UNIVERSIDADE
CATÓLICA DE
BRASÍLIA
PRÓ-REITORIA DE GRADUAÇÃO
TRABALHO DE CONCLUSÃO DE CURSO
Curso de Engenharia
Ambiental
MODELAGEM LABORATORIAL E
NUMÉRICA DE TRANSPORTE DE
CONTAMINANTES
Autores:Adelmo de Oliveira T. Marinho
Larri Augusto Pessoa da Silva
Paulo Sérgio Pereira da Silva
Orientador: Prof. Dr. André Luis Brasil Cavalcante
BRASÍLIA
2009
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MODELAGEM LABORATORIAL E NUMÉRICA DE TRANSPORTE DE
CONTAMINANTES
Adelmo de Oliveira Teixeira Marinho
Larri Augusto Pessoa da Silva
Paulo Sérgio Pereira da Silva
[email protected]
[email protected]
[email protected]
Prof. Dr. André Luis Brasil Cavalcante
[email protected]
Curso de Graduação em Engenharia Ambiental – Universidade Católica de Brasília
RESUMO
A geração e a destinação final dos resíduos sólidos urbanos são atualmente uns dos principais
problemas que preocupam os especialistas atuantes na área de gestão de resíduos em aterros.
Dessa forma, o chorume proveniente da decomposição dos resíduos pode percolar e
contaminar o solo e a água subterrânea, exigindo a utilização de análises geotécnicoambientais com o intuito de minimizar os impactos desses poluentes. Este estudo objetiva
analisar opções de revestimento para a contenção do fluxo do contaminante zinco (Zn) no
subsolo do Aterro Controlado Jóquei Clube em Brasília/DF, por meio de análises de seu
comportamento no tempo e em espessuras de camadas associando solo natural, liner argiloso
e geomembrana, através de modelagens pelo método das diferenças finitas, proporcionado
pelo programa computacional LINER. Após a modelagem ambiental apenas o experimento
utilizando uma camada de solo local de 0,6m de espessura não foi suficiente para retenção do
contaminante. Entretanto, foi recomendada a aplicação de pelo menos uma camada de liner
argiloso com espessura de 0,6m de espessura, para a retenção segura do chorume por um
período de pelo menos cem anos de vida útil do aterro.
Palavras-chave: aterro, chorume, efluente, geomembrana, liner argiloso, metais, método das
diferenças finitas, modelagem ambiental, programa LINER, transporte de contaminantes,
solo.
Artigo apresentado ao Curso de Graduação em Engenharia Ambiental da Universidade
Católica de Brasília, como requisito para obtenção ao título de Bacharel em Engenharia
Ambiental. O artigo foi aprovado por: Prof. Dr. André Luís Brasil Cavalcante - Orientador e
Prof. Dr. Murilo Gomes Torres – Examinador. Brasília, 27 de novembro de 2009.
3
ABSTRACT
The production and disposal of urban solid wastes are currently one of the main issues that
concern the experts working on the management of landfills wastes. Thus, the leachate from
the decomposition of wastes can percolate and contaminate the soil and the groundwater,
requiring geotechnical and engineering application with the aim of minimize the impacts of
this pollutant. This study objectify analyse coating options to contain the flow of contaminant
zinc (Zn) in the basement of controlled landfill Jóquei Clube in Brasília/DF, by analysis of
their behavior in time and thickness of layers involving natural soil, clay liner and
geomembrane, through modeling by the finite difference method, provided the computer
program LINER. After environmental modeling only the experiment using a layer of local
soil of 0.6 m thickness was not sufficient for retenction of the contaminant. However, was
recommended the utilization at least a layer of clay liner of 0,6m thickness, for secure
retenction in a period at least a hundred years of usefull landfill.
Keywords: landfill, leachate, effluent, geomembrane, clay liner, metals, finite difference
method, environmental modeling, LINER software, transport of contaminants, soil.
Artigo apresentado ao Curso de Graduação em Engenharia Ambiental da Universidade
Católica de Brasília, como requisito para obtenção ao título de Bacharel em Engenharia
Ambiental. O artigo foi aprovado por: Prof. Dr. André Luís Brasil Cavalcante - Orientador e
Prof. Dr. Murilo Gomes Torres – Examinador. Brasília, 27 de novembro de 2009.
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1.
INTRODUÇÄO
A destinação final dos resíduos de forma incorreta propicia à contaminação do solo,
das águas superficiais e subterrâneas por uma enorme variedade de substâncias poluentes,
decorrentes das diversas fontes de contaminação, promovendo a disseminação de doenças e a
degradação do meio. Nessas situações, para que se possa fazer a estimativa das áreas afetadas,
ou a previsão do avanço de plumas de contaminação e a própria escolha do método de
remediação, é necessário conhecer os fatores que influenciam o transporte dos contaminantes,
como as condições ambientais e as propriedades dos contaminantes envolvidos (COSTA,
2002).
No solo, esses contaminantes podem estar dissolvidos na água percolante, principal
agente transportador de substâncias no interior do solo. A migração dos contaminantes através
do meio poroso ocorre segundo mecanismos de transporte associados principalmente a
processos físicos e químicos. Os processos físicos envolvem os fenômenos de advecção,
difusão e dispersão, enquanto os químicos estão relacionados às interações que podem ocorrer
entre solo e poluente em função das reações bioquímicas a que essas substâncias estão
sujeitas, quando em contato com o solo (COSTA, 2002).
Segundo BOSCOV (2008), a disposição final de resíduos sólidos urbanos no Brasil
está distribuída da seguinte forma: 21% em depósitos a céu aberto, 37% em aterros
controlados, 36% em aterros sanitários e apenas 6% em demais destinações, tais como usinas
de compostagem e incineração.
Segundo ABNT (1984), Aterro Sanitário de resíduos sólidos urbanos é a técnica de
disposição de resíduos sólidos no solo, sem causar danos à saúde e segurança públicas,
minimizando os impactos ambientais. Este método utiliza princípios de engenharia para
confinar e reduzir o volume dos resíduos, cobrindo-os com uma camada de terra compactada,
ao final de cada jornada de trabalho ou a intervalos menores, se necessário.
O lixiviado ou efluente gerado em depósitos de resíduos a céu aberto ou em células de
aterros sanitários, mais conhecido como chorume, é um líquido de coloração cinza escuro
com forte odor fétido, gerado das reações físicas e químicas a que os materiais depositados
estão sujeitos e da ação de microorganismos na decomposição da matéria orgânica presente
com elevada concentração nos resíduos sólidos urbanos, por meio de processos de
decomposição predominantemente anaeróbia, e aeróbia (COSTA, 2002).
O chorume é constituído basicamente por água rica em sais, metais pesados e matéria
orgânica, cuja concentração deste último pode alcançar até 100 vezes o valor da concentração
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encontrada em esgotos domésticos. As concentrações desses constituintes no lixiviado variam
com a composição dos próprios resíduos sólidos depositados e as condições ambientais, tais
como umidade, oxigênio disponível, temperatura e pH do meio (COSTA, 2002).
A contaminação do solo ocorre através da infiltração de líquidos percolados
(chorume), de modo que os poluentes presentes no líquido penetram no solo, modificando
drasticamente as suas características físicas, químicas e biológicas, podendo ainda,
inviabilizar o uso destes recursos, bem como o de águas subterrâneas, caso consiga alcançálas (LEITE et al., 2004). O teor de matéria orgânica do chorume pode aumentar a solubilidade
em água de metais e outros compostos facilitando sua lixiviação e percolação, elevando o
risco de contaminação de lençóis freáticos, aqüíferos, lagos e rios. De acordo com CASSINI
(2003), o chorume pode permanecer por muitos anos após o encerramento das operações do
aterro, fazendo-se necessário o monitoramento do líquido durante décadas.
Em virtude da carga de matéria orgânica e da presença de poluentes tóxicos, o
chorume pode causar um grande número de alterações na fauna e flora dos ecossistemas,
afetando todos os seres que compõem a cadeia alimentar. Através da ingestão de peixes e
alimentos contaminados pelo alcance do chorume à biota aquática, podem ocorrer inúmeras
alterações no organismo humano, o qual encontra-se no topo da cadeia trófica (MACHADO,
2004).
Durante o transporte de contaminantes através do solo, os seguintes processos devem
ser controlados: (1) quantidade de contaminantes transportados em um tempo qualquer
através de uma região de controle particular; (2) atenuação da concentração através da
adsorção e processos de dessorção; (3) razão e extensão da propagação ou avanço da pluma
de contaminação. A água é o agente transportador de contaminantes mais importante na
obtenção e no entendimento da interação solo-água (YONG, 1992).
No Brasil, CONAMA (2005) dispõe sobre a classificação dos corpos de água e
diretrizes ambientais para o seu enquadramento, bem como estabelece as condições e padrões
de lançamento de efluentes (chorume), e dá outras providências. A comparação dos
parâmetros físico-químicos e bacteriológicos de amostras de efluentes com esta resolução
remete à necessidade de controle e monitoramento constante deste tipo de fonte de
contaminantes. Valores acima dos permissíveis nesta resolução representam a necessidade de
uma avaliação mais detalhada de suas causas e da intervenção de mitigação de seus efeitos
nos sistemas de tratamento e, principalmente, no meio ambiente e na saúde da população.
Este artigo aborda o processo de transporte de contaminantes por meio de modelagem
laboratorial, por meio de ensaios realizados no laboratório de águas e, por meio de parceria,
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no laboratório SABIN, bem como numérica, por meio da solução analítica da equação de
transporte de contaminantes em meio porosos. O principal objetivo deste trabalho é analisar o
transporte do chorume (efluente) do Aterro Controlado Jóquei Clube de Brasília e propor
soluções geotécnicas e ambientais para impedir o alcance do efluente no lençol freático. Para
alcançar tais objetivos, os parâmetros geotécnicos e ambientais serão modelados por meio do
programa computacional LINER1 (CAVALCANTE, 2006), que é capaz de estimar o tempo
de percolação do metal zinco (Zn), em uma camada de solo natural, solo natural associado à
geomembrana2, liner argiloso, e liner argiloso associado à geomembrana, por meio de doze
modelos que expressam a estimativa do tempo de percolação, nesses quatro tipos de
revestimento de fundo para aterros sanitários.
O Método de Diferenças Finitas (MDF) foi criado com a finalidade específica de
resolver numericamente equações diferenciais, consistindo basicamente, em aproximar um
modelo matemático composto por equações diferenciais em um sistema de equações
algébricas, que pode ser resolvido numericamente usando técnicas de análise numérica
(RALSTON, 2001).
2.
REFERENCIAL TEÓRICO
Advecção é o transporte de contaminantes, dissolvidos ou em suspensão coloidal,
concomitante e na direção das linhas de fluxo de água ou fluido percolante no solo, com
velocidade média igual à da água ou fluido, sem alterar sua concentração na solução. Este tipo
de transporte pode ser modelado pelas Equações (1) e (2). No entanto, o transporte advectivo
puro não descreve completamente a dinâmica dos solutos (FREEZE, 1979).
∂C
∂C
= −v x
∂t
∂x
(1)
k
.i
n
(2)
vx =
onde, C = concentração do soluto (Kg/m3); νx = velocidade de percolação (m/s);
k = coeficiente de permeabilidade (m/s); n = porosidade (%), i = gradiente hidráulico (m/m).
Na dispersão hidrodinâmica, os íons e moléculas transportadas podem mover-se na
direção ou perpendicular às linhas de fluxo. A dispersão é resultante dos efeitos combinados
1
2
LINER: programa elaborado em linguagem computacional “C”, utilizando o método unidimensional das diferenças finitas.
Utilizada uma geomembrana de Polietileno de Alta Densidade (PEAD), com espessura de 8 a 11 mm.
7
da mistura mecânica e da difusão molecular. Há, portanto, um espalhamento e diluição da
solução, decréscimo do pico de concentração e o avanço rápido da frente de contaminação
(COSTA, 2002).
Segundo COSTA (2002), o transporte de contaminantes por difusão molecular
consiste no movimento de solutos dissolvidos na água em decorrência de um gradiente de
concentração existente em um fluido, em que há o deslocamento do soluto dissolvido de uma
área de maior concentração para uma de menor concentração, tendendo a estabilizar a
concentração em todo o fluido. Este fenômeno independe da velocidade do fluxo, e seu
deslocamento pode ocorrer mesmo em direções normais à do fluxo dominante, sem haver
gradiente hidráulico, podendo ser expresso pela primeira lei de Fick (Equação 3) (THOMÉ,
2006).
F = − D0 .
∂C
∂x
(3)
onde, F = fluxo de massa de soluto por unidade de área por unidade de tempo (kg/m2/s);
D0 = coeficiente de Difusão (m2/s); ∂C/∂x = gradiente de concentração (kg/m3/m).
O sinal negativo indica que o movimento ocorre das áreas de maior concentração para
as de menor concentração. Para sistemas onde a concentração varia com o tempo, aplica-se a
segunda lei de Fick (Equação 4):
∂C
∂ 2C
= D0 2
∂t
∂x
(4)
A presença de partículas de solo dificulta o processo de difusão, uma vez que este
mecanismo está associado ao movimento de espécies na água dos poros por entre essas
partículas (ROWE, 1995). Nos solos, em geral nos meios porosos, a difusão é menor que em
uma solução livre, devido à tortuosidade das trajetórias de fluxo ao pequeno volume de fluido
para o fluxo, à retenção de íons e moléculas nas superfícies das partículas (retardamento), à
biodegradação de solutos orgânicos. Desta forma, usa-se um coeficiente de difusão efetiva,
D* (Equação 5).
D * = ω.D0
onde, ω = coeficiente de tortuosidade.
(5)
8
Conforme BEAR (1972), a mistura mecânica é decorrente da dispersão em canais
individuais, por meio de velocidades médias variadas, diferenciadas por canal, em virtude da
heterogeneidade do meio, pelas variações nas dimensões dos poros ao longo das linhas de
fluxo e do desvio da trajetória das partículas, devido à tortuosidade, reentranças e
interligações entre os canais Figura 1.
Figura 1: Mecanismos de dispersão ou mistura mecânica: a) Mecanismos de dispersão ou
mistura mecânica; b) Dispersão em canais individuais; c) Tortuosidade, reentranças e
interligações.
Numa escala microscópica, a mistura mecânica resulta de três mecanismos básicos. O
primeiro destes mecanismos consiste na variação da velocidade de fluxo devido à rugosidade
das paredes dos canais formados pelas interligações dos poros do solo. Ao longo do interior
de um mesmo canal, moléculas transportadas mais próximas do centro sofrerão menos
influência do atrito do que moléculas movendo-se junto às paredes do canal. O segundo
mecanismo decorre dos diferentes tamanhos dos poros ao longo da trajetória de fluxo. Esta
irregularidade de dimensões faz com que a área de contato entre o fluido e a superfície rugosa
varie, modificando a relação entre o volume de água percolante e a rugosidade, e dessa forma,
diferentes canais terão velocidades médias diferentes. O terceiro mecanismo de mistura
corresponde às mudanças de direção das partículas devido à tortuosidade dos canais de fluxo.
As interligações entre os poros podem formar canais mais ou menos tortuosos, portanto, mais
ou menos extensos, respectivamente, fazendo com que algumas partículas movam-se mais
rápido de que outras (FREEZE, 1979).
O efeito da dispersão pode ser representado em laboratório através do ensaio de
coluna, consistindo no fluxo unidimensional através de uma amostra de solo saturado com
água. Considerando fluxo permanente, a partir de certo instante t = 0, uma solução, contendo
uma substância numa determinada concentração inicial (C0), passa a ser introduzida
continuamente no solo, por onde começa a permear expulsando, gradativamente, a água dos
vazios. No início, a interface que separa os dois fluidos é bem delineada e perceptível, com o
passar do tempo, há perda de definição, passa-se a ter uma faixa de transição entre a solução
que avança e a água. A concentração do soluto nessa faixa de transição varia desde sua
9
concentração inicial na solução (C=C0) até zero (sua concentração inicial na água dos poros)
(FREEZE, 1979). O avanço da solução contaminante por entre os vazios do solo nos instantes
anteriormente mencionados pode ser representado na Figura 2.
A Figura 2-a apresenta um esquema do Ensaio de Coluna: fluxo unidimensional, no
caso ascendente, em amostra de solo saturado com água; na Figura 2-b tem-se a Distribuição
da Concentração do Soluto no instante t = 0, com uma interface bem definida; nas Figuras 2-c
e 2-d tem-se a distribuição da concentração nos instantes t = t1 (c) e t = t2 > t1 (d), verificandose não mais uma interface abrupta entre os fluidos, mas uma região de transição; na Figura 2
verifica-se a Distribuição da concentração em função da distância nos instantes t1 e t2
(BORGES, 1996).
A distribuição da concentração no tempo correspondente à relação entre a
concentração relativa, em função da razão entre o volume percolado e o volume de vazios da
amostra, é explicitada na Curva Característica do Transporte, mais conhecida como
“Breakthrough Curve” Figura 3 (COSTA, 2002).
O fator de retardamento (R) é usado para avaliar a capacidade de retenção do solo,
como uma grandeza que quantifica esse fenômeno, e compreende da razão entre a velocidade
do fluido percolante e a velocidade da frente de contaminação (Equação 6).
R=
v
vc
(6)
onde, v = velocidade do fluido percolante; vc = velocidade da frente de contaminação.
Figura 2: Efeito do avanço da
solução contaminante (caso 1D).
Figura 3: Curva de Breakthrough: retardamento da
frente de contaminação.
10
Tal fator representa a característica do solo em relação a uma determinada substância,
dependendo de fatores como atividade do solo, concentração inicial da substância na solução
contaminada, concentração de outras substâncias presentes na solução, pH da solução,
temperatura e velocidade de percolação (THOMÉ, 2006).
O fator de retardamento é um parâmetro comumente utilizado nos modelos de
transporte de contaminantes, seu valor pode ser obtido diretamente da Curva Característica de
Transporte (“Breaktrough Curve”) (Figura 3), obtida no ensaio de coluna, segundo a Equação
(7) (COSTA, 2002).
R=
V(C =0,5.C0 )
Vv
(7)
onde, V(C = 0,5.C0 ) = volume de fluido percolado quando a concentração do soluto no efluente
atinge 50% da concentração inicial; Vv = volume de vazios da amostra.
A partir dos fenômenos da dispersão longitudinal - espalhamento do contaminante na
direção do fluxo da solução, e da dispersão transversal - espalhamento do contaminante
perpendicular ao fluxo da solução, são definidos os coeficientes de dispersão mecânica
longitudinal (α L × v x ) e de dispersão mecânica transversal (α T × v x ) , onde αL e αT são os
coeficientes de dispersividade longitudinal e transversal, respectivamente, expressos em
unidade de comprimento. Nos casos de fluxo não confinado e/ou bi ou tridimensional, devese considerar a dispersão transversal (THOMÉ, 2006).
O Coeficiente de Dispersão Hidrodinâmico (Dh) Equação (8) determinado pela
combinação dos processos de Difusão Molecular e de Dispersão Mecânica, processos que não
podem ser separados em fluxos em meios porosos:
DhL = α L v x + D * e DhT = α T v x + D *
(8)
onde, DhL = o coeficiente de dispersão hidrodinâmica longitudinal (m2/s); DhT = coeficiente
de dispersão hidrodinâmica transversal (m2/s).
A influência relativa de cada uma destas parcelas na dispersão hidrodinâmica (Figura
4) pode ser obtida pelo número de Peclet (Equação 9) (THOMÉ, 2006).
Pe = v x
D50
D*
(9)
11
onde, Pe = número de Peclet; D50 = diâmetro médio das partículas de solo.
Existem situações em que um dos dois processos, mistura mecânica ou difusão
molecular, pode predominar em relação ao outro. Essas situações estão associadas à
velocidade de percolação do fluido no meio. PERKINS (1963) afirma que, com baixas
velocidades de fluxo, o processo de dispersão hidrodinâmica deve-se a difusão molecular, e
caso contrário, para altas velocidades, a mistura mecânica domina o processo (ELBACHÁ,
1989). Em solos finos, que têm baixa condutividade hidráulica e, conseqüentemente,
velocidades de fluxo comumente baixas, a difusão molecular pode se tornar o principal
mecanismo de contaminação, excedendo até o efeito da advecção.
Além dos processos físicos descritos, também podem ocorrer reações químicas entre o
solo e os contaminantes dissolvidos, ocasionando a alteração da concentração da solução
percolante, por meio de processos bio-fisico-químicos. Os Processos bio-físico-químicos
envolvem interações bio-físico-químicas, podendo ser complexas, de difícil separação dos
efeitos físicos, químicos ou biológicos, e podem proporcionar variações nos movimentos de
uma substância química através da água subterrânea ou do decaimento radioativo, levando a
efeitos deletérios da mesma ao longo do tempo. Esses processos subdividem-se em efeitos de
retardamento ou aceleração, e efeitos de degradação e decaimento. Nos primeiros
compreendem
os
processos
de
adsorção/dessorção,
sorção
hidrofóbica,
precipitação/dissolução, co-solvência, complexação, ionização e filtração. Nos últimos efeitos
compreendem os processos de óxido/redução, hidrólise, metabolização, volatilização e sorção.
Os contaminantes radiativos são afetados também pelo decaimento radioativo (THOMÉ,
2006).
Figura 4: Tipo de transporte dominante, de acordo com o número de Peclet.
As reações de adsorção-dessorção e precipitação-dissolução se destacam como as de
maior importância na transferência de poluentes entre as fases líquida e sólida do sistema. Os
12
outros processos podem afetar a disponibilidade dos poluentes para o processo de
transferência e/ou alterar a forma do poluente, aumentando ou diminuindo seus efeitos de
contaminação (NOBRE, 1987). Durante o fluxo, a transferência da massa do soluto da
solução para a matriz sólida do solo, onde fica retido, implica na redução da velocidade da
frente de contaminação em relação à velocidade do fluido percolante.
A Adsorção é o processo de adesão do soluto nas superfícies dos sólidos devido às
forças de atração existentes, em virtude do desequilíbrio das cargas nas superfícies,
resultantes de imperfeições ou substituições iônicas na estrutura cristalina dos minerais
(substituição isomórfica) ou da quebra das ligações nas estruturas moleculares,
principalmente nas extremidades (FREEZE, 1979). Geralmente, o principal mecanismo de
retenção de íons dissolvidos é a troca iônica. A carga desequilibrada na superfície das
partículas é compensada com a acumulação de íons de carga oposta, de maneira que um íon
previamente aderido que tenha menor afinidade com o mineral é trocado por outro íon em
solução (FREEZE, 1979; BORGES, 1996). A adsorção por troca iônica é mais lenta que a
adsorção molecular (VOYUTSKY, 1978). A adsorção é o principal mecanismo de retenção
de metais em solução, e apenas um dos mecanismos de retenção de substâncias orgânicas.
A matéria orgânica presente no solo, mesmo em pequena quantidade, é capaz de
contribuir com uma boa parcela da retenção de cátions. O processo de troca iônica é
influenciado pelo pH da solução. Para soluções ácidas (pH menor que 7) tem-se uma alta
concentração do íon H+, que bloqueia a substituição por outros cátions, resultando em uma
menor troca catiônica em relação a soluções alcalinas (pH maior que 7) (LAGREGA, 1994;
VOYUTSKY, 1978; BORGES, 1996). Ao contrário do que ocorre com os cátions, a adsorção
de ânions é geralmente estimulada em ambientes ácidos. A adsorção é o mecanismo de
retenção mais importante para moléculas polares e íons (ELBACHÁ, 1989).
O processo da sorção química ou absorção é quando o soluto é incorporado ao mineral
por uma reação química com ligações químicas fortes, geralmente covalentes. Neste caso, as
moléculas sorvidas perdem sua identidade, com o rearranjo dos átomos para formar um novo
composto (HASSET, 1989; FETTER, 1993). A adsorção física é muito mais comum que a
sorção química (SHAW, 1992).
A sorção hidrofóbica é caracterizada pelo processo de partição, distribuição da
substância entre duas fases por dissolução, exclusivamente. Mecanismo comum na retenção
de substâncias orgânicas na matéria orgânica do solo. Esta matéria atua como um meio
solubilizante para as substâncias dissolvidas na água, sendo funcional e conceitualmente
análoga a um solvente orgânico como octanol, por exemplo. Os compostos orgânicos neutros,
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por terem mais afinidade com um solvente orgânico, passam da fase aquosa para a fase
orgânica, onde é solubilizado. Quanto menos polar for o composto, maior a tendência de ser
particionado na fase orgânica (fase hidrofóbica) a partir da água, que é um solvente polar.
Portanto, solventes menos solúveis em água têm maior tendência a serem sorvidos a matéria
orgânica. A partição é quantificada pelo coeficiente de partição octanol-água (Kow), referente
à medida da tendência de uma substância se dissolver preferencialmente na água ou em um
solvente orgânico (octanol) - característica hidrofóbica, por meio de suas concentrações após
se atingir o equilíbrio (Equação 10). O coeficiente Kow mede o quão hidrofóbico é o
composto, e está relacionado com o grau de solubilidade dos compostos orgânicos na água
(THOMÉ, 2006).
K ow =
C octanol
C água
(10)
Podem-se definir também coeficientes de partição no carbono orgânico (Koc) ou na
matéria orgânica do solo (Kom), por meio de um fator de correlação entre estes, em virtude do
peso da matéria orgânica ser maior que o do carbono orgânico Equação (11) (FETTER,
1993).
K oc = 1,724 K om
(11)
A precipitação consiste no desprendimento de substâncias em excesso, inicialmente
em solução, quando a sua concentração na solução excede o seu grau de solubilidade. A
dissolução é o processo inverso da precipitação, ou seja, quanto à concentração das
substâncias alcançar valores menores que o grau de solubilidade. Estes processos são
reversíveis, e fortemente afetados pela temperatura e pH (THOMÉ, 2006).
A co-solvência consiste na dissolução da substância em mais de um solvente. A
presença de solventes promove um aumento da interação entre o soluto e o solvente que
ocorre juntamente com a água. Particularmente, a solubilidade de uma substância orgânica
pode aumentar e a capacidade de sorção do solo pode diminuir (THOMÉ, 2006).
A complexação ou quelação é a capacidade de formação de substâncias complexas,
por meio da formação de uma ligação coordenada, de caráter neutro, entre um cátion metálico
e um ânion ou molécula polar, chamado de ligante, em que o conjunto destes envolve o metal
(LAGREGA, 1994; FETTER, 1993). Geralmente, os complexos formados com ligantes
inorgânicos são mais fracos que os formados com ligantes orgânicos (YONG, 1992). A
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complexação aumenta a mobilidade potencial de um metal, pois o complexo formado é mais
solúvel que o cátion metálico, além do complexo envolver o que seriam íons metálicos livres,
diminuindo as oportunidades de adsorção e precipitação destes íons (LAGREGA, 1994).
Advindo do processo da Ionização ácidos orgânicos podem doar elétrons em soluções
aquosas, tornando-se ânions, aumentando significativamente sua mobilidade na água
(LAGREGA, 1994).
Além de substâncias dissolvidas, água subterrânea contaminada muitas vezes contém
partículas em suspensão, que podem ser o próprio poluente, como bactérias ou pó pouco
solúvel, ou conter substâncias poluentes sorvidas (DOMENICO, 1991).
As Reações de Oxidação e Redução (reações redox) resultam na mudança da valência
dos elementos envolvidos através da perda ou ganho de elétrons, respectivamente. Para
manter o equilíbrio, toda oxidação é acompanhada de uma redução e vice-versa. Tais reações
podem ser catalizadas por microorganismo, que não participam das reações, mas obtêm
energia por meio da oxidação de compostos orgânicos, hidrogênio ou formas reduzidas de
ferro, nitrogênio e enxofre. Para a ocorrência destas reações necessitam-se de receptadores de
elétrons, que em condições aeróbias pode ser o oxigênio, e em condições anaeróbias são
nitratos, sulfatos e dióxido de carbono (FETTER, 1993 e FREEZE, 1979).
A Hidrólise é a reação da substância com moléculas de água, pela troca do grupo
aniônico da substância por uma hidroxila (OH-), provocando a decomposição da substância
(THOMÉ, 2006).
A Metabolização decorre da degradação biológica, ou biodegradação, que consiste na
transformação de moléculas orgânicas em outras menores, como conseqüência da atividade
metabólica de microorganismos presentes no solo. A biodegradação aeróbia se caracteriza
quando o oxigênio é requerido pelos microorganismos, e anaeróbia quando estes não
requerem oxigênio. No subsolo, há a predominância dos processos anaeróbios devido ao
distanciamento da água subterrânea à atmosfera, não havendo, portanto, a reposição do
oxigênio consumido nas reações hidroquímicas e bioquímicas (FREEZE, 1979 e LAGREGA,
1994).
A Volatilização é um processo de difusão pelo qual uma substância passa da sua fase
líquida ou sólida para a gasosa, em que sua concentração é inicialmente baixa, e o equilíbrio é
usualmente alcançado a concentrações diferentes em cada fase. A quantidade da substância
que passa para a fase gasosa depende da sua pressão de vapor, e o processo ocorre até que sua
pressão parcial da fase gasosa se equipare a sua pressão parcial de vapor. A volatilização de
uma substância a partir da água ou do solo pode ser estimada com base na lei de Henry, que
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determina que, na condição de equilíbrio, existe uma relação linear ente a pressão parcial da
mesma na fase gasosa imediatamente acima do líquido e a sua fração molar dissolvida no
líquido Equação (12). A lei de Henry é válida quando a substância é pouco solúvel, a fase
gasosa pode ser considerada ideal, a substância não reage com o solvente ou com outra
substância dissolvida. A constante de proporcionalidade da lei de Henry está associada à
temperatura, e pode ser expressa como um coeficiente de partição ar-água Equação (13)
(YOUNG, 1992; FETTER, 1993).
Hi =
Pi
Xi
(12)
Hi =
Cv
Ca
(13)
onde, Pi = pressão parcial da substância (atm); Xi = fração molar da substância molar líquida
(mol/m3 de água); Hi = constante de Henry (atm/mol/m3 de água); Cv = concentração da
substância na fase de vapor; Ca = concentração da substância na fase líquida.
A Sorção é a retenção de substâncias, termo que leva em consideração a natureza do
processo, termo genérico usado para descrever a partição de constituintes da fase líquida para
a fase sólida e, que não leva em consideração o mecanismo de retenção (HASSET, 1989). A
habilidade do solo em reter substâncias é limitada, e sua taxa de retenção tende a diminui com
o tempo, podendo se tornar nula, quando o solo atingiu sua capacidade de retenção (YOUNG,
1992). No entanto, a quantidade de substância que permanece dissolvida na água percolante
aumenta à medida que a quantidade acumulada no solo se aproxima da sua capacidade de
retenção. A transferência da substância para a fase sólida durante o fluxo provoca redução da
velocidade da frente de contaminação em relação à velocidade do fluido, resultando em um
fenômeno denominado retardamento da frente de contaminação.
A quantidade de soluto sorvida pelos sólidos é comumente uma função da sua
concentração na solução. A sorção é, geralmente, quantificada através da função de
distribuição (Kd), que se refere a uma medida da partição do contaminante entre as fases
sólida e líquida do sistema (BORGES, 1996). O coeficiente de distribuição (Kd) é um dos
parâmetros mais importantes usado para estimar a migração de plumas de contaminação em
solos. A relação entre a massa sorvida por unidade de massa de sólidos seca (Cs) e a
concentração da substância que permanece em solução (Ce), descrito na Equação (14), depois
16
de atingido o equilíbrio, pode ser representada graficamente, dando origem às curvas
conhecidas como Isotermas de Sorção (COSTA, 2002).
log C s = N . log C e + log K ou C s = K .C eN
(14)
onde, Cs = massa de substância sorvida na fase sólida por unidade de massa seca de sólidos do
meio poroso; Ce = concentração do soluto na solução; K e N = são coeficientes que dependem
do soluto, natureza do meio poroso e condições do ambiente (FREEZE, 1979).
Caso o coeficiente N seja igual a um, a relação é linear Equação (15), caracterizando
uma isoterma linear, e o coeficiente K é substituído por Kd (coeficiente de distribuição).
C s = K d .C e
(15)
Quando o coeficiente (Kd) assume valores baixos, indica que a sorção é baixa,
indicando um avanço maior da pluma de contaminação. Entretanto, há menor avanço da
pluma de contaminação quando se observam valores mais elevados do coeficiente (Kd),
indicando maior sorção.
O fator de retardamento (R) pode ser calculado por meio da Equação de Retardamento
Equação (16) (FREEZE, 1979):
R = 1+
ρd
n
.K d
(16)
onde, ρd = massa específica seca do solo [ML-3]; n = porosidade do solo.
Os processos que envolvem o transporte de contaminantes em meios porosos podem
ser representados matematicamente através de equações diferenciais desenvolvidas com base
na conservação da massa do soluto na solução percolante. A equação do transporte é obtida
por meio da representação do balanço de massa ou lei de conservação de massa, baseando-se
na análise da variação da concentração do soluto, considerando o fluxo do soluto através de
um volume elementar de solo (COSTA, 2002).
A Equação (17) descreve o transporte de solutos em meio poroso saturado, para o caso
unidimensional, devido aos mecanismos da advecção – dispersão. Como solução dessa
equação tem-se a concentração C no espaço e no tempo - C(x, t) (FREEZE, 1979).
Dx
∂ 2C
∂C ∂C
− vx
=
2
∂x
∂t
∂x
(17)
17
Existem inúmeras soluções analíticas para as formas mais simples da equação do
transporte. No entanto, na maioria das situações de campo, análises bi ou tri-dimensional são
necessárias, além das velocidades não serem uniformes e as dispersividades variarem no
espaço (FREEZE, 1979).
Analisando o caso representado na Figura 2, que esquematiza o ensaio de coluna
(fluxo permanente, unidimensional), as condições de contorno são descritas matematicamente
(Equação 18).
 C ( x,0) = 0, x ≥ 0

C (0, t ) = C 0 , t ≥ 0
 C (∞, t ) = 0, t ≥ 0

(18)
Para essas condições de contorno, a solução da Equação (17) para um solo saturado
homogêneo é dado pela Equação (19).
 x − vt 
 v
C 1 
= erfc 
 + exp
C0 2 
 Dl
 2 Dl t 

 x − v t  

erfc 


 2 Dl t  
(19)
onde: erfc = função erro complementar (FREEZE, 1979).
O efeito do retardamento no transporte dos solutos reativos deve ser considerado e,
portanto, no balanço de massa, deve-se incluir a parcela que representa o ganho ou a perda de
massa do soluto devido a reações bio-físico-químicas. Nesse caso, o efeito dos processos de
sorção, a equação do transporte é expressa na Equação (20) (FREEZE, 1979).
Dx
∂C ρ d ∂S ∂C
∂ 2C
− vx
+
=
2
∂x
n ∂t
∂t
∂x
(20)
onde, ρd = massa específica seca do meio poroso (kg/m3); S = massa de substância sorvida (ou
dessorvida) na parte sólida do meio poroso por unidade de massa de sólidos (kg).
O primeiro termo da Equação (20) refere-se à parcela dispersiva do transporte,
enquanto o segundo a parcela advectiva. O termo ∂S/∂t representa a taxa de sorção do soluto
e, (ρd/n)(∂S/∂t), a mudança da concentração deste no fluido devido à sorção (FREEZE, 1979).
A quantidade do soluto que é sorvido pelos sólidos é, comumente, função da sua concentração
na solução (FREEZE, 1979).
18
Dentre as propriedades do solo que influenciam as reações dos metais e sua
mobilidade no solo incluem-se a superfície específica, a textura, a temperatura, o pH, o
potencial redox, a capacidade de troca catiônica (CTC), a quantidade de matéria orgânica, a
quantidade e o tipo de minerais de argila, o tipo e quantidade de metais e a competição iônica
(MATOS, 1995).
A migração do arsênio no solo está condicionada à CTC (diretamente proporcional),
ao pH, à matéria orgânica e à presença de argila. Os óxidos e hidróxidos de ferro e de
alumínio, a matéria orgânica e os ácidos húmicos contribuem significativamente para a
retenção de arsênio (SHUQAIR, 2002). O chumbo (Pb) é considerado um dos metais pesados
com menor mobilidade, sendo acumulado naturalmente nos horizontes superficiais. A forma
química em que se encontra nos solos varia consideravelmente de um tipo de solo para outro,
pois está sempre associado a argilominerais, oxihidróxidos de ferro, alumínio e manganês
(KABATA-PENDIAS, 2000; FRANCHINI et al., 1999). Os solos possuem uma elevada
capacidade de reter e armazenar mercúrio, devido ao forte acoplamento deste com o carbono
presente. Os solos argilosos apresentam aparentemente uma elevada capacidade de reter
mercúrio, podendo acumulá-lo por muitos anos. A quantidade de mercúrio acumulada no solo
dependerá da história de deposição, da idade e das características deste. A constante de
estabilidade condicional para o complexo está na faixa de 18,4 a 21,1, dependendo das
condições ambientais como pH e salinidade. A presença de complexos, como Hg2+-ácido
húmico, no solo aumenta a solubilidade, mobilidade e disponibilidade do mercúrio,
diminuindo a metilação do mercúrio. Em estudos de adsorção realizados com latosolo
vermelho escuro demonstrou-se que ocorre baixa adsorção do mercúrio a pH < 3,0, e a
adsorção aumenta para a faixa de pH de 3,0-5,0, permanecendo então constante (BISINOTI,
2004). O aumento da mobilidade do zinco (Zn) ocorre em condições de oxidação elevada em
meio ácido. Em ambiente neutro, alcalino e redutor apresenta pouca mobilidade. Tem como
principais barreiras o pH, a adsorção pelas argilas, óxidos de Fe-Mn e matéria orgânica
(REIMANN e CARITAT, 1998). Seu comportamento é diretamente proporcional à CTC
(SHUQAIR, 2002).
2.
MATERIAL E MÉTODOS
2.1 Caracterização da Área do Aterro
O Aterro Controlado Jóquei Clube está limitado a oeste e a sul pela “Cidade
Estrutural”, habitada por cerca de 35.000 pessoas, e com grandes problemas sociais e de
19
saneamento. A norte e a leste faz limite com o Parque Nacional de Brasília (PNB). A cidade
localiza-se aproximadamente a 6,8 km da EPCL – DF-095 (via Estrutural), sentido BrasíliaCeilândia, e o acesso ao aterro encontra-se a 1,5 km da entrada principal da referida cidade.
A área do aterro localiza-se na porção centro-oeste do Distrito Federal,
aproximadamente, a 15º46’ de latitude sul, e a 48º00’ de longitude oeste. Está assentada sobre
uma região com altitude aproximada de 1120 m, onde predomina o latossolo poroso vermelho
escuro, com espessura média variando de poucos metros até dezenas de metros. O nível
freático na região varia de 4 a 10 m de profundidade.
O Aterro Controlado Jóquei Clube está em operação há mais de 40 anos, com
deposição média diária de 2400 toneladas de resíduos sólidos. O aterro foi implantado sem
impermeabilização de fundo ou tratamento de gases e líquidos decorrentes dos processos de
decomposição dos resíduos, gerando problemas ambientais e sociais diversos (SANTOS,
2004).
Na área do aterro, onde inúmeras sondagens foram realizadas, os materiais podem ser
divididos em cinco camadas principais com as características (PASTORE et al., 1998):
a) Solo residual laterítico e solo coluvionar laterítico: camadas compostas em grande parte por
argila arenosa, vermelho-escuro, grupo LG’ da classificação MCT, com porosidade
elevada que diminui com a profundidade, apresentando em geral NSPT < 13 golpes e
valores de permeabilidade (K) da ordem de 10-5 m/s. Equivalem aos latossolos vermelhoescuro da classificação pedológica. A espessura destas camadas é bastante variável: 10 a
15m (solo residual laterítico) e 15 a mais de 20m (solo coluvionar laterítico).
b) Cascalho laterítico: camada composta basicamente por cascalho laterítico argiloso, marrom
escuro, apresentando em geral 12 < NSPT < 33. Esta camada não é contínua, encontrando-se
quase sempre no topo dos solos saprolíticos, na zona de oscilação do nível d’água. A
espessura média desta camada é da ordem de 2m.
c) Solo saprolítico de ardósia: composto por silte argiloso, roxo/branco/marrom, grupo NS’da
classificação MCT, com baixa porosidade, apresentando em geral NSPT > 24 e valores de
permeabilidade (K) da ordem de 10-9m/s.
d) Solo saprolítico de quartzito: composto essencialmente por areia fina amarelada/branca,
grupo NA da classificação MCT, apresentando em geral NSPT > 10 golpes e valores de
permeabilidade (K) da ordem de 10-5m/s.
A presença de falhas dentro da área do aterro torna ainda mais delicada à questão da
propagação de contaminantes, devido à exposição das rochas arenosas, originalmente
intercaladas às ardósias. A maior permeabilidade das rochas arenosas, aliada ao plano
20
preferencial de escoamento - permeabilidade secundária causada pelo tectonismo, tornam-se
caminhos potenciais de infiltração de contaminantes, podendo comprometer a água
subterrânea encontrada em maiores profundidades (COSTA, 2002).
Com o crescimento da cidade e aumento do consumo de água, a demanda da rede
hídrica superficial está próxima do colapso. Dentre as diversas opções viáveis de
abastecimento, a água subterrânea aparece como uma possível solução, principalmente para
suprir pequenos núcleos populacionais isolados.
2.3 Análise Físico-Química do Efluente
Todos os frascos e vasilhames, antes da coleta, foram devidamente lavados com ácido
nítrico (HNO3) diluído, posteriormente com detergente e água natural em abundância, seguido
de uma rinsagem de água destilada e/ou desmineralizada. Esse procedimento foi sempre
seguido para os amostradores, funis, etc. Para o caso dos recipientes de armazenamento das
amostras, foram utilizados frascos apropriados, já que a possibilidade de alteração da
qualidade do efluente era praticamente desprezível.
Foram coletadas quatro amostras em recipientes com 500 ml cada. Tais amostras
foram coletadas na canalização central antes da lagoa de efluente do Aterro Controlado
Jóquei Clube e foram encaminhadas e analisados os parâmetros Físico-Químicos pelo
Laboratório de Águas da Universidade Católica de Brasília, localizado no Bloco “M” sala
228/229, Campus I da Universidade Católica de Brasília (UCB), obtendo-se os resultados dos
parâmetros analisados, seguindo as metodologias determinadas pelas técnicas recomendadas
no "Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater" (APHA, 2005).
Foram realizados ensaios laboratoriais dos seguintes parâmetros:
a) Físico-Químicos: DQO (Demanda Química de Oxigênio), DBO (Demanda Biológica de
Oxigênio), Nitrato, Nitrogênio Amoniacal, Nitrogênio Total, Nitrito, pH, Condutividade
Elétrica, Temperatura, Sólidos Solúveis e Sólidos em Suspensão;
b) Bacteriológicos: Coliformes Totais e Coliformes Fecais (Escherichia coli).
Outra parcela das amostras de efluente coletadas no Aterro Controlado Jóquei Clube
foi encaminhada para o laboratório da Sabinbiotec Biotecnologia Ltda, onde foram analisados
os seguintes metais, seguindo metodologias da APHA (2005): Arsênio (As), Bário (Ba),
Chumbo (Pb), Mercúrio (Hg), Prata (Ag) e Zinco (Zn) (Tabela I).
21
Tabela I: Métodos utilizados nas análises de efluente.
Parâmetros
pH
Condutividade Elétrica
Nitrato
Nitrito
Nitrogênio Amoniacal
Nitrogênio Total
DQO
DBO
Sólidos Solúveis
Sólidos em Suspensão
Coliformes Totais
Coliformes Fecais
(Escherichia coli)
Temperatura
Arsênio
Bário
Chumbo
Mercúrio
Prata
Zinco
3.
Métodos
Eletrométrico (APHA (2005); 4500 H+ - B)
Condutividade Elétrica (APHA (2005); 2520 - B)
Redução de Cádmio (APHA (2005); 4500 NO3 - E)
Colorimétrico (APHA (2005); 4500 - NO2 - B)
Nessler (Adaptado de APHA (2005); 4500 - NH3)
Semi-Micro-Kjeldahl (APHA (2005); 4500-Norg-C)
Refluxo Fechado (APHA (2005); 5220 - D)
Respirométrico (OXITOP) (APHA (2005); 5210-D)
Sólidos Dissolvidos (APHA (2005); 2540 C)
Sólidos Suspensos Totais Seco a 103-105oC (APHA (2005); 2540-D)
Teste do Substrato Enzimático (APHA (2005); 9223 - B)
Teste do Substrato Enzimático (APHA (2005); 9223 - B)
Medida em aparelho específico.
Absorção atômica (APHA (2005); 3500 - As)
Absorção atômica (APHA (2005); 3500 - Ba)
Absorção atômica (APHA (2005); 3500 - Pb).
Absorção atômica (APHA (2005); 3500 - Hg).
Absorção atômica (APHA (2005); 3500 - Ag).
Absorção atômica (APHA (2005); 3500 - Zn).
RESULTADOS E DISCUSSÃO
Para melhor compreensão do efluente e servir de parâmetro para estudos futuros, foi
realizada sua caracterização físico-química, bacteriológica (Tabela II) e análise de metais
(Tabela III), apesar desta análise não fazer parte do objetivo proposto neste estudo.
Os parâmetros físico-químicos e bacteriológicos foram determinados para a
caracterização das amostras analisadas do efluente coletado (Tabela II). Vale ressaltar que os
valores comumente obtidos pela relação DBO/DQO de aproximadamente 0,5, não foram
encontrados nesta pesquisa. Os resultados foram repetidos no laboratório de águas de UCB,
persistindo os mesmos valores anteriores. Além disso, consultando os resultados de
PEREIRA et al (1997), os pesquisadores também encontraram valores com a mesma ordem
de grandeza aos encontrados nesta pesquisa.
Os resultados dos parâmetros físico-químicos dos metais (Tabela III) foram
comparados com os limites permissíveis para os padrões da qualidade da água Classe 1 (águas
doces), conforme o Art. 14 (CONAMA, 2005), uma vez que se espera um padrão excelente
de qualidade para os usos previstos no enquadramento da classe mencionada (Tabela III).
Apesar de serem verificados os valores de metais obtidos da amostra acima dos
respectivos VMPs (CONAMA, 2005) - chumbo (Pb), Mercúrio (Hg), Prata (Ag), zinco (Zn),
adotou-se a modelagem numérica somente para o metal zinco (Zn).
22
Tabela II: Resultados dos parâmetros Físico-Químicos, Bacteriológicos da amostra.
Resultados Físico-Químicos em amostra de Efluente (chorume)
Parâmetro
Unidade
Amostra
Parâmetro
pH
Condutividade Elétrica
Temperatura
Nitrato
Nitrito
Nitrogênio Amoniacal
8,01
Nitrogênio Total
µs/L
33,1
DQO
°C
28,8
DBO
mg/L
60,0
Sólidos Solúveis
mg/L
2,0
Sólidos em Suspensão
mg/L
1580,0
Resultados Bacteriológicos em amostra de Efluente
Parâmetro
Unidade
Coliformes Totais
NMP/100ml
Coliformes Fecais (Escherichia coli)
NMP/100ml
Unidade
Amostra
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
1960,0
90000,0
16080,0
24233,0
880,0
Amostra
9,6
Ausente
Tabela III: Resultados comparativos dos parâmetros Físico-Químicos dos Metais e dos
valores máximos permitidos (VMP) pelo CONAMA (2005).
Parâmetro
Unidade
Amostra
VMP (Classe 1)
Arsênio (As)
mg/L
< 0,001
0,01
Bário (Ba)
mg/L
< 0,50
0,7
Chumbo (Pb)
mg/L
0,280
0,01
Mercúrio (Hg)
mg/L
< 0,001
0,0002
Prata (Ag)
mg/L
0,02
0,01
Zinco (Zn)
mg/L
1,20
0,18
Foram feitas modelagens numéricas por meio de simulações do comportamento do
metal contaminante zinco (Zn). Nestas análises foram considerados os seguintes materiais
para compor o revestimento de fundo do aterro sanitário: a) Solo natural; b) Liner argiloso; c)
Solo natural e geomembrana; d) Liner argiloso e geomembrana.
As características e propriedades geotécnicas do solo do Aterro Controlado Jóquei
Clube, bem como os parâmetros ambientais do metal zinco (Zn) foram discutidos em
trabalhos realizados por PEREIRA et al (1997) e CAVALCANTE (2006), e os valores de
parâmetros obtidos encontram-se apresentados nas Tabelas IV e V.
A partir dos parâmetros obtidos foram realizadas modelagens numéricas, utilizando o
programa computacional LINER (CAVALCANTE, 2006). Os resultados estão plotados nos
gráficos relacionados na Figuras 5 a 8.
Em uma primeira análise (Figura 5.a), considerando-se uma camada de 0,6 m de solo
natural e um tempo estimado de 50 anos, constata-se que 20% da concentração inicial (1,2
mg/L) do poluente atravessa a mesma, isto é, 0,24 mg/L. Conforme CONAMA (2005), o
valor máximo permitido é de 0,18 mg/L, logo o perfil apresentado nesta situação não é
adequado do ponto de vista geotécnico-ambiental.
23
Tabela IV: Parâmetros geotécnicos do solo para a situação do projeto.
Solo natural +
Liner
Liner argiloso +
Parâmetros Solo natural
Geomembrana
argiloso
Geomembrana
3 1
ρd (kg/m )
1413
1413
1550
1550
η (%)2
42,5
70,0
50,0
70,0
3
-5
-11
-9
Ky (m/s)
2,0 x 10
1,1 x 10
1,3 x 10
1,1 x 10-11
1 - massa específica seca do solo; 2 – porosidade; 3 - coeficiente de permeabilidade (direção vertical).
Fonte: Adaptado de PEREIRA et al. (1997) e CAVALCANTE (2006).
Tabela V: Parâmetros ambientais do contaminante (metal zinco (Zn)).
Solo natural +
Liner
Liner argiloso +
Parâmetros Solo natural
Geomembrana
argiloso
Geomembrana
2
1
-10
-10
-11
D* (m /s)
5,5 x 10
5,5 x 10
5,5 x 10
5,5 x 10-11
Kd (m3/kg)2
2,0 x 10-3
2,0 x 10-3
1,0 x 10-3
1,0 x 10-2
1 – coeficiente de difusão molecular; 2 – coeficiente de distribuição.
Fonte: Adaptado de CAVALCANTE (2006).
Em uma segunda análise (Figura 5.b), considerando-se uma camada de 1,0 m de solo
natural e um tempo estimado de 50 anos, foi constatado que 4% da concentração inicial (1,2
mg/L) do poluente atravessa a mesma, isto é, 0,05 mg/L. Como o valor máximo possível é
0,18 mg/L, constata-se que o perfil apresentado nesta situação é adequado do ponto de vista
geotécnico-ambiental. Para o mesmo perfil e um tempo estimado de 100 anos, foi constatado
que 18% da concentração inicial do poluente atravessa a mesma, ou seja, 0,21 mg/L, ou seja,
considerando um tempo estimado maior, o projeto torna-se do ponto de vista geotécnicoambiental inviável.
Em uma terceira análise (Figura 5.c), considerando-se uma camada de 2,0 m de solo
natural e um tempo estimado de 100 anos, foi constatado que a concentração de poluente
retida na mesma é 100%, tornando o projeto do ponto de vista geotécnico-ambiental viável.
Em análise a (Figura 6.a), considerando uma camada de 0,6 m de liner argiloso (solo
compactado) e um tempo estimado de 50 anos, o poluente começa a ser controlado a partir de
0,5 m, tornando o projeto do ponto de vista geotécnico-ambiental viável.
Analisando a (Figura 6.b), considerando uma camada de 1,0 m de liner argiloso e um
tempo estimado de 50 anos, o comportamento do poluente é estabilizado a partir de uma
espessura de 0,5 m, tornado o projeto do ponto de vista geotécnico-ambiental viável.
Como observado na (Figura 6.c), avaliando uma camada de 2,0 m de liner argiloso em
um tempo estimado para 100 anos, foi verificado que a concentração de poluente retida na
mesma é de 100%, tornando o projeto do ponto de vista geotécnico-ambiental viável.
24
1,0
1,0
0,8
0,6
1 ano
0,4
10 anos
20 anos
0,2
C/C0
C/C0
0,8
0,0
0,2
0,4
0,6
1 ano
0,4
10 anos
20 anos
0,2
50 anos
100 anos
0,0
0,6
50 anos
100 anos
0,0
0,8
0,0
0,5
Espessura (m)
1,0
1,5
Espessura (m)
(a)
(b)
1,0
C/C0
0,8
0,6
1 ano
0,4
10 anos
20 anos
0,2
50 anos
100 anos
0,0
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
Espessura (m)
(c)
Figura 5: Projeção da espessura de uma camada de solo natural
(a) de 0,6m; (b) de 1,0 m; (c) de 2,0m.
1,0
1,0
0,6
0,4
10 anos
20 anos
0,2
C/C0
0,8
1 ano
0,0
0,0
0,2
0,4
0,6
0,6
1 ano
0,4
10 anos
20 anos
0,2
50 anos
100 anos
50 anos
100 anos
0,0
0,8
0,0
0,5
Espessura (m)
1,0
Espessura (m)
(a)
(b)
1,0
0,8
C/C0
C/C0
0,8
0,6
1 ano
0,4
10 anos
20 anos
0,2
50 anos
100 anos
0,0
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
Espessura (m)
(c)
Figura 6: Projeção da espessura de uma camada de liner argiloso
(a) de 0,6m; (b) de 1,0 m; (c) de 2,0m.
1,5
25
Em uma primeira análise (Figura 7.a), considerando-se uma camada de 0,6 m de solo
natural e associada a uma geomembrana em um tempo estimado de 50 anos, constatou-se que
a partir de 0,5 m, o poluente apresenta retenção, tornando o projeto do ponto de vista
geotécnico-ambiental viável.
Em uma segunda análise (Figura 7.b), considerando uma camada de solo natural de
1,0 m associada à geomembrana, pode-se constatar que o comportamento do poluente é
estabilizado a partir de uma espessura de 0,5 m, tornado o projeto do ponto de vista
geotécnico-ambiental viável.
Em uma terceira análise (Figura 7.c), projetando um perfil de solo natural de 2,0 m
associada à geomembrana, contata-se que o poluente no período de 100 anos não apresenta
poluição, portanto, do ponto de vista geotécnico-ambiental o projeto é viável.
1,0
1,0
0,8
0,6
1 ano
0,4
10 anos
20 anos
0,2
C/C0
C/C0
0,8
0,0
0,2
0,4
0,6
1 ano
0,4
10 anos
20 anos
0,2
50 anos
100 anos
0,0
0,6
50 anos
100 anos
0,0
0,8
0,0
0,5
Espessura (m)
1,0
1,5
Espessura (m)
(a)
(b)
1,0
C/C0
0,8
0,6
1 ano
0,4
10 anos
20 anos
0,2
50 anos
100 anos
0,0
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
Espessura (m)
(c)
Figura 7: Projeção da espessura de uma camada de solo natural com geomembrana
(a) de 0,6m; (b) de 1,0 m; (c) de 2,0m.
Em análise (Figura 8.a), e considerando uma camada de 0,6 m de liner argiloso
associada a uma geomembrana em um tempo estimado de 50 anos, constatou-se que a partir
de 0,3 m, o poluente apresenta retenção, tornando o projeto do ponto de vista geotécnicoambiental viável.
Analisando a (Figura 8.b), considerando uma camada de liner argiloso de 1,0 m
associada à geomembrana, pode-se constatar que o comportamento do poluente é estabilizado
26
a partir de uma espessura de 0,3 m, tornado o projeto do ponto de vista geotécnico-ambiental
viável.
Como observado na (Figura 8.c), projetando um perfil de liner argiloso de 2,0 m
associada à geomembrana, contata-se que o poluente no período de 100 anos a concentração
final é nula, portanto, do ponto de vista geotécnico-ambiental o projeto é viável.
1,0
1,0
0,8
0,6
1 ano
0,4
10 anos
20 anos
0,2
C/C0
C/C0
0,8
0,0
0,2
0,4
0,6
1 ano
0,4
10 anos
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0,2
50 anos
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0,0
0,6
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100 anos
0,0
0,8
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Espessura (m)
1,0
1,5
Espessura (m)
(a)
(b)
1,0
C/C0
0,8
0,6
1 ano
0,4
10 anos
20 anos
0,2
50 anos
100 anos
0,0
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
Espessura (m)
(c)
Figura 8: Projeção da espessura de uma camada de liner com geomembrana
(a) de 0,6m; (b) de 1,0 m; (c) de 2,0m.
4.
CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES
O transporte de contaminantes nos solos é complexo e depende de um grande número
de variáveis para ser simulado/modelado com confiabilidade. A literatura acadêmica
recomenda o uso da tecnologia e dos conhecimentos adquiridos sobre o assunto, para que uma
correta intervenção seja executada.
A literatura indica que uma camada de solo natural de 0,6 m é aconselhada para
compor a base de revestimento de células em aterros, porém ao fazer a modelagem ambiental
com o software LINER verificou-se que, no caso em estudo, a espessura indicada não é
suficiente para retenção de poluentes. No entanto, levando-se em consideração a modelagem
realizada neste trabalho, para o metal zinco (Zn), o volume projetado do aterro e a viabilidade
econômica com relativo baixo custo, recomenda-se a adoção de pelo menos uma camada de
apenas o liner argiloso com espessura de 0,6m., proporcionando condições geotécnico-
27
ambientais seguras de retenção do chorume por um período de pelo menos 100 anos de vida
útil do aterro.
A utilização de materiais argilosos juntamente com geomembranas possibilita uma
maior eficiência no controle de percolação de poluentes no solo. Portanto, o uso de
ferramentas computacionais se torna necessário para mensurar de forma mais concisa os
resultados, determinando assim o comportamento da pluma de contaminação em um período
de tempo determinado.
Recomenda-se que, em pesquisas futuras, sejam realizadas as modelagens nos mesmos
moldes apresentados neste artigo, para se ter o conhecimento do comportamento dos demais
metais obtidos (chumbo, mercúrio e prata), dentre outros de interesse, para que possa
subsidiar tecnicamente estudos de viabilidade técnico-econômica de implementação.
AGRADECIMENTOS
Os autores gostariam de agradecer a Universidade Católica de Brasília (UCB), em
especial, ao Laboratório de Águas e ao Laboratório de Geotecnia e Solos, ao Laboratório
SABIN e ao Aterro Controlado Jóquei Clube de Brasília, por financiarem esta pesquisa e
darem suporte à preparação deste artigo. Os mesmos agradecem primeiramente à Deus pela
onipresença constante em suas vidas, aos familiares, amigos e professores pela amizade,
apoio, compreensão e orientação ao longo da jornada de mais esta conquista.
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