DESLOCAMENTO MISCÍVEL DE COBRE E ZINCO EM COLUNAS DE SOLO
SATURADO PROVENIENTE DE ATERRO SANITÁRIO
Alessandra Silva Freire1, Raquel Santos Nascimento1, Felizardo Adenilson Rocha2, Paulo
Marinho de Oliveira2, Joseane Oliveira da Silva2, Marcus Luciano Souza de F. Bandeira2,
Flávia Mariani Barros3, Cristiano Tagliaferre3, Luciano Vieira Barreto4; 5Devson Paulo Palma
Gomes
1
Estudantes do Curso Técnico em Biocombustíveis do IFBA, 2Professores do Instituto Federal da Bahia,
[email protected], 3Professores da Universidade Estadual do Sudoeste da Bahia (UESB),
[email protected], 4Engenheiro Ambiental ; 5Estudante do curso de Engenharia Ambiental da UESB
RESUMO
O movimento dos metais pesados no solo tem sido objeto de numerosas pesquisas. Neste
trabalho objetivou-se determinar os fatores de retardamento, o coeficiente disperso-difusivo e
a curva de efluente dos íons cobre e zinco em colunas de solo saturado, provenientes de
chorume de aterro sanitário, comparando os coeficientes obtidos em colunas de solo
deformadas e indeformadas. O experimento foi montado em laboratório, em colunas de PVC
rígido de 75 mm de diâmetro e 15 cm de altura. Ao todo foram montadas seis colunas de solo,
sendo três preenchidas com amostra deformada e três com as amostras indeformadas. Para o
solo analisado, os resultados permitiram inferir que o íon zinco apresenta menor mobilidade
no perfil do solo em comparação com o cobre, sendo este último mais sujeito a lixiviação.
Palavras-chave: fluidos miscíveis, simulação, poluição do solo.
INTRODUÇÃO
De modo geral, os resíduos resultam de atividades industriais ou de sistemas de
tratamento de diversas origens, podendo apresentar-se nas formas sólida, semi-sólida, líquida
ou gasosa. Em função de suas características específicas, podem apresentar risco efetivo ou
potencial à saúde humana, ou gerar impactos aos meios físico, biótico e sócio-econômico,
exigindo cuidados especiais quanto ao manuseio, acondicionamento, coleta, transporte e
disposição final. Tal disposição depende do grau de periculosidade do resíduo, podendo
acontecer em aterros convencionais, para os resíduos inertes, e em aterros especiais, para os
não-inertes e/ou perigosos.
O lixiviado é proveniente de líquidos presentes nos resíduos e que são liberados
durante o processo de decomposição e por infiltração de águas da chuva. Esses líquidos
apresentam características físico-químicas e microbiológicas, as quais são resultados da
transferência de substâncias orgânicas e inorgânicas tóxicas presentes no resíduo. Esse líquido
pode permear as camadas de fundo dos locais de disposição e contaminar as águas
subterrâneas, além de serem transportados superficialmente para os mananciais próximos.
Os elementos químicos aplicados no solo estarão sujeitos a processos de natureza
física, química e biológica, os quais determinarão se eles permanecerão adsorvidos ao
complexo de troca, absorvidos pelas plantas ou se moverão no solo até atingir camadas mais
profundas. O movimento e o destino desses elementos no solo são influenciados por
processos de retenção (adsorção e absorção), de transporte (lixiviação, volatilização,
escoamento superficial), de transformação e por interações desses processos (Spadotto, 2003).
Neste trabalho objetivou-se determinar os fatores de retardamento, o coeficiente
disperso-difusivo e a curva de efluente dos íons cobre e zinco em colunas de solo saturado,
provenientes de chorume de aterro sanitário, comparando os coeficientes obtidos em colunas
de solo deformadas e indeformadas.
METODOLOGIA
O experimento foi conduzido no laboratório de Química do Instituto Federal da Bahia,
campus de Porto Seguro-Ba, localizado no Extremo Sul da Bahia entre as coordenadas
geográficas de 16° 27’ 00” de latitude sul e de 39° 03’ 54” de longitude oeste de Greenwich.
O clima regional tropical (Af), com precipitações entre 1.400 e 1.800 mm anuais.
Na condução do experimento, amostras de solo (classificado como Argissolo, textura
argilosa) deformadas e indeformadas do aterro sanitário do município de Porto Seguro foram
coletadas na profundidade de 1,50 m, em triplicatas, de forma a comparar a mobilidade dos
íons cobre e zinco nessas condições experimentais. Para comparar a lixiviação dos metais
pesados nas duas condições experimentais, o preenchimento das colunas com solo, o preparo
e a saturação das mesmas seguiram os procedimentos estabelecidos por Azevedo et al. (1996)
e Oliveira (2001). A densidade do solo em ambos os tratamentos (colunas) foi de 1,32 g/cm3.
A caracterização química do solo foi realizada no Laboratório de Solos da
Universidade Estadual do Sudoeste da Bahia (UESB), conforme Tabela 1.
Tabela 1. Atributos químicos do solo utilizado
mg/dm3
g/dm3
cmolc/dcm3 de solo
+
2+
2+
3+
+
pH
P
K
Ca
Mg
Al
H
SB
t
T
M.O.
5.1
1
0,02
0,5
0,4
0,6
2,0
0,9
1,5 3,5
4
SB= soma de bases trocáveis; t= CTC efetiva; T= CTC a pH 7,0; M.O.= matéria orgânica;
+2
Fe
5,0
mg/dm3
Cu
Mn+2
0,1
0,05
+
Zn+
0,05
O experimento foi montado em colunas de PVC rígido de 75 mm de diâmetro e 15 cm
de altura. Ao todo foram montadas seis colunas de solo, sendo três preenchidas com amostra
deformada e três com as amostras indeformadas (Rocha et al.; 2008).
O efluente aplicado sobre era proveniente da lagoa de estabilização do aterro sanitário
de Porto Seguro-Ba, com dois anos de maturação. A caracterização do efluente analisado no
Laboratório de qualidade de água da Comissão Executiva do Plano da Lavoura Cacaueira
(CEPLAC) é exibida na Tabela 2.
Tabela 2. Caracterização química do chorume de aterro sanitário utilizado
Característica
pH
Ca (mg L-1)
Mg (mg L-1)
K (mg L-1)
Na (mg L-1)
RAS do efluente
P (mg L-1)
N-Total (mg L-1)
Fe (mg L-1)
Cu (mg L-1)
Zn (mg L-1)
Mn (mg L-1)
Ni (mg L-1)
Cd (mg L-1)
Sólidos dissolvidos totais (mg L-1)
Condutividade elétrica (dS m-1)
Chorume de aterro sanitário
8,3
252,50
445,50
1480,00
1416,57
75,83
0,32
569,80
4,65
0,06
0,29
0,39
0,54
0,008
9523,80
12,87
Os testes foram iniciados interligando-se cada uma das seis colunas de solo a
respectivos frascos de Mariotte contendo o chorume bruto e, após passar aproximadamente
quatro volumes de poros da água do efluente recolheu-se continuamente 20 alíquotas de 0,12
volumes de poros do efluente, as quais foram acondicionadas em recipientes plásticos, com
tampa, e congeladas para análises posteriores. Conhecendo-se as concentrações de zinco e
cobre do efluente (C), calculou-se as concentrações relativas (C/C0) para cada íon, sendo C0 a
concentração dos íons no chorume. O volume de poros (Vp) existentes no interior da coluna,
em cada camada de solo.
Para descrever o transporte dos íons estudados, empregou-se o modelo que considera a
transferência de soluto por difusão e dispersão (Kirkham & Powers, 1972) descrita pela
relação:









 
v.L
C 1
R − Vp
R + Vp
D
(1)
= erfc 
+
e
.
erfc



0,5
0,5 
C0 2 
 2. D.R.Vp

 2. D.R.Vp



v.L  
v.L   
 
 

em que: C – concentração do soluto (mg L-1); Co – concentração do soluto no fluido
deslocador (mg L-1); Erfc – função erro complementar =1- erf ; Erf – função erro; Vp –
número de volume de poros (adimensional); E – coeficiente de dispersão (cm2 h-1) calculado
pela fórmula E = vL/4pS2; S – declividade da curva experimental a um volume de poros
correspondente a C/C0=0,5 (adimensional); v – velocidade de avanço da solução nos poros
(cm h-1); L – comprimento da coluna de solo (cm); D – coeficiente de difusão (cm2 h-1); R –
fator de retardamento
Com base nos dados de número de volume de poros e nos valores de concentração
relativa simulou-se o coeficiente de dispersão-difusão, o fator de retardamento e a curva de
efluente do zinco e cobre, empregando o modelo computacional DISP 1.1 (Borges Júnior &
Ferreira, 2006).
RESULTADOS E DISCUSSÃO
A Tabela 3 mostra as características obtidas durante os ensaios de deslocamento
miscível, utilizando chorume de aterro sanitário, em colunas de solo montadas em laboratório.
Tabela 3. Parâmetros de transporte médios empregados na simulação com o modelo DISP
durante os ensaios de deslocamento miscível.
Características
Densidade do solo (g cm-3)
Porosidade (cm3 cm-3)
Velocidade de avanço média (cm h-1) – amostra deformada
Velocidade de avanço média (cm h-1) – amostra indeformada
Fluxo médio (cm h-1) – amostra deformada
Fluxo médio (cm h-1) – amostra indeformada
(1)
Média de três repetições
Valor (1)
1,32
0,47
37,80
39,91
17,76
16,41
Considerando que o valor do coeficiente dispersivo-difusivo (D) é uma composição
dos coeficientes de dispersão (dependente da geometria do meio poroso) e difusão
(dependente da concentração) pode-se afirmar que a grande variabilidade observada nos
valores de D foi devido à geometria irregular do meio poroso intra e intercamadas de solo e à
concentração variável do soluto durante a lixiviação (Tabela 4). Esta fato ocorreu
principalmente nas colunas de solo com amostras indeformadas, as quais tendem a apresentar
maior dispersividade, ou seja, caminhos mais tortuosos e sinuosos, causando oscilações no
fluxo, tendo em vista que a conectividade dos poros em amostras indeformadas diferente em
amostras de solo deformadas, como pode ser visto pelas Figuras 1b) e 2b) e pelos valores de
Rs (Tabela 4).
Tabela 4. Valores de coeficientes dispersivo-difusivo, fator de retardamento e soma de
quadrado de resíduos para os íons cálcio, magnésio, potássio e sódio para o solo estudado
amostra indeformada*
Cu+
Zn+
Fator de Retardamento (R), adimensional
6,67
18,63
Coeficiente disperso-difusivo (D), cm2 h-1
891,44
1821,64
Soma de quadrado de resíduos (Rs)
0,36
19,64
* colunas de solo montadas com amostras indeformadas; colunas com solo
Características
amostra deformada
Cu+
Zn+
12,24
36,61
449,03
515,37
0,38
20,50
A adsorção de íons é maior em solos com maior fator de retardamento “R”. Segundo
Valocchi (1984), este coeficiente representa a defasagem existente entre a velocidade de
avanço do soluto e a velocidade de avanço da frente de molhamento da solução percolante,
sendo a primeira menor quando há interação entre os solutos e os componentes da fase sólida
do solo.
Com base nos valores do fator de retardamento (R), observou-se que o zinco
apresentou menor mobilidade no perfil do solo em relação ao cobre, tanto em colunas com
solo deformado quanto em colunas com amostras indeformadas, embora ambos os íons
possuam a mesma valência. Portanto, fica evidente que existe uma interação dos íons
analisados com a fração coloidal dos solos, sendo que o zinco ficou mais fortemente retido.
Martinez et al. (2001), observaram aspecto exatamente inverso em relação aos mesmos íons
para Argissolos e Latossolos da região de Viçosa-MG, com textura argilosa.
O íon cobre apresentou maior interação com a matriz do solo em amostras deformadas
em comparação com amostras indeformadas. Isso pode ter ocorrido pelo fato de que a
superfície de contato em amostra deformada tende a ser maior do que em solos intactos,
favorecendo o processo de adsorção (retenção) do soluto. Fato semelhante pode ser observado
para o íon zinco.
b)
a)
Figuras 1a) e 1b). Curvas de efluente (número de volumes de poros em x e concentração
relativa em y) para o íon cobre obtidas em colunas de solo com amostras deformadas (a) e
indeformadas (b).
b)
a)
Figuras 2a) e 2b). Curvas de efluente (número de volumes de poros em x e concentração relativa
em y) para o íon zinco obtidas em colunas de solo com amostras deformadas (a) e indeformadas
(b).
CONCLUSÃO
a) Os valores de fator de retardamento indicaram que o íon zinco apresenta menor mobilidade
no perfil do solo em comparação com o cobre, para as condições analisadas
b) os altos valores do coeficiente dispersivo-difuso refletem em grande variabilidade na curva
de efluente
AGRADECIMENTOS
Agradecemos à Pro-reitoria de Pesquisa e Pós-graduação do Instituto Federal de
Educação, Ciência e Tecnologia da Bahia – IFBA pelo apoio concedido para a realização do
trabalho presente pesquisa.
REFERÊNCIAS
AZEVEDO, A.S.; KANWAR, R.S.; SINGH, P.; PEREIRA, L.S. Movement of NO-3 and
atrazine through soil columns as affected by lime application. Transactions of the ASAE, St.
Joseph, v.39, n.3, p.937-945, 1996.
BORGES JÚNIOR, J.C.F.; FERREIRA, P.A. Equações e programa computacional para
cálculo do transporte de solutos do solo. Revista Brasileira de Engenharia Agrícola e
Ambiental. Campina Grande, v.10, n.3, p-604-611, 2006.
KIRKHAM, D.; POWERS, W.L. Advanced soil physics. New York: John Wiley & Sons,
1972. 534p.
MARTINEZ, M.A.; RAMOS, V.B.N.; MATOS, A.T.; OLIVEIRA, R.A.; COSTA, S.N.
Influência da competição catiônica nos valores de fator de retardamento e coeficiente de
dispersão-difusão de zinco e cobre no solo. Revista Brasileira de Engenharia Agrícola e
Ambiental, v.5, n.2, p.211-215, 2001
OLIVEIRA, E. M. M. Fatores de retardamento e coeficientes de dispersão-difusão de fósforo,
potássio e nitrogênio em cinco solos de Minas Gerais. Viçosa: 2001. 56p. Dissertação
(Mestrado em Solos e Nutrição de Plantas) - Universidade Federal de Viçosa.
ROCHA, F.A.; MARTINEZ, M.A.; CANTARUTTI, R.B.; SILVA, J.O. Modelo numérico do
transporte de nitrogênio no solo. Parte II: Reações biológicas durante a lixiviação. Revista
Brasileira de Engenharia Agrícola e Ambiental, v. 12, p. 54-61, 2008.
SPADOTTO, C.A. Comportamento e Destino Ambiental de Herbicidas. Comitê do Meio
Ambiente, Sociedade Brasileira da Ciência das Plantas Daninhas. 2003. Disponível em: <htt
www.cnpma.embrapa.br/herbicidas>. Acesso em 28/05/2003.
VALOCCHI, A.J. Describing the transport of ion-exchanging contaminants using an effective
Kd approach. Water Resources Research, Washington, v.20, p.499-503, 1984.