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UNIVERSIDADE DE PASSO FUNDO
FACULDADE DE ENGENHARIA E ARQUITETURA
CURSO DE ENGENHARIA AMBIENTAL
Wagner Machado de Góis
Técnica de remediação por oxidação química in situ aplicada
em escala de laboratório
Passo Fundo, 2013.
1
Wagner Machado de Góis
Técnica de remediação por oxidação química in situ aplicada
em escala de laboratório
Trabalho de conclusão de curso apresentado ao
curso de Engenharia Ambiental, como parte dos
requisitos exigidos para obtenção do título de
Engenheiro Ambiental.
Orientador: Prof. Antonio Thomé, Doutor
Passo Fundo, 2013
2
Wagner Machado de Góis
Técnica de remediação por oxidação química in situ aplicada em
escala de laboratório
Trabalho de Conclusão de Curso como requisito parcial para a obtenção do título de Engenheiro
Ambiental – Curso de Engenharia Ambiental da Faculdade de Engenharia e Arquitetura da
Universidade de Passo Fundo. Aprovado pela banca examinadora:
Orientador:_________________________
Antônio Thomé, Doutor
Faculdade de Engenharia e Arquitetura, UPF
___________________________________
Evanisa de Fátima Reginatto Quevedo Melo, Doutora
Faculdade de Engenharia e Arquitetura, UPF
___________________________________
Luciane Maria Colla, Doutora
Faculdade de Engenharia e Arquitetura, UPF
Passo Fundo, 12 de Junho de 2013
3
Dedico este trabalho a Deus que sempre me
iluminou,às pessoas mais importantes da minha
vida, meus pais:Lair Viera de Góis e Roselene
Machado de Góis, o meu irmão Cassiano e
minha namorada Gabriele, que sempre me
apoiaram e estiveram ao meu lado. Muito
obrigado por vocês estarem sempre presente em
todos os momentos da minha vida, me oferecendo
apoio, incentivo, amor e educação, amo vocês.
4
AGRADECIMENTOS
Agradeço a DEUS, por este momento único na minha vida.
Ao Professor Doutor Antônio Thomé pela orientação, amizade e paciência.
Aos meus amigos de infância, Daniel (in memória) e Rafael, pela amizade verdadeira que sempre
me ofereceram, e inúmeros momentos de alegria.
Aos amigos de faculdade Jean, Djonatan, Jonas e Vinicios por muitas alegrias e ensinamentos
compartilhados.
A todos meus primos, mas em especial, Geder, Ismael, Jean, Naiara, que foram sempre muito
importantes para mim, agradeço meus avós, tios, enfim todos meus familiares, ao meu amigo Elton
pela amizade verdadeira e todos colegas de trabalho do restaurante.
Aos meus amigos engenheiros ambientais Iziquiel Cecchin, Cleomar Reginatto e Marcelo Pezzini,
pelos conhecimentos passados.
A minha banca examinadora do TCC pelas orientações pontuais.
A minha namorada que esteve sempre ao meu lado, e torna minha vida feliz, aos seus pais e sua
irmã que sempre me trataram muito bem.
Ao Ricardo Rabello, pelos ensinamentos e apoio.
E principalmente a minha família que sempre lutou pela minha felicidade me dando apoio
financeiro, afetivo e principalmente me educando com firmeza e orientando sobre o que é correto
nesta vida, muito obrigado por tudo.
5
RESUMO
A crescente preocupação ambiental vem ganhando força no meio acadêmico e político. Tal fato
pode ser atribuído aos diversos impactos provenientes da atividade antrópica no meio natural a fim
de extrair recursos para fins econômicos e de produção. Deste modo, a necessidade de utilização de
medidas mitigadoras e recuperadoras destes impactos é essencial para a preservação dos recursos
existentes, bem como a manutenção da vida como a conhecemos. Sendo assim, técnicas de
remediação para a descontaminação de sítios contaminados acabam sendo uma importante
ferramenta para a reabilitação ambiental de áreas afetadas pelo homem. Dentre estas, pode-se
destacar os Processos Oxidativos Avançados (POA), os quais são muito recomendados para
contaminação com compostos orgânicos em meio aquoso. Este trabalho visa apresentar um estudo
de simulação em laboratório do processo de remediação pela técnica de POA, avaliando sua
eficiência, bem como seus efeitos na distribuição espacial no corpo de prova ao longo do tempo.
Para a execução do experimento foi realizado a moldagem de um corpo de prova de solo arenoso,
com características físicas de campo, sendo este submetido a saturação até metade de sua altura com
uma água subterrânea de uma área com contaminação já confirmada. O oxidante utilizado foi o
Peróxido de Magnésio, sendo sua dosagem de aplicação definida através de cálculos de
estequiometria baseados na contaminação inicial da amostra. Foi confeccionado 1 piezômetro
central de injeção. Os piezômetros de coleta foram alocados com distância 5 e 10 cm do ponto de
injeção, com a finalidade de avaliar a dispersão do oxidante pelo corpo de prova. As análises
qualitativas de TPH foram realizadas através da metodologia de Cromatografia Gasosa, e as
quantitativas através de espectrometria de massa obtidas de um laboratório comercial. Foram
realizadas análises em tempo 0, 48, 96 e 168 horas de experimento. Segundo as análises iniciais,
obteve-se uma concentração inicial de 140 mg/L de TPH totais, sendo este representado por um
único pico na cromatografia gasosa. Observou-se uma redução gradual da concentração ao longo do
tempo, não apresentando diferenças visíveis entre os diâmetros apresentados, sendo que ao final do
tempo 168 horas, não foi mais constatado a presença do contaminante no meio através da
cromatografia gasosa, sendo este resultado corroborado pelas análises de espectrometria de massa.
Conclui-se deste modo que não houve diferença visível na distribuição espacial do reagente e que o
Peróxido de Magnésio é um excelente oxidante químico para TPH, obtendo total degradação ao
final do experimento.
Palavras-chaves: Técnicas de Remediação, Peróxido de Magnésio, Hidrocarbonetos Totais de
Petróleo.
6
ABSTRACT
The increasing environmental concern has been gaining momentum in academic and political. This
fact can be attributed to the different impacts from human activity on the natural environment in
order to extract resources for economic purposes and production.Thus the necessity to use of
mitigation measures and reclaimers of these impacts is essential to the preservation of existing
resources as well as the maintenance of life as we know. Thus, remediation techniques for
decontamination of contaminated sites turn out to be an important tool for environmental
rehabilitation of areas affected by man. Among these, we can highlight the Advanced Oxidation
Processes (AOP), which are highly recommended for contamination with organic compounds in
aqueous medium. This paper presents a simulation study on lab remediation technique for POA,
evaluating their efficiency, as well as their effects on the spatial distribution in the sample test along
time.To implement the experiment was molding a specimen of sandy soil physical field, which is
subjected to saturation to half its height with a sample of groundwater of an area with already
confirmed contamination. The oxidant used was magnesium peroxide, and its application rate
defined by stoichiometric calculations based on the initial contamination of the sample. Was made 1
piezometer central injection. The collection piezometers were allocated with 5 and 10 cm away
from the injection point, in order to evaluate the dispersion of the oxidant by the sample. The TPH
qualitative analyzes were performed by gas chromatography methodology and the quantitative by
mass spectrometry obtained from the one commercial laboratory.Analyzes were performed in 0, 48,
96 and 168 hours of experiment. According to the initial analysis, we obtained an initial
concentration of 140mg / L of total TPH, which is represented by a single peak in gas
chromatography. We observed a gradual reduction in concentration along time, showing no visible
difference between the diameters shown, the end of which time 168 hours it was no longer observed
in the presence of the contaminant by means of gas chromatography confirmed this result analysis
by mass spectrometry. We conclude therefore that there was no visible difference in the spatial
distribution of the reagent and the Magnesium peroxide is an excellent chemical oxidant for TPH,
obtaining total degradation at the end of the experiment.
Key-word: Remediation techniques, Magnesium Peroxide, Total Petroleum Hydrocarbon
7
LISTA DE ILUSTRAÇÕES
Figura 1. Faixas de classificação de partículas de solo ............................................................ 13
Figura 2. Faixas de classificação de partículas de solo ............................................................ 16
Figura 3. Número de áreas contaminadas por tipo de contaminante em SP. .......................... 22
Figura 4. Distribuição das áreas contaminadas com derivados de petróleo em SP. ................ 24
Figura 5. Conformação estrutural de compostos BETEX ....................................................... 28
Figura 6. Destino e processos do transporte de componentes NAPL no solo ......................... 30
Figura 7. Efeito da advecção mostrando a evolução da pluma de contaminação em função do
tempo de percolação. .................................................................................................................... 32
Figura 8. Efeito da dispersão hidrodinâmica em um meio poroso ......................................... 33
Figura 9. Processo de injeção de Oxidante Químico ............................................................... 36
Figura 10. Curva granulométrica do solo de estudo .............................................................. 38
Figura 11. Modelo conceitual do experimento ...................................................................... 39
Figura 12. Execução das perfurações no piezômetro de monitoramento .............................. 40
Figura 13. Piezômetros finalizados e protegidos com geotêxtil ............................................ 41
Figura 14. Corpo de prova em execução ................................................................................ 43
Figura 15. Ponto de origem da água contaminada ................................................................. 45
Figura 16. Momento da coleta da água subterrânea contaminada ......................................... 46
Figura 17. Resultado da Cromatografia Gasosa no tempo 0 .................................................. 49
Figura 18. Resultado da Cromatografia no tempo 48 horas nos dois piezômetros ................ 50
Figura 19. Resultado da Cromatografia no tempo 96 horas nos dois piezômetros ................ 51
Figura 20. Resultado da Cromatografia no tempo 168 horas nos dois piezômetros .............. 51
Figura 21. Redução do contaminante ao longo do tempo ...................................................... 52
Figura 22. Eficiência do Oxidante ao longo do tempo ........................................................... 53
8
LISTA DE TABELAS
Tabela 1 - Faixas de classificação de partículas de solo .............................................................. 15
Tabela 2 - Principais fontes de contaminação de ......................................................................... 21
Tabela 3 - Situação dos postos de abastecimento do RS (excluindo-se Porto Alegre) ................ 24
Tabela 4 - Valores limites de concentração segundo a CONAMA ............................................. 27
Tabela 5 - Propriedades dos compostos BTEX ........................................................................... 29
Tabela 6 - Compostos utilizados para a aplicação de Processos Oxidativos Avançados ............ 34
9
SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO................................................................................................................. 10
1.1 Objetivos ................................................................................................................... 11
1.1.1 Objetivo geral ..................................................................................................... 11
1.1.2 Objetivos específicos ......................................................................................... 11
2 DESENVOLVIMENTO ................................................................................................... 12
2.1 Revisão Bibliográfica ................................................................................................ 12
2.1.1 O solo ................................................................................................................. 12
2.1.2 Características dos solos .................................................................................... 14
2.2 Águas Subterrâneas ................................................................................................... 17
2.2.1 O Solo e Suas Interações com Contaminantes ................................................... 19
2.2.2 Contaminação de Solos e Águas Subterrâneas .................................................. 20
2.2.3 Comportamento dos contaminantes em Subsuperfície ...................................... 30
2.2.4 Transporte de contaminantes ............................................................................. 31
2.2.5 Processos Oxidativos Avançados....................................................................... 33
2.3 Métodos e materiais................................................................................................... 38
2.3.1 Solo .................................................................................................................... 38
2.3.2 Montagem do Experimento ................................................................................ 38
2.3.3 Moldagem do corpo de prova ............................................................................ 41
2.3.4 Água contaminada.............................................................................................. 45
2.3.5 Oxidante utilizado (Peróxido de Magnésio) ...................................................... 46
2.3.6 Método de Avaliação da Técnica de Oxidação .................................................. 48
2.4 Resultados e discussões ............................................................................................. 49
3 CONCLUSÃO................................................................................................................... 54
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ..................................................................................... 54
10
1 INTRODUÇÃO
Os impactos provenientes da atividade antrópica são a muito tempo discutidos em todos os
âmbitos sociais, visto a grande problemática resultante destas. Tem-se que o homem a partir da
revolução industrial, passou a usufruir dos recursos naturais com uma voracidade impressionante,
fazendo com que suas cidades, indústrias e lavouras ocupassem cada vez mais territórios,
produzindo cada vez mais, não contabilizando os prejuízos ambientais formados neste sistema.
Tais atividades geraram ao longo dos anos a contaminação de milhares áreas, bem como a
exposição desta a uma infinidade de indivíduos. Ainda neste contexto, tem-se claramente uma
maior influência advinda dos países mais desenvolvidos, os quais acabam sendo responsáveis por
boa parte da contaminação e disposição de rejeitos e efluentes líquidos, proporcionando
contaminações em seus territórios ou ainda em países ditos de “exploração”. Das contaminações
ainda existentes podem-se citar os pesticidas, herbicidas, metais e derivados de petróleo.
Nos últimos anos, vem se buscando medidas que possam minimizar estes impactos
provenientes da atividade antrópica, bem como promover a recuperação de áreas já degradadas.
Desta maneira, a busca por opções tecnológicas capazes de proporcionar a destruição dos
componentes tóxicos existentes de maneira mais eficiente, de baixo custo e fácil aplicação vem se
tornando cada vez mais constante, visto ao crescimento do rigor imposto pelas novas legislações
ambientais quanto a este tema.
Desta maneira, a adoção de tecnologias de remediação de fácil aplicação, que não produzam
subprodutos nocivos e de preferência com aplicação no próprio local contaminado (in situ) vem
sendo incentivadas. Dentre estas, pode-se citar os Processos Oxidativos Avançados (POA), os quais
proporcionam oxidação/redução de compostos orgânicos tóxicos como derivados de petróleo,
fazendo com que a toxicidade destes possa ser reduzida ou ainda fazer com que estes acabem sendo
mineralizados.
Os Processos Oxidativos Avançados são comprovadamente uma excelente técnica de
remediação para compostos orgânicos tóxicos, sendo largamente utilizadas para a remediação de
áreas contaminadas proveniente de postos de abastecimento. Entretanto, existem poucos estudos em
solos brasileiros quanto ao seu comportamento em subsuperfície, sendo sua aplicação baseada em
estudos de laboratório deficitários, havendo, portanto, dúvidas referentesao raio de influência
espacial existente na aplicação da técnica.
11
1.1 Objetivos
1.1.1 Objetivo geral
Verificar a variação espacial da eficiência da técnica de Oxidação Química, bem como a
degradação de compostos orgânicos dissolvidos em um experimento em escala piloto, simulando
um solo arenoso contaminado.
1.1.2 Objetivos específicos
Os objetivos específicos foram:
a) Analisar o comportamento do oxidante (Peróxido de Magnésio) em relação aos diâmetros de
coleta no corpo de prova.
b) Avaliar a eficiência da técnica ao longo do tempo.
c) Verificar a eficiência da aplicação de peróxido de magnésio em um corpo de prova saturado
com água subterrânea contaminada.
12
2 DESENVOLVIMENTO
2.1 RevisãoBibliográfica
2.1.1 O solo
O termo solo é definido de diferentes formas por autores de diversas áreas científicas.
Podem-se sumarizar tais definições como sendo o solo o material mineral e orgânico não
consolidado na superfície imediata da terra, podendo assim, servir como um meio natural para o
desenvolvimento dos seres vivos presentes na biosfera (HIGARASHI, 1999; CALVET, 2003;
ROCHA, 2010). Em sua composição, o solo apresenta não somente um agregado de minerais, ar,
água e materiais orgânicos, mas também uma diversidade de fenômenos naturais organizados que
acabam proporcionando desta maneira uma dinâmica de equilíbrio distinta (RINALDI, 2006).
Tais fenômenos são claramente influenciados pela tipologia do solo em questão, podendo
estas variar grandemente em solos de uma mesma região, quando levado em consideração os
processos físicos, químicos e biológicos que deram origem a este solo, bem como a rocha matriz de
sua formação (HIGARASHI, 1999; RINALDI, 2006; NASCIMENTO, 2011).
Segundo Salomão et al (1998), a origem e evolução do solo tem influência principal de
cinco fatores:
1) Clima- Condicionado principalmente a ação da chuva e da temperatura;
2) Material de Origem – Devido a circulação de água em seu interior, bem como sua
composição e conteúdo mineral;
3) Fatores Biológicos – Devido à influência destes na formação de novos elementos orgânicos
e minerais, modificando as características físicas e químicas do meio em questão;
4) Relevo - Tendo em vista a grande interferência que este causa na dinâmica da água e dos
processos erosivos e sedimentação;
5) Tempo: Dependente do período de ação dos outros fatores.
Visando a classificação desta diversidade de solos, são utilizadas diversas metodologias
geológicas e pedológicas. A mais genérica dentre estas, consiste na utilização de graduações de
tamanho de partículas e suas porções, denominada classificação por textura. Neste contexto pode-se
apresentar a Figura 01, onde sãodefinidos alguns sistemas de classificação, bem como sua
denominação e faixa de partículas.
13
Figura 1. Faixas de classificação de partículas de solo
* USDA: U.S. Department of agriculture; CSSC: Canada Soil Survey Committe; ISSS: Internatinal Soil
Science Society; ASTM: America Society for testing & Materials
(1) Tamanho da partícula (mm); (2) Numero ASTM de peneira
Fonte: Gee e Bauder (1986)
14
2.1.2 Características dos solos
Como apresentado anteriormente, o solo é caracterizado como sendo um meio altamente
interativo para com os compostos em contato com este. Entretanto, tal interação é dependente de
diversos fatores físicos e químicos (ROCHA, 2010). Dentre estes fatores, é possível destacar:
2.1.2.1 Heterogeneidade do meio
Quando se apresenta o termo heterogeneidade de um solo, trata-se basicamente de sua
variação de estrutura, tamanho de partículas, grau de estratificação, tipo e tamanho de partículas,
sendo que estas acabam interferindo em outras propriedades, como porosidade e condutividade
hidráulica, dentro de uma mesma faixa ou em diferentes horizontes do solo (GUIGUER, 2000).
Desta maneira, tem-se que em um determinado perfil de solo pode conter zonas de alta e
baixa permeabilidade, fazendo com que na ocorrência de um derramamento de determinado
contaminante líquido, este possa se deslocar para uma maior profundidade, em caso de baixa
permeabilidade, ou ficar retido após determinada distância, ao se deparar com uma camada de baixa
permeabilidade (SILVA, 2007).
Em seus estudos, Soares (2008), chegou a alguns resultados referentes à permeabilidade
intrínseca de diversos tipos de solo, definindo as seguintes conclusões a respeito do assunto:
a) Quanto maior o tamanho médio dos grãos do solo, maior é sua permeabilidade, devido a um
maior diâmetro dos vazios internos;
b) Quanto maior a variação de granulometria nos solos, menor será sua permeabilidade, tendo
em vista um maior preenchimento dos vazios;
2.1.2.2 Porosidade
A Porosidade é diretamente dependente do tamanho e formatos das partículas presentes no
solo, bem como da maneira que estas estão alocadas em seu sistema (arranjo interno de partículas).
Um solo com uma granulometria mais bem graduada acaba apresentando uma porosidade menor
que outros solos com curvas mais acentuadas, tendo em vista o bom acondicionamento de grãos que
tais solos possuem. A determinação da porosidade pode ser realizada a partir das [Equações 1 e 2]
abaixo:
15
(1)
(x 100, se o valor da porosidade for expresso em porcentagem)
Sendo:
η = Porosidade total
VV = Volume de vazios
VT = Volume total
(2)
(x 100, se o valor da porosidade for expresso em porcentagem)
Sendo:
η = Porosidade total
e= índice de vazios do solo
Quanto ao formato das partículas, tem-se que um solo com partículas mais esféricas acabam
tendo uma porosidade menor que outros com formatos mais robustos ou laminares, visto que solos
com tais características abam se acomodando de maneira mais desuniforme, proporcionando uma
porosidade maior (CABRAL, 1997; GUGUER, 2000). A Tabela1 apresenta a porosidade total para
alguns tipos de solos.
Tabela 1 - Faixas de classificação de partículas de solo
Tipo de solo Porosidade (%)
Areia Fina 34 – 60
Argila 26 – 53
Dolomita 0 – 40
Rochas Cristalinas Fraturadas 0 – 10
Fonte: Adaptado de Domenico e Schwartz (1997)
2.1.2.3 Permeabilidade ou condutividade hidráulica
Pode-se definir a permeabilidade como uma característica que um determinado solo possui
para transportar um fluido por entre seus vazios interconectados. Tal fator é definido unicamente
pela em função das propriedades do solo em questão, não considerando as características do fluido
16
de interesse, podendo ser determinada tanto para a zona saturada, quanto para a zona vadosa,
diferentemente da condutividade hidráulica.
Neste contexto, embora ambos os fatores acabem sendo utilizados, tem-se que a
condutividade hidráulica é o termo mais apropriado para caracterizar um meio (solo), tendo em
vista que este leva em consideração propriedades tanto do solo como do fluído em estudo
(DOMENICO e SCHWARTZ, 1997).
Segundo Soares (2008), a condutividade hidráulica é diretamente dependente dos arranjos
existentes no meio poroso, promovendo mobilidade maior ou menor dependendo de cada solo
característico. Pode-se expressar a condutividade hidráulica segundo a Equação3.
(3)
Onde:
K = condutividade hidráulica
k = permeabilidade intrínseca no meio poroso
r e m = representam as características do fluído
Segundo Filho (2007), para a determinação do parâmetro de condutividade hidráulica, k, é
necessário empregar a Lei de Darcy (1956) que é expressa na Equação4.
(4)
Onde:
q = Velocidade de descarga do solo.
K = Condutividade hidráulica
i = Gradiente hidráulico, sendo este a razão entre a perda de carga ∆h ao longo de uma
distância L de percolação.
17
2.2 Águas Subterrâneas
Como já apresentado, a matriz do solo é composta por três fases distintas (sólida, liquida e
gasosa), sendo esta diversidade de estados só possível devido a porosidade existente no meio,
podendo estes serem preenchidos por ar, água ou contaminantes. Sabe-se que a contaminação de
solos está intimamente ligada à contaminação das águas subterrâneas, o que gera preocupações,
visto que grande parte da água potável mundial se encontra na subsuperfície (SILVA, 2007).
Tem-se que no planeta terra, 99,4%da água existente encontra-se indisponível para o
consumo humano direto ou imediato, sendo que apenas 0,6% de todo o montante de água existente
pode ser considerada doce e líquida, sendo que deste valor, o percentual de 97,5% encontra-se em
nível subterrâneo (SOARES, 2008). Segundo a Associação Brasileira de Normas Técnicas, água
subterrânea é toda aquela que ocupa a zona saturada do subsolo, ou em um sentido mais geral, toda
a água situada abaixo da superfície do solo, na litosfera (ABNT, 1993).
Com o alto crescimento demográfico existente nas cidades brasileiras, torna-se cada vez
mais complexa a disponibilização de água potável a toda a população. Desta maneira, a utilização
de águas subterrâneas como forma alternativa e complementar vem sendo cada vez mais comum.
Este fato se deve a que em muitos casos a água subterrânea se encontra com ausência de poluição
aparente, não necessitando de tratamento prévio, podendo ser explorada tanto em áreas urbanas
quanto rurais (ANDRADE, 2005).
Na subsuperfície de um terreno, o solo é classificado em basicamente duas zonas verticais:
Zona Saturada e Zona Vadosa, sendo que a definição destas é dependente da proporção relativa dos
espaços porosos ocupados por água (FEITOSA, 1997; SOARES, 2008) Na Figura2 são
apresentadas as divisões e subdivisões da água subterrânea.
18
Figura 2. Zonas existentes em subsuperfícies
FONTE: Soares (2008)
Segundo a classificação apresentada por Soares (2008), a zona vadosa se encontra entre a
superfície freática e a superfície do terreno, sendo os poros presentes nesta fase, preenchidos por
quantidades variáveis de água e ar. Diferentemente da zona vadosa, a zona saturada acaba tendo
seus poros quase que totalmente preenchidos por água, salvo alguns tipos solos característicos
(MANOEL FILHO, 1997). Tem-se desta maneira que a partir da superfície do solo as variações de
teor de umidade podem ser classificadas por:
a) Solo Superficial: Situada na extrema superfície do solo, na zona de crescimento
vegetativo e radicular (conhecida como zona de evapotranspiração). A variação de espessura pode
ocorrer desde poucos centímetros, quando na ausência de vegetação, até vários metros abaixo da
superfície.
b) Zona intermediária: Encontra-se entre o limite da zona capilar até os extremos
radiculares da zona superficial. A água presente nesta fase é originária de uma água capilar isolada
longe do alcance das raízes.
c) Zona capilar: Estende-se a partir do limite freático do solo, até os limites da zona de
ascensão capilar da água. Sua espessura é diretamente dependente do tamanho dos grãos do solo e
da homogeneidade do terreno. Tendo em vista que esta fase se encontrar na interface de uma zona
19
saturada e de uma zona insaturada, esta acaba apresentando uma grande diferença no percentual de
água que preenche os poros ali presentes. Neste sentido, tem-se que em uma extremidade seus poros
estão praticamente saturados de água e na outra, apenas os menores poros se encontram nesta
situação, sendo esta denominada franja capilar.
d) Tábua d’água:Pode ser definida como superfície freática. Esta fase é a mais
próxima ao nível do lençol, sendo que desta maneira seus poros estão praticamente totalmente
preenchidos de água.
e) Água subterrânea: Fica abaixo da superfície freática e possui todos os seus poros
preenchidos com água.
f) Água em poros não conectados: Esta região normalmente se encontra na região de
predominância rochosa, de baixa permeabilidade, onde acaba ficando imóvel por longos períodos
de tempo, sendo denominada “água velha”.
Tendo em vista grande dependência que determinadas regiões do Brasil apresentam para
com as águas subterrâneas, fica evidente a necessidade do monitoramento da qualidade destas, visto
a vulnerabilidade que estes apresentam (SOARES, 2008). Os focos de contaminação dos lençóis
freáticos podem ser provenientes de diversas fontes inorgânicas e orgânicas, havendo sempre uma
forte relação entre os componentes da matriz do solo e a capacidade de migração de determinada
pluma de contaminação (SILVA, 2007).
A contaminação de águas subterrâneas por compostos orgânicos detém grande parte de seu
montante proveniente de vazamentos de combustíveis, originados de tanques de armazenamento
subterrâneos de postos de abastecimento. Tal fator vem ganhando a atenção de diversos entes
públicos e privados na última década, tornando o conceito de remediação das matrizes ambientais
(solo, água e ar) um tema amplamente abordado, visando mitigar e evitar maiores danos à saúde
humana (ANDRADE, 2005).
2.2.1 O Solo e Suas Interações com Contaminantes
Segundo Tedesco et al. (1992), os solos naturalmente possuem um fenômeno denominado
CTC (Capacidade de Troca de Cátions), que corresponde a quantidade de cátions que o solo é capaz
20
de reter por unidade de peso. Têm-se que essa capacidade de troca de cátions é dependente
diretamente da composição química da partícula, bem como sua granulometria.
Neste contexto têm-se que solos com maior teor de argilominerais possui naturalmente uma
maior CTC que solos argilosos, podendo desta forma reter compostos tóxicos que possam estar
livres no meio. Quando abordado a temática de compostos orgânicos, têm-se que um solo com um
maior teor de matéria orgânica em sua composição acaba apresentado uma capacidade de troca de
cátions incrementada devido a afinidade existente entre estes compostos, sendo esta definida como
sorção hidrofóbica (PICARELLI, 2003).
Strecket al (2002) e Picarelli (2003) apresentam em seus trabalhos a importância de
considerar o solo como um meio extremamente reativo, tendo em vista as grandes interações que
acabam existindo entre as partículas formadoras deste para com novos compostos que entram em
seu meio. Tais processos de interações acabam sendo diretamente ligados à composição deste solo,
podendo ainda ser afetadas por interferências antropogênicas, cirando especificidades neste meio,
deixando este com características únicas (SOARES, 2008).
2.2.2 Contaminação de Solos e Águas Subterrâneas
Como já abordado, os solos possuem uma capacidade interativa com compostos que possam
entrar em seu meio. Tal característica acaba sendo denominada por alguns autores como uma
função de “filtro” que o solo apresenta para com contaminações acidentais que possam acontecer
em sua superfície ou subsuperfície, agindo como um atenuador natural destes, e evitando uma
grande movimentação da pluma de contaminação (ANDRADE, 2005).
Embora esta característica seja uma função natural dos solos, esta acaba tendo uma
capacidade limitada de ação, podendo ocorrer alterações na capacidade atenuante do solo para com
compostos tóxicos em seu meio, visto que esta capacidade é baseada em princípios físicos e
químicos passíveis de neutralização (PICARELLI, 2003).
Desta forma, a partir que solo começa a saturar sua capacidade atenuante em degradar e reter
os contaminantes em sua estrutura, devido a características do meio, bem como do excesso da
substância tóxica, este passa a permitir uma maior movimentação destes compostos ampliando a
área afetada, aumentando substancialmente seus impactos ambientais no meio, podendo ainda estes
impactos seremmagnificados caso esta contaminação atinja os lençóis freáticos, pois este passará a
contribuir para uma maior distribuição do contaminante.
21
Esta capacidade de retenção de compostos tóxicos que os solos possuem é dependente de
fatores já apresentados, como granulometria, permeabilidade, tipo de solo, dentre outros. Estas
características acabam fazendo com que os contaminantes, por abrangerem uma menor área,
possam ser mais facilmente remediados e/ou bioremediados, diminuindo a área impactada, bem
como os custos envolvidos para sua recuperação (SILVA, 2007).
Sabe-se que em casos de contaminações em grande escala ou de forma contínua sob o solo,
este passa a saturar sua capacidade de atenuação, sendo que o destino final dos contaminantes acaba
sendo as águas subterrâneas, fazendo com que a possibilidade de uma contaminação humana passe
a ser mais passível de ocorrência, proporcionando um incremento de periculosidade, tendo em vista
os riscos à saúde envolvida (SEABRA, 1997).
Couto (2007) apresenta em seu trabalho que os fatores responsáveis por grande parte da
contaminação ambiental antrópica podem ser classificados em três grandes grupos distintos:
Disposição direta e/ou indireta de material perigoso e fontes não pontuais. A Tabela2 apresenta de
forma objetiva tais grupos bem como sua fonte.
Tabela 2 - Principais fontes de contaminação
Forma de contaminação Fonte Contaminante
Disposição direta de material perigoso
Aterros sanitários
Lagoa de rejeitos
Pilhas de rejeitos
Aterros ilegais
Disposição indireta de material perigoso
Vazamentos de sistemas de estocagem
Vazamentos de sistemas de transporte
Vazamentos de sistemas de tratamento
Fontes não pontuais
Infiltrações urbanas
Atividades agrícolas
Atividades de mineração
Fonte: Couto (2007)
Os dados de monitoramento da Agência de Proteção Ambiental Norte Americana (USEPA),
os Estados Unidos identificou na década de 80 mais de 400 mil sítios contaminados, desde despejo
de resíduos perigosos, aterros sanitários irregulares e lagoas de resíduo, fazendo com que fosse
tornado público a necessidade de contenção e recuperação destas áreas, iniciando-se os projetos
22
denominados “Superfundos”, destinados à recuperação destas áreas (USPEA, 2002, SEABRA,
1997).
No Brasil, pode-se destacar a Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental do
Estado de São Paulo (CETESB), como maior instituição de monitoramento de contaminação
ambiental, sendo seus manuais e normas utilizados como referência em todo o país. Segundo dados
da instituição, o número de sítios contaminados apenas no estado de São Paulo ultrapassa a casa das
centenas, dando-se destaque aos contaminantes derivados de petróleo que se encontra em segundo e
terceiro colocados. A Figura3 apresenta os dados publicados pela instituição no ano de 2013.
Figura 3. Número de áreas contaminadas por tipo de contaminante no estado de São Paulo.
Fonte: CETESB (2013)
Vistos os dados apresentados pela Companhia de Tecnologia de Saneamento do Estado de
São Paulo, os casos de contaminação apresentam dados preocupantes, tendo em vista os efeitos
tóxicos que os compostos presentes nestes apresentam. Desta maneira, a crescente busca por uma
redução decasos de contaminação em solos e águas subterrâneas por derivados de petróleo, sejam
eles decorrentes de vazamentos durante o transporte, em tanques de armazenamento subterrâneos
23
(postos de combustíveis) ou superficiais (refinarias e indústrias). Para tais casos de contaminação, é
passível a aplicação de diversas tecnologias de remediação, visando à remoção ou degradação dos
compostos tóxicos, retomando a salubridade do ambiente (SEABRA, 1997).
Novamente citando o trabalho da Agência de Proteção Ambiental Norte Americana
(USEPA), pode-se visualizar de maneira quantitativa o número de acidentes envolvendo este tipo de
contaminação no ambiente. Segundo a USEPA (2006), até data de publicação do relatório, havia-se
contabilizado mais de 464.780 casos de vazamentos em tanques de estocagem de combustíveis,
sendo que destes, 350.813 já haviam completado ou estavam em fase de encerramento dos
processos de remediação.
No Brasil, os casos de contaminação ambiental decorrente de vazamentos em postos de
combustível vêm se tornando cada vez mais comum no início deste novo século. Tal dado pode ser
associado ao grande avanço do setor petrolíferos brasileiro nos anos 70, bem como a expansão
dospostos de combustíveis pelo território nacional. Levando-se em consideração que a vida útil
destes era de aproximadamente 25 anos, tem-se que os mesmos se encontrem em fase de reposição,
e a não execução desta, incrementa substancialmente o risco de vazamentos, e consequentemente,
de áreas contaminadas (SOARES, 2008).
Segundo os dados apresentado pela CETESB (2006), a distribuição das áreas contaminadas
com derivados de petróleo cadastradas no Estado de São Paulo, se dá em uma maioria considerável
em áreas pertencentes a postos de combustíveis. A Figura4 apresenta de forma gráfica esta
distribuição de contaminação, propondo um estado de alerta sobre o tema, visto que muitos postos
de distribuição se encontram dentro de perímetros urbanos, aumentando o risco de saúde pública.
24
Figura 4. Distribuição das áreas contaminadas com derivados de petróleo no Estado de São
Paulo.
Fonte: Adaptado de CETESB (2006)
Segundo ainda uma visão mais local da problemática apresentada, dados apresentados pela
Fundação Estadual de Proteção Ambiental do estado do Rio Grande do Sul (FEPAM), diversos
postos de abastecimento vem apresentando contaminação por derivados de petróleo, estando estes
em diversas fases de evolução, como apresentado na Tabela 3.
Tabela 3 - Situação dos postos de abastecimento do RS (excluindo-se Porto Alegre)
Total de postos ATIVOS: 2974
Não
Detectado
Avaliação
Preliminar
Investigação
Ambiental Remediação
Monitoramento
para Reabilitação
Reabilitados
2.399 67 68 211 65 160
80,6% 2,25% 2,28 % 7,09% 2,18% 5,37%
FONTE: Soares (2009)
Em detrimento ao grande risco ambiental envolvendo estes estabelecimentos, a resolução
CONAMA n° 273/00, dispõe sobre a obrigatoriedade de licenciamento ambiental para os postos de
171% 105
6%
20%
27915%1352
74%
664%
Acidentes
Comercial
Desconhecida
Indústria
Postos de Combustível
Resíduos
25
combustíveis e centrais de distribuição destes, sejam em terra ou flutuantes, sendo extensiva a todos
os empreendimentos novos ou já implantados, bem como na reforma destes (CONAMA, 2000).
Em corroboração a resolução CONAMA supracitada, a Companhia de Tecnologia de
Saneamento do Estado de São Paulo (CETESB) estabeleceu uma série de valores orientados para o
controle destas áreas, visando diminuir os riscos de contaminação, e ainda estabelecer quais os
compostos alvos a serem utilizados para este controle e monitoramento. Dentre os compostos
utilizados para tal função, destaca-se o benzeno, tolueno e xilenos, compostos comprovadamente
oriundos de derramamentos de derivados de petróleo (SOARES, 2008).
Azambujaet al (2000) apresenta que em situações de suspeita de contaminações com estes
compostos químicos, diversos processos diretos ou indiretos podem ser utilizados, através de
sondagens mecânicas para a coleta de amostras. Os compostos traço mais utilizados para determinar
uma contaminação de derivados de petróleo são através de análises de TPH (Hidrocarbonetos totais
de Petróleo) e colunas de BETEX, visto a grande toxicidade apresenta por estes (DAL FORNO,
2006).
Segundo o TPH CriteriaWorkingGroup (1998), a forma de detecção destes compostos pode
ser feita através de cromatografia gasosa, de infravermelho e por gravimetria. Dentre as técnicas
apresentas acima, tem-se que o método mais comumente utilizado é o de cromatografia gasosa,
visto que este acaba detectando uma maior gama de compostos na cadeia de hidrocarbonetos, com
maior sensibilidade e seletividade, podendo ser selecionado a escala de leitura destes.
Segundo Rinaldi (2006), um determinado sítio de interesse, apenas poderá ser considerado
contaminado, se a concentração de determinados compostos ou elementos de interesse ambiental
(potencial tóxico) apresentar uma concentração acima de um limite determinado pelo órgão
ambiental e/ou pela Agencia Nacional de Saúde, sendo esta informação denominada “Valor de
Intervenção”.
Este indicador acaba identificando um risco potencial de exposição e contaminação para
saúde humana, havendo necessidade de interferência imediata na área, incluindo investigação
detalhada, determinação da dimensão da pluma, bem como a adoção de medidas emergenciais de
isolamento e minimização das vias de exposição, incluindo o acesso a poços de abastecimento
suspeitos de contaminação (RINALDI, 2006).
No Brasil, a referência para a determinação dos limites de determinados compostos tóxicos é
baseada segundo as orientações estabelecidas de CETESB para o estado de São Paulo. Os valores
determinados pelo referido Órgão Ambiental foram baseados em valores adotados na Holanda e em
26
alguns estados dos EUA. Com a utilização destes parâmetros, visou-se a identificação de
concentrações naturais de determinados compostos no solo, determinados “valores base”, e
estabelecer quais os limites de concentração destes, indicando ação antrópica no meio e
estabelecendo a necessidade de intervenção (PICARELLI, 2003; RINALDI, 2006).
Tem-se que atualmente estes parâmetros foram atualizados pela nova CONAMA 420/09, a
qual utiliza critérios semelhantes ao utilizado pela CETESB, sendo que ainda implementa a
necessidade de classificação do solo a partir do grau de contaminação existente no meio. A mesma
resolução ainda define a responsabilização do causador da contaminação e o proprietário da área
pelos impactos causados e ainda documenta em cartório a existência da referida contaminação,
proporcionando plena publicidade do histórico ambiental da área (CONAMA, 2009).
Para a definição destes valores foi utilizado a metodologia holandesa, na qual é estabelecida
uma proposta de valores orientadores genéricos, obtidos através da utilização de um modelo
matemático de risco (C-soil), promovendo um cenário hipotético e conservacionista. O referido
método apresenta a configuração para três cenários distintos: Industrial, residencial e área de
proteção máxima/agrícola.
Os valores orientados da CETESB são divididos nas seguintes classificações de orientação:
a) Valor de referência de qualidade (R): Indica o nível de qualidade para um solo
considerado limpo, bem como a qualidade natural das águas subterrâneas. Tais
valores são estabelecidos com base em análises qualitativas de amostras extraídas da
área.
b) Valor de alerta (A): Indica alterações das propriedades funcionais, e a necessidade de
monitoramento e investigações detalhadas da área. O valor adotado é definido
através da média aritmética entre o valor de referência de qualidade (R) e o valor de
intervenção (I).
c) Valor de Intervenção (I): Indica o nível de contaminação na qual existe a necessidade
de literal intervenção da área, visto o risco à saúde humana existente no meio, sendo
utilizado como medida corretiva no gerenciamento de áreas contaminadas.
27
A Tabela4 apresenta os valores determinados pela CONAMA 420/2009 para a identificação
de contaminação, bem como o nível estabelecido para a intervenção.
Tabela 4 - Valores limites de concentração segundo a CONAMA
Substância Solo (mg.Kg-1
de massa seca) Água Subterrânea
(µg L-1
)
Ref. Prevenção
Intervenção
Intervenção Agrícola
APMax Residencial Industrial
Benzeno NA 0,03 0,06 0,08 0,15 5(1)
Tolueno NA 0,14 30 30 75 700(2)
Etilbenzeno NA 6,2 35 40 95 300(2)
Xilenos NA 0,13 25 30 70 500(2)
1: Padrão de potabilidade da Portaria 518/2004 do Ministério da Saúde para substâncias que apresentam risco à
saúde.
2: Valores calculados com base em risco à saúde humana, de acordo com o escopo desta Resolução. Diferem
dos padrões de aceitação para consumo humano definidos na Portaria no 518/2004 do Ministério da Saúde (Tabela 5) e
dos valores máximos permitidos para consumo humano definidos no Anexo I da Resolução CONAMA no 396/2008.
NA: não se aplica a compostos orgânicos
FONTE: CONAMA (2009)
Os BTEX, comumente caracterizados por compostos de Benzeno, Tolueno, Etilbenzeno e
Xilenos, são denominados hidrocarbonetos monoaromáticos, nas quais suas estruturas moleculares
apresentam como principal característica a presença de um anel benzênico em sua composição.
Estes compostos acabam sendo utilizados como substâncias de referência em contaminação
principalmente por sua grande concentração em solventes orgânicos e combustíveis. Estes
compostos são caracterizados como LANPLs (Light non-aqueousphaseliquids), ou seja, compostos
não aquosos, menos densos que a água (FETTER, 1993; ANDRADE, 2005). A Figura5 apresenta a
conformação estrutural de alguns compostos do grupo BETEX que são incluídos nos TPH.
28
Figura 5. Conformação estrutural de compostos BTEX
FONTE: Rinaldi (2006)
A Tabela5apresenta algumas características físico-químicas de alguns compostos tóxicos
apresentados pela CETESB. As informações abordadas são de fundamental importância para o
entendimento do comportamento termodinâmico destes compostos em um meio poroso.
29
Tabela 5 - Propriedades dos compostos BTEX
BENZENO TOLUENO ETILBENZENO ISOMEROS DE XILENO
ORTO META PARA
Fórmula Molecular C6H6 C7H8 C8H10 C8H10 C8H10 C8H10
Peso molecular (g/mol) 78,11 92,14 106,17 106,16 106,16 106,16
Ponto de ebulição (°C) 80,1 110,6 136,2 144,4 131,9 138,3
Temperatura crítica (°C) 318,6 343,9 357,1 357,1 343,8 343
Pressão Crítica (atm) 48,3 40,55 35,6 541,5 513,8 509,4
Viscosidade (cP) 0,61 0,58 0,70 0,77 0,59 0,62
Reatividade com água Não Não Não Não Não Não
Polimerização Não Não Não Não Não Não
Taxa de Evaporação (base éter =1) 2,8 4,5 9,4 9,2 9,2 9,9
Densidade Relativa do Líquido (g/mL) 0,87 0,867 0,867 0,88 0,864 0,861
Pressão de Vapor (kPa) a 25°C 12,7 3,8 1,27 0,882 1,10 1,17
Solubilidade em água (mg/L) a 30°C 1780 515 152 175 162 185
Constante de Henry (kPam³/mol) em 30°C 0,557 0,660 0,843 0,551 0,730 0,690
Coeficiente de Partição Octanol-Água (LogP) em
25°C 2,13 2,73 3,15 3,12 3,2 3,15
Fonte: CETESB (2007); Evangelista (2009).
30
2.2.3 Comportamento dos contaminantes emSubsuperfície
Como anteriormente abordado, os contaminantes orgânicos derivados de petróleo
apresentam em sua composição uma série de compostos, sendo que cada um destes apresenta
características químicas distintas, o que acaba influenciando diretamente em seu
comportamento no meio poroso (NANNI, 2006).
Segundo Rinaldi (2006), compostos derivados de petróleo acabam apresentando
diversas interações com o meio poroso, sendo que estas ocorrem entre os mais diversos
compostos do meio poroso. A Figura6 apresenta de forma esquemática as diferentes fases que
os contaminantes orgânicos podem apresentar em uma área contaminada.
Figura 6. Destino e processos do transporte de componentes NAPL no solo
FONTE: Rivettet al (2011)
31
Como apresentado na Figura6, observa-se que os compostos orgânicos derivados de
petróleo interagem com os demais componentes do meio poroso (ar, água e sólidos)
independentemente se o composto se encontra em fase residual ou livre (CHIOU, 2002)
2.2.4 Transporte de contaminantes
Na ocorrência de acidentes com compostos orgânicos, tem-se que o comportamento
destes no meio poroso acaba envolvendo diversos processos, não permanecendo este em uma
concentração linear, visando esta sempre entrar em equilíbrio com o meio (DELGADO,
2000).
Soares (2008) e Reginatto (2009)apresentam em seus trabalhos que em geral, os
processos de transporte de contaminantes são regidos principalmente por três tipos definidos,
sendo eles a advecção, a dispersão hidrodinâmica e a difusão molecular.
2.2.4.1 Advecção
Os processos de advecção consistem no transporte de compostos (diluídos ou in
natural) por ação do movimento natural das linhas de fluxo da água presente no meio, não
havendo alteração da mesma. Constata-se ainda que estes movimentos são dependentes de
diversos fatores externos, como topografia, altura do lençol freático e conformação dos perfis
do solo (SOARES, 2009).
Segundo Delgado et al (2000), adotando-se uma não interatividade de outros processos
no meio, tem-se que a velocidade de transporte adotada pelo composto no processo advectivo
será equivalente avelocidade média de percolação do fluido em um meio poroso.
32
Figura 7. Efeito da advecção mostrando a evolução da pluma de contaminação em
função do tempo de percolação.
FONTE: Soares (2008)
2.2.4.2 Dispersão Hidrodinâmica e difusão molecular
Neste processo, tem-se que além das moléculas seguirem as linhas de fluxo de maneira
linear, movimenta-se também perpendicular a estas, podendo apresentar velocidades maiores
ou menores à apresentada pelo movimento natural dos fluidos presentes no meio. Desta
maneira, constata-se uma diminuição da concentração gradativa enquanto a pluma de
contaminação avança (SOARES, 2008).
Reginatto (2009) apresenta em seu trabalho que na fase de difusão, os compostos
presentes no meio acabam adotando comportamentos diretamente influenciados por
gradientes de concentração, independentemente da influência de uma velocidade de fluxo,
sendo estes regidos pela primeira lei de Fick, expressa pela Equação 05. A Figura 08
apresenta os efeitosdo movimento de um compostoem fase líquida em um ambiente poroso.
33
(5)
Onde:
J: Fluxo de massa de um soluto por um meio poroso;
Dd :Coeficiente de difusão sendo característico para determinados íons.
Grad(C):Diferença de concentração para determinado analito em duas fases.
Figura 8. Efeito da dispersão hidrodinâmica em um meio poroso
FONTE: Nanni (2003)
2.2.5 Processos Oxidativos Avançados
Os processos oxidativos avançados constituem em uma tecnologia não térmica, em
fase aquosa, sob pressão atmosférica que vem sendo desenvolvida para destruir ou mineralizar
contaminantes orgânicos altamente tóxicos através de processos de oxidação (USEPA, 1998;
RODRIGUEZ, 2006). Entretanto, existem compostos de resistentes a compostos oxidantes
convencionais, sendo necessária nestes casos a utilização de processos de oxidação mais
avançados, os quais se baseiam na formação de radicais hidroxilas (OH), que apresentam um
34
potencial de oxidação bastante elevado (E0=2,8V), sendo capazes de reagir com quase todas
as classes de compostos orgânicos existentes (ROCHA,2010).
A eficácia dos sistemas de oxidação vem sendo confirmadas em inúmeros trabalhos
científicos por mais de 50 anos, entretanto, sua aplicação em escala de campo vem sendo
realizada a pouco mais de 10 anos no Brasil (RINALDI, 2006). Nestes processos, são
empregados diversos compostos para fornecer oxigênio para a oxidação. Dentre estes, pode-se
destacar o peróxido de hidrogênio (H2O2), peróxido de Magnésio (MnO2), permanganato
(MnO4-1
), ozônio (O3) e persulfatos (S2O8-2
) (RODRIGUEZ, 2006; ROCHA 2010).
Os Processos Oxidativos Avançados tiveram seus princípios básicos revisados em
1993 no trabalho de Huang, Dong e Tang. Outros estudos complementares foram realizados
por Teixeira e Jardim (2004), os quais elaboraram uma listagem dos principais compostos
oxidantes utilizados para o tratamento de água e efluentes. A Tabela6 apresenta alguns deste
compostos, juntamente com seu potencial de oxidação.
Tabela 6 - Compostos utilizados para a aplicação de Processos Oxidativos Avançados
Composto Oxidativo Potencial Redox (V)
Flúor (F2) 3,00
Radical Hidroxila (OH) 2,80
Ozônio (O3) 2,07
Peroxido de Hidrogênio (H2O2) 1,78
Permanganato de Potássio (KMnO4) 1,69
Ácido Hipocloroso (HClO2) 1,58
Dióxido de Cloro (ClO2) 1,56
Cloro (Cl2) 1,36
Oxigênio (O2) 1,23
Fonte: Adaptado de Teixeira & Jardim (2004)
Tem-se ainda que dos compostos supracitados, alguns tem a capacidade de modificar
sua estrutura quando em meio aquoso, transformando-se em radicais hidroxilas (OH), que
possuem forte capacidade oxidativa. Para tal reação ocorrer, é necessária a presença de um
forte oxidante no meio, como é o caso do ozônio (O3) e dos peróxidos (EVANGELISTA,
2009; ROCHA, 2010).
Os Processos Oxidativos Avançados (POA) acabam sendo tratados na literatura como
tecnologias extremamente eficientes, atingindo altos níveis de destruição de compostos
35
orgânicos de difícil degradação (MARTINS et al, 2011; LAURENT et al, 2012). Segundo
Rocha (2010), pode-se considerar os Processos Oxidativos Avançados como tecnologias
limpas de remediação, visto que sua utilização não proporciona a formação de resíduos e
subprodutos tóxicos ou substâncias a serem removidas ou descartadas.
Além da nativa capacidade de oxidação de compostos orgânicos, os Processos
Oxidativos Avançados podem ser utilizados como pré-tratamento para processos de
bioremediação quando na existência de compostos resistentes a biodegradação, ou ainda
utilizado para melhorar a qualidade de um tratamento anterior (LITTER, 1999). Desta
maneira, fica claro o motivo do aumento gradativo da utilização de processos oxidativos
avançados para o tratamento de águas, solo e efluentes industriais (TIBURTIUS et al, 2005;
ROMERO et al, 2011; YAP et al, 2011; ROSAS et al, 2013).
Quando selecionado os Processos Oxidativos Avançados como técnica de remediação
a ser utilizada, é de fundamental importância a definição da forma de aplicação deste no
ambiente poroso (SILVA, 2007). Diversos autores apresentam maneiras diferentes de
aplicação do material oxidante, podendo este ser injetado diretamente no subsolo
contaminado; pode ser aplicado com a utilização de catalizadores no meio, otimizando a
oxidação dos compostos; ou ainda pode ser utilizado juntamente com a técnica de in situ
flushing, sendo misturado com a água do subsolo e reinjetado no meio, promovendo uma
movimentação mais rápida do composto por processos de dispersão hidrodinâmica (SILVA,
2007; ROCHA, 2008; MOTA, 2010; YAP et al, 2011). A Figura9 apresenta de forma
simplificada a aplicação de soluções oxidantes em um subsolo contaminado.
36
Figura 9. Processo de injeção de Oxidante Químico
FONTE: Silva (2007)
Segundo o relatório apresentado pela Agencia Nacional de Proteção Americana
(USEPA, 1998), os processos oxidativos avançados são diretamente dependentes do contato
entre a partícula orgânica e o material oxidante; da heterogeneidade do meio poroso no qual a
técnica é aplicada e; dos caminhos preferenciais tomados pelo composto químico. Tem-se
ainda que quando aplicado o composto oxidante no meio, este pode entrar em reação com
outras substâncias existentes no ambiente (matéria orgânica), reduzindo o teor de composto
oxidante no meio (RINALDI, 2006).
Segundo Mota (2010), os mecanismos de degradação dos Processos Oxidativos
Avançados são em muito complexos, envolvendo diversos caminhos reativos, o que acaba
dificultando a representação destas de forma completa. Tem-se ainda a complexidade de
representação destas reações são ainda mais incrementadas devido a existência de diversos
compostos no meio, onde subprodutos de degradação podem acabar interagindo uns com os
outros, gerando outros compostos antes não existentes no meio.
Outros fatores influentes na eficiência dos Processos Oxidativos Avançados são os
compostos químicos existentes no meio poroso, tais como íons de carbonato e bicarbonato,
37
oriundos de processos de mineralização (MOTA, 2010). Estes materiais presentes na água
subterrânea acabam competindo com os compostos orgânicos existentes, fazendo com que
ocorra perdas de eficiência no tratamento. As Equações 06 e 07 apresentam as reações
teóricas passíveis de ocorrência no processo.
(6)
(7)
Segundo Rocha (2010), os Processos Oxidativos Avançados acabam apresentando
seus prós e contras como qualquer outra metodologia de remediação, dentes estas podemos
destacar:
Vantagens
Técnica realizada no local da contaminação (in Situ);
Não há formação de resíduos ou subprodutos que necessitem remoção da área em
processo de remediação, bem como disposição final;
O processo utilizado possui relativa facilidade de operação e de grande estabilidade;
A tecnologia permite a degradação de compostos de complexa degradabilidade
biológica, promovendo uma prévia oxidação úmida e tornando-os mais biodisponíveis.
Desvantagens
Os compostos utilizados não são seletivos, promovendo a oxidação de quaisquer
partículas orgânicas presentes no meio;
Devem-se usar quantidades estequiométricas para a não ocorrência de oxidações
indesejáveis;
A taxa de oxidação química é limitada pela taxa de formação de radicais hidroxilas e é
dependente da matéria orgânica presente e da quantidade de oxidante adicionado ao
sistema.
Possível diminuição da atividade de microrganismos.
38
2.3 Métodos e materiais
2.3.1 Solo
O solo utilizado foi uma areia proveniente de uma jazida pertencente ao município de
Osório-RS. Segundo Donato (2007), este se caracteriza como uma areia fina, segundo a NBR
6502 (ABNT, 1995) e ASTM D 2487 (1993). A mesma apresenta uma característica de
granulometria uniforme e segundo Spinelli (1999) acaba apresentando uma composição de
sua partícula com predominância de quartzo, podendo ainda apresentar resquícios de
glauconita, ilmenita, turmalina e magnetita. A Figura 10 apresenta a curva granulométrica do
material apresentada por Donato (2007).
Figura 10. Curva granulométrica do solo de estudo
FONTE: Donato (2007)
2.3.2 Montagem do Experimento
Para a montagemdo experimento, procurou-se executar uma simulação de uma
contaminação em escala de laboratório utilizando para tal a montagem de um corpo de prova
de solo arenoso em um tubo de acrílico de fundo vedado com 30 cm de diâmetro e 29 cm de
altura. A Figura 11 apresenta de forma conceitual a montagem do reator de laboratório.
39
Figura 11. Modelo conceitual do experimento
O experimento foi baseado para simular uma área contaminada, na qual seria utilizado
um tubo central, representando o piezômetro de injeção do oxidante, juntamente com dois
tubos de menor diâmetro, localizados a 5 e 10 centímetros do centro do reator, representando
os piezômetros de monitoramento.
Para a confecção do reator de simulação, determinou-se que o “nível freático” estaria
na metade do corpo de prova, sendo que quaisquer variações na altura deste seriam
provenientes de efeitos de capilaridade e sucção. A Figura 12 apresenta a confecção de um
dos piezômetros utilizados no experimento.
40
Figura 12. Execução das perfurações no piezômetro de monitoramento
Foi determinado que o piezômetro central tivesse sua base instalada no fundo do reator
de acrílico sendo que as perfurações em suas laterais seriam executadas apenas abaixo do
nível freático proposto, ou seja, até a altura de 15 centímetros.
Em contrapartida, os piezômetros de monitoramento foram confeccionados para
representar uma coleta mais próxima à tábua d’água do lençol freático, visto que em escala
real a fase livre se encontra neste segmento,e consequentemente a região mais contaminada.
Desta maneira, foi determinado que os piezômetros fossem instalados a uma profundidade de
5 cm abaixo do ´nível freático, sendo que as perfurações no tubo se dariam deste ponto até o
nível superior do lençol freático simulado.
Como pode ser observado na Figura 13, os piezômetros confeccionados foram
revestidos por geotêxtil na região perfurada, sendo executado este com a finalidade de evitar o
entupimento destes devido a entrada de areia.
41
Figura 13. Piezômetros finalizados e protegidos com geotêxtil
A coleta da água contaminada foi realizada com a utilização de uma pipeta graduada,
sendo retirados 10 mL de cada piezômetro de monitoramento. Para evitar alterações do nível
freático, foramreinjetados 20 mL de água destilada no piezômetro central.
2.3.3 Moldagem do corpo de prova
Para a moldagem do corpo de prova, inicialmente identificou-se a capacidade de
armazenamento interno do tubo de acrílico (volume suportado). Para a definição deste foi
utilizado a Equação8:
(8)
Sendo:
Vtubo = O volume interno do tubo;
D = Diâmetro do tubo (dm)
h = Altura do tubo (dm)
Utilizando a Equação8, obteve-se que o volume interno do tubo de acrílico era de 20,5
dm³. De posse destes dados, buscou-se calcular a massa de solo a ser disposta no interior do
reator, a fim de simular as condições naturais de campo.
Para a montagem do experimento, adotou-se uma compacidade relativa da areia de50
%, sendo que desta forma o índice de vazios adotado foi de 0,75. A determinação do peso
específico aparente seco do solo foi determinado a partir da Equação9.
42
(9)
Sendo:
γd= Peso específico aparente Seco
γs= Peso específico dos sólidos (adotado 26,5 KN/m³)
e = Índice de vazios do solo (adotado 0,75)
O resultado obtido para este parâmetro foi de 15,14 KN/m³. De posse deste valor,
determinou-se a umidade presente no material coletado com amostragens em triplicada,
obtendo-se uma umidade de 6,01%. Desta maneira, determinou-se o peso específico natural
do solo através da Equação 10.
(10)
Sendo:
γd= Peso específico aparente Seco (adotado 15,14 KN/m³)
γn= Peso específico natural
w= Umidade do solo (adotado 6,01%)
Através da Equação 10 foi obtido um peso específico natural de 16,05 KN/m³ ou 1605
Kg/m³. Desta maneira, tendo em vista que o volume interno do tubo de acrílico apresenta uma
capacidade de 20,5 dm³ (0,0205 m³), tem-se que o a massa de solo a ser inserida no tubo de
acrílico para que sejamproporcionadas condições naturais de campo é de 32,9 kg de massa.
Visando uma maior precisão de compactação da areia no reator, determinou-se a
massa necessária para ocupar uma altura de 1 cm no corpo de prova, chegando então ao
montante de 1,134 kg/cm do corpo de prova. A Figura 14 apresenta a montagem do reator,
onde é demonstrada a compactação da areia no mesmo.
43
Figura 14. Corpo de prova em execução
Como determinado no planejamento experimental, o “nível freático” do reator foi
implantado na metade da altura do corpo de prova. Desta maneira, fazia-se necessário definir
qual a quantidade de água contaminada seria necessária para promover tal situação. Desta
maneira, utilizando os dados já obtidos, foi possível determinar a porosidade apresentada no
novo corpo de prova, bem como a massa seca de solo, o volume de sólidos e o volume de
vazios apresentado. Para tal foram utilizadas as Equações 11, 12, 13 e 14 respectivamente:
44
(11)
Sendo:
η= porosidade do solo
e = índice de vazios (adotado 0,75)
(12)
Sendo:
Ms= Massa seca do solo
Mu = Massa úmida adotada (32,9 kg)
w = Umidade existente no solo (6,01%)
(13)
Sendo:
Vs= Volume de sólidos
Ms= Massa seca do solo
ρs = massas específica dos grãos (adotado 2,65 g/cm³)
A partir das equações apresentadas acima, foi possível identificar uma porosidade de
42, 85% no solo. O volume de sólidos obtido através da Equação13 foi de 11,71 dm³. Desta
maneira, sabendo-se que o volume total comportado no tubo de acrílico é de 20,5 dm³, tem-se
um volume de vazios de 8,79 dm³. Desta maneira tem-se que para a saturação da metade
inferior do corpo de prova seria necessário 4,395 Litros de água contaminada, não
considerando os efeitos de capilaridade.
A contaminação foi realizada inserindo a água contaminada através do piezômetro de
injeção, de maneira gradativa, evitando a ascensão do líquido através do próprio piezômetro
de injeção ou pelos piezômetros de monitoramento.
45
2.3.4 Água contaminada
A água contaminada utilizada no experimento foi coletada em uma área previamente
identificada como foco de contaminação com hidrocarbonetos, sendo esta proveniente de uma
ruptura nos tanques de armazenamento subterrâneo de um posto de distribuição local.
O referido posto encontra-se situado na cidade de Santana do Livramento, fazendo
fronteira do Brasil com Uruguai, localizada ao sul do Brasil no estado do Rio Grande do Sul.
A Figura 15 apresenta a localização da cidade supracitada.
Figura 15. Ponto de origem da água contaminada
Para a realização da coleta, foi utilizado um piezômetro construído na área
contaminada com a finalidade de monitorar a movimentação e a concentração do
contaminante ao longo do tempo, bem como observar os avanços do processo de remediação
a ser iniciado no local. A Figura 16 apresenta o momento da coleta na área contaminada.
Santana do Livramento
46
Figura 16. Momento da coleta da água subterrânea contaminada
2.3.5 Oxidante utilizado (Peróxido de Magnésio)
Para a determinação da concentração necessária de peróxido a ser utilizada no
experimento, utilizaram-se equações de estequiometria básicas. A Equação 14 apresenta a
Equação de estequiometria oriunda da reação do peróxido de magnésio com a água.
(14)
Adotando-se como média para os Hidrocarbonetos Totais de Petróleo (TPH), uma
faixa de 20 carbonos, a estequiometria de degradação dos TPH se dá através da seguinte
Equação 15:
(15)
47
Observa-se que para degradar um mol de TPH, são necessários 30,5 mols de O2. Em
termos de massa, são necessários 976g de O2 para degradar 282g de TPH, sendo esta relação
comprovada abaixo:
TPH: 1C20H42 → 1x[(12g x 20) + (1g x 42)] = 282g de TPH (16)
Oxigênio: 30,5 O2 → 30,5x(16g x 2) = 976g de O2 (17)
De posse destes resultados, têm-se que são necessários 976 gramas de O2 para
proporcionar a degradação de 282 gramas de um Hidrocarboneto médio de 20 carbonos na
cadeia. Sumarizando-se este valor a gramas de Peróxido, utiliza-se a Equação18:
(18)
Sendo:
M1= Massa conhecida de peróxido (60,3 g);
C1 = Massa conhecida de oxigênio produzido (16 g);
M2 = Massa de peróxido a ser definida;
C2 = Massa de oxigênio necessária para a reação (976 g)
De acordo com os dados obtidos na Equação 18, para a degradação de 282 g de
Hidrocarbonetos totais de petróleo são necessários 3678,3 gramas de Peróxido de Magnésio.
Sabendo-se que na água contaminada a ser aplicada está presente uma concentração de
140.000 µg/L de TPH, utiliza-se a Equação 19 para determinar à massa a necessária de
oxidante para efetuar a total degradação dos compostos tóxicos.
(19)
Sendo:
M1= Massa conhecida de peróxido (3678,3 g);
C1 = Massa conhecida de TPH degradado (282 g);
48
M2 = Massa de peróxido a ser definida;
C2 = Massa de TPH a ser degradada pelo oxidante (0,14 g)
O resultado obtido na Equação 19 demonstra que para realizar a remediação da água
subterrânea contaminada com esta concentração, será necessário a utilização de 1,82 g
MgO2/L de água contaminada. Desta maneira, tendo em vista que foram utilizados 4,48 litros
de água contaminada para a saturação de metade do corpo de prova, tem-se que serão
necessáriosteoricamente 8,18 gramas de peróxido de magnésio para proporcionar a total
degradação da contaminação ali presente.
2.3.6 Método de Avaliação da Técnica de Oxidação
A verificação da eficiência de oxidação dos TPH totais pelo Peróxido de Magnésio
será identificada através da metodologia de cromatografia gasosa determinada pelo método
EPA 8015 [PNT003-IN] (USEPA, 2013).
Para a determinação da eficiência foi avaliado as alterações dos picos obtidos na
medição ao longo do tempo. Tais picos são correspondentes a uma área específica de um
hidrocarboneto de fase leve, o qual será identificado através de valores padrão de tempo de
detenção de curva, obtido no próprio laboratório.
Foi correlacionado os valores dos picos obtidos com concentração de contaminante,
através de valores obtidos em uma análise em laboratório comercial especializado, na qual o
valor inicial de áreas correspondia a concentração inicial obtida na referida análise.
As condições de análise para a determinação foram:
a) Cromatógrafo Gasoso marca Varian; modelo STAR 3400cx
b) Coluna PE-WAX (polietilenoglicol)
c) Temperatura da coluna: 35° (5min) sobe 5°C/min até 245°C (20min)
d) Temperatura do injetor: 250 °C
e) Temperatura do detector: 300°C
f) Tipo de injeção: Split1:50
g) Fase móvel: Hidrogênio UP
h) Fluxo: 1,0 ml/min
i) Volume injetado: 0,5mL
49
A identificação dos carbonos presentes na amostra foi realizada a partir de uma
padronização de hidrocarbonetos externa.
2.4 Resultados e discussões
Visando uma comparação qualitativa da contaminação presente no corpo de prova,
utilizou-se do método de cromatografia para comprovar a contaminação existente na água
contaminada utilizada. Segundo os resultados obtidos através das análises do laboratório
comercial, a contaminação inicial do experimento foi de 140.000 µg/L de TPH total. A Figura
17 apresenta o resultado de Cromatografia Gasosa no tempo inicial, apontando o tempo de
retenção de cada pico com seu respectivo número de áreas.
Figura 17. Resultado da Cromatografia Gasosa no tempo 0
Como observado na Figura 18, na análise cromatográfica é identificado um único pico
em destaque, sendo seu tempo de retenção de 16,92 min. Sabe-se que na análise
cromatográfica, ocorre primeiramente a liberação, e consequente medição de pico, de
hidrocarbonetos de cadeia carbônica curtos, geralmente constituídos pelos BETEX, que
coincidentemente são os compostos mais solúveis em água (CHIOU, 2002).
Segundo estudos realizados por Silva et al (2009), no qual determinou-se o tempo de
retenção médio dos BTEX. Para o composto benzeno, o tempo de retenção foi de 17,22 min,
indicando desta maneira a predominância deste composto no meio.
0
2000000
4000000
6000000
8000000
10000000
12000000
14000000
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70
Áre
a
Tempo (min)
16,92
50
Neste estudo, o autor utilizou um equipamento similar, o mesmo gás de araste
(Hidrogênio) em uma temperatura de coluna e de detecção levemente inferiores à utilizada
neste trabalho. Desta maneira, tem-se que esta pequena variação do tempo de detecção entre o
estudo realizado por Silva et al (2009) e o presente estudo se deve justamente ao fato da
temperatura de detecção utilizada para a determinação da curva exposta na Figura 18 ser
superior, fazendo desta maneira que a cadeia de hidrocarbonetos representada pelo pico fosse
liberada alguns momentos antes.
Após a aplicação do peróxido de magnésio no corpo de prova contaminado, o mesmo
foi deixado em reação por um período de 48 horas até a próxima coleta. Foram coletados 20
mL de cada piezômetro sendo destinados 10 mL para análise cromatográfica e 10 mL para
análise em laboratório comercial. A Figura 18 apresenta os picos apresentados pela análise de
cromatografia gasosa no tempo 48 horas.
Figura 18. Resultado da Cromatografia no tempo 48 horas nos dois piezômetros
Como observado na Figura 19, pode-se perceber o início da ação de degradação do
peróxido de magnésio no piezômetro mais próximo da área de aplicação (5 cm), sendo que na
distância 10 cm a área do pico permanece similar ao resultado obtido na análise inicial. A
Figura 19 apresenta os picos obtidos na análise cromatográfica no tempo 96 horas.
0
2000000
4000000
6000000
8000000
10000000
12000000
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70
Áre
a
Tempo (min)
10 cm
5 cm
51
0
10000
20000
30000
40000
50000
60000
70000
80000
90000
100000
0 10 20 30 40 50 60 70
Áre
a
Tempo (min)
10 cm
5 cm
Figura 19. Resultado da Cromatografia no tempo 96 horas nos dois piezômetros
Na Figura 19, observa-se um padrão similar ao observado no tempo 48 horas, sendo a
maior área apresentada na maior distância do local de aplicação. Entretanto, nesta análise,
percebe-se uma ligeira alteração no tempo de retenção na distância 5 cm. Tal alteração pode
ser associada ao fato de que a oxidação química acaba alterando a cadeia carbônica do
composto detectado, fazendo com este seja liberado para detecção em um tempo ligeiramente
menor (15,98 minutos) em relação à distância 10 cm. A Figura 20 abaixo apresenta o
resultado da Cromatografia Gasosa no tempo 168 horas.
Figura 20. Resultado da Cromatografia no tempo 168 horas nos dois piezômetros
Observa-se na Figura 20 um resultado já esperado para o experimento. Segundo os
dados qualitativos obtidos na análise de Cromatografia gasosa, percebe-se o declínio do pico
0
1000000
2000000
3000000
4000000
5000000
6000000
7000000
8000000
0 10 20 30 40 50 60 70
Áre
a
Tempo (min)
10 cm
5 cm
52
0
25000
50000
75000
100000
125000
150000
0 24 48 72 96 120 144 168 192
TPH
(µ
g/L
)
Tempo (horas)
10 cm
5 cm
associado ao contaminante. Na mesma Figura, pode-se notar a existência de um pico residual
na distância 10 cm, o qual apresenta uma área muito menor do que a verificada em análises
anteriores. Tal efeito pode ser associado aoraio de influência do piezômetro de injeção, salvo
ainda que este resultado possa apresentar uma confiabilidade relativamente baixa, visto
possíveis erros experimentais, de análise ou de amostragem.
Adotando-se as análises de Cromatografia Gasosa como um dado de orientação para a
avaliação da cinética de degradação do peróxido de magnésio, é possível associar o resultado
quantitativo obtido nas análises laboratoriais (140000 µg/L) ao número total de áreas
apresentada pela análise cromatográfica. Desta maneira, têm-se a formulação do gráfico
apresentado pela Figura 21.
Figura 21. Redução do contaminante ao longo do tempo
Observando a Figura 21, é possível perceber um efeito similar entre os dois diâmetros
de análise associado, ou seja, não percebe-se uma efetiva diferença entre as diferentes
distâncias do ponto de injeção central, salvo um pequeno efeito ocorrido no tempo 48 horas,
podendo este ser associado ao tempo exigido pelo peróxido de magnésio para se difundir no
meio, acelerando a degradação inicial na distância 5 cm. A Figura 22 apresenta os dados de
eficiência de oxidação realizada pelo peróxido de magnésio no experimento.
53
10 cm = 3E-05x2 + 0,0017xR² = 0,9504
5 cm = 2E-05x2 + 0,0027xR² = 0,9817
0,0%
20,0%
40,0%
60,0%
80,0%
100,0%
0 24 48 72 96 120 144 168 192
Efic
iên
cia
de
deg
rad
ação
(%
)
Tempo (horas)
10 cm
5 cm
Figura 22. Eficiência do Oxidante ao longo do tempo
Como podemser observadas na Figura 22, ambas as distâncias do poço de injeção
apresentaram comportamentos semelhantes. Tal constatação pode ser fundamentada segundo
as linhas de tendência apresentadas por ambas às curvas, sendo que as duas possuem uma
simetria bastante razoável, dando-se destaque ainda ao coeficiente de regressão apresentados
pelas curvas para o diâmetro 5 e 10 centímetros, sendo seus valores de 98,17 % e 95,04 %
respectivamente.
Quanto as amostras encaminhadas ao laboratório comercial, todas acabaram
apresentando um resultado TPH inferiores a 1 µg/L, independente do tempo de coleta. Tal
resultado pode ser associado ao fato de que as amostras independentemente do seu tempo de
coleta, todas foram encaminhadas no mesmo dia para o laboratório, devido à que o laboratório
receber as amostras apenas nas segundas-feiras.
Ainda neste contexto, tem-se que as amostras ainda só foram analisadas uma semana
após a última coleta, devido ao laboratório comercial ter atribuído a estas a mesma
metodologia aplicada a outras análises, ou seja, foi necessário seguir o cronograma de
chegada das amostras no laboratório.
Desta maneira, considerando que todas as amostras coletadas já aprestavam a presença
de peróxido de magnésio em sua composição, tem-se que embora estas amostras tenham sido
mantidas em refrigeração no período de espera, o processo de oxidação se manteve, fazendo
com que os resultados finais apresentassem em ambas as amostras à degradação total do
contaminante.
54
3 CONCLUSÃO
De posse dos resultados obtidos, pode-se concluir que o oxidante (Peróxido de
Magnésio) apresentou um comportamento linear no corpo de prova analisado, visto pouca
variação da degradação entre as diferentes distâncias do poço de aplicação central. É possível
considerar que estes resultados possam ter sido assim obtidos visto o pequeno diâmetro do
corpo de prova, podendo haver diferenças destes em nível de campo, haja vista os efeitos de
recarga e movimentação do lençol freático.
Quanto ao processo de degradação ao longo do tempo, os resultados obtidos são
capazes de confirmar a variação de concentração ao longo do tempo. Tendo-se por base os
resultados de análise de cromatografia gasosa, pode-se concluir que houve uma redução da
área dos picos ao longo do tempo, chegando ao tempo final a ausência do pico em distância
de 5 cm do poço de injeção.
Como verificado nas análises finais de cromatografia gasosa, associado às análises
quantitativas obtidas no laboratório comercial, pode-se concluir que o processo de oxidação
imposto pelo peróxido de magnésio foi eficiente na remediação da contaminação existente no
experimento em um tempo de reação de 7 dias, mostrando-se assim uma técnica bastante
atrativa para remediação em áreas contaminadas com este tipo de contaminante.
Recomenda-se para trabalhos futuros utilizar corpos de prova de maiores dimensões,
ampliando a representatividade de campo das reações, a utilização de diferentes tipos de solo,
promovendo situações físico-químicas de comportamento, e diferentes concentrações de
oxidante, avaliando a influência que esta pode ocasionar no processo de remediação.
55
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![· Title: Concerto pour clarinette, cordes et percussions [opus 013] Author: Ortiz, Wagner - Arranger: Ortiz, Wagner - Publisher: Ortiz, Wagner : Subject: Ortiz, Wagner](https://img.document.onl/doc/110x75/5e5889d9e121a130e36dd2e9/title-concerto-pour-clarinette-cordes-et-percussions-opus-013-author-ortiz.jpg)
