 2 (novo) e 4 (velho). Foram escolhidas

essas colunas, pois concluiu-se que estas apresentaram resultados mais regulares ao longo do tempo.

Para a modelagem, consideraram-se quatro momentos para o lixiviado novo e velho: dados de

concentração do lixiviado bruto, do efluente da coluna no início (fase ácida – 4º Dia), meio (40º Dia) e

final (100º Dia) do monitoramento (tabelas 5.7 e 5.8).

As fases minerais que tendem a se precipitar no lixiviado novo foram basicamente os

carbonatos, óxidos, hidróxidos, sulfetos, sulfatos e fosfatos (tabela 5.7). A barita foi uma exceção

dentre as fases minerais, pois só tende a se precipitar na fase ácida, enquanto que nas outras fases

geralmente ocorre o contrário. Além disso, no lixiviado bruto uma grande quantidade de sulfetos tende

a se precipitar, sendo a causa possível o valor de Eh muito negativo. As outras fases tendem a se

precipitar no lixiviado bruto e nos dois últimos momentos analisados de lixiviado efluente, com

dissolução na fase ácida. Isso é de se esperar em meios ácidos, como é demonstrado também por

diversos elementos que tiveram um grande aumento de concentração quando o pH estava baixo.

Tabela 5.7 - Fases minerais e respectivos valores de índice de saturação (SI) do lixiviado novo (bruto e

efluente).

Fase Fórmula

Índice de Saturação (SI)

Lixiviado

bruto

Efluente (fase

ácida)

Efluente

(40º dia)

Efluente

(100º dia)

Alstonite BaCa(CO3)2 0.19 -5.69 2.14 1.98

Alunite KAl3(OH)6(SO4)2 -4.22 3.74 -9.77 -9.46

Anatase TiO2 2.52 1.86 2.06

Aragonite CaCO3 1.06 -2.64 1.49 1.49

Barite BaSO4 -0.57 0.88 -0.48 -0.59

Barytocalcite BaCa(CO3)2 0.04 -5.84 1.98 1.82

Boehmite AlO2H 1.77 0.82 1.02 1.22

Bornite Cu5FeS4 43.06 -115,64 -148,54

Calcite CaCO3 1.20 -2.50 1.63 1.63


86

Fase Fórmula Índice de Saturação (SI)

Lixiviado

bruto

Efluente (fase

ácida)

Efluente

(40º dia)

Efluente

(100º dia)

Cattierite CoS2 4.53 -60.23 -83.74 -86.84

Chalcocite Cu2S 16.28 -25.23 -33.28

Chalcopyrite CuFeS2 10.00 -65.57 -82.37

Chromite FeCr2O4 16.07 -8.38 16.14 16.90

CoFe2O4 CoFe2O4 6.41 -8.80 17.56 18.50

Corundum Al2O3 0.52 -1.53 -1.26 -0.81

CoS CoS -0.08 -41.61 -51.16 -52.81

Covellite CuS 6.90 -25.67 -36.67

Cu Cu 3.66 -5.53 -2.58

CuCr2O4 CuCr2O4 6.11 -8.65 10.69

Dawsonite NaAlCO3(OH)2 2.08 1.30 1.54 1.65

Delafossite CuFeO2 4.76 -3.18 10.76

Diaspore AlHO2 2.15 1.23 1.44 1.63

Dolomite CaMg(CO3)2 4.02 -3.53 5.14 5.19

Dolomite-dis CaMg(CO3)2 2.55 -5.12 3.56 3.63

Dolomite-ord CaMg(CO3)2 4.03 -3.52 5.15 5.20

Eskolaite Cr2O3 14.64 -0.63 14.32 14.83

Fe(OH)3 Fe(OH)3 -5.83 -10.25 0.26 0.75

Ferrite-Ca CaFe2O4 -10.02 -26.06 3.30 4.52

Ferrite-Cu CuFe2O4 -10.76 -18.36 6.60

Ferrite-Mg MgFe2O4 -9.06 -25.33 4.45 5.73

Ferrite-Zn ZnFe2O4 -3.79 -20.30 9.33 10.42

Gibbsite Al(OH)3 1.52 0.52 0.87 1.05

Heazlewoodite Ni3S2 3.58 -101,56 -104.47

Hematite Fe2O3 -0.66 -8.68 11.88 12.78

Huntite CaMg3(CO3)4 3.44 -12.23 5.55 5.77

Hydroxylapatite Ca5(OH)(PO4)3 1.12 -39.03 0.31

Ilmenite FeTiO3 1.64 2.02 2.34

Karelianite V2O3 4.48 -21.53 -22.37

Linnaeite Co3S4 10.18 -137.29 -179,9 -186,38

Magnesiochromite MgCr2O4 12.89 -10.20 13.94 14.75

Magnesite MgCO3 1.25 -2.70 1.84 1.91

Magnetite Fe3O4 -1.97 -19.32 10.83 12.01

Millerite NiS 1.62 -45.90 -47.33

MnHPO4 MnHPO4 1.23 -1.55

Monohydrocalcite CaCO3:H2O 0.31 -3.47 0.80 0.79

Polydymite Ni3S4 11.62 -15.96 -168,01 -173.78

Pyrite FeS2 1.59 -23.55 -84.68 -87.61

Rhodochrosite MnCO3 0.12 -1.09 -1.02

Rutile TiO2 3.61 2.95 3.15


87


Lixiviado

bruto

Efluente (fase

ácida)

Efluente

(40º dia)

Efluente

(100º dia)

Siderite FeCO3 0.51 -5.02 -0.08 -0.02

Smithsonite ZnCO3 -0.76 -5.33 -0.91 -0.96

Sphaerocobaltite CoCO3 -0.38 -4.27 -3.09 -3.18

Strontianite SrCO3 1.64 -4.31 2.38 2.39

Trevorite NiFe2O4 -1.19 13.01 14.27

V2O4 V2O4 1.85 -12.46 -12.89

V3O5 V3O5 6.19 -26.96 -28.01

V4O7 V4O7 6.06 -34.31 -35.56

Vaesite NiS2 3.80 -81.06 -83.91

Witherite BaCO3 2.83 0.54 4.24 4.10

Wurtzite ZnS 1.94 -40.15 -46.46 -48.10

Zn2TiO4 Zn2TiO4 -2.39 -0.14 0.10

ZnCO3:H2O ZnCO3:H2O -0.62 -5.05 -0.49 -0.60

ZnCr2O4 ZnCr2O4 22.48 -0.61 23.38 23.95

No lixiviado velho, as fases minerais que tendem a se precipitar foram os óxidos, hidróxidos,

carbonatos, sulfatos e fosfatos, não ocorrendo à precipitação de sulfetos (tabela 5.8). O valor de Eh do

lixiviado velho é bem menos negativo que a do novo, podendo ser este o motivo desta não

precipitação. Neste lixiviado também houve a precipitação da barita na fase ácida. As outras fases são

similares as do lixiviado novo, com dissolução na fase ácida e precipitação nas demais.

Tabela 5.8 - Fases minerais e respectivos valores de índice de saturação (SI) do lixiviado velho (bruto e

efluente).

Fase Fórmula

Índice de Saturação (SI)

Lixiviado

bruto

Efluente

(fase ácida)

Efluente

(40º dia)

Efluente (100º

dia)

Alstonite BaCa(CO3)2 1.12 -2.54 1.96 1.73

Alunite KAl3(OH)6(SO4)2 -5.35 2.43 -9.34 -10.39

Anatase TiO2 3.17 2.88 2.99

Aragonite CaCO3 1.07 -1.51 1.45 1.28

Barite BaSO4 -0.59 1.60 -0.80 -0.93

Barytocalcite BaCa(CO3)2 0.96 -2.70 1.81 1.58

Boehmite AlO2H 1.64 2.30 1.10 0.89

Calcite CaCO3 1.22 -1.37 1.59 1.42

Chromite FeCr2O4 16.04 6.43 17.78 18.28

CoFe2O4 CoFe2O4 16.68 8.65 17.85 18.31

Corundum Al2O3 0.03 1.29 -1.06 -1.47

CuCr2O4 5.49 11.07


88


Lixiviado

bruto

Efluente

(fase ácida)

Efluente

(40º dia)

Efluente (100º

dia)

Dawsonite NaAlCO3(OH)2 2.65 2.28 2.01 1.76

Delafossite 5.96 10.61

Diaspore AlHO2 2.05 2.71 1.51 1.30

Dolomite CaMg(CO3)2 3.97 -1.36 4.99 4.85

Dolomite-dis CaMg(CO3)2 2.41 -2.94 3.42 3.29

Dolomite-ord CaMg(CO3)2 3.98 -1.35 5.00 4.86

Eskolaite Cr2O3 14.52 9.26 15.35 15.56

Fe(OH)3 Fe(OH)3 -0.75 -3.70 0.23 0.51

Ferrite-Ca CaFe2O4 -0.26 -9.35 3.00 3.60

Ferrite-Cu -1.47 5.85

Ferrite-Mg MgFe2O4 0.57 -8.70 4.09 4.89

Ferrite-Zn ZnFe2O4 5.91 -2.65 9.03 10.02

Gibbsite Al(OH)3 1.47 2.15 0.94 0.72

Goethite FeOOH 4.41 1.50 5.40 5.66

Hematite Fe2O3 9.79 3.96 11.78 12.30

Huntite CaMg3(CO3)4 2.95 -7.95 5.23 5.18

Hydroxylapatite Ca5(OH)(PO4)3 1.71 3.04 1.84

Ilmenite FeTiO3 2.91 3.56 3.91

Lansfordite MgCO3:5H2O -1.37 -4.05 -0.72 -0.71

Magnesiochromite MgCr2O4 12.28 3.66 14.66 15.12

Magnesite MgCO3 1.11 -1.65 1.75 1.78

Magnetite Fe3O4 8.47 -1.74 11.35 12.18

MnHPO4 MnHPO4 1.91 -0.26 -0.59

Monohydrocalcite CaCO3:H2O 0.37 -2.20 0.75 0.58

Rhodochrosite MnCO3 0.37 -1.75 -1.01 -1.07

Rutile TiO2 4.26 3.97 4.07

Siderite FeCO3 0.79 -3.01 0.77 0.86

Smithsonite ZnCO3 -1.13 -3.25 -0.90 -0.66

Strontianite SrCO3 1.88 -1.37 2.34 2.22

Trevorite NiFe2O4 9.55 13.16 13.98

Witherite BaCO3 3.65 2.57 4.12 4.06

Zn2TiO4 Zn2TiO4 -1.82 0.24 1.15

ZnCO3:H2O ZnCO3:H2O -0.76 -2.83 -0.52 -0.30

ZnCr2O4 ZnCr2O4 22.12 14.26 24.12 24.74


89

5.2.2 – Monitoramento das Colunas

5.2.2.1 – Variação de vazão com o tempo

Apesar das variações, houve decréscimo da vazão com o tempo (decaimento de cerca de 75 %,

em relação aos valores iniciais - Figura 5.3), chegando a valores muito mais baixos a partir de 80 dias

de ensaios (aproximadamente 40 anos em escala real) o que se explica pela redução da porosidade, já

que a carga hidráulica se manteve. Isto certamente trará consequências na composição química do

efluente, pois com a menor porosidade, menor é a velocidade de percolação, com possíveis

modificações nas reações de precipitação/complexação no interior da coluna de solo. Espera-se que a

diminuição da porosidade do solo possa ter ocorrido devido à precipitação e a presença de

microorganismos no lixiviado (Rowe et al., 1997; Kjensen et al., 1998; Islam et al; 2001). Em escala

real esta redução de porosidade seria em tese benéfica, pois tende a reduzir a chegada de

contaminantes nas águas subterrâneas.

Figura 5.3 – Variação de volume de lixiviado efluente com o número de medidas


90

5.2.2.2 – Geoquímica do efluente

Foram construídos gráficos de concentração versus volume de poros com os dados dos

parâmetros físico-químicos e dos elementos maiores e traços. Os gráficos mais relevantes são

apresentados a seguir, e os menos relevantes estão incluídos no Anexo 1. Os gráficos de sulfato não

foram elaborados, pois suas concentrações ficaram 90% das vezes abaixo do limite de quantificação

do método (1 mg/L). Os valores do lixiviado bruto novo e velho estão especificados no gráfico, para

melhor entendimento dos resultados. Pelo mesmo motivo, também se encontram os valores das

legislações (quando há) utilizadas como parâmetro (Portaria n° 2914 MS (Brasil, 2011) e valores

orientadoras da COPAM (COPAM, 2010)).

Cabe ressaltar que elementos-traço importantes, tais como Pb, As e Cd, muito nocivos à saúde

mesmo em baixas concentrações, não foram quantificados devidos ao baixo limite de detecção do

ICP-OES. Exemplos são o Pb e As, cujos limites de detecção (0,0697 mg/L e 0,0607 mg/L) são

maiores do que o máximo permitido estabelecido (ambos 0,01 mg/L) pela norma da COPAM para as

águas subterrâneas. Por isso, seriam necessários métodos mais sensíveis, com capacidade de “ler”

estes elementos e também para o Hg, que tradicionalmente é avaliado por Espectrômetria de absorção

atômica com geração de vapor frio (CVAAS). . O As e o Cd não são muito relevantes no caso, pois

não têm constituído um contaminante na área da CTRS-BR040 (Tecisan 2005; CTQ 2008), mas

quanto ao Pb e, também o Hg, restam grandes suspeitas, embora seja possível que o primeiro seja de

fonte externa ao aterro.

5.2.2.2.1 - Parâmetros Físico-Químicos

pH

Os valores de pH no lixiviado bruto foram ligeiramente alcalinos (em torno de 7,5). As

primeiras medidas do lixiviado efluente mostraram valores ácidos (em torno de 4), mas a partir de 6

dias começaram a aumentar até atingir valores em torno de 8,0 e 8,5 (Figura 5.4), como ocorre em

áreas sobre influência de lixiviado de aterros de RSU na fase metanogênica (Christensen et al., 2001,

Kjeldsen et al., 2002). Nas amostras de lixiviado com o pH baixo (aqui denominada fase ácida), a

concentração de vários elementos-traço aumentou, pois a redução de pH aumenta a solubilidade de

muitos compostos inorgânicos (Ehrig, 1988).


91

Figura 5.4 - Gráfico de valores de pH dos efluentes das colunas.

Potencial Redox (Eh)

No momento da coleta do lixiviado no aterro sanitário, os valores de potencial redox (Eh)

eram muito baixos, ou seja, bem redutores (Eh de -225 mV e -74 mV, para o lixiviado novo e velho,

respectivamente). Com o contato com o oxigênio na montagem das colunas e durante a passagem pelo

solo até sua completa saturação, o lixiviado ficou mais oxidante, elevando os valores de Eh. Por isso,

os valores de Eh nos efluentes coletados nos primeiros dias nas colunas são maiores (em torno de 250

mV), diminuindo gradativamente depois que o solo nas colunas foi sendo progressivamente saturado e

o oxigênio consumido (Figura 5.5). Mesmo assim, os valores de Eh no efluente das colunas não

chegaram aos valores de campo devido principalmente ao contato com o ar atmosférico na ocasião da

coleta, pois os recipientes coletores ficavam abertos durante horas. De qualquer maneira, passada a

fase inicial, no interior da coluna, o potencial redox deve ser mais redutor que o determinado nos

efluentes, pois este tende a se elevar rapidamente em contato com o ar. Consideram-se condições

anaeróbias, quando o lixiviado esta abaixo de 50 mV (Barella, 2011).

Percebe-se que ocorreu a redução progressiva do Eh com o tempo nas colunas, aparentemente

tendendo a valores negativos. Talvez a redução progressiva da porosidade por precipitação e

microorganismos deva ter dificultado a difusão do oxigênio pela coluna de solo (item 5.2.2.1). Os


92

valores de Eh na água subterrânea próxima ao aterro sanitário são maiores (em torno de 250 mV –

CTQ (2010)), devido ao oxigênio dissolvido nessas águas e que chega com a recarga do aquífero.

Figura 5.5 - Gráfico com valores de Eh dos efluentes das colunas.

Condutividade Elétrica

A condutividade das amostras de lixiviado bruto velho são maiores do que do novo. Os

valores de condutividade só foram menores nas primeiras medidas, aumentando gradativamente,

chegando a um limite, mas com valores menores do que os dos respectivos lixiviados brutos (Figura

5.6), sugerindo que mesmo após 100 dias de ensaio (40 anos em escala real), ainda ocorra algum tipo

de retenção química no solo. Percebe-se também que há uma diferença nos valores de condutividade

elétrica, cloreto e alcalinidade das duas colunas com lixiviado novo (1 e 2) e das duas com lixiviado

velho (3 e 4). Pode-se atribuir isso a maior velocidade de percolação das colunas 1 e 4, fazendo com

que o tempo de contato solo-lixiviado seja menor, com menor retenção de íons pelo solo.


93

Figura 5.6 - Gráfico de valores de condutividade dos efluentes das colunas.

Sólidos Totais Dissolvidos

Do mesmo modo que a condutividade, com qual apresenta boa correlação direta, os valores de

sólidos totais dissolvidos foram menores somente nas primeiras medidas, aumentando gradativamente

e oscilando ligeiramente entre 11.000 e 13.000 mg/L (lixiviado novo) e 16.000 – 18.000 mg/L

(lixiviado velho) (Figura 5.7). Os valores medidos no lixiviado efluente velho são sempre inferiores

que o do lixiviado bruto, comprovando que há significativa retenção de íons pelo solo. Entretanto, esta

retenção não esta tão nítida no lixiviado efluente novo, ocorrendo com menor intensidade. Da mesma

maneira que a condutividade, a menor velocidade de percolação das colunas 2 e 3 fez com que os

dados de STD nas mesmas fossem ligeiramente menores do que nas colunas 1 e 4.


94

Figura 5.7 - Gráfico de valores de sólidos totais dissolvidos dos efluentes das colunas.

Alcalinidade

Pela faixa de valores de pH encontrada, espera-se que a alcalinidade em ambos os lixiviados

(novo e velho) seja devida principalmente a íons HCO3- e CO2. Além desses íons mais comuns, em

áreas de aterros de RSU, a amônia e alguns ácidos alifáticos de cadeia curta, tal como os acetatos

também contribuem para o valor de alcalinidade (Farquhar & Rovers, 1973; Devlin, 1990). Baedecker

& Back (1979) atribuem aproximadamente 11 a 52% da alcalinidade do lixiviado aos ácidos alifáticos

de cadeia curta, incluindo o acetato, propionato, isobutirato, butirato, isovalerato, valerato, isocaproato

e caproato.

Rapidamente, os valores de alcalinidade nos efluentes das 4 colunas se igualaram aos valores

iniciais de entrada (lixiviado bruto). Após certo volume de poros, as concentrações começaram a

diminuir, sem chegar a um equilíbrio (Figura 5.8). Carbonatos são normalmente abundantes em

lixiviados de RSU (Christensen et al., 2001, Kjeldsen et al., 2002) e podem precipitar metais, apesar

da sua solubilidade ser superior a de sulfetos. A partir dos dados de Índice de Saturação (SI>0)

calculados pelo programa PHREEQC (tabelas 5.8 e 5.9), supõe-se que tenha ocorrido uma grande

quantidade de carbonatos precipitados, principalmente carbonatos de Ba, Ca, Al, Na, Mg, Mn, Fe, Zn

e Sr. O Zn e Pb precipitam como carbonatos com valores de pH maiores que 8 e 6, respectivamente,


95

dependendo de suas concentrações. Infelizmente, o método de análise adotado (ICP-OES), não

permitiu confirmar se ocorreu precipitação de carbonato de Pb.

Figura 5.8 - Gráfico de valores de Alcalinidade dos efluentes das colunas.

5.2.2.2.2 – Concentração de elementos no efluente e no solo após os ensaios.

A seguir são apresentados os gráficos de concentração de alguns elementos maiores e traços

medidos nos efluentes das colunas e também do solo após o término dos ensaios (Figura 5.9 – 5.29).

Em relação ao efluente, os valores dos elementos As, Be, Cd, Li, P, Pb e V ficaram abaixo do limite de

quantificação do método em algumas colunas. Constatou-se que os elementos Al, As, Ba, Ca, Cu, Mn,

Ni, S, Sr, Y e Zn foram sensíveis a valores menores de pH, aumentando consideravelmente sua

concentração na fase ácida, sendo que os elementos As, Be e Pb só tiveram medidas acima do LQ

quando o pH estava baixo. Os íons com maior concentração no lixiviado são o Na, K, Ca e,

provavelmente o bicarbonato (alcalinidade alta), e destes somente o cálcio foi retido, o que explica a

pequena redução da condutividade (figura 5.6) durante o ensaio.

Os valores obtidos no efluente das 4 colunas foram comparados com os valores da COPAM

(COPAM, 2010) para águas subterrâneas e também com a Portaria n° 2914 do MS (Brasil, 2011).

Com relação à primeira, foram encontrados valores acima do limite para os elementos Al, As, Ba, Co,

Cr, Mn, Ni e Pb, enquanto que na segunda norma, os elementos que superaram o limite de


96

potabilidade foram Al, As, Ba, Cr, Cu, Fe, Mn, Na, Pb e Zn, evidenciando o potencial poluidor do

lixiviado para o solo e as águas subterrâneas.

A análise química do solo antes dos ensaios revela altos teores de Al, Fe e Mg, e uma

concentração de Ba e Pb um pouco acima dos valores de referência da COPAM. Acredita-se que a

grande concentração de Pb possa ser devido a contaminações externas, não provenientes do aterro

sanitário (Filippelli et al., 2005), enquanto a maior concentração de Ba deve ser de origem geogênica,

presente nos minerais.

As análises do solo após os ensaios de coluna revelaram comportamentos distintos para os

diversos elementos químicos. Alguns elementos foram lixiviados do solo, como o Ba, Cu, Cr, Y e V.

Dentre os elementos retidos, se destacam o Al, Ca, S, Sr, P, Mg, Mn, K, Na, Ti, Zn, Co e Li. Em

relação ao elemento Pb, não se pode afirmar se houve lixiviação ou retenção, pois a diferença de

concentração em relação ao solo antes dos ensaios é muito pequena.

Alumínio

A concentração de alumínio é baixa no lixiviado bruto e no efluente da coluna, sendo as duas

concentrações bem parecidas (Figura 5.9). De acordo com o perfil geoquímico na coluna de solo

(Figura 5.10), houve retenção de alumínio no mesmo, embora que de forma sutil. Embora seja o

terceiro elemento mais abundante na crosta terrestre, o Al é solúvel somente em pH baixo (pH<5)

(Appelo & Postma, 2005), o que não ocorre na maioria das medidas, excetuando-se a fase ácida

(Figura 5.9).

O valor de Al no solo do aterro sanitário é alto, mas na água subterrânea há valores muito

baixos. Segundo Barella (2011), a gibbsita, presente no arcabouço mineral em concentrações

significantes na região do aterro sanitário (Sousa, 1998), apresenta a tendência de sofrer precipitação,

contribuindo para a depreciação da concentração de Al na água subterrânea. A precipitação da gibbsita

nos ensaios de coluna é comprovada pelo valor do índice de saturação (SI>0), calculado pelo

programa PHREEQC, utilizando os dados de lixiviado bruto e de efluente das colunas. Além da

gibbsita, a modelagem mostrou que o Al pode estar precipitado na forma de carbonatos. Percebe-se,

através da digestão parcial de amostras de lixiviado, que uma significativa parte do Al também pode

estar retida na forma coloidal. Contudo, na frente da pluma de contaminação, o teor de Al pode ser

elevado devido ao pH reduzido.


97

Figura 5.9 - Gráfico com os valores de alumínio dos efluentes das colunas

Figura 5.10 - Perfil de concentração de alumínio no solo após os ensaios de coluna

Bário

A concentração de Ba no lixiviado novo e velho é praticamente a mesma. Valores altos foram

somente encontrados com pH baixo. Com aumento do pH, a concentração diminuiu, ficando abaixo da

recomendada na legislação e parecida com a do lixiviado bruto (Figura 5.11). Tanto no solo quanto na

água subterrânea na área do aterro, os valores de Ba estão acima da recomendada na legislação vigente

(Sousa, 1998; CTQ, 2008), mostrando que, possivelmente, sua origem esta vinculada a fontes

geogênicas, provenientes de feldspatos (Barella, 2011). De acordo com o perfil de solo (Figura 5.12),

os valores de Ba diminuíram, evidenciando sua lixiviação. Realmente, os valores de Ba no lixiviado

bruto e nos efluentes das colunas são baixos, evidenciando que o aterro não seria o causador das

elevadas concentrações.

De acordo com os estudos realizados por Cozzarelli et. al. (2000), elevadas concentrações de

Ba na água subterrânea foram identificadas nos poços onde os teores de sulfato se encontravam abaixo

do “background” local, como resultado da dissolução da barita, identificada nos sedimentos aluviais

na área do aterro de resíduos sólidos de Norman, Oklahoma (EUA). De fato, Barella (2011)


98

demonstrou que a tentativa de repor o sulfato consumido como aceptor de elétrons no processo de

oxidação da matéria orgânica causa um desequilíbrio que favorece a dissolução de minerais que são

constituídos por este composto químico, e que a barita (BaSO4) pode ser o mineral que mais contribui

para esses valores de Ba.

De acordo com o cálculo de especiação e do índice de saturação (SI) calculados pelo programa

PHREEQC, houve precipitação de barita somente na fase ácida, quando os valores de pH do efluente

das colunas estavam baixos e os de Eh estavam altos (Tabela 5.8). Isso pode ter acontecido devido à

solubilização do sulfato e do Ba nesta fase (sugerido pelo pico de S e de Ba quando o pH estava baixo

– Figura 5.11 e 5.15), disponibilizando-os e precipitando como sulfato de Ba. Quando o pH aumentou,

a solubilização cessa, e a precipitação de barita também. Além de precipitação na forma de BaSO4, sua

precipitação pode ocorrer na forma de carbonatos (BaCO3 e BaCa(CO3)2). Como a modelagem

demonstra ser a barita instável nas fases subsequentes do ensaio de coluna, supõe-se que a mesma

tenha sido progressivamente lixiviada do solo (Figura 5.12).

Boas correlações negativas do Ba com o Fe (r = -0,93), titânio (r = -0,95) e Cr (r = -0,93)

foram encontradas. A possível explicação seria os comportamentos distintos, pois o Ba é o único

elemento dentre os quatro que aumentou sua concentração com a diminuição do pH do meio. Além

disso, foi o único com tendência de precipitação na “fase ácida”, de acordo com a modelagem

PHREEQC.

Figura 5.11 - Gráfico com valores de bário dos efluentes das colunas.


99

Figura 5.12 - Perfil de concentração de bário no solo após os ensaios de coluna

Cálcio

As concentrações de Ca no lixiviado novo são o dobro da encontrada no lixiviado velho. Suas

concentrações também aumentaram com o decréscimo do pH, diminuindo gradativamente durante os

ensaios, mas permanecendo abaixo das concentrações iniciais, evidenciando a retenção contínua deste

elemento (Figura 5.13), o que é esperado sob condições de alto pH, que favorece sua sorção e/ou

precipitação (Christensen et al., 2001). De acordo com o cálculo do índice de saturação, o Ca tende a

se precipitar na forma de carbonatos e de fosfatos (Tabela 5.8 e 5.9). Percebeu-se que houve retenção

de Ca no solo, devido ao aumento significativo de sua concentração (aproximadamente 3 vezes),

principalmente no topo da coluna de solo, diminuindo gradativamente em direção a base (Figura 5.14).

O mesmo ocorre com o fosfato, corroborando a possível precipitação de fosfato de Ca.

Figura 5.13 - Gráfico com valores de cálcio dos efluentes das colunas


100

Figura 5.14 - Perfil de concentração de cálcio no solo após os ensaios de coluna

Cobre

Segundo CTQ (2008), o Cu não é um elemento preocupante nas águas subterrâneas do aterro

sanitário em estudo, devido suas baixas concentrações até nos poços de monitoramento mais

contaminados. O comportamento do Cu nos dois lixiviados (novo e velho) foi distinto. Assim, os

resultados são apresentados separadamente, a seguir:

Somente foram encontrados valores acima do limite de quantificação no lixiviado bruto novo.

O Cu mostrou-se sensível a variações de pH, sendo que sua concentração aumentou com o pH mais

baixo. Após este pico, sua concentração caiu rapidamente, chegando a valores baixos, de 0,005 mg/L

(Figura 5.15), abaixo da concentração inicial do lixiviado bruto, mostrando que pode estar ocorrendo

retenção de Cu, embora esteja ocorrendo lixiviação deste elemento do solo (Figura 5.16). Assim, a

hipótese é de que parte do Cu retido esta na forma coloidal. Cabe ressaltar que os valores de

concentração do lixiviado efluente estão abaixo da legislação vigente (2 mg/L) e não foi identificado

no gráfico devido escala. Vários fenômenos podem ocorrer com o Cu no solo. Christensen et al.,

(2000) afirmam que o Cu pode estar inserido em sulfetos e carbonatos metálicos insolúveis. Além

disso, o Cu tende a ser menos móvel no solo devido a sua solubilidade limitada e/ou sua grande

afinidade de formar complexos com a matéria orgânica (Christensen, 1987). De fato, a modelagem

realizada mostra uma tendência do Cu de se precipitar com sulfetos, em especial quando o Eh está

muito redutor (Eh<0).

Ao contrário do lixiviado novo, os valores de concentração do lixiviado efluente velho estão

maiores do que do lixiviado bruto (mas com alguns valores abaixo do limite de quantificação). Seus

valores de concentração também aumentaram com a diminuição do pH (Figura 5.15), caindo

posteriormente e chegando a valores baixos (0,005 mg/L), menores que o VMP da legislação. No solo,

houve lixiviação de Cu (Figura 5.16), explicando a maior concentração no lixiviado efluente. De

acordo com a modelagem realizada, não há tendência de sua precipitação com sulfetos, diferentemente


101

do lixiviado novo. A possível explicação seria o maior valor de Eh encontrado no lixiviado bruto

velho, insuficiente para ocorrer este tipo de precipitação.

Figura 5.15 - Gráfico com valores de cobre dos efluentes das colunas

Figura 5.16 - Perfil de concentração de cobre no solo após os ensaios de coluna

Cromo

O Cr não foi sensível a valores mais baixos de pH, entretanto, sua concentração esta acima do

preconizado pela legislação vigente para solo em várias medidas, constituindo uma fonte potencial de

contaminação das águas subterrâneas no aterro sanitário em estudo. Os valores encontrados no

lixiviado velho são um pouco maiores, tanto no bruto quanto nos efluentes das colunas (Figura 5.17).

No início dos ensaios (aproximadamente 30 dias na coluna ou 12 anos em escala real), o Cr foi retido

pelo solo, e sua concentração foi aumentando progressivamente, chegando a ultrapassar a

concentração de lixiviado bruto. Constatou-se uma pequena lixiviação de Cr do solo, que pode ter

contribuído em algum momento para o aumento da concentração no efluente das colunas (Figura 5.18)

e isto pode ser consequência da alteração progressiva das condições de Eh/pH.


102

Segundo CTQ (2008), há concentrações mais elevadas de Cr nas águas subterrâneas próximas

ao aterro sanitário da CTRS-BR040, mas provavelmente de outra fonte contaminante, ou de origem

geogênica, já que Sousa (1998) encontrou elevados teores de Cr (125 a 175 mg/L) em solo derivado

de diques de rochas básicas aflorantes na área. Contudo, como não foram encontrados valores altos de

Cr no solo utilizado nas colunas experimentais, é provável que o Cr tenha sido mobilizado em

determinada condição geoquímica durante o experimento. Cromo tende a formar precipitados

insolúveis com hidróxidos (Revans et al., 1999) e de acordo com o cálculo do índice de saturação (SI)

e com o diagrama de pH/Eh (Figura 2.9), o mesmo pode estar sendo precipitado na forma de óxidos.

Figura 5.17 - Gráfico com valores de cromo dos efluentes das colunas.

Figura 5.18 - Perfil de concentração de cromo no solo após o ensaios de coluna

Enxofre

Valores de S foram ligeiramente maiores no lixiviado velho, e este elemento foi sensível a

variação de pH. Com o aumento do pH a concentração de S diminuiu bruscamente, com

concentrações abaixo (lixiviado novo) e igual (lixiviado velho) a do lixiviado bruto (Figura 5.19). A


103

concentração de S aumentou nos primeiros centímetros de solo, no topo da coluna, evidenciando sua

retenção. (Figura 5.20).

O aparecimento de sulfeto pode estar relacionado com a redução de compostos sulfatados no

ambiente crescentemente redutor nas proximidades do aterro sanitário. Amostras de lixiviado novo

mostraram no campo, imediatamente após a coleta, baixos valores de Eh (-225 mV) e pH básico (7,5).

Na modelagem com o programa PHREEQC (Tabela 5.8 e 5.9) e no diagrama de pH /Eh (Figura 2.13),

neste material predomina o S na forma de sulfetos e que os mesmos podem precipitar diversos

elementos, inclusive traços, como Cu, Fe, Co, Ni e Zn. Entretanto, quando o valor de Eh sobe, a

concentração de sulfeto diminui e a precipitação destes metais cessa. Além disso, como discutido

anteriormente, a baixos valores de pH e altos valores de Eh, o S se transforma em sulfato, precipitando

Ba. Isto mostra a instabilidade do S, que pode se transformar de sulfeto para sulfato e vice versa

rapidamente, em condições de sutis variações de pH e Eh (Figura 2.13). Entretanto, supõe-se que nas

proximidades do aterro as condições sejam de tais formas redutoras, que propiciem a precipitação de

elementos maiores e traços na forma de sulfetos, como já relatado por outros autores (Christensen et

al., 2001; Kjeldsen et al., 2002). Houve boas correlações de S com o Ca e o Sr, elementos retidos no

topo da coluna de solo.

Figura 5.19 - Gráfico com valores de enxofre dos efluentes das colunas

Figura 5.20 - Perfil de concentração de enxofre no solo após os ensaios de coluna


104

Estrôncio

Nas amostras de efluente do lixiviado, não houve uma tendência clara de retenção ou não

deste elemento pelo solo (Figura 5.21), entretanto, sua concentração aumentou no solo após os ensaios

de coluna (Figura 5.22), principalmente no topo da coluna, indicando sua retenção. De acordo com

valores de índice de saturação obtidos com o PHREEQC, o Sr tende a formar precipitados com

carbonatos.

Figura 5.21 - Gráfico com valores de estrôncio dos efluentes das colunas

Figura 5.22 - Perfil de concentração de estrôncio no solo após os ensaios de coluna

Ferro

Os valores de Fe encontrados em ambos os lixiviados novo e velho são consideravelmente

altos, especialmente no último. Este elemento não foi sensível a variação de pH, sendo sua

concentração baixa no começo dos ensaios, aumentando gradativamente, sem indicação de entrar em

equilíbrio (Figura 5.23). No solo, uma grande quantidade de Fe foi lixiviada, contribuindo para o


105

aumento gradativo da fração solúvel (Figura 5.24). Contudo, até o final dos ensaios, sua concentração

de Fe não atingiu a concentração do lixiviado bruto, ou seja, parte considerável do mesmo deve ter

sido retida na fração coloidal. A análise total do lixiviado e a digestão das partículas retidas no filtro

comprovam esta hipótese (Tabela 5.7). Na maioria dos poços de monitoramento de águas subterrâneas

da área do aterro sanitário da CTRS-BR040 o teor de Fe é elevado (Tecisan, 2005b), com valores de

até 4,9 mg/L, maiores que do lixiviado efluente. A modelagem feita com o PHREEQC indicou o Fe

pode estar associado a carbonatos, óxidos e hidróxidos, na forma de precipitados. Entretanto, como

sua concentração no solo diminuiu, o mais provável é que o Fe esteja na forma de colóides e não

precipitado no solo.

O Fe exibe boa correlação inversa com o Ba (em torno de -0,93 – Anexo 4), provavelmente

devido à diferença de comportamento dos dois no sistema lixiviado/solo, pois o Ba tende a se

precipitar na fase ácida, enquanto que a precipitação de Fe pode somente estar ocorrendo a pH

alcalinos. Também houve boa correlação do Fe com o Ti (r = 0,97) e Cr (r = 0,90), provavelmente

devido à origem geogênica destes elementos.

Figura 5.23 - Gráfico com valores de ferro dos efluentes das colunas

Figura 5.24 - Perfil de concentração de ferro no solo após os ensaios de coluna


106

Fósforo

As concentrações de P no lixiviado efluente não sofreram influencia do pH. No começo dos

ensaios, o P contido no lixiviado de entrada estava sendo retido pelo solo, evidenciado pela baixa

concentração do mesmo nas primeiras medidas de lixiviado efluente e pelo aumento da concentração

deste elemento no solo após os ensaios (Figuras 5.25 e 5.26). Com o tempo, houve uma diminuição

desta retenção e começou-se a encontrar valores maiores no efluente da coluna, acima do limite de

detecção do método (Figura 5.25). O fosfato está associado ao Ca e outros elementos retidos no topo

da coluna de solo (Sr, Mn e Y), sendo que os três podem substituir o Ca (Krauskopf, 1979), o que não

deve ocorrer neste caso, pois a concentração de Ca é muito maior que a concentração dos outros. De

fato, de acordo com cálculos de índices de saturação para o lixiviado efluente das colunas, o fosfato

pode estar associado ao Ca, na forma de fosfato de cálcio (apatita). De acordo com correlação

realizada com dados geoquímicos de solo (anexo 4), o P tem boa correlação com o Ca (r = 0,70) e o Sr

(r = 0,86), corroborando a possibilidade de precipitação de fosfatos com estes elementos.

Figura 5.25 - Gráfico com valores de fósforo dos efluentes das colunas


107

Figura 5.26 - Perfil de concentração de fósforo no solo após os ensaios de coluna

Manganês

Os valores de Mn no lixiviado bruto estão ligeiramente maiores dos que os estabelecidos pela

legislação. Entretanto, os valores encontrados nos efluentes das colunas são menores, evidenciando a

retenção deste elemento (Figura 5.27). Nas análises das amostras de solo após os ensaios, foi

comprovada a retenção, sendo que a mesma ocorre nos primeiros centímetros da coluna de solo. O Mn

também foi sensível a menores valores de pH, aumentando sua concentração com a diminuição do

mesmo. Valores de índice de saturação calculados através do programa PHREEQC mostraram uma

associação deste elemento com carbonatos e fosfatos.

Não foram encontrados grandes valores de concentração de Mn no solo, entretanto, valores

maiores deste elemento nas amostras de água subterrânea da área do aterro sanitário são comuns,

sendo muitos destes maiores do que o estabelecido pela legislação.

Figura 5.27 - Gráfico com valores de manganês dos efluentes das colunas


108

Titânio

O mesmo comportamento do Fe foi observado para as concentrações de Ti nos efluentes das

colunas. As concentrações no início eram baixas, aumentando com o decorrer do ensaio, sem se

estabilizar até o final (Figura 5.28). Como a concentração no efluente ainda não chegou à mesma

concentração de entrada, espera-se que os valores continuem aumentando até chegar à concentração

inicial. A concentração de Ti no solo também é considerável, aumentando no final dos ensaios,

evidenciando a retenção do mesmo (Figura 5.29). De acordo com a modelagem PHREEQC, o Ti pode

estar se precipitando no solo na forma de óxidos. Assim, espera-se que o Ti esteja no solo associado à

colóides.

Figura 5.28 - Gráfico com valores de titânio dos efluentes das colunas

Figura 5.29 - Perfil de concentração de titânio no solo após os ensaios de coluna

Apesar de ser de difícil quantificação, possivelmente uma significativa quantidade de

elementos maiores e traços estão adsorvidos nas partículas do solo. Segundo Apello & Postma (2005),

a adsorção tende a aumentar com pH mais alcalinos, predominantes em aterros de RSU em fase

matanogênica. Como descrito anteriormente, tanto o lixiviado bruto quanto o efluente das colunas


109

possuem pH em torno de 8,0 (exceto nos 6 dias de fase ácida), aumentando as possíveis reações de

adsorção.

A análise global dos dados indica que os elementos químicos podem ser englobados em

grupos com mesma tendência de comportamento geoquímico nos ensaios de colunas (Anexo 1). São

eles:

Bário e Ítrio: apresentaram boa correlação entre si (r entre 0,70 e 0,97 – Anexo 4) e também

com o Ca e Sr, porém, diferentemente destes, foram muito lixiviados do solo e nem mostraram

qualquer tendência de concentração na superfície deste. Sabe-se que o Y e o Ca apresentam

afinidades geoquímicas, e o primeiro pode ocorrer substituindo o Ba em minerais como a

barita (McLemore & Barker, 1985) o que corrobora a correlação encontrada. Diferentemente

dos cátions relacionados no item anterior, estes dois mostram grande elevação nas

concentrações na fase ácida e depois uma redução gradual (lixiviado velho) ou rápida

(lixiviado novo), até se estabilizar em concentrações um pouco superiores (Y) ou um pouco

inferiores (Ba) que os respectivos valores de entrada. Uma possível explicação para este

comportamento é a possível precipitação de barita durante a fase ácida, devido ao excesso de

Ba e de sulfato nesta fase. Finda a fase ácida, a barita tende a se solubilizar com a elevação do

Eh, e o Ba precipitado e o do solo começa a se solubilizar, o que explica a redução progressiva

de Ba (e de Y) e sua lixiviação no solo.

Alumínio, Níquel, Chumbo e Zinco: tiveram aumentadas suas concentrações com a

diminuição do pH. Após a fase ácida, seus valores decresceram e chegaram a uma

estabilização próxima da do lixiviado bruto, no caso do Al e Ni, e ligeiramente inferior a do

lixiviado bruto, no caso do Zn, sugerindo algum tipo de retenção. Só não é possível confirmar

a concentração de Pb no lixiviado (no qual ocorre com teores próximos aos de LQ), mas com

seu comportamento geoquímico é parecido aos demais, pode-se supor que isto esteja

ocorrendo. O Zn e talvez o Al foram enriquecidos no solo, enquanto que os outros foram

lixiviados. Como a fração retida no filtro é rica em Al e Zn, é possível que os mesmos tenham

sido incorporados à fração coloidal, enquanto que os outros metais foram lixiviados.

Cálcio, Estrôncio, Manganês, Fosfato e Sulfeto se acumularam no solo, especialmente nos

primeiros centímetros iniciais. O três cátions mostram concentrações altas com pH baixo, que

se reduziram rapidamente e que, no caso do Ca e Sr, voltaram a subir, com oscilações, mas se

mantendo com valores sempre inferiores que do lixiviado bruto. A correlação destes

elementos foi boa (r entre 0,80 e 0,93 – Anexo 4). O Mn não apresentou qualquer aumento

posterior, sempre com concentrações muito menores que de entrada. Estes dados e a

modelagem geoquímica sugerem que estes cátions foram certamente retidos, especialmente na

superfície do solo, precipitados na forma de sulfetos, carbonatos e fosfatos.


110

Cobalto, Magnésio, Potássio e Sódio: estes elementos não foram sensíveis a variações de pH,

com concentrações menores no início devido à diluição na água intersticial do solo; as

concentrações aumentaram gradativamente, momento em que devem ter se acumulado no

solo, estabilizando-se nos valores de concentração do lixiviado bruto. Só não é possível

confirmar a concentração de Co no solo (no qual ocorre com teores próximos aos de LQ), mas

como seu comportamento geoquímico é parecido aos demais, pode-se supor que isto esteja

ocorrendo. A correlação entre o Na, o Mg e K é também razoável (r de aproximadamente 0,65

– Anexo 4), corroborando também esta hipótese.

Cromo, Ferro e Titânio: Apresentam elevada correlação positiva entre si e também com o Mn

(Anexo 4). Diferentemente do Mn, não sofrem influência na faixa de pH encontrada e as

concentrações no efluente, inicialmente muito baixas, crescem progressivamente até o final do

ensaio, tendendo a se estabilizar no final do ensaio no mesmo patamar que a concentração do

lixiviado bruto, no caso do Cr, e a valores bem inferiores no caso do Ti e, especialmente, do

Fe. Como o Fe e o Cr foram nitidamente lixiviados do solo, possivelmente os mesmos estão se

concentrando na forma coloidal (Tabela 5.7). Ou seja, passados 100 dias de ensaio, o que

equivaleria a 40 anos na escala de campo, estes elementos estariam sendo ainda mantidos fora

da fase dissolvida. Destes elementos, o Cr é que oferece mais riscos na área da CTRS – BR

040, mas os teores encontrados na água subterrânea só superam os limites estabelecidos pela

legislação quando esse faz análise sem filtração (Cr total), como atesta o estudo da CTQ

(2008).


111

CAPÍTULO 6

CONCLUSÕES E SUGESTÕES

Este trabalho trouxe uma série de dados e conclusões a respeito de contaminação de solos e

águas subterrâneas em áreas de disposição de resíduos sólidos urbanos (RSU), além de informações

importantes específicas do aterro da CTRS- BR 040. Estudos detalhados sobre contaminação em

aterros sanitários ainda são muito recentes e incipientes, até porque este ambiente geoquimicamente

complexo dificulta tais tipos de trabalho. As constantes mudanças que os aterros de RSU sofrem ao

longo de seu período de operação complicam ainda mais este tipo de estudo e tornam seu

monitoramento difícil e demorado.

Apesar das dificuldades de montagem e de reprodução das condições de campo, houve uma

boa repetibilidade dos ensaios de coluna, pois a condutividade hidráulica do solo e o comportamento

dos elementos no lixiviado efluente não variaram muito de um experimento para o outro, mostrando

ser um método eficiente para estudos em aterros, onde muitas vezes o estudo in situ é difícil. A

percolação do lixiviado pelas colunas foi acelerada, sendo a velocidade do ensaio aproximadamente

150 vezes maior que a estimada de campo. Isto pode ter prejudicado as interações lixiviado/solo no

interior das colunas, entretanto, sem o aumento da velocidade de percolação não seria possível a coleta

diária de lixiviado efluente e, consequentemente, a realização das medidas.

Em geral, pode-se dizer que a concentração de elementos-traço, tanto no lixiviado bruto,

quanto no efluente é baixa. Em relação à concentração de elementos maiores e traços no efluente das

colunas, os elementos As, Be, Cd, Li, Pb e V ficaram abaixo do limite de quantificação do método em

algumas colunas. Em relação aos valores orientadores da Portaria n° 2914 do Ministério da Saúde e da

COPAM (Valores de Investigação) para as águas subterrâneas, os elementos Al, As, Ba, Co, Cr, Mn,

Ni, Na, Pb e Zn ficaram acima das mesmas em algumas colunas, principalmente quando o pH do

lixiviado estava ácido. Elementos-traço importantes, tais como Pb, As e Cd não foram detectados

devido a baixa sensibilidade (limite de detecção) do método utilizado. Isto pode ser um problema,

principalmente em relação ao Pb e As, pois o limite de detecção é maior do que o limite de

investigação da COPAM para águas subterrâneas.

Ao final do ensaio, constatou-se que vários elementos foram retidos no solo, tais como: Ca,

Co, S, Sr, P, Mg, Mn, K, Na, Ti e Zn. Outros, por outro lado foram lixiviados, como Ba, Cu, Cr, Y e

V. Em geral, pode-se afirmar que está ocorrendo retenção de íons pelo solo, evidenciado pelos gráfico

de sólidos totais dissolvidos (Figura 5.7) e, principalmente, pelo de condutividade elétrica (Figura

5.6). O Na, K e o bicarbonato, que reconhecidamente apresentam caráter conservativo e não são


112

retidos, constituem parte expressiva da carga sólida do lixiviado analisado. Portanto, a redução

verificada da condutividade do lixiviado efluente em relação ao lixiviado bruto (Figura 5.6) confirma

que outros íons menores estão sendo retidos mesmo depois de 40 anos de fluxo (100 dias de ensaio).

Como no campo, a carga hidráulica exercida pelos líquidos lixiviados é menor e a espessura de

saprolito é muito maior que nos ensaios, o poder de retenção pode ser ainda maior nas condições reais.

A modelagem realizada utilizando o programa PHREEQC trouxe informações das possíveis

reações de precipitação/dissolução no interior das colunas e muitos dos elementos provavelmente

estão precipitados na forma de óxidos/hidróxidos, sulfetos, sulfatos, carbonatos e fosfatos. A

diminuição inicial do pH (fase ácida dos ensaios de coluna) favoreceu a dissolução dos minerais, com

exceção da barita (BaSO4) e o potencial redox (Eh) mais negativo favoreceu a precipitação de sulfetos.

Como neste aterro o lixiviado se encontra na fase metanogênica (pH alcalino e Eh negativo), a

tendência é que haja uma grande quantidade de sulfetos precipitados, além das outras fases já citadas.

Além da precipitação, possivelmente uma significativa quantidade de elementos maiores e traços estão

adsorvidos nas partículas do solo, favorecido pelos valores alcalinos de pH, apesar de sua difícil

quantificação, pois não foi possível fazer as isotermas de sorção. O lixiviado é uma solução muito

complexa, com inúmeros elementos químicos, além de uma grande quantidade de matéria orgânica,

que dificulta o estabelecimento de isotermas, devido à interferência desses íons uns nos outros.

De acordo com os dados de concentração de elementos maiores e traços no lixiviado efluente

e no solo após os ensaios e também pelo cálculo do índice de saturação pelo PHREEQC, pode-se

afirmar que o solo tem certa capacidade de atenuação da contaminação, pois vários elementos foram

retidos . Entretanto, a capacidade de retenção do saprolito é limitada, ocorrendo assim a lixiviação de

alguns elementos em momentos diferentes nos ensaios de coluna, tais como Cr, S, Cu, Co, K, Na, Ni e

V, e consequentemente a lixiviação para as águas subterrâneas e sua possível contaminação. Isto é um

problema, pois a produção de lixiviado em aterros de RSU persiste por muitos anos, em grande

volume.

Os ensaios de coluna mostraram-se ser uma boa ferramenta para quantificar a capacidade de

atenuação natural do solo frente aos elementos químicos em lixiviados de aterros sanitários. Além

disso, estes ensaios trazem uma grande quantidade de dados passíveis de serem utilizados em

modelagem hidrogeoquímica, que possibilita compreender os processos nas plumas provenientes de

aterros de RSU. O programa PHREEQC 2.18 mostrou ser uma ferramenta eficiente, que auxiliou na

interpretação dos resultados obtidos nos ensaios de coluna e enriqueceu os resultados obtidos neste

trabalho.

Frente a todos os resultados obtidos, e com base em estudos anteriores realizados no aterro

sanitário da CTRS – BR040 (Sousa, 1998; Tecisan, 2005; CTQ, 2008), verifica-se que processos de

atenuação natural ocorrem neste aterro, pois mesmo na pior situação encontrada (resíduo disposto


113

sobre saprolito), elementos maiores e traços têm sido parcialmente retidos (CTQ, 2008). Destaca-se

ainda que o aterro possui uma boa quantidade de poços de monitoramento, fato que facilita o

acompanhamento dos processos e do grau de da atenuação.

Dentre algumas sugestões para trabalhos futuros, podem-se destacar algumas:

Melhorar a vedação da coluna experimental: a característica do lixiviado bruto coletado foi

modificada com o tempo devido à vedação ineficaz da coluna, permitindo a entrada de ar.

Acredita-se que uma melhor vedação traga melhores resultados, principalmente no que diz

respeito ao lixiviado efluente.

Coleta de amostras de lixiviado efluente em diferentes profundidades: A coleta de efluente nas

colunas somente foi realizada no final, depois que o lixiviado bruto percolou por toda a coluna

de solo. Seria interessante criar um mecanismo para a sua coleta ao longo de toda a coluna de

solo, para analisar a variação temporal de concentração com a profundidade. Além disso, as

maiores concentrações de certos elementos no topo ou na base da coluna de solo seriam mais

bem explicadas e a modelagem realizada pelo PHREEQC teria uma base de dados mais

consistente, podendo-se saber quais são as possíveis reações ocorridas ao longo de toda a

coluna de solo.

Maior quantidade de análises de parâmetros físico-químicos e elementos maiores e traços no

lixiviado bruto durante os ensaios de coluna para evidenciar o seu comportamento e

modificações causadas com o tempo.

Análise de partículas filtradas do lixiviado efluente: Durante o trabalho, fez-se somente a

análise de partículas retidas no filtro do lixiviado bruto. A análise do lixiviado efluente

também seria interessante para a qualificação e quantificação dos elementos maiores e traços

associados a colóides.

Utilização de Espectrometria de Massa com Plasma Acoplado Indutivamente (ICP-MS) para a

análise de concentração de elementos-traço no lixiviado efluente: A utilização de

Espectrometria de Emissão Atômica por Plasma Acoplado Indutivamente (ICP-OES) não foi

suficiente para detectar alguns elementos-traço, em especial o chumbo, cádmio e arsênio, com

limites de detecção elevados.

Caracterização detalhada das condições do solo antes e depois dos ensaios, com emprego de

microscopia eletrônica com EDS.


114


115

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Anexos

1. Gráficos de concentração dos elementos maiores e traços dos Ensaios de Coluna – Lixiviado Novo e Velho

1.1 – Cloreto

Gráfico 1: Concentração de cloreto nas quatro colunas experimentais

1.2 - Cobalto

Gráfico 2 e 3: Concentração de cobalto nas colunas experimentais

1.3 – Potássio

Gráfico 4 e 5: Concentração de potássio nas colunas experimentais

1.4 - Magnésio

Gráfico 6 e 7: Concentração de magnésio nas colunas experimentais

1.5 - Sódio

Gráfico 8 e 9: Concentração de sódio nas colunas experimentais

1.6 – Níquel

Gráfico 10 e 11: Concentração de níquel nas colunas experimentais

1.7 - Vanádio

Gráfico 12 e 13: Concentração de vanádio nas colunas experimentais

1.8 - Ítrio

Gráfico 14 e 15: Concentração de ítrio nas colunas experimentais

1.9 - Zinco

Gráfico 16 e 17: Concentração de zinco nas colunas experimentais.

2. Gráficos de concentração dos elementos maiores e traços do solo após os Ensaios de Coluna

2.1 – Potássio

Gráfico 18 e 19: Valores de potássio do solo após os Ensaios de Coluna

2.2 – Lítio

Gráfico 20 e 21: Valores de lítio do solo após os Ensaios de Coluna

2.3 - Magnésio

Gráfico 22 e 23: Valores de magnésio do solo após os Ensaios de Coluna

2.4 – Sódio

Gráfico 24 e 25: Valores de sódio do solo após os Ensaios de Coluna

2.5 - Chumbo

Gráfico 26 e 27: Valores de chumbo do solo após os Ensaios de Coluna

2.6 – Vanádio

Gráfico 28 e 29: Valores de vanádio do solo após os Ensaios de Coluna

2.7 - Ítrio

Gráfico 30 e 31: Valores de ítrio do solo após os Ensaios de Coluna

2.8 – Zinco

Gráfico 32 e 33: Valores de alumínio do solo após os Ensaios de Coluna

3. Tabela com dados de concentração dos elementos maiores e traços – Ensaios de Coluna

3.1 - Lixiviado Novo – Ensaio de Coluna Nº 1

Tabela 1: Dados de elementos maiores e traços do ensaio de coluna 1(Lixiviado efluente novo)

Nº

Poros

Al As Ba Be Ca Cd Co Cr Cu Fe K Li Mg Mn Mo Na Ni P Pb S Sr Ti V Y Zn

mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l

0,65 0,318 < LQ 0,82 < LQ 5,47 < LQ < LQ < LQ < LQ 0,017 6,0 < LQ 0,4 0,046 < LQ 40,1 < LQ < LQ < LQ 0,4 0,05 < LQ < LQ 0,032 0,035

1,20 16,360 0,08 11,19 < LQ 38,51 < LQ 0,010 < LQ < LQ 0,029 19,3 < LQ 11,8 0,273 < LQ 234,3 < LQ < LQ 0,10 1,7 0,43 < LQ < LQ 0,945 0,051

1,82 0,900 < LQ 0,95 < LQ 74,60 < LQ 0,010 < LQ 0,015 0,009 145,7 < LQ 48,9 0,401 < LQ 720,0 < LQ < LQ < LQ 18,5 0,89 < LQ < LQ 0,380 0,072

2,55 0,440 < LQ 0,36 < LQ 26,58 < LQ < LQ 0,006 0,016 0,030 399,5 < LQ 55,1 0,044 0,056 720,0 < LQ < LQ < LQ 27,7 0,53 < LQ < LQ 0,165 0,012

3,26 < LQ < LQ 1,13 < LQ 32,93 < LQ 0,013 0,015 0,029 0,041 586,0 < LQ 67,2 0,009 < LQ 688,0 < LQ < LQ < LQ 18,2 1,13 < LQ < LQ 0,080 0,010


5,51 < LQ < LQ 0,96 < LQ 49,08 < LQ 0,033 0,031 0,041 0,100 649,0 < LQ 75,0 0,006 < LQ 748,0 0,068 < LQ < LQ 14,4 1,81 < LQ < LQ 0,066 0,080

6,57 < LQ < LQ 0,95 < LQ 50,90 < LQ 0,046 0,031 0,032 0,070 696,0 < LQ 75,1 0,005 < LQ 680,0 0,128 < LQ < LQ 12,7 1,92 0,007 < LQ 0,061 0,028

7,85 < LQ < LQ 0,87 < LQ 51,20 < LQ 0,052 0,032 0,029 0,069 710,0 < LQ 77,3 0,006 0,054 770,0 0,152 < LQ < LQ 13,5 1,93 < LQ < LQ 0,059 0,023


10,58 < LQ < LQ 0,56 < LQ 43,34 < LQ 0,059 0,037 0,013 0,069 643,0 < LQ 69,4 0,005 < LQ 593,0 0,151 < LQ < LQ 12,3 1,66 < LQ < LQ 0,052 0,022


13,05 < LQ < LQ 0,45 < LQ 54,70 < LQ 0,057 0,045 0,010 0,071 708,0 < LQ 81,1 0,005 0,053 736,0 0,168 < LQ < LQ 14,4 2,08 0,008 < LQ 0,049 0,018

14,15 0,014 < LQ 0,45 < LQ 54,00 < LQ 0,061 0,048 0,010 0,083 732,0 < LQ 87,2 0,005 < LQ 776,0 0,162 < LQ < LQ 15,6 2,10 0,008 0,007 0,039 0,020

15,30 < LQ < LQ 0,45 < LQ 57,60 < LQ 0,059 0,049 0,008 0,093 717,0 < LQ 83,2 0,006 < LQ 752,0 0,154 < LQ < LQ 14,6 2,19 0,010 0,007 0,042 0,023

16,37 < LQ < LQ 0,43 < LQ 56,80 < LQ 0,059 0,050 0,006 0,102 733,0 < LQ 85,8 0,006 0,044 776,0 0,146 < LQ < LQ 15,2 2,20 0,011 0,010 0,041 0,014

17,31 < LQ < LQ 0,37 < LQ 50,20 < LQ 0,060 0,052 0,006 0,117 742,0 < LQ 83,8 0,005 <LQ 783,0 0,160 < LQ < LQ 15,2 2,11 0,011 0,011 0,032 0,023

18,41 0,008 < LQ 0,32 < LQ 48,60 < LQ 0,064 0,054 0,006 0,101 717,0 < LQ 77,4 0,005 0,062 731,0 0,155 < LQ < LQ 14,5 2,03 0,013 0,017 0,033 0,017

19,40 < LQ < LQ 0,30 < LQ 45,81 < LQ 0,061 0,053 0,006 0,094 702,0 < LQ 75,3 0,005 0,049 719,0 0,153 < LQ < LQ 12,7 1,90 0,016 0,021 0,034 0,012

Nº

Poros



20,57 0,017 < LQ 0,25 < LQ 42,07 < LQ 0,063 0,057 < LQ 0,138 665,0 < LQ 78,1 0,005 0,061 753,0 0,161 < LQ < LQ 14,6 1,62 0,016 0,037 0,024 0,015

21,46 0,018 < LQ 0,26 < LQ 42,82 < LQ 0,069 0,058 < LQ 0,178 758,0 < LQ 88,8 0,005 < LQ 755,0 0,147 < LQ < LQ 14,5 1,89 0,018 0,054 0,028 0,013



24,18 < LQ < LQ 0,22 < LQ 30,87 < LQ 0,066 0,058 < LQ 0,412 767,0 < LQ 87,5 0,007 0,043 759,0 0,144 < LQ < LQ 13,8 1,60 0,020 0,079 0,021 0,020


25,85 < LQ < LQ 0,25 < LQ 39,75 < LQ 0,066 0,060 < LQ 0,289 753,0 < LQ 85,4 0,006 < LQ 763,0 0,136 < LQ < LQ 13,0 1,79 0,021 0,132 0,034 0,012

26,70 < LQ < LQ 0,20 < LQ 34,93 < LQ 0,066 0,064 < LQ 0,336 739,0 < LQ 77,3 0,006 < LQ 734,0 0,142 0,095 < LQ 15,0 1,56 0,024 0,170 0,036 0,010














38,44 < LQ < LQ 0,19 < LQ 40,56 < LQ 0,060 0,063 <LQ 0,748 761,0 < LQ 87,7 0,008 < LQ 781,0 0,148 0,271 < LQ 13,3 1,96 0,031 0,118 0,029 0,016


40,01 < LQ < LQ 0,15 < LQ 37,11 < LQ 0,061 0,065 0,005 0,818 693,0 < LQ 81,1 0,007 < LQ 723,0 0,151 0,296 < LQ 13,7 1,74 0,037 0,110 0,027 0,030


41,02 < LQ < LQ 0,15 < LQ 38,53 < LQ 0,062 0,067 0,006 0,890 747,0 < LQ 84,6 0,008 0,041 756,0 0,157 0,307 < LQ 15,1 1,80 0,038 0,115 0,029 0,029


Nº

Poros



42,22 < LQ < LQ 0,16 < LQ 38,31 < LQ 0,059 0,057 0,006 0,897 762,0 < LQ 85,5 0,009 < LQ 771,0 0,137 0,259 < LQ 13,2 1,86 0,019 0,112 0,030 0,058

42,61 < LQ < LQ 0,15 < LQ 37,21 < LQ 0,061 0,064 0,006 0,922 755,0 < LQ 84,6 0,008 < LQ 758,0 0,147 0,217 < LQ 13,1 1,81 0,037 0,110 0,029 0,037

42,94 < LQ < LQ 0,15 < LQ 38,03 < LQ 0,065 0,067 0,006 0,954 779,0 < LQ 88,3 0,008 < LQ 805,0 0,157 0,234 < LQ 14,1 1,83 0,038 0,111 0,028 0,018

43,26 < LQ < LQ 0,14 < LQ 37,11 < LQ 0,063 0,070 0,006 0,971 765,0 < LQ 91,3 0,008 < LQ 790,0 0,155 0,246 < LQ 13,4 1,77 0,039 0,109 0,027 0,034

43,64 < LQ < LQ 0,13 < LQ 36,16 < LQ 0,065 0,069 0,008 0,982 780,0 < LQ 89,9 0,008 < LQ 805,0 0,145 0,248 < LQ 13,9 1,84 0,041 0,110 0,028 0,050

44,07 < LQ < LQ 0,13 < LQ 34,73 < LQ 0,060 0,064 0,006 0,968 656,0 < LQ 79,7 0,008 < LQ 763,0 0,144 0,238 < LQ 12,9 1,66 0,039 0,106 0,027 0,023

44,32 < LQ < LQ 0,14 < LQ 36,10 < LQ 0,061 0,061 0,005 0,962 729,0 < LQ 87,6 0,008 < LQ 771,0 0,145 0,194 < LQ 12,4 1,78 0,039 0,104 0,027 0,021


44,84 < LQ < LQ 0,13 < LQ 36,37 < LQ 0,063 0,066 0,005 1,038 775,0 0,00 93,2 0,008 < LQ 793,0 0,156 0,262 < LQ 14,0 1,75 0,044 0,107 0,026 0,028

45,07 < LQ < LQ 0,14 < LQ 37,58 < LQ 0,066 0,066 0,008 1,055 784,0 <LQ 92,5 0,009 < LQ 797,0 0,148 0,315 < LQ 14,2 1,79 0,044 0,108 0,027 0,031

45,89 < LQ < LQ 0,14 < LQ 37,26 < LQ 0,061 0,069 0,005 1,049 780,0 0,01 89,4 0,009 < LQ 799,0 0,168 0,286 < LQ 14,9 1,73 0,045 0,114 0,027 0,026

46,08 < LQ < LQ 0,14 < LQ 35,14 < LQ 0,062 0,070 0,006 1,072 792,0 0,01 80,4 0,008 < LQ 717,0 0,148 0,194 < LQ 14,8 1,68 0,048 0,111 0,028 0,035

46,28 < LQ < LQ 0,12 < LQ 31,21 < LQ 0,060 0,065 < LQ 1,010 699,0 0,00 80,2 0,009 < LQ 726,0 0,143 0,195 < LQ 13,4 1,53 0,045 0,102 0,023 0,036

46,53 < LQ < LQ 0,11 < LQ 28,56 < LQ 0,059 0,063 < LQ 0,955 655,0 <LQ 74,2 0,008 < LQ 663,0 0,133 0,159 < LQ 12,5 1,32 0,042 0,098 0,022 0,027

46,73 < LQ < LQ 0,14 < LQ 34,01 < LQ 0,064 0,071 < LQ 1,110 798,0 0,01 87,0 0,009 < LQ 805,0 0,154 0,179 < LQ 13,9 1,67 0,048 0,111 0,026 0,027

47,17 < LQ < LQ 0,14 < LQ 34,31 < LQ 0,061 0,070 < LQ 1,077 762,0 0,01 86,3 0,009 < LQ 802,0 0,156 0,269 < LQ 13,2 1,68 0,049 0,108 0,025 0,023

47,57 < LQ < LQ 0,15 < LQ 35,50 < LQ 0,058 0,071 < LQ 1,138 783,0 0,01 86,9 0,009 0,042 801,0 0,161 0,223 < LQ 13,3 1,70 0,047 0,113 0,029 0,028

47,90 < LQ < LQ 0,13 < LQ 33,21 < LQ 0,065 0,072 < LQ 1,077 756,0 0,01 84,5 0,009 < LQ 776,0 0,158 0,294 < LQ 12,2 1,68 0,051 0,112 0,025 0,033

48,11 < LQ < LQ 0,14 < LQ 33,95 < LQ 0,065 0,069 0,007 1,029 747,0 0,01 83,4 0,009 < LQ 814,0 0,164 0,355 < LQ 15,0 1,58 0,058 0,112 0,023 0,042

48,46 < LQ < LQ 0,14 < LQ 32,63 < LQ 0,068 0,071 <LQ 1,085 750,0 0,01 81,2 0,009 < LQ 810,0 0,160 0,424 < LQ 15,4 1,53 0,055 0,105 0,025 0,027

48,77 < LQ < LQ 0,13 < LQ 31,11 < LQ 0,066 0,068 0,007 1,100 716,0 0,01 78,6 0,009 < LQ 770,0 0,149 0,407 < LQ 14,5 1,44 0,053 0,102 0,025 0,027

49,08 < LQ < LQ 0,12 < LQ 28,42 < LQ 0,061 0,067 <LQ 1,095 730,0 0,01 79,9 0,008 <LQ 754,0 0,141 0,458 < LQ 14,3 1,45 0,048 0,101 0,025 0,024

3.2 - Lixiviado Novo – Ensaio de Coluna Nº 2

Tabela 2: Dados de elementos maiores e traços do ensaio de coluna 2 (Lixiviado efluente novo)

N°

Poros



0,22 0,318 < LQ 0,82 < LQ 5,47 < LQ < LQ < LQ < LQ 0,017 6,0 < LQ 0,4 0,046 < LQ 40,1 < LQ < LQ < LQ 0,4 0,05 < LQ < LQ 0,032 0,035

0,48 16,360 0,08 11,19 < LQ 38,51 < LQ 0,010 < LQ < LQ 0,029 19,3 < LQ 11,8 0,273 < LQ 234,3 < LQ < LQ 0,104 1,7 0,43 < LQ < LQ 0,945 0,051

0,58 4,971 < LQ 4,47 < LQ 15,57 < LQ < LQ < LQ 0,013 0,009 141,1 < LQ 4,2 0,107 < LQ 108,1 < LQ < LQ < LQ 0,8 0,16 < LQ < LQ 0,324 0,039

0,70 3,195 < LQ 7,29 < LQ 24,98 < LQ < LQ < LQ 0,020 0,052 26,3 < LQ 5,9 0,185 < LQ 340,3 < LQ < LQ < LQ 2,1 0,28 < LQ < LQ 0,292 0,043

0,83 57,000 0,24 38,04 0,00 130,50 < LQ 0,021 < LQ 0,010 0,039 50,2 < LQ 37,5 0,845 < LQ 627,0 0,063 < LQ 0,387 5,4 1,51 < LQ < LQ 3,411 0,092

0,99 127,500 0,52 62,80 0,00 173,60 < LQ 0,025 < LQ 0,013 0,028 72,1 < LQ 47,6 0,771 < LQ 738,0 0,136 < LQ 0,617 5,6 1,83 < LQ < LQ 7,960 0,141

1,17 138,800 0,64 1,61 0,00 55,50 < LQ 0,009 < LQ 0,026 0,027 100,4 < LQ 42,6 0,187 < LQ 798,0 0,155 < LQ < LQ 21,3 0,41 < LQ < LQ 7,970 0,113

1,41 < LQ < LQ 0,17 < LQ 18,27 < LQ < LQ 0,008 0,014 < LQ 248,4 < LQ 65,3 0,016 0,042 732,0 < LQ < LQ < LQ 60,6 0,24 < LQ < LQ 0,105 0,007

1,68 < LQ < LQ 0,30 < LQ 17,28 < LQ < LQ 0,009 0,027 0,008 407,1 < LQ 64,9 0,008 < LQ 722,0 < LQ < LQ < LQ 54,2 0,29 < LQ < LQ 0,086 0,021

1,95 < LQ < LQ 0,80 < LQ 17,45 < LQ < LQ 0,009 0,063 0,008 531,0 0,01 64,9 0,008 0,047 768,0 < LQ < LQ < LQ 27,6 0,34 < LQ < LQ 0,076 0,015

2,16 < LQ < LQ 0,73 < LQ 17,90 < LQ < LQ 0,010 0,035 0,015 545,0 0,01 60,3 0,008 < LQ 633,0 < LQ < LQ < LQ 14,9 0,43 < LQ < LQ 0,073 0,013

2,40 < LQ < LQ 0,69 < LQ 20,66 < LQ < LQ 0,011 0,060 0,010 542,0 < LQ 58,8 0,007 0,052 737,0 < LQ < LQ < LQ 13,1 0,55 < LQ < LQ 0,065 0,013


2,93 < LQ < LQ 0,82 < LQ 34,38 < LQ 0,016 0,015 0,063 0,023 694,0 < LQ 74,7 0,006 0,051 748,0 < LQ < LQ < LQ 12,8 1,09 < LQ < LQ 0,070 0,015

3,44 < LQ < LQ 0,76 < LQ 36,60 < LQ < LQ 0,015 0,051 0,022 696,0 < LQ 72,5 0,006 < LQ 576,0 < LQ < LQ < LQ 12,3 1,34 < LQ < LQ 0,065 0,029


3,96 < LQ < LQ 0,91 < LQ 48,10 < LQ 0,014 0,018 0,048 0,025 716,0 < LQ 80,6 0,005 < LQ 771,0 < LQ < LQ < LQ 12,9 1,70 0,006 < LQ 0,060 0,017

4,24 < LQ < LQ 0,89 < LQ 49,42 < LQ 0,019 0,017 0,043 0,028 698,0 < LQ 75,1 0,005 0,053 700,0 < LQ < LQ < LQ 12,2 1,79 0,010 < LQ 0,057 0,019



5,48 < LQ < LQ 0,90 < LQ 51,70 < LQ 0,042 0,026 0,035 0,070 704,0 < LQ 77,5 0,005 0,063 724,0 < LQ < LQ < LQ 13,3 1,93 0,012 < LQ 0,055 0,018



N°

Poros



6,14 < LQ < LQ 0,85 < LQ 47,78 < LQ 0,066 0,030 0,014 0,168 730,0 < LQ 76,0 0,006 0,054 777,0 0,123 < LQ < LQ 13,2 1,86 < LQ < LQ 0,055 0,015



6,91 0,254 < LQ 0,37 < LQ 24,31 < LQ 0,151 0,111 0,007 0,325 1107,0 < LQ 36,5 0,008 < LQ 1236,0 0,253 0,22 < LQ 18,7 0,68 0,034 0,131 0,113 0,018






8,83 < LQ < LQ 0,51 < LQ 34,67 < LQ 0,081 0,041 0,009 0,158 724,0 < LQ 59,4 0,007 < LQ 772,0 0,264 < LQ < LQ 14,6 1,20 < LQ 0,008 0,075 0,014

9,08 < LQ < LQ 0,49 < LQ 33,95 < LQ 0,076 0,040 0,008 0,140 725,0 < LQ 61,0 0,006 < LQ 807,0 0,257 < LQ < LQ 14,5 1,17 < LQ 0,007 0,070 0,012








11,92 0,011 < LQ 0,38 < LQ 32,75 < LQ 0,059 0,044 0,007 0,203 726,0 < LQ 78,6 0,006 < LQ 750,0 0,181 < LQ < LQ 12,7 1,20 0,008 0,028 0,042 0,021

12,50 0,014 < LQ 0,39 < LQ 34,59 < LQ 0,056 0,047 0,006 0,243 747,0 < LQ 83,6 0,006 < LQ 795,0 0,177 < LQ < LQ 14,2 1,23 0,010 0,030 0,046 0,016

12,79 0,014 < LQ 0,39 < LQ 34,31 < LQ 0,058 0,045 0,006 0,241 760,0 < LQ 81,4 0,006 < LQ 777,0 0,162 < LQ < LQ 14,1 1,24 0,011 0,033 0,044 0,018


13,68 0,017 < LQ 0,37 < LQ 33,62 < LQ 0,067 0,047 0,005 0,269 768,0 < LQ 79,7 0,006 < LQ 782,0 0,172 < LQ < LQ 13,9 1,35 0,009 0,044 0,043 0,015


14,28 0,021 < LQ 0,32 < LQ 33,70 < LQ 0,061 0,049 0,005 0,265 747,0 < LQ 82,6 0,006 < LQ 787,0 0,164 < LQ < LQ 14,7 1,37 0,010 0,052 0,040 0,013

14,57 0,038 < LQ 0,32 < LQ 33,94 < LQ 0,059 0,049 0,006 0,260 774,0 < LQ 74,9 0,006 < LQ 704,0 0,168 < LQ < LQ 14,7 1,39 0,010 0,056 0,039 0,019

14,87 0,033 < LQ 0,32 < LQ 34,36 < LQ 0,061 0,049 0,006 0,270 769,0 < LQ 83,2 0,006 < LQ 791,0 0,153 < LQ < LQ 14,6 1,38 0,009 0,057 0,040 0,020

N°

Poros




15,47 0,009 < LQ 0,28 < LQ 32,52 < LQ 0,055 0,047 0,005 0,264 730,0 < LQ 83,5 0,005 < LQ 780,0 0,155 < LQ < LQ 12,7 1,41 0,010 0,062 0,036 0,011


15,98 0,036 < LQ 0,27 < LQ 32,70 < LQ 0,060 0,048 0,006 0,268 739,0 < LQ 82,9 0,006 < LQ 778,0 0,147 < LQ < LQ 13,5 1,47 0,009 0,071 0,038 0,018

16,25 0,069 < LQ 0,28 < LQ 34,35 < LQ 0,062 0,050 0,007 0,288 787,0 < LQ 87,1 0,006 < LQ 796,0 0,160 < LQ < LQ 14,4 1,54 0,011 0,073 0,038 0,018





17,94 0,055 < LQ 0,26 < LQ 34,56 < LQ 0,066 0,053 0,005 0,322 792,0 < LQ 81,4 0,006 < LQ 814,0 0,174 < LQ < LQ 14,0 1,53 0,012 0,090 0,037 0,017




19,81 < LQ < LQ 0,23 < LQ 33,21 < LQ 0,063 0,056 0,005 0,373 766,0 < LQ 82,5 0,006 < LQ 759,0 0,155 0,10 < LQ 14,7 1,54 0,017 0,110 0,038 0,024






22,44 0,102 <LQ 0,20 <LQ 30,09 <LQ 0,064 0,056 < LQ 0,371 721,0 <LQ 75,7 0,006 < LQ 821,0 0,139 < LQ <LQ 15,1 1,44 0,016 0,118 0,032 0,007

23,02 0,092 <LQ 0,19 <LQ 27,95 <LQ 0,070 0,055 < LQ 0,379 706,0 <LQ 73,3 0,006 < LQ 801,0 0,155 < LQ <LQ 16,8 1,37 0,015 0,117 0,034 0,014

23,29 0,086 <LQ 0,18 <LQ 28,52 <LQ 0,067 0,056 < LQ 0,401 695,0 <LQ 74,2 0,006 < LQ 818,0 0,160 0,20 <LQ 23,5 1,35 0,015 0,118 0,033 0,008

3.3 - Lixiviado Velho – Ensaio de Coluna Nº 3

Tabela 3: Dados de elementos maiores e traços do ensaio de coluna 3 (Lixiviado efluente velho)

Nº

Poros



0,48 0,011 < LQ 0,07 < LQ 1,19 < LQ <LQ <LQ <LQ 0,008 4 < LQ < LQ 0,009 < LQ 5 < LQ < LQ < LQ < LQ 0,003 < LQ < LQ < LQ 0,007

0,78 9,720 < LQ 6,75 < LQ 33,11 < LQ <LQ <LQ 0,026 0,009 18 < LQ 7,86 0,259 < LQ 254 < LQ < LQ 0,139 2,19 0,353 < LQ < LQ 0,622 0,047

1,27 0,502 < LQ 0,37 < LQ 64,60 < LQ 0,015 0,009 0,030 0,008 382 < LQ 35,81 0,312 0,047 1203 < LQ < LQ < LQ 38,46 0,715 < LQ < LQ 0,060 0,009

1,75 < LQ < LQ 0,58 < LQ 6,37 < LQ 0,040 0,024 0,062 0,030 751 < LQ 22,26 0,011 0,054 1200 < LQ < LQ < LQ 38,89 0,069 < LQ 0,007 0,140 0,019

2,18 0,056 < LQ 0,46 < LQ 5,07 < LQ 0,075 0,030 0,076 0,073 937 < LQ 26,24 0,008 < LQ 1135 < LQ < LQ < LQ 18,96 0,057 < LQ 0,008 0,128 0,020

2,72 0,039 < LQ 0,45 < LQ 6,31 < LQ 0,107 0,040 0,089 0,068 911 < LQ 31,81 0,006 0,056 1203 0,102 < LQ < LQ 15,88 0,092 < LQ 0,006 0,140 0,032

3,12 0,057 < LQ 0,52 < LQ 10,70 < LQ 0,120 0,049 0,078 0,069 1037 < LQ 40,03 0,009 0,045 1227 0,153 < LQ < LQ 15,02 0,189 0,006 0,008 0,150 0,044

3,64 0,037 < LQ 0,52 < LQ 15,46 < LQ 0,129 0,054 0,086 0,086 1028 < LQ 41,88 0,007 < LQ 1164 0,209 < LQ < LQ 15,43 0,345 0,009 0,008 0,156 0,040

4,12 < LQ < LQ 0,51 < LQ 18,28 < LQ 0,123 0,059 0,064 0,103 1010 < LQ 41,65 0,007 < LQ 1224 0,251 < LQ < LQ 14,49 0,482 0,011 0,008 0,143 0,048

4,63 0,004 < LQ 0,60 < LQ 24,80 < LQ 0,128 0,066 0,058 0,128 1041 < LQ 45,41 0,008 < LQ 1238 0,291 < LQ 0,102 16,49 0,676 0,012 0,009 0,155 0,053

5,06 < LQ < LQ 0,63 < LQ 26,76 < LQ 0,129 0,069 0,051 0,150 1045 < LQ 45,95 0,008 < LQ 1176 0,284 < LQ 0,086 16,18 0,770 0,015 0,009 0,169 0,057

5,52 < LQ < LQ 0,60 < LQ 25,98 < LQ 0,124 0,070 0,044 0,172 1007 < LQ 42,24 0,008 0,060 1176 0,277 < LQ 0,091 14,42 0,811 0,018 0,007 0,143 0,051

5,97 < LQ < LQ 0,61 < LQ 28,20 < LQ 0,131 0,079 0,036 0,199 1050 < LQ 41,35 0,009 0,042 1249 0,301 0,088 < LQ 16,84 0,882 0,020 0,008 0,161 0,051

6,34 < LQ < LQ 0,56 < LQ 24,82 < LQ 0,130 0,080 0,038 0,205 999 < LQ 35,90 0,009 0,04 1146 0,288 < LQ 0,089 16,73 0,800 0,021 0,008 0,158 0,047

7,06 0,084 < LQ 0,53 < LQ 24,19 < LQ 0,143 0,088 0,037 0,211 1128 < LQ 36,78 0,011 < LQ 1293 0,301 0,121 0,101 20,45 0,694 0,022 0,008 0,171 0,067

7,45 0,039 < LQ 0,47 < LQ 20,31 < LQ 0,137 0,088 0,031 0,186 1036 < LQ 32,59 0,009 < LQ 1219 0,271 0,125 0,112 16,54 0,664 0,019 0,008 0,161 0,043

7,83 0,064 < LQ 0,47 < LQ 20,36 < LQ 0,135 0,088 0,028 0,179 1049 < LQ 34,85 0,008 0,067 1228 0,260 0,107 < LQ 16,89 0,635 0,018 0,007 0,160 0,044

8,27 0,101 < LQ 0,49 < LQ 21,79 < LQ 0,140 0,090 0,029 0,164 1082 < LQ 37,71 0,009 < LQ 1243 0,272 0,123 0,076 17,62 0,671 0,019 0,008 0,151 0,040

8,69 0,061 < LQ 0,47 < LQ 22,12 < LQ 0,136 0,089 0,027 0,180 1080 < LQ 39,27 0,008 < LQ 1216 0,269 0,115 0,070 16,90 0,678 0,021 0,009 0,141 0,044

9,72 0,093 < LQ 0,48 < LQ 24,13 < LQ 0,136 0,096 0,022 0,176 1097 < LQ 42,57 0,008 < LQ 1220 0,261 0,131 < LQ 17,28 0,733 0,023 0,011 0,131 0,038

10,06 0,112 < LQ 0,48 < LQ 25,57 < LQ 0,137 0,094 0,016 0,217 1076 < LQ 44,32 0,009 < LQ 1234 0,266 0,112 0,078 16,99 0,769 0,025 0,015 0,124 0,041

10,38 0,118 < LQ 0,47 < LQ 26,51 < LQ 0,146 0,100 0,012 0,294 1128 < LQ 46,33 0,010 0,050 1209 0,263 0,130 < LQ 18,25 0,798 0,027 0,021 0,121 0,032

Nº

Poros



10,69 0,123 < LQ 0,50 < LQ 28,00 < LQ 0,149 0,102 0,008 0,379 1101 < LQ 44,49 0,010 < LQ 1258 0,276 0,142 < LQ 17,88 0,826 0,028 0,026 0,121 0,028

12,01 0,102 < LQ 0,45 < LQ 26,50 < LQ 0,152 0,105 0,008 0,446 1139 < LQ 41,24 0,010 < LQ 1254 0,264 0,151 < LQ 18,01 0,808 0,029 0,047 0,114 0,025

12,31 0,145 < LQ 0,42 < LQ 25,41 < LQ 0,149 0,105 0,007 0,339 1098 < LQ 37,96 0,010 < LQ 1239 0,261 0,146 < LQ 17,22 0,753 0,030 0,083 0,110 0,023

12,69 0,172 < LQ 0,40 < LQ 25,02 < LQ 0,151 0,109 0,008 0,319 1098 < LQ 38,32 0,008 < LQ 1223 0,245 0,166 < LQ 17,84 0,724 0,032 0,104 0,116 0,021

13,06 0,240 < LQ 0,39 < LQ 25,60 < LQ 0,155 0,108 0,006 0,327 1117 < LQ 38,94 0,008 < LQ 1282 0,273 0,162 < LQ 19,39 0,722 0,035 0,126 0,114 0,020

13,43 0,132 < LQ 0,43 0,01 27,75 0,006 0,025 0,021 0,025 0,092 3 0,018 7,75 0,031 0,100 20 0,063 < LQ < LQ 0,05 0,375 < LQ 0,038 < LQ 0,076

14,10 0,150 < LQ 0,33 < LQ 20,87 < LQ 0,132 0,095 < LQ 0,281 965 < LQ 32,40 0,007 0,065 1147 0,236 0,185 < LQ 13,93 0,633 0,031 0,126 0,102 0,012

14,41 0,032 < LQ 0,38 < LQ 25,67 < LQ 0,143 0,101 < LQ 0,394 1088 < LQ 39,85 0,008 < LQ 1245 0,253 0,202 < LQ 17,67 0,679 0,038 0,140 0,112 0,016

14,74 0,022 < LQ 0,36 < LQ 25,94 < LQ 0,142 0,106 < LQ 0,349 1134 < LQ 43,09 0,008 < LQ 1329 0,257 0,257 < LQ 18,17 0,686 0,039 0,154 0,114 0,022

15,11 0,093 < LQ 0,36 < LQ 25,16 < LQ 0,148 0,105 < LQ 0,331 1151 < LQ 45,46 0,008 < LQ 1286 0,259 0,265 < LQ 18,23 0,682 0,039 0,164 0,112 0,017

15,41 0,321 < LQ 0,34 < LQ 24,58 < LQ 0,142 0,104 0,006 0,309 1166 < LQ 46,86 0,007 < LQ 1334 0,269 0,269 < LQ 19,71 0,680 0,037 0,185 0,107 0,015

15,69 0,317 < LQ 0,35 < LQ 25,54 < LQ 0,144 0,107 0,006 0,328 1170 < LQ 49,38 0,007 < LQ 1335 0,271 0,345 < LQ 20,04 0,728 0,037 0,202 0,108 0,012

16,27 0,062 < LQ 0,38 < LQ 26,62 < LQ 0,140 0,107 0,005 0,421 1102 0,006 47,07 0,008 < LQ 1211 0,262 0,390 < LQ 17,97 0,731 0,043 0,227 0,105 0,012

16,61 < LQ < LQ 0,38 < LQ 26,59 < LQ 0,138 0,104 < LQ 0,485 1098 0,007 49,34 0,009 < LQ 1263 0,248 0,385 < LQ 17,98 0,715 0,047 0,263 0,107 0,020

16,91 < LQ < LQ 0,38 < LQ 27,06 < LQ 0,143 0,111 < LQ 0,508 1179 0,006 53,00 0,009 < LQ 1303 0,264 0,436 < LQ 19,11 0,742 0,048 0,307 0,109 0,024

17,17 < LQ < LQ 0,37 < LQ 26,19 < LQ 0,141 0,111 0,006 0,531 1165 < LQ 52,00 0,008 < LQ 1349 0,265 0,447 < LQ 19,38 0,753 0,047 0,352 0,107 0,020

17,46 0,026 < LQ 0,38 < LQ 25,54 < LQ 0,144 0,109 < LQ 0,554 1160 < LQ 50,50 0,008 < LQ 1320 0,254 0,497 < LQ 18,52 0,768 0,045 0,377 0,105 0,014

17,73 0,061 < LQ 0,35 < LQ 24,60 < LQ 0,140 0,110 < LQ 0,570 1143 < LQ 50,40 0,007 < LQ 1275 0,250 0,404 < LQ 18,52 0,742 0,045 0,384 0,102 0,012

18,26 0,112 < LQ 0,38 < LQ 24,27 < LQ 0,142 0,109 0,006 0,587 1148 < LQ 50,70 0,007 < LQ 1271 0,269 0,388 < LQ 18,25 0,755 0,047 0,415 0,101 0,012

18,53 0,070 < LQ 0,33 < LQ 24,14 < LQ 0,140 0,109 0,006 0,610 1138 < LQ 51,20 0,007 < LQ 1284 0,265 0,454 < LQ 18,76 0,738 0,048 0,429 0,098 0,011

19,09 0,119 < LQ 0,33 < LQ 23,30 < LQ 0,141 0,110 0,005 0,656 1112 < LQ 51,10 0,006 < LQ 1266 0,256 0,456 < LQ 18,24 0,718 0,050 0,424 0,092 0,019

19,35 0,058 < LQ 0,32 < LQ 23,54 < LQ 0,138 0,112 < LQ 0,699 1132 < LQ 51,50 0,007 < LQ 1268 0,255 0,488 < LQ 18,61 0,727 0,053 0,433 0,092 0,024

19,65 0,107 < LQ 0,32 < LQ 24,05 < LQ 0,145 0,111 < LQ 0,715 1171 < LQ 52,10 0,007 < LQ 1306 0,257 0,529 < LQ 19,64 0,786 0,053 0,412 0,092 0,020

20,20 0,094 < LQ 0,26 < LQ 18,95 < LQ 0,121 0,101 < LQ 0,666 948 < LQ 42,54 0,006 < LQ 1046 0,229 0,563 < LQ 15,92 0,637 0,047 0,341 0,076 0,007

20,48 0,156 < LQ 0,31 < LQ 24,17 < LQ 0,142 0,116 < LQ 0,788 1171 < LQ 50,20 0,006 < LQ 1326 0,246 0,584 < LQ 20,00 0,815 0,055 0,364 0,087 0,019

20,78 0,160 < LQ 0,30 < LQ 23,68 < LQ 0,143 0,115 < LQ 0,793 1156 < LQ 50,40 0,006 < LQ 1304 0,250 0,617 < LQ 19,55 0,827 0,053 0,337 0,085 0,011

Nº

Poros



21,06 0,158 < LQ 0,29 < LQ 23,54 < LQ 0,142 0,113 < LQ 0,803 1147 < LQ 50,30 0,006 < LQ 1319 0,268 0,730 < LQ 18,80 0,794 0,055 0,322 0,084 0,014

21,34 0,163 < LQ 0,29 < LQ 23,93 < LQ 0,139 0,113 0,006 0,824 1149 < LQ 50,50 0,007 < LQ 1317 0,261 0,817 < LQ 19,37 0,792 0,057 0,307 0,083 0,018

21,66 0,170 < LQ 0,27 < LQ 23,55 < LQ 0,140 0,115 < LQ 0,827 1157 < LQ 51,80 0,006 < LQ 1274 0,273 0,866 < LQ 19,08 0,804 0,058 0,284 0,080 0,021

22,09 0,146 < LQ 0,26 < LQ 22,57 < LQ 0,138 0,114 < LQ 0,845 1143 < LQ 50,70 0,006 < LQ 1278 0,255 1,076 < LQ 18,47 0,798 0,055 0,261 0,080 0,023

22,38 0,121 < LQ 0,24 < LQ 22,70 < LQ 0,142 0,115 0,012 1,091 1120 < LQ 50,70 0,016 < LQ 1275 0,252 1,600 < LQ 18,00 0,799 0,069 0,231 0,069 0,035

22,63 0,186 < LQ 0,25 < LQ 23,77 < LQ 0,142 0,114 < LQ 0,883 1187 < LQ 55,20 0,007 < LQ 1343 0,267 1,329 < LQ 19,46 0,830 0,064 0,234 0,077 0,022

22,88 0,180 < LQ 0,24 < LQ 23,08 < LQ 0,139 0,113 < LQ 0,896 1143 < LQ 52,40 0,006 < LQ 1337 0,255 1,373 < LQ 19,11 0,825 0,061 0,227 0,073 0,017

23,14 0,181 < LQ 0,24 < LQ 23,03 < LQ 0,144 0,116 < LQ 0,910 1151 < LQ 50,70 0,006 < LQ 1273 0,261 1,500 < LQ 19,50 0,801 0,065 0,225 0,072 0,019

24,19 0,073 < LQ 0,24 < LQ 22,55 < LQ 0,137 0,116 < LQ 0,951 1137 < LQ 48,21 0,006 < LQ 1229 0,260 1,835 < LQ 17,05 0,857 0,069 0,205 0,070 0,042

24,42 0,169 < LQ 0,21 < LQ 21,25 < LQ 0,139 0,114 < LQ 0,924 1070 < LQ 47,17 0,006 < LQ 1180 0,252 1,622 < LQ 17,94 0,764 0,066 0,182 0,065 0,034

24,66 0,109 < LQ 0,18 < LQ 17,92 < LQ 0,120 0,102 < LQ 0,837 818 < LQ 37,98 0,006 < LQ 1016 0,212 1,608 < LQ 14,81 0,703 0,056 0,156 0,055 0,016

24,93 0,139 < LQ 0,16 < LQ 17,60 < LQ 0,117 0,100 0,010 0,845 889 < LQ 40,02 0,009 < LQ 1032 0,207 1,522 < LQ 15,15 0,646 0,055 0,146 0,049 0,024

25,17 0,108 < LQ 0,22 < LQ 23,45 < LQ 0,140 0,117 < LQ 0,986 1122 < LQ 49,96 0,006 < LQ 1328 0,263 2,110 < LQ 17,77 0,877 0,073 0,171 0,059 0,017

25,71 0,159 < LQ 0,22 < LQ 23,38 < LQ 0,137 0,120 < LQ 1,010 1150 < LQ 49,55 0,006 < LQ 1297 0,260 2,290 < LQ 19,09 0,898 0,075 0,174 0,058 0,012

26,23 0,181 < LQ 0,21 < LQ 23,15 < LQ 0,139 0,122 < LQ 1,038 1157 < LQ 50,10 0,006 < LQ 1334 0,259 2,314 <LQ 19,03 0,895 0,078 0,169 0,057 0,012

26,69 0,187 < LQ 0,20 < LQ 22,84 < LQ 0,147 0,123 < LQ 1,042 1144 < LQ 49,21 0,006 < LQ 1328 0,272 2,409 <LQ 18,69 0,906 0,077 0,156 0,055 0,019

26,99 0,203 < LQ 0,16 < LQ 20,91 < LQ 0,144 0,123 < LQ 1,066 1135 < LQ 45,98 0,006 < LQ 1306 0,264 2,874 <LQ 18,78 0,790 0,083 0,129 0,039 0,026

27,46 0,201 < LQ 0,16 < LQ 21,47 < LQ 0,145 0,127 < LQ 1,071 1136 < LQ 46,43 0,005 < LQ 1369 0,271 3,218 < LQ 18,87 0,825 0,087 0,128 0,040 0,010

27,86 0,186 < LQ 0,14 < LQ 20,19 < LQ 0,139 0,123 < LQ 1,056 1094 < LQ 45,95 0,005 < LQ 1307 0,265 3,282 < LQ 17,67 0,824 0,086 0,121 0,038 0,013

28,26 0,157 < LQ 0,15 < LQ 20,54 < LQ 0,140 0,125 < LQ 1,080 1122 < LQ 46,51 0,005 < LQ 1295 0,272 3,501 < LQ 18,28 0,822 0,089 0,119 0,038 0,008

28,66 0,163 < LQ 0,13 < LQ 19,30 < LQ 0,139 0,122 < LQ 1,068 1099 < LQ 46,87 0,005 < LQ 1298 0,264 3,679 < LQ 17,43 0,798 0,087 0,111 0,034 0,005

29,14 0,136 < LQ 0,12 < LQ 18,24 < LQ 0,133 0,117 < LQ 1,048 937 < LQ 40,34 0,006 < LQ 1157 0,240 3,877 < LQ 16,00 0,763 0,088 0,103 0,032 0,007

29,71 0,241 <LQ 0,13 <LQ 18,93 <LQ 0,142 0,122 < LQ 1,093 1090 <LQ 42,42 0,006 <LQ 1322 0,244 4,058 < LQ 16,99 0,765 0,092 0,103 0,031 0,013

29,99 0,192 <LQ 0,13 <LQ 19,27 <LQ 0,138 0,121 < LQ 1,079 1122 <LQ 42,16 0,006 <LQ 1313 0,251 3,672 < LQ 16,87 0,760 0,092 0,108 0,029 0,015

3.4 - Lixiviado Velho – Ensaio de Coluna Nº 4

Tabela 4: Dados de elementos maiores e traços do ensaio de coluna 4 (Lixiviado efluente velho)

Nº

Poros



0,71 0,011 < LQ 0,070 < LQ 1,19 < LQ < LQ < LQ < LQ 0,008 4 < LQ < LQ 0,009 < LQ 5 < LQ < LQ < LQ < LQ 0,003 < LQ < LQ < LQ 0,007

1,55 24,390 < LQ 6,510 < LQ 23,02 < LQ 0,028 0,025 0,039 0,029 553 < LQ 22,81 0,115 0,059 1131 < LQ < LQ < LQ 34,77 0,282 < LQ 0,007 1,107 0,023

1,96 < LQ < LQ 1,192 < LQ 4,02 < LQ 0,065 0,026 0,071 0,033 905 < LQ 26,41 0,007 0,046 1190 < LQ < LQ < LQ 23,66 0,048 < LQ 0,009 0,118 0,019



5,67 < LQ < LQ 1,100 < LQ 23,70 < LQ 0,133 0,075 0,045 0,210 1023 < LQ 38,77 0,007 < LQ 1192 0,293 0,108 0,080 16,22 0,751 0,016 0,007 0,156 0,045

6,48 < LQ < LQ 0,986 < LQ 23,58 < LQ 0,130 0,083 0,036 0,201 1025 < LQ 39,86 0,007 < LQ 1236 0,280 0,109 0,101 16,17 0,767 0,021 0,006 0,159 0,049

7,42 < LQ < LQ 0,868 < LQ 23,05 < LQ 0,139 0,090 0,033 0,234 1040 < LQ 35,80 0,007 0,057 1233 0,277 0,123 0,091 16,81 0,752 0,023 0,008 0,156 0,045

8,46 < LQ < LQ 0,705 < LQ 20,02 < LQ 0,133 0,088 0,025 0,179 988 < LQ 33,75 0,006 0,050 1221 0,249 0,109 0,071 16,24 0,638 0,024 0,006 0,147 0,035

9,58 0,035 < LQ 0,742 < LQ 24,89 < LQ 0,131 0,090 0,020 0,165 1024 < LQ 46,40 0,006 0,042 1208 0,245 0,093 < LQ 16,34 0,784 0,022 0,009 0,130 0,030

10,47 0,074 < LQ 0,789 < LQ 30,00 < LQ 0,133 0,092 0,018 0,178 1039 < LQ 47,02 0,006 0,043 1151 0,233 0,094 < LQ 16,03 0,936 0,024 0,009 0,120 0,030

11,44 0,049 < LQ 0,773 < LQ 31,43 < LQ 0,135 0,095 0,019 0,211 1027 < LQ 45,36 0,006 0,046 1217 0,268 0,093 < LQ 16,00 0,992 0,032 0,011 0,111 0,036

12,35 0,076 < LQ 0,759 < LQ 33,13 < LQ 0,135 0,098 0,015 0,242 1049 < LQ 47,30 0,007 < LQ 1216 0,236 0,116 < LQ 17,07 1,056 0,034 0,012 0,115 0,030

13,07 0,104 < LQ 0,661 < LQ 30,01 < LQ 0,133 0,100 0,015 0,248 1059 < LQ 46,59 0,006 0,053 1248 0,257 0,120 < LQ 16,79 0,997 0,038 0,016 0,096 0,028

13,17 < LQ < LQ 0,736 < LQ 33,02 < LQ 0,133 0,101 0,016 0,307 1024 < LQ 44,68 0,009 0,056 1144 0,233 0,116 < LQ 16,90 1,056 0,037 0,025 0,118 0,033

13,88 0,038 < LQ 0,654 < LQ 30,04 < LQ 0,133 0,100 0,014 0,277 1003 < LQ 40,32 0,007 < LQ 1159 0,238 0,135 < LQ 16,97 0,959 0,036 0,042 0,112 0,032

14,58 0,172 < LQ 0,615 < LQ 29,80 < LQ 0,139 0,107 0,014 0,294 1066 < LQ 41,03 0,007 0,054 1259 0,244 0,215 < LQ 17,31 0,999 0,040 0,072 0,118 0,026

15,52 0,143 < LQ 0,565 < LQ 29,79 < LQ 0,133 0,104 0,010 0,310 1076 < LQ 44,55 0,007 < LQ 1209 0,254 0,329 < LQ 16,43 0,997 0,043 0,101 0,105 0,021

16,36 0,112 < LQ 0,547 < LQ 31,83 < LQ 0,137 0,103 0,007 0,327 1064 < LQ 47,61 0,007 0,050 1179 0,238 0,584 < LQ 17,32 1,038 0,042 0,152 0,105 0,025

17,99 0,143 < LQ 0,515 < LQ 34,13 < LQ 0,140 0,110 0,006 0,360 1082 < LQ 49,14 0,007 0,069 1226 0,255 0,856 < LQ 17,57 1,079 0,048 0,207 0,100 0,019

18,55 0,120 < LQ 0,522 < LQ 35,01 < LQ 0,141 0,111 0,007 0,391 1100 < LQ 50,20 0,007 0,055 1282 0,264 0,837 < LQ 18,11 1,129 0,050 0,225 0,099 0,017

19,09 0,093 < LQ 0,511 < LQ 35,07 < LQ 0,140 0,113 0,005 0,400 1101 < LQ 49,61 0,007 0,043 1235 0,254 0,878 < LQ 18,52 1,125 0,052 0,249 0,099 0,021

Nº

Poros



19,56 < LQ < LQ 0,539 < LQ 37,73 < LQ 0,142 0,111 < LQ 0,704 1101 0,009 50,50 0,011 < LQ 1214 0,249 0,741 < LQ 17,58 1,122 0,055 0,289 0,097 0,025

19,65 < LQ < LQ 0,429 < LQ 32,08 < LQ 0,138 0,109 0,007 0,430 1053 < LQ 46,88 0,008 < LQ 1132 0,240 0,793 < LQ 16,99 1,047 0,053 0,302 0,090 0,039

20,25 0,013 < LQ 0,330 < LQ 24,47 < LQ 0,140 0,115 < LQ 0,452 1027 < LQ 32,04 0,006 < LQ 1138 0,236 1,514 < LQ 16,86 0,796 0,057 0,331 0,086 0,008

21,01 0,176 < LQ 0,307 < LQ 26,26 < LQ 0,147 0,120 0,005 0,512 1152 < LQ 40,22 0,006 0,050 1277 0,258 2,117 < LQ 19,85 0,777 0,057 0,345 0,087 0,012

21,72 0,026 < LQ 0,285 < LQ 25,84 < LQ 0,132 0,104 < LQ 0,544 1048 < LQ 43,78 0,006 < LQ 1232 0,232 2,467 < LQ 15,34 0,763 0,057 0,304 0,069 0,009

22,45 < LQ < LQ 0,326 < LQ 30,18 < LQ 0,139 0,111 < LQ 0,687 1122 < LQ 50,60 0,008 < LQ 1307 0,260 2,409 < LQ 17,80 0,847 0,067 0,336 0,074 0,008

23,74 < LQ < LQ 0,292 < LQ 28,84 < LQ 0,134 0,113 < LQ 0,782 1105 < LQ 51,80 0,007 0,046 1278 0,249 2,982 < LQ 17,71 0,855 0,071 0,309 0,064 0,014

24,32 0,048 < LQ 0,258 < LQ 27,59 < LQ 0,138 0,114 < LQ 0,804 1118 < LQ 50,30 0,006 < LQ 1249 0,246 3,760 < LQ 18,06 0,847 0,071 0,257 0,054 0,007

24,97 0,129 < LQ 0,268 < LQ 27,86 < LQ 0,134 0,113 < LQ 0,789 1147 < LQ 52,50 0,006 < LQ 1298 0,246 3,296 < LQ 19,05 0,877 0,066 0,241 0,055 0,011

25,68 0,048 < LQ 0,269 < LQ 28,75 < LQ 0,134 0,114 < LQ 0,878 1145 < LQ 53,90 0,007 < LQ 1302 0,249 3,362 < LQ 19,42 0,890 0,072 0,236 0,051 0,010


26,75 0,050 < LQ 0,233 < LQ 26,62 < LQ 0,134 0,117 < LQ 0,923 1105 < LQ 48,90 0,006 < LQ 1238 0,249 4,184 < LQ 18,49 0,883 0,077 0,173 0,039 0,007

27,86 0,066 < LQ 0,227 < LQ 27,01 < LQ 0,138 0,118 < LQ 0,951 1142 < LQ 49,85 0,006 < LQ 1307 0,272 4,288 < LQ 19,31 0,936 0,076 0,170 0,036 0,008


29,02 0,009 < LQ 0,406 < LQ 25,60 < LQ 0,138 0,117 < LQ 0,971 1122 < LQ 49,44 0,006 < LQ 1262 0,240 4,595 < LQ 17,32 0,996 0,082 0,158 0,032 0,005

29,50 0,021 < LQ 0,221 < LQ 26,23 < LQ 0,139 0,120 < LQ 0,993 1142 < LQ 50,80 0,006 < LQ 1289 0,248 4,708 < LQ 18,58 0,974 0,082 0,152 0,035 0,009


30,48 0,085 < LQ 0,215 < LQ 25,33 < LQ 0,139 0,123 < LQ 1,030 1135 < LQ 49,11 0,006 < LQ 1323 0,251 5,690 < LQ 18,79 0,969 0,090 0,137 0,028 0,015

31,36 0,051 < LQ 0,193 < LQ 26,78 < LQ 0,141 0,119 < LQ 1,061 1152 < LQ 51,60 0,006 < LQ 1307 0,258 5,650 < LQ 19,47 1,010 0,090 0,137 0,027 0,017

31,81 < LQ < LQ 0,210 < LQ 25,50 < LQ 0,134 0,118 < LQ 1,050 1075 0,007 48,40 0,007 < LQ 1198 0,233 5,340 < LQ 16,60 0,937 0,094 0,128 0,024 0,019

32,72 < LQ < LQ 0,187 < LQ 27,11 < LQ 0,138 0,124 < LQ 1,127 1143 0,006 51,20 0,007 < LQ 1301 0,261 5,740 < LQ 18,04 1,043 0,101 0,125 0,023 0,020

33,16 < LQ < LQ 0,179 < LQ 27,13 < LQ 0,142 0,124 < LQ 1,154 1170 0,005 52,90 0,007 < LQ 1289 0,270 5,680 < LQ 19,22 1,059 0,100 0,130 0,022 0,018

33,59 < LQ < LQ 0,172 < LQ 25,48 < LQ 0,135 0,120 < LQ 1,144 1075 0,005 48,27 0,006 < LQ 1220 0,254 5,480 < LQ 17,15 1,008 0,098 0,121 0,020 0,018

34,44 < LQ < LQ 0,153 < LQ 23,99 < LQ 0,140 0,122 < LQ 1,179 1137 0,005 50,20 0,006 < LQ 1248 0,261 5,440 < LQ 18,57 1,026 0,098 0,123 0,019 0,016

34,84 < LQ < LQ 0,160 < LQ 25,65 < LQ 0,137 0,122 < LQ 1,172 1118 0,005 49,52 0,006 < LQ 1253 0,266 5,440 < LQ 17,88 1,078 0,100 0,119 0,016 0,014

35,28 < LQ < LQ 0,154 < LQ 24,58 < LQ 0,131 0,121 0,005 1,179 1108 0,005 49,04 0,006 < LQ 1259 0,264 5,360 < LQ 17,56 0,999 0,098 0,115 0,016 0,016

Nº

Poros



35,68 < LQ < LQ 0,155 < LQ 24,83 < LQ 0,133 0,123 0,005 1,198 1111 < LQ 49,45 0,006 < LQ 1263 0,256 5,340 < LQ 18,19 1,010 0,100 0,119 0,016 0,018

36,10 < LQ < LQ 0,148 < LQ 24,17 < LQ 0,136 0,121 < LQ 1,181 1110 0,005 50,70 0,006 < LQ 1240 0,246 5,250 < LQ 17,84 0,967 0,101 0,113 0,017 0,022

36,59 < LQ < LQ 0,141 < LQ 23,37 < LQ 0,131 0,119 < LQ 1,192 1066 0,005 48,89 0,007 < LQ 1229 0,247 5,280 < LQ 16,14 0,962 0,102 0,106 0,015 0,022

37,21 < LQ < LQ 0,145 < LQ 24,63 < LQ 0,137 0,124 < LQ 1,236 1141 0,005 51,40 0,006 < LQ 1261 0,256 5,000 < LQ 19,02 0,979 0,106 0,108 0,016 0,027


37,94 < LQ < LQ 0,140 < LQ 24,52 < LQ 0,137 0,126 < LQ 1,261 1133 0,006 49,80 0,006 < LQ 1272 0,253 5,220 < LQ 18,47 0,968 0,112 0,106 0,014 0,021

38,28 < LQ < LQ 0,141 < LQ 24,54 < LQ 0,141 0,128 < LQ 1,312 1191 0,007 50,30 0,006 < LQ 1346 0,257 4,914 < LQ 20,98 0,965 0,119 0,112 0,014 0,035

38,66 < LQ < LQ 0,121 < LQ 19,74 < LQ 0,132 0,124 0,005 1,227 1020 0,006 43,73 0,006 < LQ 1137 0,225 4,290 < LQ 17,26 0,806 0,109 0,101 0,011 0,027

40,00 < LQ < LQ 0,112 < LQ 18,10 < LQ 0,124 0,113 < LQ 1,144 966 0,006 40,64 0,006 < LQ 1096 0,229 3,876 < LQ 16,86 0,755 0,103 0,094 0,010 0,022

40,28 < LQ < LQ 0,126 < LQ 20,18 < LQ 0,139 0,126 0,005 1,268 1079 0,008 42,81 0,006 < LQ 1224 0,244 4,858 < LQ 17,67 0,850 0,117 0,103 0,009 0,024

40,57 < LQ < LQ 0,122 < LQ 20,58 < LQ 0,139 0,128 < LQ 1,271 1106 0,007 45,05 0,006 0,047 1290 0,255 4,891 < LQ 18,21 0,865 0,122 0,101 0,008 0,053

40,91 < LQ < LQ 0,125 < LQ 20,38 < LQ 0,142 0,131 < LQ 1,290 1147 0,008 45,61 0,005 < LQ 1331 0,263 5,060 < LQ 19,10 0,873 0,124 0,104 0,008 0,018

41,21 < LQ < LQ 0,125 < LQ 19,48 < LQ 0,144 0,131 < LQ 1,289 1147 0,008 45,75 0,005 < LQ 1331 0,260 4,842 < LQ 19,40 0,857 0,124 0,101 0,007 0,020

41,83 < LQ < LQ 0,125 < LQ 19,49 < LQ 0,143 0,133 < LQ 1,293 1183 0,009 49,18 0,005 < LQ 1354 0,281 4,174 < LQ 20,49 0,843 0,124 0,101 0,007 0,027

42,43 < LQ < LQ 0,145 < LQ 16,97 < LQ 0,143 0,131 < LQ 1,142 1150 0,024 51,20 0,007 < LQ 1308 0,273 5,170 < LQ 18,51 0,696 0,129 0,104 0,007 0,025

42,94 < LQ < LQ 0,134 < LQ 18,42 < LQ 0,141 0,129 < LQ 1,281 1104 0,007 47,14 0,005 < LQ 1264 0,261 4,181 < LQ 18,25 0,791 0,114 0,107 0,006 0,011

43,46 < LQ < LQ 0,133 < LQ 17,50 < LQ 0,140 0,127 < LQ 1,285 1107 0,008 47,33 0,005 < LQ 1308 0,261 4,040 < LQ 17,55 0,802 0,126 0,103 0,005 0,017

44,22 < LQ < LQ 0,131 < LQ 16,23 < LQ 0,132 0,128 < LQ 1,281 1087 0,008 44,54 0,005 < LQ 1274 0,253 3,919 < LQ 17,08 0,757 0,126 0,100 0,005 0,017

44,81 < LQ < LQ 0,118 < LQ 15,06 < LQ 0,137 0,129 < LQ 1,272 1066 0,007 44,27 0,005 < LQ 1270 0,259 3,929 < LQ 16,73 0,719 0,126 0,094 0,004 0,011

45,34 < LQ < LQ 0,124 < LQ 15,78 < LQ 0,139 0,128 < LQ 1,319 1098 0,007 45,70 0,005 < LQ 1287 0,247 4,040 < LQ 17,89 0,740 0,131 0,098 0,005 0,016

45,91 0,052 <LQ 0,123 <LQ 14,60 <LQ 0,136 0,126 < LQ 1,295 1103 0,007 41,58 0,006 <LQ 1302 0,250 4,138 <LQ 16,95 0,655 0,133 0,093 0,005 0,016

46,67 0,048 <LQ 0,115 <LQ 14,24 <LQ 0,142 0,130 < LQ 1,294 1099 0,007 40,45 0,005 <LQ 1343 0,254 3,826 <LQ 17,13 0,657 0,136 0,097 0,005 0,023

47,50 0,046 <LQ 0,121 <LQ 14,52 <LQ 0,143 0,125 < LQ 1,279 1128 0,007 43,10 0,005 <LQ 1351 0,254 3,570 <LQ 18,15 0,671 0,125 0,088 0,005 0,026

47,87 0,039 <LQ 0,123 <LQ 15,63 <LQ 0,148 0,123 < LQ 1,241 1206 0,009 50,60 0,005 <LQ 1419 0,274 3,409 <LQ 21,14 0,730 0,112 0,081 0,005 0,018

Dados dos parâmetros – Ensaio de Coluna

Tabela 5: Dados dos parâmetros físico-químicos da Coluna 1 (Lixiviado efluente novo)

COLUNA 1 - LIXIVIADO NOVO

Nº POROS PH EH (mV) CONDUTIVIDADE (µs/cm) SÓLIDOS TOTAIS DISSOLVIDOS (mg/L) TEMPERATURA (°C) VOLUME (mL)

0,65 6,18 232 276 276 18,8 112

1,20 4,48 276 1565 1568 19,1 34

1,82 5,97 224 6.246 6234 19,9 90

2,55 6,94 139 10.918 10956 19,5 96

3,26 7,46 131 12.047 12064 19,3 138

4,31 7,83 93 12.812 12242 19,3 202

5,51 7,93 91 13.889 11928 19,1 230

6,57 8,41 81 11.295 11716 17,8 114

7,85 8,14 68 12.030 12058 17,9 245

9,25 8,27 80 11.568 11786 17,9 270

10,58 8,23 88 12.398 11842 18,1 255

11,85 8,3 100 11.734 11862 17,8 202

13,05 8,22 95 11.791 12206 18,2 231

14,15 8,39 88 12.960 12178 17,6 212

15,30 8,22 89 12.115 12134 18,9 220

16,37 8,4 83 11.938 11886 19,7 156

17,31 8,38 85 12.125 12134 20,4 182

18,41 8,24 80 12.133 12150 20,4 212

19,40 8,34 83 12.159 12182 19,4 189

20,57 8,3 82 12.205 12208 19,2 226


Nº POROS PH EH (mV) CONDUTIVIDADE (µS/cm) SÓLIDOS TOTAIS DISSOLVIDOS (mg/L) TEMPERATURA (°C) VOLUME (mL)

21,46 8,41 80 12.149 12168 19,8 131

22,94 8,38 71 12.054 12040 20 90

24,18 8,49 70 12.097 12078 19,8 240

24,92 8,33 72 12.226 12218 19,4 141

25,85 8,33 77 12.203 12178 20 180

26,70 8,41 76 11.997 12006 20,2 164

27,62 8,42 76 12.056 12096 19,2 177

28,95 8,33 67 12.116 12152 19 255

29,77 8,4 67 11.952 12028 19,3 138

30,60 8,41 74 11.985 12008 19,7 150

31,41 8,37 73 12.032 12018 20,2 156

32,10 8,36 71 12.021 12010 20,4 122

32,75 8,56 68 12.034 12018 20,1 125

33,94 8,31 61 12.066 12034 20,4 230

34,69 8,32 60 12.054 12018 21,3 144

35,40 8,33 61 11.995 11958 22 127

36,16 8,31 60 11.960 11920 20,8 114

36,77 8,37 62 11.895 11922 19,5 118

37,39 8,37 59 11.899 11946 18,5 106

38,44 8,34 65 11.925 12004 19,9 202

39,07 8,4 64 11.885 11900 19,9 102

40,01 8,38 64 11.884 11900 21,2 180

40,52 8,42 64 11.822 11846 21,7 82

41,02 8,32 67 11.759 11790 21,2 78

41,75 8,34 67 11.628 11550 21,7 141


Nº

POROS PH EH (mV) CONDUTIVIDADE (µS/cm)

SÓLIDOS TOTAIS DISSOLVIDOS

(mg/L)

TEMPERATURA

(°C)

VOLUME

(mL)

42,22 8,42 66 11.573 11550 21 66

42,94 8,44 62 12.115 12118 20,3 63

43,26 8,44 62 12.091 12080 19,6 62

43,64 8,43 60 11.990 12048 18,3 60

44,07 8,48 60 11.946 11950 17,7 82

44,32 8,53 61 11.933 11938 18 48

44,55 8,54 60 11.796 11812 18,9 45

44,84 8,56 58 11.455 11472 21,2 38

45,07 8,47 59 11.792 11790 21,1 44

45,89 8,45 56 11.822 11824 20 159

46,08 8,6 55 11.315 11326 21,1 35

46,28 8,64 62 11.370 11384 21,6 40

46,53 8,68 61 11.367 11398 23,4 42

46,73 8,71 68 11.590 11514 22,9 38

47,17 8,47 55 11.615 11612 22,2 85

47,57 8,46 59 11.604 11614 20 78

47,90 8,55 65 11.405 11428 20,2 62

48,11 8,6 67 11.350 11358 21 42

48,46 8,59 65 11.482 11486 19,8 67

48,77 8,6 60 11.399 11406 18,2 60

49,08 8,59 65 11.377 11390 17,9 59

Tabela 6: Dados dos parâmetros físico-químicos da Coluna 2 (Lixiviado efluente novo)


Nº POROS PH EH (mV) CONDUTIVIDADE (µS/cm)


(mg/L)

TEMPERATURA

(°C)

VOLUME

(mL)

0,22 6,23 229 262 238 18,7 42

0,48 7,51 225 536 494 19 50

0,58 7,25 215 812 822 20,1 20

0,70 6,87 152 1.120 1132 19,7 22

0,83 4,91 240 1.977 1978 19,8 25

0,99 4,29 218 4.445 4460 19,6 32

1,17 4,17 234 5.123 5136 18,9 35

1,41 4,08 289 6.622 6632 18,1 46

1,68 7,17 122 10.010 10012 18,3 52

1,95 7,86 158 11.334 11290 18,3 52

2,16 7,93 167 11.789 11842 18,5 39

2,40 7,94 164 12.047 12054 18,1 47

2,68 7,99 120 12.290 12254 18,2 53

2,93 8,16 107 12.760 12238 17,1 48

3,44 8,07 117 12.242 12218 19,2 98

3,70 8,21 96 12.130 12154 20 51

3,96 8,29 98 12.184 12168 20,7 50

4,24 8,25 98 12.173 12152 20,4 54

4,52 8,28 109 12.189 12158 19,6 53

5,22 8,18 94 12.121 12142 19,3 136

5,48 8,36 83 12.117 12124 20 49

5,72 8,35 80 12.020 12024 20,7 46

5,95 8,33 78 12.041 12036 20 44




(mg/L)

TEMPERATURA

(°C)

VOLUME

(mL)

6,14 8,48 75 12.045 12116 20 37

6,37 8,33 76 12.053 12162 19,6 44

6,91 8,33 84 11.906 11964 20,3 53

7,19 8,35 83 11.837 11928 19,3 54

7,72 8,29 76 11.797 11912 19 102

7,98 8,37 72 11.733 11768 19,3 50

8,25 8,41 83 11.691 11630 19,8 52

8,57 8,39 83 11.617 11620 20,4 61

8,83 8,45 80 11.569 11558 20,7 50

9,08 8,51 75 11.571 11556 20,1 48

9,64 8,42 71 11.568 11548 20,5 108

9,95 8,43 70 11.512 11526 21,6 60

10,24 8,47 69 11.530 11528 22,1 56

10,51 8,48 68 11.505 11522 20,8 52

10,80 8,53 67 11.496 11496 19,4 55

11,08 8,59 65 11.485 11498 18,6 53

11,63 8,48 67 11.496 11542 19,6 106

11,92 8,5 68 11.506 11522 20 56

12,50 8,46 66 11.538 11538 21,2 112

12,79 8,52 68 11.508 11484 21,6 55

13,09 8,53 69 11.515 11478 21,3 58

13,68 8,42 75 11.527 11518 21,7 114

13,97 8,51 75 11.469 11458 20,8 55

14,28 8,49 72 11.462 11456 20,9 60




(mg/L)

TEMPERATURA

(°C)

VOLUME

(mL)

14,57 8,51 69 11.998 11992 20,3 56

14,87 8,52 70 11.977 11988 19,6 58

15,09 8,49 70 11.830 11848 18,2 42

15,70 8,55 69 11.870 11870 18 44

15,98 8,58 68 11.949 11946 18,7 54

16,25 8,55 67 11.920 11924 21,1 53

16,52 8,54 66 11.923 11918 21,1 52

17,13 8,47 63 11.819 11804 19,9 117

17,39 8,56 64 11.848 11894 21,1 50

17,66 8,66 68 11.817 11804 21,7 52

17,94 8,72 66 11.802 11790 23,2 54

18,20 8,72 63 11.805 11780 22,8 50

18,78 8,56 62 11.818 11794 22,1 112

19,33 8,56 64 11.804 11778 20,1 106

19,81 8,61 61 11.745 11736 20 92

20,11 8,6 59 11.673 11670 20,9 58

20,61 8,61 57 11.764 11730 19,6 96

21,04 8,62 50 11.745 11734 18,5 82

21,46 8,67 54 11.730 11718 17,8 80

21,93 8,62 70 11.670 11674 19,7 92

22,44 8,64 62 11.615 11612 22 98

23,02 8,67 71 11.565 11584 21,7 112

23,29 8,63 65 11.483 11490 20,2 51

23,87 8,57 59 11.309 11364 20,3 112

Tabela 7: Dados dos parâmetros físico-químicos da Coluna 3 (Lixiviado efluente velho)

COLUNA 3 - LIXIVIADO VELHO



(mg/L)

TEMPERATURA

(°C)

VOLUME

(mL)

0,48 6,03 252 41,3 41 18,6 93

0,78 4,54 254 1518 1514 19,1 58

1,27 7,82 149 12.985 12972 20,2 94

1,75 8,16 94 12.998 18346 19,8 92

2,18 8,49 114 18.645 18690 19,7 83

2,72 8,35 73 18.769 18730 19,7 104

3,12 8,47 87 18.497 18384 19,3 76

3,64 8,35 96 18.628 18490 18 100

4,12 8,43 87 18.649 18582 18,5 92

4,63 8,49 88 18.437 18338 18 98

5,06 8,43 86 18.279 18168 18,3 84

5,52 8,42 95 18.350 18252 18 88

5,97 8,43 90 18.426 18458 18,4 86

6,34 8,57 89 18.720 18226 17,1 72

7,06 8,42 97 18.059 18032 19,1 139

7,45 8,55 86 17.895 17876 19,8 75

7,83 8,54 85 17.947 17984 20,7 72

8,27 8,49 82 18.015 18038 20,4 85

8,69 8,52 83 17.997 18022 19,6 81

9,72 8,48 76 17.974 18020 19,4 198

10,06 8,57 70 17.708 17714 20,1 65

10,38 8,55 58 17.695 17670 20,6 62

10,69 8,59 57 17.490 17500 20,2 59




(mg/L)

TEMPERATURA

(°C)

VOLUME

(mL)

12,01 8,56 55 17.499 17602 19,9 255

12,31 8,64 56 17.521 17728 19,6 58

13,06 8,63 60 17.324 17338 20,5 71

13,43 8,64 58 17.215 17226 19,2 72

14,10 8,64 62 17.123 17158 19,1 128

14,41 8,7 61 16.912 16942 19,4 60

14,74 8,69 60 16.925 16910 19,7 64

15,11 8,68 45 16.895 16896 20,4 71

15,41 8,69 52 16.857 16898 20,6 57

15,69 8,7 53 16.923 16918 20,2 54

16,27 8,66 57 16.940 16952 20,5 112

16,61 8,65 55 16.875 16862 21,6 66

16,91 8,67 58 16.896 16882 22,1 58

17,17 8,66 56 16.894 16880 20,9 50

17,46 8,69 59 16.874 16868 19,4 56

17,73 8,68 51 16.895 16904 18,6 52

18,26 8,63 46 16.905 16930 19,5 102

18,53 8,68 44 16.959 16944 20,1 52

19,09 8,6 35 17.069 17060 21,3 107

19,35 8,66 45 17.071 17054 21,7 50

19,65 8,62 41 17.070 17064 21,3 58

20,20 8,56 42 17.058 17078 21,7 106

20,48 8,66 43 16.989 16962 20,8 54

20,78 8,67 39 16.855 16842 20,9 58




(mg/L)

TEMPERATURA

(°C)

VOLUME

(mL)

21,06 8,7 39 17.509 17490 20,5 52

21,34 8,69 36 17.524 17494 19,7 54

21,66 8,69 35 17.522 17440 18,3 62

22,38 8,75 37 17.714 17782 18,1 56

22,63 8,77 36 17.602 17602 18,9 48

22,88 8,71 36 17.422 17408 20,9 48

23,14 8,7 34 17.501 17484 20,8 51

24,19 8,6 30 17.803 17786 20 202

24,42 8,7 31 17.681 17428 21 44

24,66 8,79 42 17.553 17198 21,8 46

24,93 8,84 41 17.512 17092 23,4 52

25,17 8,78 36 17.495 17040 22,7 45

25,71 8,63 21 17.429 17396 22,2 104

26,23 8,64 25 17.410 17404 20,1 101

26,69 8,69 28 17.335 17338 20,2 88

26,99 8,74 29 17.050 17180 21 57

27,46 8,74 30 17.010 17020 19,6 91

27,86 8,74 30 16.905 16952 18,6 78

28,26 8,8 36 16.791 16790 18 76

28,66 8,74 35 16.814 16798 19,7 77

29,14 8,77 27 16.678 16712 22,2 92

29,71 8,74 22 16.664 16692 21,7 110

29,99 8,73 20 16.697 16706 20,3 55

31,14 8,73 7 16.754 16780 20,2 220

Tabela 8: Dados dos parâmetros físico-químicos da Coluna 4 (Lixiviado efluente velho)


Nº POROS PH EH (mV) CONDUTIVIDADE (mg/L)


(mg/L)

TEMPERATURA

(°C)

VOLUME

(mL)

0,71 6,1 249 50,2 50 18,7 136

1,55 7,21 184 16.345 16430 19,1 163

1,96 8,05 113 18.785 18910 20,1 78

3,34 7,95 86 19.767 19690 19,6 266

4,50 8,14 86 19.095 18984 19,3 223

5,67 8,21 79 18.721 18822 19,3 224

6,48 8,28 81 18.760 18822 19,4 156

7,42 8,35 82 18.626 18516 17,7 182

8,46 8,45 68 18.590 18498 18,3 200

9,58 8,5 73 18.557 18596 18,1 216

10,47 8,39 66 18.479 18432 18,5 170

11,44 8,39 73 18.528 18516 18 188

12,35 8,37 69 18.787 18756 18,3 175

13,07 8,47 64 18.830 18504 17,5 138

13,17 8,41 52 17.637 18550 19,2 18

13,88 8,4 58 18.570 18564 19,7 138

14,58 8,44 58 18.577 18598 20,6 134

15,52 8,37 47 18.699 18676 20,3 182

16,36 8,42 51 18.708 18682 19,4 160

17,99 8,39 45 18.741 18646 19,4 314

18,55 8,47 38 18.425 18344 20,1 108

19,09 8,48 35 18.328 18320 20,6 104

19,56 8,46 28 18.335 18340 20 91




(mg/L)

TEMPERATURA

(°C)

VOLUME

(mL)

19,65 8,51 26 18.356 18472 19,9 17

20,25 8,44 29 18.598 18572 19,6 116

21,72 8,57 30 18.052 17984 20,3 135

22,45 8,6 27 18.012 17980 19,3 142

23,74 8,53 26 18.064 18022 19,2 248

24,32 8,55 23 18.035 17996 19,4 112

24,97 8,53 26 18.010 18030 19,8 125

25,68 8,52 24 18.019 18006 20,4 135

26,21 8,52 26 18.010 17958 20,5 102

26,75 8,61 24 18.043 17984 20,1 104

27,86 8,5 22 18.064 18072 20,6 215

28,48 8,47 13 18.012 18030 21,4 118

29,02 8,51 23 17.997 17990 22,1 105

29,50 8,51 22 17.948 17952 20,9 92

30,02 8,55 21 17.921 17886 19,4 100

30,48 8,52 22 17.872 17812 18,6 88

31,36 8,54 28 17.855 17788 19,3 170

31,81 8,59 30 17.741 17732 20 86

32,72 8,53 29 17.838 17820 21,1 176

33,16 8,58 37 17.784 17784 21,6 84

33,59 8,56 31 17.805 17824 21,3 83

34,44 8,47 30 17.860 17862 21,6 164

34,84 8,57 29 17.772 17718 20,8 76

35,28 8,55 28 17.645 17636 20,8 84




(mg/L)

TEMPERATURA

(°C)

VOLUME

(mL)

35,68 8,57 26 18.318 18330 20,3 78

36,10 8,55 25 18.308 18326 19,5 81

36,59 8,53 24 18.350 18404 18,3 93

37,58 8,65 28 18.260 18250 18,1 72

37,94 8,63 28 18.230 18206 18,9 68

38,28 8,61 26 18.120 18132 21,2 67

38,66 8,58 25 18.198 18178 20,9 73

40,00 8,51 21 18.241 18196 20,2 257

40,28 8,62 24 17.989 17772 21,1 54

40,57 8,71 32 17.853 17518 21,6 56

40,91 8,77 30 17.803 17418 23,4 66

41,21 8,71 30 17.765 17590 22,6 57

41,83 8,61 2 17.627 17632 22,1 120

42,43 8,61 7 17.619 17614 20,1 115

42,94 8,64 15 17.515 17504 20,1 97

43,46 8,62 18 17.850 17810 20,9 101

44,22 8,86 13 17.948 17934 19,8 146

44,81 8,7 15 17.839 17808 18,5 113

45,34 8,7 17 17.765 17794 18,1 102

45,91 8,65 15 17.779 17788 19,5 111

46,67 8,67 21 17.782 17804 22,1 145

47,50 8,68 18 17.677 17662 21,8 160

47,87 8,65 15 17.563 17592 20,1 71

49,31 8,64 -3 17.482 17512 20,4 277

Tabela 9: Dados de concentração de Alcalinidade e Cloreto das Colunas 1 e 2 (Lixiviado efluente novo)

N° Poros Alcalinidade (mg/L) - Coluna 1 Cloreto (mg/L) - Coluna 1 N° Poros Alcalinidade (mg/L) - Coluna 2 Cloreto (mg/L) - Coluna 2

0,65 11,9 4,4 0,22 11,8584 4,4

1,82 133,1 53,6 0,58 22,3992 41,8

4,31 523,1 52,6 1,95 3919,86 2800,5

9,25 6126,8 2604,0 2,68 5863,32 2358,3

13,05 6390,4 2530,3 3,70 5468,04 2039,0

16,37 6159,8 2296,9 4,52 6060,96 2628,6

19,40 6258,6 2702,3 5,48 5731,56 2653,1

21,46 5270,4 2677,7 5,95 5665,68 2554,9

22,94 5797,4 2604,0 6,91 5533,92 2579,4

26,70 6653,9 2530,3 7,98 5072,76 2407,5

29,77 5566,9 2481,2 8,83 5006,88 2456,6

32,10 5369,22 2456,6 9,95 4973,94 2407,468

34,69 5303,34 2.407 10,80 4875,12 2407,468

36,77 5369,22 2.358 11,92 4678,212 2432,034

39,07 4981,992 2.506 12,79 4769,346 2456,6

40,52 4860,48 2.383 13,97 4374,432 2481,166

42,22 4617,456 2481,166 14,87 4435,188 2530,298

43,26 4647,834 2493,449 15,70 4435,188 2505,732

44,32 4587,078 2505,732 16,52 4495,944 2518,015

45,07 4617,456 2518,015 17,13 4556,7 2481,166

45,89 4587,078 2530,298 17,94 4617,456 2493,449

46,53 4556,7 2554,864 19,33 4678,212 2505,732

47,57 4435,188 2505,732 19,81 4617,456 2493,449

47,90 4404,81 2505,732 20,61 4495,944 2481,166

48,46 4313,676 2518,015 21,93 4374,432 2505,732

49,40 4283,298 2505,732 23,29 4192,164 2481,166

Tabela 10: Dados de concentração de Alcalinidade e Cloreto das Colunas 3 e 4 (Lixiviado efluente velho)

N° Poros Alcalinidade - Coluna 3 Cloreto - Coluna 3 N° Poros Alcalinidade - Coluna 4 Cloreto - Coluna 4

0,48 11,1996 6,4 0,71 11,1996 6,39

1,27 210,816 66,3 1,96 797,148 73,70

2,72 931,5432 69,3 5,67 957,8952 75,66

4,63 9914,94 3316,4 9,58 11232,54 3709,47

5,97 9354,96 3660,3 12,35 10804,32 3660,33

7,45 9882 3684,9 13,88 10804,32 4028,82

8,69 10145,52 3930,6 16,36 9486,72 3783,16

10,06 9750,24 3365,5 18,55 10145,52 3635,77

10,69 8366,76 3267,3 19,56 10211,4 3684,90

13,06 9091,44 3856,9 21,72 9816,12 3758,60

14,41 8333,82 3660,3 24,32 9486,72 3402,39

15,41 8300,88 3390,1 26,21 9289,08 3390,11

16,61 8169,12 3451,523 28,48 9190,26 3377,825

17,46 8267,94 3426,957 30,02 9124,38 3242,712

18,53 7898,28 3512,938 31,81 8748,864 3316,41

19,35 7928,658 3414,674 33,16 8505,84 3390,108

20,48 7807,146 3365,542 34,84 8445,084 3365,542

21,34 7959,036 3316,41 36,10 8445,084 3316,41

22,38 7959,036 3390,108 37,58 8445,084 3242,712

23,14 7837,524 3365,542 38,66 8262,816 3291,844

24,19 7716,012 3390,108 40,00 8202,06 3340,976

24,93 7867,902 3414,674 40,91 8019,792 3365,542

26,23 7959,036 3365,542 42,43 7776,768 3414,674

26,69 7533,744 3340,976 42,94 7959,036 3463,806

27,46 6986,94 3340,976 44,22 8141,304 3562,07

28,66 7108,452 3414,674 45,91 8019,792 3512,938

4. Correlação dos dados de efluentes das colunas experimentais

Tabela 11: Correlação dos dados do efluente da Coluna 1

Tabela 12: Correlação dos dados do efluente da Coluna 2.



5. Correlação dos dados de solos das colunas experimentais

Tabela 15: Correlação dos dados do solo da Coluna 1.




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ESTUDO DA MOBILIDADE QUÍMICA DE ELEMENTOS …repositorio.ufop.br/bitstream/123456789/2977/1/DISSERTAÇÃO... · iii FUNDAÇÃO UNIVERSIDADE FEDERAL DE OURO PRETO Reitor João Luiz