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i
ESTUDO DA MOBILIDADE QUÍMICA DE ELEMENTOS
MAIORES E TRAÇOS EM SAPROLITO DE GNAISSE NO
ATERRO SANITÁRIO (CTRS-BR040) DE BELO HORIZONTE
(MG)
___________________________________________________________________
iii
FUNDAÇÃO UNIVERSIDADE FEDERAL DE OURO PRETO
Reitor
João Luiz Martins
Vice-Reitor
Antenor Rodrigues Barbosa Júnior
Pró-Reitor de Pesquisa e Pós-Graduação
Tanus Jorge Nagem
ESCOLA DE MINAS
Diretor
José Geraldo Arantes de Azevedo Brito
Vice-Diretor
Wilson Trigueiro de Sousa
DEPARTAMENTO DE GEOLOGIA
Chefe
Issamu Endo
v
CONTRIBUIÇÕES ÀS CIÊNCIAS DA TERRA – VOL. 301
DISSERTAÇÃO DE MESTRADO
Nº M69
ESTUDO DA MOBILIDADE QUÍMICA DE ELEMENTOS
MAIORES E TRAÇOS EM SAPROLITO DE GNAISSE NO
ATERRO SANITÁRIO (CTRS-BR040) DE BELO
HORIZONTE (MG)
Quênia de Cássia Goulart Ferreira
Orientador
Luis de Almeida Prado Bacellar
Dissertação apresentada ao Programa de Pós-Graduação em Evolução Crustal e Recursos
Naturais do Departamento de Geologia da Escola de Minas da Universidade Federal de Ouro
Preto como requisito parcial à obtenção do Título de Mestre em Ciência Naturais, Área de
Concentração: Geologia Ambiental e Conservação de Recursos Naturais
OURO PRETO
2012
vi
Catalogação: sisbin@sisbin.ufop.br
F383e Ferreira, Quênia de Cássia Goulart.
Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito
de gnaisse no aterro sanitário (CTRS-BR040) de Belo Horizonte (MG)
[manuscrito] / Quênia de Cássia Goulart Ferreira – 2012.
xxv, 169f. : il. color.; tabs.; mapas. (Contribuições às ciências da terra,
Série M, v.69, n. 301)
ISSN: 85-230-0108-6
Orientador: Prof. Dr. Luis de Almeida Prado Bacellar.
Dissertação (Mestrado) - Universidade Federal de Ouro Preto. Escola de
Minas. Departamento de Geologia. Programa de Pós-graduação em Evolução
Crustal e Recursos Naturais.
Área de concentração:Geologia Ambiental e Conservação de Recursos Naturais.
1. Águas subterrâneas - Teses. 2. Aterro sanitário - Teses. 3. Ensaios de
coluna - Teses. 4. Rochas - Saprolito - Teses. I. Universidade Federal de Ouro
Preto. II. Título.
CDU: 556.32:628.472.3
CDU: 669.162.16
vii
Dedicatória
Dedico este trabalho a todos que contribuíram para o mesmo, em especial meus pais,
meus maiores incentivadores.
ix
Agradecimentos
Tantas pessoas foram fundamentais para a conclusão deste trabalho, que em poucas
palavras é difícil agradecer a todas:
Agradeço primeiramente aos meus pais, por todo incentivo e dedicação a mim, me
tornando a pessoa que sou hoje. Sem eles não seria possível chegar aqui.
Ao meu orientador Luís Bacellar, por toda a paciência, atenção, conhecimentos
passados e convivência durante todos esses anos, desde minha graduação.
Aos professores que de alguma maneira contribuíram para este trabalho, em especial o
Professor Jorge Lena pelas dicas durante sua execução e ao Professor Adilson do Lago Leite,
pelas valiosas informações a respeito dos ensaios de coluna.
Ao Thales, por todo o carinho, suporte e paciência nesses anos, principalmente nos
momentos mais complicados.
A todos os meus amigos que de certa forma, contribuíram para a realização deste
trabalho, em especial aos da pós-graduação, Cláudia, Louise e Luciana.
Ao César Barella, pelo auxílio essencial na realização da modelagem hidrogeoquímica,
contribuindo significadamente para a conclusão deste trabalho.
Aos funcionários do LGqA pelo acompanhamento e atenção durante as análises
laboratoriais, em especial a Adriana, pessoa que foi fundamental para o bom desempenho dos
meus ensaios de coluna.
Aos outros laboratórios da UFOP dos quais utilizei: Geotecnia, Difração de Raios X e
Tratamento de Minérios e ao Laboratório de Análise de Rotina de Solos da Universidade
Federal de Viçosa, pelo auxílio nas análises.
A Superintendência Municipal de Limpeza Urbana (SLU) de Belo Horizonte, em
especial ao Cícero Catapreta, por todo o suporte fornecido durante o trabalho e pelos valiosos
dados cedidos, fundamentais para a realização do mesmo.
A Fundação de Amparo a Pesquisa do estado de Minas Gerais (FAPEMIG) pela
concessão da bolsa de pesquisa e custeio do projeto.
Por fim, agradeço a todos que de alguma forma contribuíram para que esta importante
etapa fosse vencida. Obrigado.
xi
Sumário
LISTA DE FIGURAS.................................................................................................................xv
LISTA DE TABELAS...............................................................................................................xix
LISTA DE SIGLAS...................................................................................................................xxi
RESUMO.................................................................................................................................xxiii
ABSTRACT................................................................................................................................xv
CAPÍTULO 1 – INTRODUÇÃO
1.1 Localização da área de estudo..................................................................................................4
1.2 Objetivos..................................................................................................................................4
1.3 Justificativa..............................................................................................................................5
1.4 Hipóteses de trabalho...............................................................................................................6
CAPÍTULO 2 – ESTADO DA ARTE
2.1 Geoquímica de elementos-traço...............................................................................................7
2.2 Transporte de elementos maiores e traços em aterros sanitários..............................................8
2.2.1 Aterros de resíduos sólidos urbanos...........................................................................8
2.2.2 Fontes de elementos maiores e traços no resíduo sólido urbano................................9
2.2.3 Produção de lixiviado e concentração de elementos maiores e traços......................11
2.2.4 Variação da composição do lixiviado com o tempo.................................................12
2.3 Contaminação por elementos maiores e traços em aterros de RSU.......................................14
2.3.1 Os compartimentos Solo e Água Subterrânea...........................................................14
2.3.2 Processos de atenuação de elementos no solo...........................................................16
2.3.3 Atenuação Natural Monitorada.................................................................................17
2.3.4 Mecanismos de transporte e atenuação em meios porosos.......................................18
2.3.4.1 Processos Físicos.........................................................................................20
Transporte por Advecção..............................................................................20
Transporte por Gradiente de Concentração ou Difusão Molecular.............20
Transporte por Mistura Mecânica ou Dispersão Mecânica.........................20
Dispersão Hidrodinâmica.............................................................................21
Filtração....................................................................................................... 21
2.3.4.2 Processos Químicos e Biológicos................................................................22
Adsorção........................................................................................................23
Precipitação/Dissolução...............................................................................25
Complexação/Quelação.................................................................................26
Oxidação/Redução.........................................................................................27
2.3.5 Influência do solo na mobilidade de elementos maiores e traços...................27
Capacidade de troca catiônica (CTC)...........................................................28
xii
Teor de argilas...............................................................................................28
Oxi-hidróxidos de Fe, Mn e Al......................................................................28
Matéria Orgânica..........................................................................................28
pH..................................................................................................................29
Superfície específica......................................................................................29
Potencial redox..............................................................................................30
Competição iônica.........................................................................................32
Forma dos elementos-traço...........................................................................34
2.4 Modelos Reduzidos aplicados a aterros sanitários.................................................................34
2.5 Modelagem Hidrogeoquímica – PHREEQC..........................................................................36
2.5.1 Equilíbrio Químico e cinética de processos químicos............................................38
2.5.2 Índice de Saturação.................................................................................................39
CAPÍTULO 3 – CARACTERÍSTICAS DA ÁREA DE ESTUDO
3.1 Histórico do aterro..................................................................................................................41
3.2 Composição dos RSU de Belo Horizonte..............................................................................42
3.3 Composição e quantificação do lixiviado produzido.............................................................44
3.4 Clima......................................................................................................................................47
3.5 Geologia.................................................................................................................................47
3.6 Pedologia e Geomorfologia....................................................................................................49
3.7 Hidrogeologia.........................................................................................................................51
CAPÍTULO 4 – MATERIAIS E MÉTODOS
4.1 Levantamento de dados..........................................................................................................60
4.2 Trabalhos de campo ...............................................................................................................60
4.2.1 Solo...........................................................................................................................60
4.2.2 Lixiviado do aterro....................................................................................................61
4.3 Tratamento das amostras........................................................................................................62
4.3.1 Solo...........................................................................................................................62
4.3.2 Lixiviado...................................................................................................................62
4.4 Caracterização dos materiais..................................................................................................62
4.4.1 Análise de solos.........................................................................................................63
4.4.2 Análise físico-química do lixiviado..........................................................................65
4.5 Ensaios de Coluna..................................................................................................................67
4.5.1 Seleção da coluna experimental e de outros equipamentos......................................67
4.5.2 Montagem dos dispositivos.......................................................................................68
4.5.3 Testes preliminares nas colunas................................................................................69
4.5.4 Ensaios definitivos....................................................................................................70
4.6 Tratamento e análise dos dados..............................................................................................72
xiii
4.6.1 Análise dos Dados de Águas Subterrâneas...............................................................73
4.6.2 Caracterização inicial do solo...................................................................................73
4.6.3 Caracterização inicial do lixiviado bruto..................................................................73
4.6.4 Ensaios de Coluna – Lixiviado Efluente...................................................................73
4.6.5 Ensaios de Coluna – Solo após os ensaios de coluna................................................74
4.6.6 Modelagem Hidrogeoquímica com PHREEQC 2.18................................................75
4.6.7 Correlação de Pearson...............................................................................................75
4.7 Interpretação e conclusão dos dados......................................................................................75
CAPÍTULO 5 – RESULTADOS E DISCUSSÃO
5.1 Caracterização de Materiais...................................................................................................77
5.1.1 Caracterização do Solo (horizonte C).....................................................................77
5.1.2 Caracterização do Lixiviado...................................................................................82
5.2 – Ensaios de Coluna...............................................................................................................84
5.2.1 Modelagem PHREEQC – Cálculo do Índice de Saturação....................................85
5.2.2 Monitoramento das Colunas...................................................................................89
5.2.2.1 Variação de vazão com o tempo.............................................................89
5.2.2.2 Geoquímica do efluente..........................................................................90
5.2.2.2.1 Parâmetros físico-químicos....................................................90
pH..............................................................................................90
Potencial redox (Eh).................................................................91
Condutividade Elétrica.............................................................92
Sólidos Totais Dissolvidos .......................................................93
Alcalinidade..............................................................................94
5.2.2.2.2 Concentração de elementos no efluente e no solo após os
ensaios....................................................................................................95
Alumínio...................................................................................96
Bário..........................................................................................97
Cálcio........................................................................................99
Cobre.......................................................................................100
Cromo......................................................................................101
Enxofre....................................................................................102
Estrôncio.................................................................................104
Ferro.......................................................................................104
Fósforo....................................................................................106
Manganês................................................................................107
Titânio.....................................................................................108
CAPÍTULO 6 – CONCLUSÕES E SUGESTÕES................................................................111
REFERÊNCIAS.......................................................................................................................115
xv
Lista de Figuras
Figura 1.1. Imagem de satélite da região do aterro sanitário da CTRS – BR040 (Google Earth,
2010)...............................................................................................................................................4
Figura 2.1. Modelo para evolução das fases de um aterro sanitário proposto por Pohland &
Harper (1985), adaptado por Tolaymat et al. (2004)....................................................................14
Figura 2.2. Mecanismos associados ao transporte de contaminantes em meios porosos (Moncada
2004).............................................................................................................................................19
Figura 2.3. Mecanismos de dispersão, a) Mecanismos de dispersão ou mistura mecânica, b)
dispersão em canais individuais, c) tortuosidade, reentrâncias e interligações (Moncada
2004).............................................................................................................................................21
Figura 2.4. Efeitos da filtração: a) formação de membrana superficial, b) retenção no interior da
malha de poros..............................................................................................................................22
Figura 2.5. Gráficos de isoterma linear, Langmuir e Freundlich (Ferraz, 2006).........................24
Figura 2.6. Curva Breakthrough (Moncada, 2004)......................................................................25
Figura 2.7.Diagrama de pH e Eh do cádmio ∑Cd = 10−10
, 298.15K, 105 Pa...............................28
Figura 2.8. Diagrama de pH e Eh do chumbo ∑Pb = 10−10
, 298.15K, 105 Pa............................ 28
Figura 2.9. Diagrama de pH e Eh do cobalto ∑Co = 10−10
, 298.15K, 105 Pa............................. 28
Figura 2.10. Diagrama de pH e Eh do cobre ∑Cu = 10−10
, 298.15K, 105 Pa.............................. 28
Figura 2.11. Diagrama de pH e Eh do cromo ∑Cr = 10−10
, 298.15K, 105 Pa..............................29
Figura 2.12. Diagrama de pH e Eh do mercúrio ∑Hg = 10−10
, 298.15K, 105 Pa........................ 29
Figura 2.13. Diagrama de pH e Eh do níquel ∑Ni = 10−10
, 298.15K, 105 Pa............................. 29
Figura 2.14. Diagrama de pH e Eh do zinco ∑Zn = 10−10
, 298.15K, 105 Pa.............................. 29
Figura 2.15. Diagrama de pH - Eh do enxofre ∑S = 10−10
, 298.15K, 105 Pa..............................30
Figura 2.16. Classificação de lisímetros para análise de resíduos sólidos urbanos (Alcântara
2007).............................................................................................................................................32
Figura 3.1. Localização das antigas bacias e novas células de disposição do resíduo (SLU,
2005).............................................................................................................................................42
Figura 3.2. Média mensal total da vazão de lixiviado efluente do aterro sanitário (SLU 2010)..44
Figura 3.3. - Precipitação média mensal - estação do aterro sanitário (1998-2009)....................47
Figura 3.4. Mapa geológico da área do Aterro Sanitário e região limítrofe (Silva 1995)............48
Figura 3.5. Mapa de declividades da área do aterro. Modificado de Beato.................................49
Figura 3.6. Mapa pedológico da área do Aterro BR-040 (adaptado de Sousa 1998)...................50
Figura 3.7. Mapa potenciométrico do aquífero no aterro de Belo Horizonte - CTRS BR-040 em
Dez/2004 (Tecisan 2005b)...........................................................................................................52
Figura 3.8. Mapa de localização dos poços de monitoramento na área do vale do córrego dos
Coqueiros, onde foi coletada a amostra de solos (Barella, 2011)................................................53
Figura 3.9. Mapa de isovalores de condutividade elétrica (µS/cm) (CTQ, 2008)........................55
xvi
Figura 3.10. Mapa com isovalores em STD (mg/L). A isolinha de 300 mg/L está representada
em vermelho (CTQ, 2008)...........................................................................................................55
Figura 3.11. Mapa com isovalores em cloreto (mg/L) (CTQ, 2008)...........................................56
Figura 3.12. Mapa com isovalores em bário total (mg/L). A isolinha de 0.7 mg/L, que
representa o VMP, está representada em linha tracejada vermelha (CTQ, 2008)........................56
Figura 3.13. Modelagem preliminar da evolução das três áreas possivelmente contaminadas na
CTRS-BR040 (CTQ 2008)...........................................................................................................57
Figura 4.1. Fluxograma da primeira etapa, correspondente aos estudos em campo....................59
Figura 4.2. Fluxograma da segunda etapa, correspondente aos ensaios experimentais de
coluna...........................................................................................................................................59
Figura 4.3. Vista geral do talude principal, com as células AC03, AC04 e AC 05, do Aterro
Sanitário da BR 040, Belo Horizonte/MG (Tecisan 2005a).........................................................61
Figura 4.4. Pesagem das amostras de solo...................................................................................65
Figura 4.5. Aparelho de digestão das amostras de solo................................................................65
Figura 4.6. Filtragem das amostras de solo já digeridas..............................................................65
Figura 4.7. Multiparâmetro para medição de pH e Eh.................................................................66
Figura 4.8. Condutivímetro microprocessado..............................................................................66
Figura 4.9. Coluna de vidro de 350 mm à esquerda e de 700 mm à direita.................................67
Figura 4.10. Suportes de madeira onde foram fixadas as colunas de 350 mm à esquerda e de 700
mm à direita..................................................................................................................................68
Figura 4.11. Esquema da montagem das colunas para os testes..................................................69
Figura 4.12. Figura esquemática da coluna experimental............................................................72
Figura 4.13. Ensaios de coluna.....................................................................................................72
Figura 4.14. Gráfico com a relação do volume de poros com o número de dias de ensaio.........74
Figura 4.15. Dados obtidos nos ensaios de coluna e utilizados na modelagem com o PHREEQC
2.18...............................................................................................................................................75
Figura 5.1. Curvas granulométricas das três amostras de solo.....................................................78
Figura 5.2. Picos de difração para as três amostras de solo CTRS - BR 040...............................80
Figura 5.3. Variação de volume de lixiviado efluente com o número de medidas......................89
Figura 5.4. Gráfico de valores de pH dos efluentes das colunas..................................................91
Figura 5.5. Gráfico com valores de Eh dos efluentes das colunas...............................................92
Figura 5.6. Gráfico de valores de condutividade dos efluentes das colunas................................93
Figura 5.7. Gráfico de valores de sólidos totais dissolvidos dos efluentes das colunas...............94
Figura 5.8. Gráfico de valores de Alcalinidade dos efluentes das colunas..................................95
Figura 5.9. Gráfico com os valores de alumínio dos efluentes das colunas.................................97
Figura 5.10. Perfil de concentração de alumínio no solo após os ensaios de coluna...................97
Figura 5.11. Gráfico com valores de bário dos efluentes das colunas.........................................98
Figura 5.12. Perfil de concentração de bário no solo após os ensaios de coluna.........................99
Figura 5.13. Gráfico com valores de cálcio dos efluentes das colunas........................................99
Figura 5.14. Perfil de concentração de cálcio no solo após os ensaios de coluna......................100
xvii
Figura 5.15. Gráfico com valores de cobre dos efluentes das colunas.......................................101
Figura 5.16. Perfil de concentração de cobre no solo após os ensaios de coluna......................101
Figura 5.17. Gráfico com valores de cromo dos efluentes das colunas.....................................102
Figura 5.18. Perfil de concentração de cromo no solo após o ensaios de coluna.....................102
Figura 5.19. Gráfico com valores de enxofre dos efluentes das colunas...................................103
Figura 5.20. Perfil de concentração de enxofre no solo após os ensaios de coluna...................103
Figura 5.21. Gráfico com valores de estrôncio dos efluentes das colunas.................................104
Figura 5.22. Perfil de concentração de estrôncio no solo após os ensaios de coluna.................104
Figura 5.23. Gráfico com valores de ferro dos efluentes das colunas........................................105
Figura 5.24. Perfil de concentração de ferro no solo após os ensaios de coluna........................105
Figura 5.25. Gráfico com valores de fósforo dos efluentes das colunas....................................106
Figura 5.26. Perfil de concentração de fósforo no solo após os ensaios de coluna....................107
Figura 5.27. Gráfico com valores de manganês dos efluentes das colunas................................107
Figura 5.28. Gráfico com valores de titânio dos efluentes das colunas.....................................108
Figura 5.29. Perfil de concentração de titânio no solo após os ensaios de coluna.....................108
xix
Lista de Tabelas
Tabela 2.1. Concentração (mg/kg) dos elementos-traço mais comuns nas rochas ígneas e
sedimentares (Alloway 1995).........................................................................................................8
Tabela 2.2. Composição gravimétrica do lixo doméstico no Brasil, Alemanha (Zeller 1993) e
Turquia (Curi 1996) apud Teixeira (2008)...................................................................................10
Tabela 2.3. Íons encontrados em lixiviados de aterro e suas possíveis fontes (Christensen et al.
2001).............................................................................................................................................10
Tabela 2.4. Parâmetros de caracterização do lixiviado (Yong et al. 1996)..................................11
Tabela 2.5. Diferenças da composição do lixiviado com a fase ácida e metanogênica e valores
médios para parâmetros sem diferenças entre as fases (adaptado de Ehrig 1983).......................12
Tabela 2.6. Preferência de adsorção de cátions de acordo com o argilomineral (Triegel 1980)..33
Tabela 3.1. Composição gravimétrica e volumétrica dos RSU dispostos no Aterro Sanitário de
Belo Horizonte (adaptado de Catapreta et al. 2008)....................................................................43
Tabela 3.2. Análises Físico-Químicas do lixiviado – Ponto PLQ 08 (SLU 2010).......................45
Tabela 3.3. Análises Físico-Químicas do lixiviado – Ponto PLQ 09 (SLU 2010).......................46
Tabela 4.1: Parâmetros determinados no solo e no lixiviado bruto antes dos ensaios de
coluna...........................................................................................................................................63
Tabela 4.2: Parâmetros analisados no solo e no lixiviado efluente durante e após os ensaios de
coluna...........................................................................................................................................71
Tabela 5.1: Valores de índices físicos das amostras.....................................................................77
Tabela 5.2: Dados de caracterização química das amostras.........................................................80
Tabela 5.3: Concentração média de elementos maiores e traços na amostra de solo...................81
Tabela 5.4: Dados dos parâmetros físico-químicos do lixiviado bruto........................................82
Tabela 5.5: Concentrações de elementos maiores e traços das amostras de lixiviado bruto........83
Tabela 5.6: Concentração de elementos maiores e traço da digestão parcial do lixiviado bruto e
das partículas retidas no filtro.......................................................................................................84
Tabela 5.7: Fases minerais e respectivos valores de índice de saturação (SI) do lixiviado novo
(bruto e efluente)..........................................................................................................................85
Tabela 5.8: Fases minerais e respectivos valores de índice de saturação (SI) do lixiviado velho
(bruto e efluente)..........................................................................................................................87
xxi
Lista de Siglas
ABNT: Associação Brasileira de Normas Técnicas
ATM: Atenuação Natural Monitorada
BRP: Barreiras Reativas Permeáveis
CETEC: Centro Tecnológico de Minas Gerais
CETESB: Companhia Ambiental do Estado de São Paulo
COD: Carbono orgânico dissolvido
COPASA: Companhia de Saneamento de Minas Gerais
COT: Carbono Orgânico Total
CPRM: Companhia de Pesquisa de Recursos Minerais
CTC: Capacidade de Troca Catiônica
CTRS: Central de Tratamento de Resíduos Sólidos
CVAAS: Espectrômetria de Absorção Atômica com Geração de Vapor Frio
DBO: Demanda bioquímica de oxigênio
DEGEO: Departamento de Geologia
DEMIN: Departamento de Mineração
DQO: Demanda química de oxigênio
EMBRAPA: Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária
EPA: Environmental Protection Agency
IAP: Produto de Atividade Iônica
IBGE: Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística
ICP/OES: Espectrometria de Emissão Atômica por Plasma Acoplado Indutivamente
ICP/MS: Espectrometria de Massa por Plasma Indutivamente Acoplado
GASMIG: Companhia de Gás de Minas Gerais
IPT: Instituto de Pesquisas Tecnológicas
LGqA: Laboratório de Geoquímica Ambiental
LQ: Limite de Quantificacão
PHREEQC:
PM: Poço de Monitoramento
PROSAB: Programa de Pesquisa em Saneamento Básico
RSU: Resíduos Sólidos Urbanos
SI: Índice de Saturação
SLU: Superintendência de Limpeza Urbana
STD: Sólidos Totais Dissolvidos
USGS: US Geological Survey
VMP: Valor Máximo Permitido
xxiii
Resumo
Dentre as fontes de contaminação de aquíferos, o aterro de resíduos sólidos urbanos é um dos
mais importantes, pois a carga contaminante produzida (lixiviado) traz consigo elementos
nocivos, destacando-se os elementos traços. Pela dificuldade de coletar amostras de solo da base
de aterros, uma alternativa para o seu estudo são os ensaios de coluna, que simulam em escala
reduzida uma célula de aterro. A área de estudo deste trabalho é o aterro sanitário da Central de
Tratamento de Resíduos Sólidos CTRS BR-040, localizado em Belo Horizonte/MG. Não foi
reproduzida a velocidade de percolação de lixiviado do campo, sendo a mesma 150 vezes maior
nos ensaios de coluna. A velocidade muito lenta dificultaria a coleta de lixiviado efluente para
análise diária. Através dos dados obtidos nos ensaios de coluna e da modelagem realizada pelo
PHREEQC 2.18, pode-se comprovar que, apesar da baixa CTC e teor de matéria orgânica, o
saprolito tem certa capacidade de reter elementos maiores e traços, contribuindo para dificultar a
contaminação do aquífero. Contudo esta capacidade é limitada, pois foi observado que
elementos retidos no começo dos testes, têm suas concentrações aumentadas no lixiviado ao fim
dos ensaios. Com dados obtidos na modelagem, espera-se que alguns elementos, tais como Al,
Ba, Ca, Cr, Fe, Mn e Sr estejam precipitados no solo na forma de carbonatos, sulfatos, sulfetos,
fosfatos, óxidos e hidróxidos. Sulfetos precipitados só foram encontrados Eh muito baixo (< 200
mV), o que é perfeitamente possível em aterros de RSU, onde o ambiente em seu interior é bem
redutor. Alguns elementos, tais como Fe e Ti também podem estar retidos na forma de colóides,
pois a concentração dos mesmos foi elevada nas partículas retidas em filtro. Apesar de ser de
difícil quantificação, possivelmente uma significativa quantidade de elementos maiores e traços
estão adsorvidos nas partículas do solo.
Palavras-chave: águas subterrâneas, aterro sanitário, ensaios de coluna, saprolito, PHREEQC.
xxv
Abstract
Among the sources of aquifer contamination, the municipal solid waste landfill is one of the
most important because the generated contamination (leachate) releases hazardous elements
mainly trace elements. Because of the difficulty of collecting soil samples from the base
landfills, column tests are a good alternative to this type of study, because they simulate a
landfill cell in smaller scale. The study area is the landfill of the Solid Waste Treatment Center
CTRS BR-040 located at Belo Horizonte, Minas Gerais. It was not possible to reproduce filed
leaching percolation rate and laboratory rates were 150 times larger than the field one. The low
velocity would make it difficult to collect effluent leachate for daily analysis. Using the data
from the column tests and modeling performed by PHREEQC 2.18 it is possible to say that the
saprolite has the property to retain major and trace elements despite its low cation exchange
capacity and low organic matter content contributing to prevent the aquifer contamination.
However this capacity is limited, because it was observed that elements retained at the
beginning of the tests, have their concentration raised in the leachate by the end of the tests.
With data obtained from the modelling, it is expected that elements such as Al, Ba, Ca, Cr, Fe
and Sr be precipitated in the soil as sulfates, carbonates, sulfides, phosphates, oxides and
hydroxides. Sulfides were only observed at very low Eh values (<200 mV), which is quite
plausible in this kind of landfills, where the internal environment is anoxic. Elements such as Fe
and Ti may also be retained as colloids because it was observed that their concentration was
high in the particulate retained in filters. Despite being difficult to quantify, possibly a
significant amount of major and trace elements are adsorbed on soil particles.
Key-words: groundwater, sanitary landfill, column tests, saprolite, PHREEQC.
Contribuições às Ciências da Terra
1
CAPÍTULO 1
INTRODUÇÃO
As atividades industriais e municipais das grandes cidades produzem diariamente grandes
quantidades de resíduos sólidos urbanos (RSU), sendo um dos grandes problemas da atualidade, não
só por seu alto potencial poluidor, como também pelo agravamento que representam à questão de
esgotamento dos recursos naturais. O Brasil possui uma população de aproximadamente 192 milhões
de habitantes (IBGE 2010), produzindo cerca de 57 milhões de toneladas de RSU anualmente. A
produção per capita de resíduos domésticos no país, é em torno de 359,4 kg/hab/ano (Abrelpe 2009).
Os resíduos sólidos são armazenados em aterros ou simplesmente lançados na superfície do
terreno. Segundo o IBGE (2008), 50,8% dos municípios brasileiros destinam seus resíduos de forma
inadequada, em lixões. Entre as outras cidades, 27,7 % dispõem seus resíduos em aterros sanitários e
22,5 % em aterros controlados. O mesmo censo mostrou que há 994 programas de coleta seletiva em
todo o país. Esses resíduos, quando não tratados adequadamente, podem afetar tanto a qualidade de
vida da população, quanto o meio ambiente (Batista et al., 2004).
Os aterros de RSU são obras de engenharia que exigem cuidados especiais visando à
minimização dos impactos ambientais que sua implantação e operação provocam (PROSAB 2002).
Nas grandes cidades, se verificam sérios problemas relacionados ao esgotamento da capacidade dos
aterros de RSU e à identificação de novas áreas para sua instalação. Geralmente, a escolha de locais
com características hidrogeológicas ideais para a deposição de RSU não é fácil, principalmente por
questões estéticas e de custo de transporte dos resíduos, que faz com que certas áreas sejam impróprias
(Feitosa et al., 2008). Em locais planejados e devidamente operados, os RSU aterrados oferecem
pouco risco no que diz respeito à contaminação do solo e das águas subterrâneas (Feitosa et al., 2008).
A disposição de RSU em aterros, embora ofereça medidas estruturais de segurança
(impermeabilização de base, drenagem, coleta e tratamento de lixiviado etc.) que minimizam os
impactos causados nos solos e nas águas subterrâneas, não deixa de constituir uma forma de
armazenamento de resíduo sólido no solo (ABNT 1997a, CETESB 1997). Além disso, a seleção
correta de novos locais para disposição não soluciona os problemas de disposições já efetuadas, que
normalmente não consideraram qualquer critério de segurança, requerendo então medidas de
remediação ou recuperação (CETESB 1997). Os processos que ocorrem no interior dos mesmos, como
os mecanismos de decomposição, a influência da composição dos resíduos nos riscos de contaminação
ambientais e nas técnicas de remediação são aspectos relevantes, que ainda não estão completamente
esclarecidas (Mattei & Escosteguy 2007).
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
2
Os aterros de RSU não podem ser considerados como o ponto final para muitas das
substâncias contidas nos resíduos, pois com a sua decomposição e a ação das chuvas, várias
substâncias orgânicas e inorgânicas são lixiviadas, formando um liquido denominado chorume ou
lixiviado (Célere et al., 2007). Por apresentar substâncias solúveis, o lixiviado pode infiltrar-se no solo
e atingir as águas subterrâneas, comprometendo sua qualidade. Dentre as diversas formas de
contaminação, destaca-se a causada pela infiltração de elementos maiores e traços em solução,
originadas dos líquidos lixiviados (PROSAB 2002).
Elementos maiores, tais como sódio, cálcio, potássio, magnésio, amônia, cloreto e sulfato, são
íons muito comuns em aterros de RSU, possuindo elevadas concentrações (Christensen et al., 2001),
enquanto que as concentrações de elementos-traço é baixa (Christensen et al., 2001, Kjeldsen et al.,
2002 e Hypólito & Esaki 2006). Em países em desenvolvimento, tais concentrações são normalmente
ainda menores em função da maior quantidade de matéria orgânica no resíduo sólido (Boscov, 2008).
Um aterro sanitário é um ambiente complexo e em constante transformação, seja ela física, físico-
química, química ou microbiológica. Assim, o estudo dos elementos maiores e traços implica na
tentativa de entender as condições que influem na sua liberação, transporte e retenção e na sua
interação com os materiais e substâncias do meio (Hypólito & Esaki 2006).
O conteúdo total de elementos maiores e traço, disponíveis ou não, num aterro corresponde ao
somatório dos íons presentes nos compartimentos solo – água – resíduo sólido – lixiviado (Hypólito &
Esaki 2006). Oliveira & Jucá (2004) mostram que a concentração dos elementos químicos em aterros é
maior nos solos do que nas águas subterrâneas, tendo o solo então um poder atenuador da poluição,
retendo-os e dificultando sua dispersão no meio. Isso acontece porque o solo, especialmente quando
rico em argilominerais e matéria orgânica, tem alta capacidade de adsorção desses elementos,
especialmente em valores de pH neutros a altos (Patrick & Verloo 1998, Kjeldsen et al., 2002).
Segundo Kjedsen et al., (2002), os efeitos de sorção, complexação e precipitação são menores para os
elementos maiores, em relação aos traços. Por fim, estes elementos também podem ficar retidos nas
soluções intersticiais, na forma complexada ou associada a colóides (Kjeldsen et al., 2002, Hypólito &
Esaki 2006).
Outras condições podem afetar a disponibilidade dos elementos maiores e traços no solo sob
aterros, tais como as características mineralógicas, texturais, a permeabilidade, o teor de argila do solo
e capacidade de troca catiônica (CTC) (Christensen et al., 2001, Kjeldsen et al., 2002 e Hypólito &
Esaki 2006). A adsorção também depende das propriedades dos elementos, tais como sua relação
carga-raio iônico, eletronegatividade, raio hidratado, valência e a sua concentração em solução. Em
relação aos elementos-traço, o Pb e Cu em geral são mais fortemente adsorvidos e Zn, Ni e Cd os mais
difíceis de serem adsorvidos (Alloway 1990, Alloway 1992). Hypólito & Esaki (2006) mostram que os
solos de base e de cobertura dos aterros desempenham papel importante na retenção de elementos-
traço, devido principalmente a fenômenos de adsorção/precipitação, resultado do contato lixiviado –
Contribuições às Ciências da Terra
3
solo – resíduo sólido. Sulfetos e carbonatos, ânions típicos em aterros, podem formar precipitados com
Cd, Zn, Ni, Cu e Pb, que são insolúveis, diminuindo a mobilidade destes elementos-traço (Kjeldsen et
al., 2002). Para Young et al., (1996), a precipitação é o fenômeno mais importante para a retenção de
elementos-traço no solo.
No resíduo, além da composição inicial em elementos, a disponibilidade dos íons depende das
atividades físicas, químicas e microbiológicas que ocorrem no aterro como um todo, influenciando no
tempo de liberação dos mesmos dos resíduos originais (Hypólito & Esaki 2006). No lixiviado, os íons
encontram-se em solução, associados às partículas coloidais (orgânicas e inorgânicas) e sob a forma de
complexos. Kjeldsen et al., (2002) discutem a concentração de elementos-traço no lixiviado de acordo
com a fase de decomposição dos resíduos. Este trabalho mostra uma maior concentração de íons de
elementos-traço na fase inicial da decomposição do resíduo sólido (fase aeróbia e ácida), quando as
condições físico-químicas (pH baixo e Eh alto) favorecem a solubilização e disponibilização de íons
metálicos no meio. Na fase anaeróbia, há um aumento do pH e a tendência é a fixação desses
elementos por processos de adsorção e precipitação.
São inúmeros os fenômenos que controlam o transporte de contaminantes em meios porosos,
onde o contaminante considerado é a massa de alguma substância tóxica dissolvida (poluente)
movendo-se com algum fluido (água) nos vazios do meio poroso (solo), seja ele saturado ou não
(Nobre 1987). O movimento de poluentes não depende apenas do fluxo do fluido no qual essas
substâncias estão dissolvidas, mas sim de mecanismos que, por sua vez, dependem de processos
físicos, químicos e biológicos aos quais as substâncias são submetidas.
Os aquíferos são muito menos vulneráveis à poluição do que as águas superficiais, mas, uma
vez produzida à contaminação, a recuperação, dependendo do tipo de contaminante, pode levar muitos
anos e até mesmo tornar-se economicamente inviável. Os processos físicos e químicos nem sempre
são capazes de produzir uma redução significativa de substâncias tóxicas nas plumas de lixiviados
(Feitosa et al., 2008).
O objeto de estudo deste trabalho é o Aterro Sanitário de Belo Horizonte, que é parte
integrante da Central de Tratamento de Resíduos Sólidos (CTRS), operado pela Superintendência de
Limpeza Urbana – SLU. O início de operação do aterro se deu no ano de 1975 e seu fechamento em
2009, pairando ainda muitas dúvidas a respeito do grau de contaminação do solo e da água subterrânea
no seu entorno (Tecisan 2005a).
O aterro sanitário está inserido na área urbana do município de Belo Horizonte, o que
representa risco para a população circundante e para o meio ambiente. Por isso, a realização de estudos
relacionados à contaminação é importante para tentar compreender e mitigar os efeitos nocivos
causados pela disposição desses resíduos na água e no solo. Cabe destacar que partes consideráveis
dos resíduos do aterro encontram-se dispostos sem base impermeável e acima do horizonte C do solo
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
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(houve decapeamento do horizonte A e B durante a preparação do terreno), aumentando ainda mais a
possibilidade de contaminação do solo e das águas subterrâneas ao redor.
1.1 – LOCALIZAÇÃO DA ÁREA DE ESTUDO
A área estudada é o Aterro Sanitário da Central de Tratamento de Resíduos Sólidos (CTRS-BR-040),
que está localizada na região Noroeste de Belo Horizonte, ao lado da BR-040 (km 020) no sentido
Belo Horizonte - Brasília, tendo como limite o município de Contagem (Figura 1.1).
Figura 1.1- Imagem de satélite da região do aterro sanitário da CTRS – BR040 (Google Earth, 2010).
1.2 – OBJETIVOS
O objetivo principal deste estudo foi o de estabelecer a capacidade de atenuação química do
solo (saprolito) encontrado no aterro da CTRS-BR040, com ênfase para os elementos-traço, por serem
estes mais contaminantes.
Como objetivos secundários pretendem-se:
Caracterizar a mineralogia, textura e características físico-químicas do saprolito de gnaisse;
Contribuições às Ciências da Terra
5
Caracterizar algumas das propriedades físico-químicas do lixiviado produzido: parâmetros
físico-químicos (pH, Eh, condutividade e sólidos totais dissolvidos), elementos maiores e
traços (Al, As, Ba, Ca, Cd, Co, Cu, Cr, Fe, K, Mg, Mn, Na, Ni, P, Pb, S, Sr, Ti, V, Y e Zn),
além da alcalinidade, cloreto e sulfato.
1.3 – JUSTIFICATIVAS
Estudos realizados na tentativa de mitigação de impactos ambientais provenientes de aterros
sanitários são de grande relevância, pois os impactos representam um risco potencial para a saúde da
população vizinha e também na contaminação dos solos e das águas superficiais e subterrâneas, pois
em muitos locais a utilização da água subterrânea é bastante intensa. O aterro sanitário de Belo
Horizonte está cercado por residências e outras construções, como escolas e postos de saúde, sendo a
população susceptível a problemas de saúde causados pela eventual poluição.
O comportamento dos elementos no lixiviado e a contaminação de solos e águas subterrâneas
pelos mesmos são ainda pouco estudados no Brasil (Sousa 1998, Oliveira & Jucá 2004, Hypólito &
Ezaki 2006, dentre outros). A quantificação dos mesmos no interior de aterros sanitários e a tentativa
de caracterizar sua mobilidade no meio são importantes para a aplicação de eventuais medidas para
mitigação de impactos ambientais. Além disso, neste aterro, um dos maiores do Brasil e situado no
interior da zona urbana desta cidade, parte dos resíduos foi disposto diretamente sobre saprolito
(horizonte C) de gnaisse, sem base argilosa impermeável e com os horizontes superficiais decapeados
(Sousa, 1998), situação comum na construção do aterro sobre taludes mais íngremes. O saprolito
normalmente possui características diferentes dos horizontes superficiais, tendo geralmente uma
menor capacidade de atenuação da contaminação. Estudos sobre o poder de atenuação de saprolitos de
gnaisse são também importantes, pois estes são um dos litotipos mais abundantes no sudeste e
nordeste do Brasil.
Métodos de remediação de solos e águas subterrâneas são muito caros, como por exemplo, o
método de “pump and treat” e as barreiras reativas permeáveis. Pode-se escolher ainda o método de
atenuação natural, que é mais barato. Ele baseia-se no fato de que em determinadas condições, alguns
contaminantes são imobilizados ou degradados em produtos pouco ou nada tóxicos, por processos
biológicos, físicos e químicos, sendo necessário monitoramento continuo da região por tempo
suficiente para a conclusão do processo. Segundo a EPA (2001), a Atenuação Natural Monitorada
(ATM) pode apresentar elevada eficiência e se desenvolver em um tempo equivalente ao de outros
métodos de remedição, dependendo das características locais e do contaminante envolvido.
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
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De acordo com Christensen et al., (2001), a ATM poderá se constituir numa boa alternativa
para a remediação de áreas contaminadas por lixiviado de aterro de RSU, sendo necessária ainda uma
maior quantidade de dados, para a elaboração de protocolos que minimizam as incertezas desse
processo. Este presente trabalho gerou dados importantes para a melhor compreensão da dinâmica da
atenuação natural nessas áreas, o que é muito importante devido a pouca quantidade de dados
existentes. Trabalhos como estes podem ajudar a comprovar a eficiência da ATM para áreas de aterros
sanitários e facilitar o gerenciamento de áreas contaminadas por este tipo de fonte poluidora. Como é
difícil estabelecer o grau de atenuação em trabalhos de campo (Barella, 2011), optou-se por ensaios de
coluna, que têm sido muito utilizados para estudos de aterros (Monteiro et al., 2006), devido à relativa
facilidade de montá-los e de controlar as condições internas e de contorno (Alcântara, 2007).
1.4 – HIPÓTESES DE TRABALHO
Com base no exposto, as hipóteses deste estudo são:
Apesar de algumas áreas do aterro não possuírem impermeabilização de base e de os resíduos
estarem às vezes dispostos no horizonte C do solo, o mesmo apresenta normalmente boa
capacidade de reter grande parte dos contaminantes do lixiviado;
Mesmo com essa capacidade de retenção dos solos, parte dos contaminantes chega ao aquífero
e a qualidade da água no entorno pode estar sendo prejudicada pelos líquidos lixiviados do
aterro;
Contribuições às Ciências da Terra
7
CAPÍTULO 2
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
2.1 – GEOQUÍMICA DOS ELEMENTOS-TRAÇO
Neste trabalho serão estudados os elementos que podem ocorrer em maiores concentrações no
solo e nas águas subterrâneas, devido à contaminação por resíduos sólidos urbanos. Pelo seu maior
potencial poluidor e por serem mais nocivos à saúde, haverá um maior destaque para os elementos-
traço. Alguns elementos maiores, tais como cálcio, potássio, magnésio e sódio, apesar de possuírem
elevadas concentrações em áreas de aterros de RSU, não são tão preocupantes.
Embora o termo “elemento-traço” seja amplamente utilizado, seu conceito varia de acordo
com o ramo da ciência que o aborda. A falta de uma definição única leva alguns trabalhos a classificar
elementos não-metálicos como elementos-traço, em virtude de sua toxicidade (Eleutério 1997), além
de incluir elementos que são essenciais em baixas concentrações (Alloway 1990).
Os elementos-traço já estão presentes na composição mineral das rochas e dos solos, sendo
liberados pela ação dos processos intempéricos. Suas concentrações geralmente são baixas (exceto em
áreas anômalas, como em jazidas), normalmente não ultrapassando 1000 mg/kg, com uma média de
concentração de 100 mg/kg (Alloway 1995). Ocorrem como constituintes de minerais primários nas
rochas ígneas, sedimentares e metamórficas (Tabela 2.1).
Os valores orientadores utilizados seguiu o padrão da COPAM (2010) e da portaria n° 2914 do
Ministério da Saúde (Brasil, 2011).
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
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Tabela 2.1 – Concentração (mg/kg) dos elementos-traço mais comuns nas rochas ígneas e sedimentares
(Alloway 1995).
Crosta Rochas Ígneas Rochas Sedimentares
Ultramáfica Máfica Granito Calcáreo Arenito Folhelhos
Ag 0,07 0,06 0,1 0,04 0,12 0,25 0,07
As 1,5 1 1,5 1,5 1 1 13
Au 0,004 0,003 0,003 0,002 0,002 0,003 0,0025
Cd 0,1 0,12 0,13 0,09 0,028 0,05 0,22
Co 20 110 35 1 0,1 0,3 19
Cr 100 2980 200 4 11 35 90
Cu 50 42 90 13 5,5 30 39
Hg 0,05 0,004 0,01 0,08 0,16 0,29 0,18
Mn 950 1040 1500 400 620 460 850
Mo 1,5 0,3 1 2 0,16 0,2 2,6
Ni 80 2000 150 0,5 7 9 68
Pb 14 14 3 24 5,7 10 23
Sb 0,2 0,1 0,2 0,2 0,3 0,005 1,5
Se 0,05 0,3 0,05 0,05 0,03 0,01 0,5
Sn 2,2 0,5 1,5 3,5 0,5 0,5 6
Ti 0,6 0,0005 0,08 1,1 0,14 0,36 1,2
U 2,4 0,03 0,43 4,4 2,2 0,45 3,7
V 160 40 425 72 45 20 130
W 1 0,1 0,36 1,5 0,56 0,16 1,9
Zn 75 58 100 52 20 50 120
2.2 – TRANSPORTE DE ELEMENTOS MAIORES E TRAÇOS EM ATERROS
SANITÁRIOS
2.2.1 – Aterros de resíduos sólidos urbanos
De acordo com a norma brasileira NBR 10004 (ABNT 2004), os resíduos sólidos urbanos são
considerados Classe II A e dentre as formas de disposição final, a mais adequada são os aterros
sanitários.
O aterro sanitário pode ser definido como uma forma de disposição de resíduos sólidos no
solo, particularmente RSU, que, fundamentada em critérios de engenharia e normas operacionais,
permite o confinamento seguro, garantindo o controle de poluição ambiental e proteção à saúde
pública, minimizando impactos ambientais (Boscov 2008). Deve atender alguns cuidados especiais e
Contribuições às Ciências da Terra
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técnicas específicas, como seleção do local mais adequado, preparo do local antes do início de sua
operação e monitoramento, coleta e tratamento de efluentes líquidos e gasosos, compactação dos
resíduos e seu recobrimento diário com solo (Boscov 2008).
No Brasil, os projetos para implantação de aterros sanitários devem seguir as normas da
ABNT, de acordo com a NBR 8419 (ABNT 1992). No entanto, muitos municípios brasileiros não
possuem aterros sanitários devidamente construídos e operados. Segundo IBGE (2008), 50 % dos
municípios dispõem seus resíduos em aterros sanitários ou controlados. Alguns dos problemas
relacionados aos aterros sanitários são a falta de áreas adequadas para implantação e o esgotamento
cada vez mais rápido da vida útil dos aterros, em função da escassez de espaço, do aumento da
produção de RSU e das exigências ambientais cada vez mais rígidas no que diz respeito à construção
de novos aterros.
As normas mais importantes relacionadas a aterros sanitários são: NBR 13896 (ABNT,
1997a): Aterros de resíduos não perigosos – Critérios para projeto, implantação e operação; NBR 8419
(ABNT, 1992): Apresentação de projetos de aterros sanitários de resíduos sólidos urbanos –
Procedimento; NBR 10007 (ABNT, 2004a): Amostragem de resíduos – Classificação; NBR 10007
(ABNT, 2004b): Líquidos livres – Verificação em amostras de resíduo – Método de ensaio e NBR
13895 (ABNT, 1997b): Construção de poços de monitoramento e amostragem – Procedimento.
De forma geral, para que uma área seja adequada para a disposição de resíduos sólidos não
perigosos, é necessário que: o impacto ambiental a ser causado pelo aterro seja minimizado; a
aceitação da instalação pela população circundante seja razoável; e que a área esteja de acordo com o
zoneamento da região e possa ser utilizada por um longo tempo, necessitando de poucas obras para o
inicio da operação (Boscov 2008).
2.2.2 - Fonte de elementos maiores e traços no resíduo sólido urbano
Além da sua origem geoquímica, os elementos também estão disponíveis no ambiente por
meio de várias outras fontes, como os resíduos sólidos urbanos.
As características dos resíduos sólidos urbanos podem variar muito quanto à quantidade e
composição, influenciadas principalmente pelo local, classe social, nível educacional da população,
clima e das características econômicas do local (Boscov 2008). Ao longo do tempo, a composição dos
resíduos sólidos urbanos pode se modificar, em especial devido aos novos hábitos da população,
evolução tecnológica, flutuações na economia, dentre outros fatores (Boscov 2008).
A composição gravimétrica é expressa pelo percentual de cada componente em relação ao
peso total da amostra. A tabela 2.2 apresenta a composição gravimétrica dos RSU de três diferentes
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
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países, incluindo o Brasil (Zeller 1993, Curi 1996 apud Teixeira 2008). Percebe-se uma grande
quantidade de matéria orgânica nos resíduos sólidos urbanos brasileiros.
Tabela 2.2 - Composição gravimétrica do lixo doméstico no Brasil, Alemanha (Zeller 1993) e Turquia (Curi
1996) apud Teixeira (2008).
Tipo de Resíduo Brasil 1991 Alemanha 1985 Turquia 1992
kg/há % kg/há % % %
Matéria orgânica 62,3 58,45 69,4 29,3 7,6 74,0
Papel 15,4 14,49 32,2 13,9 44,4 6,5
Cartão 3,0 2,8 9,3 1,0 n.d
Plástico 8,9 8,35 12,5 5,4 13,7 6,0
Tecido 4,1 3,83 4,6 2 3,7 0,5
Metal 4,6 4,31 7,6 3,3 6,9 2,1
Vidro 3 2,81 21,3 9,2 14,5
9,7
Cerâmica 1,8 1,68 n.d n.d n.d
Absorventes 2 1,87 4,6 2 n.d n.d
Madeira 0,8 0,79 n.d n.d 2,8 n.d
Outros 0,6 0,6 70,1 30,3 6,4 1,2
Total 106,5 100 231,6 100 100 100
kg/ha. = quantidade de lixo anual por habitante
n.d. = composição não determinada
Muitos desses materiais encontrados nos resíduos urbanos são fontes de elementos-traço,
sendo que sua concentração pode variar entre 0 e 100 mg/kg (Teixeira 2008). Os plásticos são fontes
de cádmio, os metais ferrosos fonte de chumbo e cobre e o papel fonte de chumbo. Além desses
materiais, produtos como pilhas, baterias, lâmpadas e tintas também são uma importante fonte de
elementos-traço (Erses & Onay 2003). Na tabela 2.3 são mostrados os principais íons encontrados em
resíduos de aterros sanitários e suas principais fontes (Christensen et al., 2001). De acordo com a
tabela, os elementos maiores são encontrados principalmente no material orgânico do resíduo urbano.
Tabela 2.3 - Íons encontrados em lixiviados de aterro e suas possíveis fontes (Christensen et al., 2001).
Íons Fontes
Na+, K
+, Ca
+2, Mg
+2 Material orgânico, entulhos de construção
PO4-3
, NO3-, CO3
-2 Material orgânico
Cu+2
, Fe+2
, Sn+2
Material eletrônico, latas, tampas de garrafas
Hg+2
, Mn+2
Pilhas comuns e alcalinas, lâmpadas fluorescentes
Ni+2
, Cd+2
, Pb+2
Baterias recarregáveis (celular, telefone sem fio, automóveis)
Al+3
Latas, utensílios domésticos, cosméticos, embalagens laminadas em geral
Cl-, Br
-, Ag
+ Tubos de PVC, negativos de filmes de raios-X
Sb+3
, Cr+3
, Cr+6
, Pb+2
Embalagens de tintas, vernizes, solventes orgânicos
As características físicas e químicas dos RSU aterrados são de difícil quantificação, pelos
mesmos serem muito heterogêneos, variar em diferentes aterros, pela dificuldade de obtenção de
amostras representativas e até mesmo pela inexistência de procedimentos de ensaios adequados
Contribuições às Ciências da Terra
11
(Boscov 2008). Por todos esses motivos, são poucos os dados encontrados sobre o assunto e são
diversas as metodologias de amostragem. Estudos a respeito da composição gravimétrica dos RSU
normalmente são feitos em resíduos recém-coletados.
2.2.3 - Produção de lixiviado e concentração de elementos maiores e traços
A decomposição dos RSU origina o lixiviado (ou chorume), um líquido que contem
substâncias solúveis, orgânicas, iônicas, não iônicas, bactérias e partículas coloidais. A quantidade
produzida e sua composição são variáveis, dependendo da composição e teor de umidade inicial dos
resíduos, tipo de construção e operação do aterro, topografia e geologia do local, fatores climáticos
(chuva, escoamento superficial, infiltração da água, evapotranspiração e temperatura), idade dos
resíduos, pH do meio e da combinação de atividades físicas, químicas e biológicas no interior dos
aterros (Tchobanoglous et al., 1993, Clement 1995, Moura 2008). Na tabela 2.4, estão listados os
parâmetros mais utilizados na caracterização do lixiviado (Yong et al., 1996).
Tabela 2.4 - Parâmetros de caracterização do lixiviado (Yong et al., 1996).
Físico Químico Biológico
Orgânico Inorgânico
Aparência
pH
Potencial de oxi-redução
Condutividade
Turbidez
Temperatura
Fenóis
Demanda Química de Oxigênio
Carbono orgânico total
Nitrogênio amoniacal
Éter solúvel (óleos e graxas)
Grupos funcionais orgânicos
Bicarbonato Total
Sólidos e Sólidos Voláteis
Cloreto e Fosfato
Alcalinidade e Acidez
Na, K, Ca, Mg, Amônia,
Dureza, Metais Pesados (Pb,
Cu, Ni, Cr, Zn, Cd, Fe, Mn,
Hg, As, Se, Ba, Ag)
Cianeto e Fluoreto
Demanda Bioquímica de
oxigênio
Coliformes termotolerantes
Como há elementos-traço nos RSU, espera-se também sua presença no lixiviado produzido.
Os elementos-traço podem estar presentes nas formas livre, complexada ou precipitada, sendo que sua
solubilidade depende de vários fatores, dentre eles: pH, Eh, das espécies de elementos-traço,
concentração de agentes complexantes e da força iônica da solução (Lu et al., 1985, Erses & Onay
2003). Segundo Ehrig (1989) e Kjeldsen et al., (2002), as concentrações de elementos-traço nos
lixiviados são geralmente baixas, não devido a sua falta, mas sim porque menos de 0,02% dos
elementos-traço dos resíduos são lixiviados.
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
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2.2.4 - Variação da composição do lixiviado com o tempo
A quantidade e as características do lixiviado variam de acordo com as fases de degradação
dos resíduos nos aterros (Warith et al., 2005). Assim, o estudo da evolução das características do
lixiviado permite compreender e monitorar o processo de degradação dos mesmos (Alcântara 2007).
Silva (2001) comparou a composição de lixiviados de aterros de diferentes idades. Os resultados
mostram que em aterros novos as concentrações de elementos são maiores, comparados aos aterros
antigos, sendo que o principal fator dessa diferença é a fase de decomposição dos resíduos, pois em
aterros novos predomina-se a fase ácida, onde o pH é menor, e, consequentemente, a concentração de
elementos é maior, pois nessa fase eles são mais solúveis e móveis (Tabela 2.5).
Existem várias formas de dividir os processos de biodegradação dos RSU ao longo do tempo,
podendo-se encontrar, na literatura, diferentes nomes e números de fases, conforme o nível de
detalhamento e o enfoque utilizado. Por exemplo, Silva (2002) e PROSAB (2003) definem o processo
de degradação dos RSU em quatro etapas distintas: hidrólise, acidogênese, acetogênese e
metanogênese, enquanto Mata-Alvarez & Llabrés (2000) definem três etapas: a aeróbia,
acidogênica/acetogênica e a metanogênica. Apesar das diferentes etapas, o processo de decomposição
dos resíduos ocorre basicamente em duas condições: aeróbias e anaeróbias (Moura 2008).
Tabela 2.5- Diferenças da composição do lixiviado com a fase ácida e metanogênica e valores médios para
parâmetros sem diferenças entre as fases (adaptado de Ehrig 1983).
Parâmetro Fase ácida Fase metanogênica Média
Média Intervalo Média Intervalo
Ph 6,1 4,5-7,5 8 7,5-9
DBO 13000 4000-40000 180 20-550
DQO 22000 6000-60000 3000 500-4500
DBO/DQO 0,58 0,06
Sulfato 500 70-1750 80 10-420
Cálcio 1200 10-2500 60 20-600
Magnésio 470 50-1150 180 40-350
Ferro 780 20-2100 15 3-280
Manganês 25 0,3-65 0,7 0,03-45
Amônia 740
Cloreto 2120
Potássio 1085
Sódio 1340
Fósforo 6
Cádmio 0,005
Cromo 0,28
Cobalto 0,05
Cobre 0,065
Chumbo 0,09
Niquel 0,17
Zinco 5 0,1-120 0,6 0,03-4
Obs: todos os valores de mg/L, exceto pH e DBO/DQO.
Contribuições às Ciências da Terra
13
De acordo com Kjeldsen et al., (2002), a decomposição dos resíduos é dividida em quatro
fases: aeróbia, ácida anaeróbia, metanogênica inicial e metanogênica estável. Na fase inicial aeróbia, o
oxigênio e o nitrogênio presentes nos espaços vazios do resíduo recém enterrado são consumidos
rapidamente, resultando na produção de dióxido de carbono (CO2), água, nitrato, fosfato, sulfato e
aumento da temperatura, durante apenas alguns dias, pois não há reposição de oxigênio (Christensen et
al., 1992). Nesta fase, o lixiviado apresenta elevadas concentrações de sais dissolvidos, inclusive íons
de elementos-traço (D’Almeida & Vilhena 2000).
Com o esgotamento do oxigênio, inicia-se a fase anaeróbia ácida, apresentando tempo de
duração maior. Bactérias facultativas e anaeróbias produzem enzimas responsáveis pela conversão de
compostos orgânicos complexos insolúveis em materiais mais simples e solúveis (Christensen et al.,
2001). O lixiviado produzido apresenta elevada DQO, DBO e pH ácido, devido ao acúmulo de ácidos
carboxílicos (Kjeldsen et al., 2002). A relação entre a DBO e DQO também é elevada, o que indica
uma alta proporção de matéria orgânica solúvel rapidamente biodegradável (Lo 1996, Tatsi &
Zouboulis 2002). O lixiviado também contém elevadas concentrações de elementos maiores e traços
solubilizados sob as condições ácidas (Isidori et al., 2003), sendo então a principal fase no que diz
respeito à disponibilidade e mobilidade de elementos-traço no interior de aterros.
Na fase metanogênica inicial, os ácidos que se acumularam durante a fase anterior são
convertidos em metano e dióxido de carbono (CO2) por bactérias metanogênicas (Barlaz et al., 1989a ,
Christensen & Kjeldsen 1989). O pH aumenta, chegando à neutralidade e as concentrações de DBO,
DQO e carbono orgânico dissolvido (COD) começam a diminuir. Na última fase, metanogênica
estável, a taxa de produção de metano será máxima e o pH continua a aumentar e a relação DBO/DQO
fica abaixo de 0,1, pois os ácidos carboxílicos são consumidos tão rapidamente quanto são produzidos
(Kjeldsen et al., 2002). O COD presente nesta fase é predominante de compostos recalcitrantes (ácidos
húmicos e fúlvicos), de difícil degradação (Christensen et al., 1994).
A figura 2.1 mostra o modelo para evolução das fases de um aterro sanitário proposto por
Pohland & Harper (1985), com a variação de parâmetros físico-químicos e a concentração de alguns
elementos e gases. Neste modelo há cinco fases de decomposição dos resíduos: inicial, de transição,
formação de ácido e maturação final.
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
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Figura 2.1 – Modelo para evolução das fases de um aterro sanitário proposto por Pohland & Harper (1985),
adaptado por Tolaymat et al. (2004).
2.3 – CONTAMINAÇÃO POR ELEMENTOS MAIORES E TRAÇOS EM ATERROS
DE RSU
2.3.1 - Os compartimentos Solo e Água Subterrânea
O solo é um compartimento natural originado das alterações químicas e físicas sofridas pela
rocha e também pelo transporte de material alterado ao longo do tempo. Ele é constituído por
componentes minerais, materiais orgânicos e inorgânicos, que interagem entre si e tem as mais
diversas composições e propriedades físicas, químicas e biológicas. Sua composição é governada por
muitos fatores, sendo os mais importantes, as condições climáticas e o material parental.
As características naturais do solo podem ser modificadas por ações antrópicas, sendo que na
maioria das vezes sua qualidade é comprometida. Dentre as formas de poluição dos solos, as causadas
pela disposição de resíduos sólidos urbanos merecem atenção, em especial quando se refere aos
elementos-traço. Mattiazzo & Gloria (1995) observaram que os efeitos prejudiciais da presença de
elementos-traço, provenientes da destinação de resíduos sólidos, manifestaram-se principalmente em
solos com baixa capacidade de troca catiônica (CTC) e baixos conteúdos de argila, particularmente
Contribuições às Ciências da Terra
15
quando o pH do solo esta baixo. Além disso, os parâmetros mais indicados para definir a quantidade
máxima de elementos-traço em um solo são os conteúdos de argila, de óxidos de Fe, Al e Mn e de
matéria orgânica. Quando a quantidade de carga contaminante supera a capacidade de retenção do
solo, esses elementos-traço ficam em solução e podem ser lixiviados, chegando aos aquíferos e
contaminando a água subterrânea (Feitosa et al., 2008).
Compreender as características mineralógicas, estratigráficas e estruturais dos materiais
permite entender o processo de infiltração da água no subsolo, a forma como ocorre o armazenamento
e a transmissão da mesma e as influências nos seus aspectos relativos à quantidade e qualidade. A
infiltração da água no solo é favorecida nos materiais permeáveis, sendo que quanto maior a
homogeneidade do tamanho e da distribuição dos poros e maior a interconexão entre os mesmos,
melhor é a capacidade da formação geológica em conduzir água. Essa propriedade é denominada
permeabilidade e assim como a porosidade pode ser primária ou secundária. Além da permeabilidade,
há outras propriedades físicas importantes dos aquíferos, dentre elas a condutividade hidráulica, a
transmissividade e o coeficiente de armazenamento, usadas para caracterizar os aspectos hidráulicos
dos aquíferos (CETESB 2010).
A utilização dos recursos hídricos subterrâneos vem crescendo cada vez mais, tornando-se
uma importante fonte de água. A disponibilidade dos mesmos para determinados tipos de uso depende
principalmente da qualidade físico-química, biológica e radiológica da água (Feitosa et al., 2008).
Assim, estudos hidrogeoquímicos são importantes para identificar e quantificar as principais
propriedades e constituintes químicos das águas, tentando estabelecer uma relação com o meio físico,
seja natural ou antrópico.
As características químicas das águas subterrâneas dependem inicialmente da composição das
águas de recarga dos aquíferos e em seguida da sua evolução química, influenciada pela litologia do
aquífero. O teor de substâncias dissolvidas nas águas subterrâneas vai aumentando à medida que
prossegue o seu movimento, e as variações naturais de sua qualidade são pequenas (Custódio &
Llamas 1976, Feitosa et al., 2008). Por isso, características diferentes das esperadas indicam à
presença de situações anômalas, dentre elas a contaminação. Assim, há a necessidade de se saber quais
são os parâmetros químicos de certa formação aquífera que podem ser considerados naturais ou
provenientes de fontes antrópicas (CETESB 2010).
Os elementos-traço raramente ocorrem em concentrações elevadas de forma natural na água
subterrânea, e a presença maior desses na água é indicio de contaminação e merece maior atenção. A
contaminação da água subterrânea é mais difícil, devido a esta estar armazenada muitas vezes em
grandes profundidades. Mesmo assim, a percolação de poluentes através dos poros e fraturas das
rochas ou através da comunicação com corpos d’água superficiais contaminados pode chegar aos
lençóis e contaminá-los. Quando isto acontece, a remoção é muito mais complexa do que em águas
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
16
superficiais, podendo ser até irreversível, devido ao seu lento movimento, em especial em camadas de
materiais mais finos, como argilas e siltes (Feitosa et al., 2008). Além disso, as técnicas de remediação
de aquíferos muitas vezes são muito onerosas.
2.3.2 - Processos de atenuação de elementos no solo
Por apresentar substâncias altamente solúveis, o lixiviado pode infiltrar-se no solo e atingir as
águas subterrâneas, comprometendo sua qualidade. Para Kjeldsen (1995), o risco de poluição das
águas subterrâneas é provavelmente o impacto mais grave relacionado a aterros de RSU, pois a
maioria dos mesmos foi construída sem impermeabilização da base, sem uma correta compactação e
cobertura dos resíduos e sem a drenagem dos lixiviados e gases. Vários são os elementos que podem
estar presentes no lixiviado e, consequentemente, podem contaminar o solo e as águas subterrâneas,
tais como o Cl-, SO4
-2, Na
+, Ca
+2, K
+, Mg
+2 e NH4
+ como elementos maiores e o Cd
+2, Cu
+2, Pb
+2, Sn
+2
e Zn+2
como elementos-traço.
O solo normalmente é o compartimento que sofre primeiro com a contaminação por íons de
elementos associados a aterros. O mesmo tem se caracterizado como um obstáculo natural para os
contaminantes, pois são capazes de remover os elementos químicos da solução em função das reações
de sorção, precipitação e complexação que envolvem o solo e os contaminantes. A atenuação natural
varia para cada tipo de solo, em função principalmente de parâmetros como pH, Eh e de características
do solo, tais como: textura, percentagem e tipos de minerais de argila, percentagem de matéria
orgânica, CTC, oxi-hidroxidos de Fe, Mn e Al e CaCO3 livre (Salomons et al., 1995, Anjos 2003). Há
também variação de acordo com o clima, propriedades da fase líquida e das espécies metálicas
existentes na solução do solo e a forma química dos elementos (Sposito 1989, Yuan & Lavkulich
1997, Naidu et al., 1998).
Batchelder & Mather (1998) concluíram que o principal mecanismo de atenuação dos
elementos-traço é a precipitação nos primeiros cinco centímetros do topo da camada de argila. Estudos
de mobilidade têm demonstrado que, em geral, os elementos-traço Pb, Cr e Cu, quando dispostos
sobre o solo, apresentam baixa mobilidade, acumulando-se nas camadas superficiais , enquanto que
Zn, Mn, Ni e Cd são relativamente mais móveis (Silveira 2002). Entretanto, além da possibilidade de
superação da capacidade de retenção dos poluentes pelo solo, os elementos-traço poderão ficar
disponíveis para lixiviação devido às mudanças nos equilíbrios e formas químicas dos elementos-traço
nos aterros de RSU, especialmente em condições ácidas, podendo vir a atingir as águas subterrâneas
(Chang et al., 1984).
Contribuições às Ciências da Terra
17
Além das interações dos íons de elementos-traço com os solos, segundo Alloway (1995), o
lixiviado tem alta concentração de cloreto, com os quais muitos elementos-traço podem formar
complexos, muitas vezes de maior mobilidade e de menor disponibilidade à adsorção. Sulfetos e
carbonatos também formam precipitados com íons de elementos-traço, menos móveis que os sais de
cloreto, e este fenômeno é frequentemente citado para explicar as baixas concentrações de elementos-
traço (Christensen et al., 1994, Christensen et al., 2001). Sulfetos e carbonatos são capazes de formar
precipitados com Cd, Ni, Zn, Cu e Pb, e as solubilidades dos últimos são geralmente mais elevadas
(Christensen et al., 2001). O cromo é uma exceção, porque não forma um precipitado de sulfeto
insolúvel (Christensen et al., 2001), mas tende a formar precipitados insolúveis com hidróxidos
(Revans et al., 1999).
2.3.3 – Atenuação Natural Monitorada
A Atenuação Natural Monitorada (ATM) baseia-se no fato de que em determinadas condições,
alguns contaminantes são imobilizados ou degradados em produtos pouco ou nada tóxicos, por
processos biológicos, físicos e químicos que ocorrem em ambientes naturais, sendo necessário
monitoramento continuo da região por tempo suficiente para a conclusão do processo. O
monitoramento é feito através de poços e de coleta de amostras, visando confirmar as previsões de
projeto, detectar a migração da pluma e verificar a inexistência de impactos a receptores. Segundo a
EPA (2001), a ATM pode apresentar elevada eficiência e se desenvolver num tempo equivalente ao de
outros métodos de remedição, e isto depende das características locais e do contaminante envolvido.
Uma das vantagens da ATM é ser uma técnica passiva e não invasiva, de baixo custo e com
reduzida exposição humana ao contaminante, comparada com outras técnicas de remediação.
Entretanto, a difícil predição do tempo e a incerteza da real capacidade de atenuação natural do solo do
local são uma das desvantagens. Além disso, a ATM pode ser influenciada por mudanças das
condições hidrogeológicas e geoquímicas e o monitoramento dessas áreas é longo, sendo que em
aterros sanitários de RSU o tempo mínimo é de 20 anos (Christensen et al., 2000).
Para que a técnica de ATM possa ser empregada numa área contaminada, é necessário avaliar
sua viabilidade através de estudos que demonstrem a ocorrência dos processos naturais de remediação,
principalmente os capazes de degradar o contaminante, ou seja, os mecanismos aptos de remover o
contaminante do sistema (Barella, 2011). Segundo Boscov (2008), também é preciso avaliar os
impactos ambientais de longo prazo, o potencial e as limitações da atenuação natural, bem como o
projeto para monitorar o desempenho da remediação por atenuação natural. De acordo com Iway
(2012), o uso da capacidade de atenuação natural do solo em aterros de RSU deve partir de duas
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
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premissas principais: a estimativa da carga de contaminantes presentes no lixiviado e a quantificação
dos mecanismos de atenuação do solo.
O uso da capacidade natural de atenuação do solo tem sido muito comum, mesmo quando não
se tinha exatamente este conceito em mente. Um exemplo disso são os denominados lixões, onde o
resíduo é simplesmente lançado no solo (Iway, 2012). Porém, como a capacidade do solo é limitada, a
maioria desses lixões constitui um grande potencial poluidor das águas subterrâneas. Assim,
considera-se, para esses casos, que o uso da capacidade natural de atenuação do solo é de alto risco e
deve ser aceito somente em alguns locais, tais como aterros controlados de pequeno porte. Em áreas
maiores, o uso de aterros sanitários, construídos de forma adequada é essencial, pois nos mesmos a
migração de contaminantes é menor e mais lenta, permitindo maior tempo para a ocorrência dos
mecanismos de atenuação.
De acordo com Christensen et al., (2000), a ATM ainda não é muito adotada como um método
de remediação em áreas de disposição de RSU, devido a algumas especificidades dos aterros que
podem afetar a funcionalidade do processo, dentre elas a dificuldade de identificação da fonte de
contaminação e a grande variabilidade de compostos químicos envolvidos. Entretanto, segundo os
mesmos autores, a atenuação natural poderá se constituir numa boa alternativa para a remediação de
áreas contaminadas por lixiviado de aterro de RSU, sendo necessária ainda uma maior quantidade de
dados, para a elaboração de protocolos que minimizem as incertezas desse processo. De acordo com
Iway (2005), embora os conceitos atuais de sistemas de disposição de RSU não utilizem a capacidade
de atenuação do solo como uma filosofia de projeto, esta é ainda considerada como um importante
mecanismo de segurança para os sistemas de coleta de lixiviado.
2.3.4 - Mecanismos de transporte e atenuação em meios porosos
Os processos que controlam o transporte de contaminantes em meios porosos são muitos, onde
o contaminante dissolvido move-se com o fluido (em geral água) nos vazios do meio poroso, seja ele
saturado ou não (Nobre 1987). Os mesmos podem ser agrupados em três grandes categorias: físicos,
químicos e bioquímicos (Figura 2.2).
Contribuições às Ciências da Terra
19
Figura 2.2 - Mecanismos associados ao transporte de contaminantes em meios porosos (Moncada 2004).
O estudo microscópico do transporte de contaminantes em um meio poroso é complexo, dada
o arranjo complexo dos poros e pequenos canais de circulação do fluido. Por isso, pode-se estabelecer
leis de caráter macroscópico que consideram o meio contínuo e com propriedades médias definidas.
As leis se baseiam em três parâmetros fundamentais: condutividade hidráulica, porosidade e
coeficiente de armazenamento (Custódio & Llamas 1976).
O conhecimento sobre os mecanismos de transporte de poluentes em solos torna-se cada vez
mais importante para o aperfeiçoamento do projeto de disposição de resíduos, do diagnóstico de
contaminação do solo e das águas subterrâneas, do projeto de remediação de áreas contaminadas e da
avaliação do monitoramento das obras realizadas.
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2.3.4.1 - Processos Físicos
Transporte por Advecção
Advecção é o mecanismo que envolve o transporte de soluto ocasionado pelo movimento da
água (Shackelford 1993). Os contaminantes se movem no sentido das linhas de fluxo com uma
velocidade que, em princípio, é igual à velocidade média da água, sem alterar sua concentração na
solução (Fetter 1993). Pode variar em função da condutividade hidráulica do solo, sendo que maiores
valores de advecção proporcionam mais rápida circulação de pluma contaminante.
Transporte por Gradiente de Concentração ou Difusão Molecular
O transporte por difusão molecular caracteriza-se pela difusão de íons, átomos ou moléculas
por forças de natureza molecular. Este tipo de transporte ocorre devido ao gradiente de concentração
num fluido, ou seja, o soluto dissolvido em água desloca-se de uma área de maior concentração para
uma de menor concentração, até a homogeneização em toda a massa de fluido, independente da
existência ou não de fluxo (Fetter 1993). A difusão molecular cessa apenas quando os gradientes de
concentração deixam de existir.
A difusão do soluto é proporcional ao gradiente de concentração, expresso pela 1º lei de Fick:
dx
dCDF d
Onde F = fluxo de massa de soluto por unidade de área por unidade de tempo; Dd =
coeficiente de difusão [cm2/s] e dC/dx = gradiente de concentração [g/cm
3/cm]. O sinal negativo indica
que o movimento ocorre das áreas de maior concentração para aquelas de menor concentração.
Transporte por mistura mecânica ou Dispersão mecânica
A mistura mecânica é um fenômeno causado pelo movimento do fluido, decorrente da
dispersão em canais individuais e do desenvolvimento de velocidades de percolação diferentes no
meio poroso, que ocorrem devido às variações em nível microscópio das dimensões dos poros ao
longo das linhas de fluxo e do desvio da trajetória das partículas em decorrência da tortuosidade,
reentrâncias e interligações entre os canais (Bear 1972, Shackelford 1993), conforme figura 2.3.
Contribuições às Ciências da Terra
21
Figura 2.3 - Mecanismos de dispersão, a) Mecanismos de dispersão ou mistura mecânica, b) dispersão em
canais individuais, c) tortuosidade, reentrâncias e interligações (Moncada 2004).
Dispersão hidrodinâmica
A dispersão hidrodinâmica é o aspecto macroscópico dos movimentos das moléculas e íons
dissolvidos e dos vários fenômenos físicos e químicos que ocorrem dentro dos poros (Bear 1972). É o
fenômeno pelo qual o soluto tende a se espalhar para fora do caminho esperado de acordo com a
hidráulica advectiva do sistema de escoamento (Freeze & Cherry 1979). Pode ocorrer tanto na direção
do fluxo (dispersão longitudinal) como em direções perpendiculares a esta (dispersão transversal).
Define-se um parâmetro chamado coeficiente de dispersão hidrodinâmica, D, representado
pela equação:
DL = αL VX + D*
DT = αT VX + D*
Em que: DL = coeficiente de dispersão hidrodinâmica longitudinal [cm2/s ou m²/s]; DT = coeficiente de
dispersão hidrodinâmica transversal [cm2/sou m²/s].
Filtração
Filtração é um processo que separa o sólido do fluido em que está suspenso (neste caso a
água), pela passagem do mesmo através de um meio permeável capaz de reter as partículas sólidas. A
água subterrânea contaminada possui muitas vezes partículas em suspensão, que podem ser o próprio
poluente ou conter substancias poluentes sorvidas, como por exemplo, os metais. Essas partículas
sólidas podem ser retidas pelos poros do solo, formando uma membrana superficial no topo ou ficar
retido no interior da malha de poros (Figura 2.4). As partículas de maior interesse para o estudo do
transporte são as que estão na faixa de dimensões de coloides (diâmetros entre 10-9
e 10-6
), situação na
qual as mesmas apresentam maior mobilidade através da malha de poros do solo (Voyutsky, 1978).
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Figura 2.4 - Efeitos da filtração: a) formação de membrana superficial, b) retenção no interior da malha de
poros.
Esses mecanismos podem propiciar tanto o retardamento quando a aceleração do movimento
do contaminante pelos poros e água subterrânea, além da degradação e diminuição de efeitos nocivos
ao longo do tempo. Em aquíferos, a advecção e a dispersão (tanto mecânica quanto hidrodinâmica) são
usualmente, os mecanismos mais importantes.
2.3.4.2 - Processos Químicos e Biológicos
Tão importante quanto os vários mecanismos físicos que regem o transporte de contaminantes
em solução em águas subterrâneas são os processos de transferência de solutos do fluido intersticial
para as partículas sólidas do solo. Diversos processos químicos podem ocorrer, dependendo dos
constituintes e características do solo e da constituição química do soluto. Geralmente, essas reações
causam um retardamento do fenômeno de transporte de poluentes em solos, sendo que, em geral, as
transferências para a fase sólida não são permanentes, pois alterações no ambiente do solo podem
aumentar a mobilidade desses poluentes transferidos para a fase sólida (Nobre 1987).
Dentre os processos químicos mais estudados, as reações de adsorção/desorção e
precipitação/dissolução são as que podem causar expressiva transferência do contaminante da fase
liquida para a fase sólida e vice versa. Já outros processos, como a oxidação/redução, complexação e
quelação, podem afetar a disponibilidade dos contaminantes para os processos de transferência já
citados ou alterar a forma do mesmo, aumentando ou diminuindo seus efeitos (Alloway 1995). As
atividades biológicas também podem atuar em processos de transferência ou em processos de óxido-
redução. Os mecanismos de adsorção são as mais determinantes no controle da disponibilidade e
solubilidade de elementos-traço no solo (Ford et al., 2001). Além disso, as reações químicas mais
estudadas nos problemas relativos à disposição de resíduos são as de adsorção e desorção de íons e
moléculas na superfície das partículas de solo.
Contribuições às Ciências da Terra
23
Adsorção
Adsorção é o mecanismo do tipo sólido-fluido, no qual o soluto adere às superfícies dos
sólidos devido às forças de atração ali existentes, sendo elas decorrentes de cargas desequilibradas nas
superfícies desses sólidos, resultantes de imperfeições ou substituições iônicas na estrutura cristalina
dos minerais ou de quebra de ligações nas estruturas moleculares (Freeze & Cherry 1979). Uma vez
que os compostos adsorvidos concentram-se sobre a superfície livre do sólido, quanto maior for esta
superfície por unidade de peso sólido, tanto mais favorável será a adsorção (Alloway 1995).
A adsorção constitui o mecanismo de retenção mais importante para moléculas polares e íons,
sendo o principal mecanismo de retenção de elementos-traço em solução, e apenas um dos
mecanismos de retenção de substancias orgânicas (LaGrega et al., 1994). Pode ser reversível,
implicando na dessorção de cátions e ânions em função, por exemplo, de mudanças de pH e Eh.
As forças de atração que ocorrem entre o sólido e o soluto podem ser de natureza física ou
química. A adsorção física ocorre geralmente em razão de forças eletrostáticas, como atração e
repulsão eletrostática, interações dipolo-dipolo, forças de van der Waals e pontes de hidrogênio,
enquanto que a adsorção química é geralmente uma ligação química covalente, entre uma molécula e
átomos superficiais, formando novos compostos (Volesky 1990). A adsorção física envolve energias
de ligação mais fracas e é mais reversível do que a adsorção química.
A capacidade de um solo reter substâncias é limitada. Assim, se a fonte de contaminação tiver
alimentação continua, a taxa de retenção diminuirá com o tempo e em certos casos chega até a se
anular, e o contaminante que permanece dissolvido na água aumenta. Neste ponto o solo atinge a sua
capacidade máxima de retenção (Yong et al., 1996).
Para entender o movimento dos elementos químicos nos solos e na água subterrânea é preciso
modelar quantitativamente os processos de adsorção (Drever, 1997). Para isso, são usadas as isotermas
de sorção, que são equações matemáticas que descrevem as relações entre a quantidade de
determinado elemento químico adsorvido e sua quantidade remanescente na solução de equilíbrio.
Estas relações podem assumir formas diversas – linear, côncava ou convexa, ou qualquer combinação
destas (Reddi et al. 2000). O ajuste dos dados por modelos matemáticos empíricos relativamente
simples, como Freundlich e Langmuir, fornece coeficientes que quantificam a fase sorvida do
elemento, assim como o grau de linearidade desta reação (Pignatello, 2000). A sorção de químicos no
solo tem sido mais bem descrita pela isoterma de sorção de Freundlich, a mais comumente utilizada
em problemas de contaminação de águas subterrâneas. Ao se plotar os valores de sorção (S) como
função das concentrações de equilíbrio (ceq) tem-se a base para construção das isotermas de adsorção
(Figura 2.5). A obtenção da quantidade de elemento químico sorvido por unidade de massa de solo (S)
se dá através da seguinte expressão:
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S = (C0 – Ce) V/M
Onde C0 é a concentração inicial da solução utilizada nos testes de equilíbrio em lote, Ce é a
concentração de equilíbrio após o teste, V é o volume de solução utilizado e M a massa de solo sem
umidade utilizada no teste.
Figura 2.5: Gráficos de isoterma linear, Langmuir e Freundlich (Ferraz, 2006)
Fator de Retardamento
A transferência do contaminante para a fase sólida durante o fluxo da água provoca a redução
da frente de contaminação em relação à velocidade do fluido, resultando em um fenômeno chamado
de retardamento da frente de contaminação. O mesmo é ilustrado na Curva Característica do
Transporte ou Breakthrough Curve (Figura 2.6), que é um gráfico de concentração relativa de dois
traçadores, ilustrando a defasagem que ocorre no avanço das frentes dos dois solutos (Feitosa et al.,
2008). A grandeza que o quantifica é o fator de retardamento (R), que é a razão entre a velocidade do
fluido percolante e a velocidade da frente de contaminação (Nobre, 1987). Seu valor pode ser obtido a
partir de ensaios de coluna realizados em laboratório, injetando-se dois traçadores, um sofrendo
adsorção e o outro não. É calculada pela equação:
V
CC
VR
)5,0( 0V
Onde: V(C=0,5Co) = volume de fluido lixiviado quando a concentração do contaminante no efluente
atinge 50% da concentração inicial [L3] e VV = volume de vazios da amostra [L
3].
Contribuições às Ciências da Terra
25
Figura 2.6: Curva Breakthrough (Moncada, 2004).
O fator de retardamento é uma característica do solo em relação a uma determinada substancia
e depende da atividade do solo, da concentração inicial da substancia na solução contaminada, do pH
da solução, da temperatura e da velocidade de percolação, entre outros fatores.
Precipitação/Dissolução
Os processos de precipitação e dissolução acontecem simultaneamente no meio poroso, sendo
um o inverso do outro. A precipitação consiste no desprendimento de substâncias inicialmente em
solução, quando a sua concentração excede o seu grau de solubilidade. Se a concentração chegar a
valores menores que o grau de solubilidade, pode ocorrer dissolução da substância precipitada
(Alloway 1995). Estes processos são fortemente afetados pela temperatura, pH e Eh. A presença de
uma espécie dissolvida tem influência significativa sobre a solubilidade de outra espécie,
especialmente quando existe um íon comum a ambas. Assim, a solubilidade diminui devido ao efeito
do íon comum ou aumenta com a força iônica da solução.
Acredita-se que a precipitação seja um mecanismo significante para a imobilização de
elementos-traço. Em condições metanogênicas, elementos-traço solúveis podem se precipitar como
sulfetos, carbonatos, hidróxidos e em menor intensidade com fosfatos, em áreas de aterros de RSU.
(Pohland, 1991).
A solubilidade de muitos elementos-traço associados a sulfetos e carbonatos são pequenas,
sendo que esses ânions são típicos de aterros de RSU. O sulfeto é formado pela redução de sulfato
durante a decomposição dos resíduos e a precipitação do mesmo é citada como a explicação de baixa
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
26
concentração de elementos-traço (Christensen et al., 2000; Christensen et al., 1994). Segundo
Pohland & Kim (2000), na presença de sulfetos a maioria dos elementos, exceto o cromo, formam sais
extremamente insolúveis.
Sulfetos e carbonatos são capazes de formar precipitados com Ba, Cd, Ni, Zn, Cu e Pb.
Carbonatos também podem precipitar elementos maiores, tais como Ca, Mg, Fe, Mn e Sr. Contudo, a
solubilidade de carbonatos metálicos é geralmente maior do que dos sulfetos metálicos (Christensen et
al., 2000). Além disso, os ânions OH-, SO4
2 e Cl
- nas águas naturais e residuais também formam
precipitados com os elementos maiores e traços, sendo que o Cl- precipita os elementos-traço Ag, Hg,
Pb e Tl, o sulfato SO4- precipita o Ba, Ca, Pb e Sr.
Complexação/Quelação
A complexação consiste na formação de uma ligação entre um cátion metálico e um ânion ou
molécula (doadores de elétrons), de natureza orgânica ou inorgânica, chamado de ligante (Feitosa et
al., 2008). O arranjo metal-ligante é neutro e é denominado complexo, no qual os ligantes envolvem o
metal (Fetter 1993, LaGrega et al., 1994). A ligação formada pode ser covalente ou eletrostática
(Fetter 1993). A reação de complexação é expressa por:
aM Z+
+ bL –Y
MaLb Az – b
Onde, M é um cátion metálico com carga Z+, L um ligante com carga Y
- e a e b são
coeficientes estequiométricos.
Os ligantes encontrados nas águas subterrâneas (SO4-2
, Cl-, HCO3
- e OH
-) podem formar
complexos com os cátions mais abundantes, tais como Mg+, Ca
+2, Mn
+2, Fe
+3, Cu
+2, Zn
+2, dentre
outros. Substâncias húmicas presentes na água e no solo também são bons agentes complexantes.
Ligantes quelantes (aqueles que conseguem contribuir com mais de um par de elétrons ao átomo ou
íon complexado) estão presentes em diversas fontes de poluentes, inclusive em aterros de resíduos
sólidos urbanos. Segundo Alloway (1995), o lixiviado de aterros sanitários tem alta concentração de
cloreto (Cl-), e muitos elementos-traço podem formar complexos com os mesmos.
A formação de complexos tem papel importante na química da água, pois aumenta a
mobilidade do metal e, consequentemente, influencia sua concentração livre na água (Feitosa et al.,
2008). O complexo formado é mais solúvel que o cátion metálico, além do complexo envolver o que
seriam íons metálicos livres, diminuindo assim as possibilidades de adsorção e precipitação destes
Contribuições às Ciências da Terra
27
(LaGrega et al., 1994). Elementos-traço tóxicos, na forma de íons complexos podem ser transportados
durante o fluxo subterrâneo (Hypólito & Esaki 2006).
Oxidação/Redução
Reações de oxidação/redução resultam na mudança da valência dos elementos através de
ganho (redução) ou perda (oxidação) de elétrons. Toda oxidação é acompanhada de uma redução ou
vice-versa, de maneira que o equilíbrio é sempre mantido. Para que este tipo de reação ocorra, são
necessários receptores de elétrons, que em condições aeróbias podem ser o oxigênio e, em condições
anaeróbias, os nitratos, sulfatos e dióxido de carbono (Freeze & Cherry 1979, Fetter 1993).
As reações de oxidação/redução podem afetar a solubilidade dos poluentes. Elementos estão
presentes na água em vários estados de oxidação, que determinam propriedades, tais como toxicidade,
hidrólise, tendência de formar compostos insolúveis, dentre outros (Fetter 1993).
2.3.5 – Influência do solo na mobilidade de elementos maiores e traços
O solo é um material heterogêneo, composto por minerais diversos, ar, solução aquosa e
matéria orgânica. Estas fases se interagem e têm as mais diversas composições químicas e
propriedades. Os materiais adsorventes no solo são os minerais de argila, oxi-hidróxidos de Fe e Al e
as substancias orgânicas, que na maioria das vezes possuem uma carga superficial negativa capaz de
fixar e trocar cátions. Estudos comprovam (Pires 2004, Nascentes 2006, Teixeira 2008) diferentes
associações entre propriedades dos solos e a capacidade de retenção de cada elemento-traço. De modo
geral, a ordem de retenção relativa dos elementos-traço no solo agrícola é:
Pb>Sb>Cu>Cr>Zn>Ni>Co>Cd (Matos 1995). Contudo, em aterros, sob condições geoquímicas muito
distintas, o comportamento pode ser muito diverso.
Dentre as propriedades do solo que influenciam as reações dos elementos e sua mobilidade são
a superfície especifica, textura, pH, potencial redox, CTC, quantidade de matéria orgânica, quantidade
e o tipo de minerais de argila, quantidade de elementos e a competição iônica (Matos 1995), que serão
a seguir detalhadas.
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
28
Capacidade de troca catiônica (CTC)
Está associada principalmente ao tipo e ao teor de material argiloso e de matéria orgânica no
solo (McBride 1994), sendo um indicador importante nas reações de adsorção de elementos maiores e
traços no mesmo. A CTC cresce com o aumento do pH do solo, devido ao aumento no nível de
dissociação de hidroxila (OH-) nas extremidades e nas superfícies das partículas de argila e de óxidos
de Fe e Al de solos de cargas variáveis, resultando no aumento da cargas negativas. Solos com valores
mais elevados de CTC têm, em geral, maior capacidade de adsorção de elementos que os de baixa
capacidade de troca (Lake 1987).
Teor de argilas
As argilas apresentam elevada CTC devido à menor granulometria e, consequentemente,
maior superfície específica. Quanto maior o seu teor na zona não saturada, maior será a capacidade de
retenção de cátions. Já os ânions muitas vezes podem passar pelas argilas com maior facilidade
(Mestrinho 1997). A adsorção dos cátions aos minerais de argila ocorre pela carga permanente
encontrada na superfície dos minerais 2:1 e pela carga dependente de pH, gerada nas superfícies dos
minerais 1:1 (Brady & Buckman 1983, Fontes et al., 2001), sendo que as argilas 2:1 possuem CTC
maior, adsorvendo mais cátions. Para solos com argilas de carga permanente, não há variações na
adsorção, ao contrário de solos com argilas de carga dependente do pH.
Oxi-hidróxidos de Fe, Mn e Al
Os oxi-hidróxidos possuem boa capacidade de adsorção, por apresentar baixa cristalinidade,
grande incidência de imperfeições e impurezas, que proporcionam elevada superfície de contato
(Brady & Buckman 1983, Fontes et al., 2001). Devido à presença de íons (geralmente hidroxilas),
pode ocorrer a adsorção de elementos nestas superfícies (Tamura 1972).
Matéria orgânica
A adsorção pela matéria orgânica é causada pela grande capacidade da mesma ligar-se aos
íons da solução do solo, devido à formação de complexos envolvendo seus grupos funcionais, como
Contribuições às Ciências da Terra
29
carboxila, hidroxila e fenólica (Camargo 1991, Swift & McLaren 1991, Sodré et al., 2001).
Dependendo da natureza do colóide, os grupos funcionais em suas superfícies determinam uma maior
ou menor adsorção do metal. Alguns elementos-traço podem também se ligar à matéria orgânica do
solo, por simples troca iônica (Gabas 2005). A matéria orgânica do solo, mesmo quando em menor
quantidade, é capaz de contribuir com uma grande parcela da retenção de cátions, pela mesma
aumentar significativamente a CTC.
A afinidade dos elementos-traço pelos grupos funcionais orgânicos varia, dentro do mesmo
grupo de valência, com a eletronegatividade. Numa sequência de elementos-traço bivalentes, McBride
(1994) apresentou a seguinte ordem de afinidade em solos: Cu > Ni > Pb > Co > Ca > Zn > Mn > Mg.
pH
O processo de troca catiônica é influenciado pelo pH da solução do solo com minerais de
superfície de cargas variáveis, sendo que o aumento nos valores de pH do solo, normalmente é
acompanhado pela diminuição da mobilidade de elementos (Alloway 1995). Em soluções ácidas
(pH<7), a ocorrência de uma alta concentração de íons H+, mais resistentes a substituição por outros
cátions, dá origem a uma menor troca catiônica (LaGrega 1994).
Superfície específica
As cargas específicas do solo surgem de dois mecanismos diferentes: Substituição isomórfica
de íons de diferentes valências (substituição de um íon de carga maior por um de carga menor) na
estrutura dos minerais, provocando um excesso de carga negativa na superfície do mineral e por
reações dos grupos funcionais da superfície dos minerais do solo com os íons em solução, podendo
formar cargas elétricas negativas (em pH ácido) e positivas (pH básico). O primeiro mecanismo é dito
como carga permanente e a segundo como carga variável, que modifica de acordo com as
características do meio (Alloway 1995, Yong et al., 1996).
Quanto maior a superfície específica, maior será o número de cargas superficiais e,
consequentemente, a CTC. Partículas de diâmetros maiores e menores que 2 μm apresentam atividade
baixa e alta, respectivamente , devido à alta superfície específica (Alloway 1995). Segundo Bohn et
al., (1979), partículas com maior atividade geralmente têm preferência por cátions de maior valência
durante a adsorção.
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Potencial redox
O potencial redox, junto com o pH, determina o equilíbrio entre as diversas espécies, e
diagramas de pH-Eh indicam seus campos de estabilidade termodinâmica. Uma dada medida Eh/pH
leva a um campo que indica a espécie mais estável e de ocorrência mais provável. A seguir, são
apresentados os diagramas de pH e Eh dos elementos-traço mais nocivos e do enxofre (Figuras 2.7 a
2.15).
Figura 2.7 e 2.8 – Diagramas de pH - Eh do cádmio e do chumbo ∑Cd e ∑Pb = 10−10
, 298.15K, 105 Pa (Takeno
2005)
Contribuições às Ciências da Terra
31
Figura 2.9 e 2.10 – Diagramas de pH - Eh do cobalto e do cobre ∑Co e ∑Cu = 10−10
, 298.15K, 105 Pa (Takeno
2005)
Figura 2.11 e 2.12 – Diagramas de pH - Eh do cromo e do mercúrio ∑Cr e ∑Hg = 10−10
, 298.15K, 105 Pa
(Takeno 2005)
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
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Figura 2.13 e 2.14 – Diagramas de pH - Eh do níquel e do zinco ∑Ni e ∑Zn = 10−10
, 298.15K, 105 Pa (Takeno
2005).
Figura 2.15 – Diagrama de pH - Eh do enxofre ∑S = 10−10
, 298.15K, 105 Pa (Takeno 2005).
Competição iônica
A adsorção de uma substância de uma solução sempre envolve competição com outras
substâncias da solução pelos sítios de adsorção (Shaw 1992). A adsorção iônica é reversível, isto é, os
Contribuições às Ciências da Terra
33
íons são trocáveis. A troca ocorre em quantidades equivalentes. Alguns fatores que influem na
adsorção de íons na superfície dos solos são:
Valência: quanto maior a valência, mais fácil a troca na superfície do argilomineral. Se a
valência do íon é diferente, serão preferidos os elementos de maior carga, por exemplo: Al3+
>
Ca2+
> Mg2+
> K+
> Na+.
Raio do íon hidratado: em íons de igual valência, o com menor dimensão espacial é
preferencialmente adsorvido. Assim, a adsorção preferencial de íons monovalentes é Li+ > Na
+
> K+ > Rb
+ > Cs
+ e a de íons divalentes é Pb
2+ > Cd
2+ > Zn
2+ > Cu
2+ (Fetter 1993, LaGrega
1994, Meuer et al., 2004).
Concentração: a troca de íons é facilitada se houver excesso do íon em solução de outra
natureza, em relação aos íons adsorvidos na superfície dos constituintes do solo (Alloway
1995).
Eletronegatividade: Em geral, será adsorvido primeiramente o cátion mais eletronegativo.
Assim, para cátions divalentes, a ordem de preferência em função da eletronegatividade é: Cu
> Ni > Co > Pb > Cd > Ca > Zn > Mn > Sr. Há também adsorção seletiva de acordo com cada
constituinte do solo. De acordo com Triegel (1980), a série de preferência de cátions para
adsorção em função do argilomineral está mostrada na tabela 2.6.
Tabela 2.6 - Preferência de adsorção de cátions de acordo com o argilomineral (Triegel 1980).
Caulinita Cd+2
< Zn+2
< Mg+2
< Cu+2
< Ca+2
< Pb+2
Ilita Mg+2
< Cd+2
< Ca+2
< Zn+2
< Cu+2
< Pb+2
Esmectita Zn+2
< Cd+2
< Mg+2
< Cu+2
< Pb+2
< Ca+2
Já nos oxi-hidróxicos de Fe, Al e Mn, minerais de carga variável, a adsorção específica de
elementos (complexos de esfera interna) é favorecida. O complexo de esfera interna é a ligação entre
um grupo funcional de superfície do mineral e um íon, sem a presença de moléculas de água, sendo
assim uma ligação mais forte. Goethita e hematita podem adsorver especificamente elementos-traço na
seguinte ordem: Cu > Pb > Cd > Co > Ni > Mn (Meurer et al., 2004). A matéria orgânica forma
complexos com os elementos segundo a preferência: Cu > Ni > Pb > Co > Ca > Zn > Mn > Mg
(McBride 1994).
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Forma dos elementos-traço
De acordo com Alloway (1995), Yong et al., (1996) e Meurer et al., (2004), os elementos-
traço podem ser encontrados nos solos nas seguintes formas químicas:
Solúveis: como íons livres, complexos solúveis ou ligantes orgânicos prontamente a serem
adsorvidos pelas plantas.
Trocáveis: adsorvidos eletrostaticamente nos sítios de troca da matéria orgânica ou em
minerais.
Adsorvidos especificamente: cátions adsorvidos nos sítios específicos da matéria orgânica ou
dos minerais do solo. A reação envolve energia de ligação alta.
Ligados a materiais orgânicos insolúveis: os elementos-traço estão complexados pela matéria
orgânica ou presentes em células recentemente mortas (organismos).
Precipitados: podem estar como precipitados em carbonatos, sulfatos e fosfatos e também co-
precipitados a componentes pouco solúveis de Ca e óxidos e hidróxidos de Mn, Fe e Al.
No solo, os elementos-traço menos adsorvidos e de maior mobilidade encontram-se,
predominantemente, ligados às formas químicas solúvel, trocável, enquanto os de baixa mobilidade
aparecem ligados às frações óxidos de Fe, Al e Mn, orgânica, carbonatos e residual (Amaral Sobrinho
et al., 1999, Meurer et al., 2004). As formas solúveis e trocáveis são consideradas as principais, pois
irão regular o equilíbrio entre o solo e a sua solução (Dauga 2000).
2.4 – MODELOS REDUZIDOS APLICADOS A ATERROS SANITÁRIOS
Apesar de modelos em escala real serem a forma ideal, estes apresentam alguns
inconvenientes, tais como: custo elevado, grande número de variáveis envolvidas no processo e a
dinâmica de operação do aterro, que dificulta e até inviabiliza a obtenção de dados das condições de
campo (Alcântara et al., 2005). Além do mais, a quantidade de aterros sanitários ou controlados ainda
é muito pequena no Brasil (Alcântara 2007).
Desta forma, pode-se optar por lisímetros, que constituem modelos reduzidos de aterro e
podem ser construídos tanto em escala de laboratório como em campo (Figura 2.16).
Contribuições às Ciências da Terra
35
Figura 2.16 - Classificação de lisímetros para análise de resíduos sólidos urbanos (Alcântara 2007).
Mesmo com suas limitações, os lisímetros são uma importante alternativa para estudar a
dinâmica dos aterros, principalmente quando se pretende simular situações particulares para análise de
causa e efeito, que seria inviável em escala real (Tränkler et al., 2005, Alcântara 2007). Assim,
lisímetros de campo (células experimentais) têm sido muito utilizados para entender melhor o
comportamento de aterros, devido à relativa facilidade de montar esses experimentos e do controle das
condições internas e de contorno. A análise em lisímetros consiste no monitoramento de diversos
parâmetros no próprio lisímetro e de análises de amostras de solo e resíduos em laboratório (Monteiro
et al., 2006), sendo que as variáveis envolvidas dependem do que se deseja estudar e dos resultados
que se deseja chegar.
Há diversos trabalhos de aterros sanitários em escalas reduzidas (Cossu & Rossetti 2003,
Borglin et al., 2004, Jambeck et al., 2004, Mannapperuma & Basnayake 2004, Swati et al., 2005), que
mostram o comportamento dos RSU e as características físico-químicas do lixiviado produzido,
relacionando o último com a fase de degradação dos resíduos e com parâmetros como pH e Eh, em
especial as concentrações de elementos-traço. No Brasil também existem algumas pesquisas
relacionadas ao tema (Junqueira 2000, Medeiros et al., 2002, Esaki 2004, Carvalho et al., 2006,
Gutierrez 2006, Alcântara 2007), e em algumas delas demonstrou-se a capacidade do solo de reter
elementos-traço provenientes do lixiviado.
De acordo com a classificação, os experimentos de campo são aqueles operados in situ e
submetidos aos rigores das variações climáticas. Podem ser de dois tipos: aterro em escala reduzida e
aterro simulado. No primeiro são construídas células nos mesmos moldes de um aterro, utilizando
principalmente trincheiras ou valas, no propósito de servir como campo experimental, para análise e
aperfeiçoamento de técnicas e métodos já utilizados ou inovadores. O segundo não é construído nos
mesmos moldes de um aterro e geralmente os resíduos são confinados em células de concreto,
alvenaria, metal e outros, tornando-o diferente de um aterro real (Alcântara, 2007).
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
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Os lisímetros operados em laboratório (colunas) são mantidos sob condições artificiais e são
constituídos de pequenos reatores construídos em plástico, acrílico, vidro ou metal, muito usados para
simular o comportamento da degradação de resíduos em aterros (Youcai et al., 2002). Normalmente
são usados volumes pequenos, sendo necessária a redução do tamanho das partículas do resíduo
(Alcântara 2007). Os ensaios em lisímetros de laboratório são menos representativos da condição real,
comparados aos experimentos de campo. Suas vantagens é que podem ser montados com custos
relativamente baixos e as principais variáveis do processo de degradação dos resíduos podem ser
controladas com maior facilidade, permitindo assim simulações em condições ambientais diversas
(Alcântara 2007).
Nos ensaios de coluna geralmente é adicionada água ou uma solução de concentração
inicialmente conhecida, com coletas do efluente para posterior análise química e determinação das
concentrações (Oliveira 2002). As colunas podem ter variados comprimentos e diâmetros, e a escolha
do tamanho depende da escala em que se deseja trabalhar e das dimensões da área de estudo.
Os ensaios de coluna são de extrema importância e permitem várias investigações, tais como:
obtenção de parâmetros quantitativos para a simulação do movimento de contaminantes no solo, tais
como a dispersão hidrodinâmica e o fator de retardamento; avaliação da interferência das reações
químicas e biológicas nos destinos dos contaminantes; obtenção de curvas de dessorção; avaliação da
competição entre diferentes íons contaminantes; teste da capacidade tampão do solo em relação a
determinado contaminante; e avaliação do transporte de contaminantes aquíferos (Leite, 2000; Basso,
2003).
2.5 – Modelagem Hidrogeoquímica – PHREEQC
Inicialmente limitados, os programas de modelagem geoquímica evoluíram com o passar dos
anos, contando hoje com diversas ferramentas para a modelagem de sistemas naturais e contaminados.
Na tentativa de ajudar a entender os diversos problemas ambientais causados por contaminação de
solos e águas subterrâneas, começou-se a utilizar modelagens geoquímicas como ferramentas para
evidenciar e quantificar a contribuição de cada reação química para o aumento ou diminuição da
intensidade da contaminação. Nos últimos anos diversos softwares foram desenvolvidos objetivando
sua aplicação nos estudos de problemas ambientais envolvendo águas subterrâneas. Segundo Zhu &
Anderson (2002), a modelagem geoquímica tem sido muito utilizada na avaliação de trabalhos sobre
contaminação, dentre eles a causada por aterros sanitários. Nestas áreas, a modelagem geoquímica
tem sido empregada para avaliar o potencial de atenuação natural capaz de imobilizar ou degradar o
lixiviado em subsuperfície (Zhu & Anderson 2002), permitindo investigar a real capacidade do solo
em minimizar a contaminação. Numerosos estudos de modelagem geoquímica têm sido conduzidos
Contribuições às Ciências da Terra
37
por cientistas do National Laboratories, the Nuclear Regulatory Commission, Southwest Research
Institute e do US Geological Survey.
A modelagem geoquímica pode ser utilizada para a interpretação, predição e simulação de
processos que não poderiam ser realizados em laboratório devido a problemas de escala temporal e
espacial. Embora não substitua os experimentos laboratoriais, a modelagem e a simulação por
softwares tem especial valor como ferramenta preditiva e podem ser utilizadas como ponte para
experimentação mais elaborada em laboratórios, observações de campo e o comportamento dos
sistemas geoquímicos (Barcellos, 2006). Assim, os objetivos que estimularam o desenvolvimento da
modelagem geoquímica seriam a capacidade de previsão e habilidade de antecipação de cenários,
desenvolvimento de estratégias de gerenciamento e minimização de impactos.
Dentre os programas de modelagem geoquímica, pode-se citar o PHREEQC, produzido pelo
US Geological Survey e projetado para executar uma ampla variedade de cálculos hidrogeoquímicos.
É capaz de executar especiação e solubilidade, reações de batelada, trajetória de reação, modelo de
balanço de massa inverso e transporte reativo-dispersivo-advectivo em uma dimensão (Zhu, 2002). É
um programa de modelagem capaz de simular reações químicas e processos de transporte tanto em
água natural quanto poluída. Ele é baseado no equilíbrio químico de soluções aquosas interagindo com
minerais, gases, soluções sólidas, trocas e superfícies de sorção, incluindo também a capacidade de
reação do modelo cinético (Parkhurst & Appello, 1999), ou seja, modelagens com transporte de
solutos. É capaz de simular uma variedade de reações geoquímicas para um sistema, dentre elas:
misturas de água, adição de reações irreversíveis para solução, dissolução e precipitação para
equilibrar com a fase aquosa e efeitos devidos a mudança de temperatura.
Entretanto, o programa tem algumas limitações, dentre elas a consistência interna de dados do
banco de dados. Dois dos bancos de dados distribuídos com o código phreeqc.dat e wateq4f.dat (os
quais contem dados das propriedades termodinâmicas de minerais diversos) são consistentes com o
modelo de WATEQ4F (Ball & Nordstrom, 1991), outro banco de dados denominado minteq.dat é
obtido pelo MINTEQA2 (Allison et al., 1990). Entretanto, nesta compilação, os logaritmos das
constantes de equilíbrio (log k) e entalpias das reações foram retirados de várias fontes da literatura,
não ocorrendo nenhuma tentativa de determinar um valor específico em comum para as constantes nos
diversos bancos de dados, ou se o modelo definido por um banco de dados é consistente com dados
experimentais originais. Assim, o usuário deve fazer uma seleção cautelosa das espécies aquosas e dos
dados termodinâmicos a serem utilizados, já que o banco de dados fornecido pelo PHREEQC deve ser
considerado preliminar.
Dentre a ampla variedade de cálculos geoquímicos, neste trabalho destaca-se a especiação para
calcular índices de saturação e distribuição de espécies aquosas, que são parâmetros convenientes para
a avaliação da proximidade do equilíbrio de várias reações de solubilidade para sistemas aquosos
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
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(Eary, 1999). Esta ferramenta consiste em calcular a especiação e índices de saturação (SI) da fase
sólida de vários minerais em equilíbrio com a solução aquosa, efetuando cálculos da concentração
molar, atividade iônica e do coeficiente de atividade das espécies químicas encontradas no local de
estudo. Este tipo de modelagem usa limites composicionais para calcular a distribuição das espécies
em uma solução, e é um dos poucos modelos geoquímicos que não dependem primariamente de dados
termodinâmicos. Cálculos de equilíbrio mineral para amostras aquosas são úteis para predição da
presença de minerais passíveis de precipitação diretamente da solução, dependendo da saturação de
seus componentes (Deutsch, 1997).
2.5.1 Equilíbrio Químico e a Cinética de processos químicos
Muito dos processos físico-químicos que ocorrem em subsuperfície e originam os
constituintes da água subterrânea podem ser fundamentados no conceito de equilíbrio químico. A
teoria do equilíbrio geoquímico está baseada no princípio do balanço molar e na Lei de Ação de
Massa. Esta relaciona as atividades dos produtos com os reagentes, ao estabelecer que a taxa de uma
reação química é diretamente proporcional ao produto das massas (concentrações) efetivas de cada
substância que participa na reação. Segundo Appelo & Postma (2005), a lei de Ação das Massas é
aplicável a vários tipos de reações, como dissolução de minerais, formação de complexos entre
espécies dissolvidas, dissolução de gases na água, etc.
Quando uma reação atinge o equilíbrio, as velocidades no sentido de formação de produtos ou
reagentes são iguais, permanecendo a composição da mistura constante, estabelecendo uma espécie de
equilíbrio dinâmico. O equilíbrio pode ser evidenciado através da constante de equilíbrio (K), que
indica se uma reação favorece os produtos ou os regentes, além de ser utilizada no cálculo da
quantidade de reagente e de produto presente no equilíbrio (Kotz & Treichel Jr, 2005).
Assim, para a seguinte reação genérica:
A constante de equilíbrio para as espécies envolvidas pode ser escrita como:
K = [C]c x [D]
d
[A]a x [B]
b
Em que as letras entre os colchetes representam as concentrações ou atividades das espécies
químicas envolvidas na reação.
Contribuições às Ciências da Terra
39
Apesar de o equilíbrio químico ser muito utilizado, em muitos casos seu conceito não fornece
uma satisfatória explicação para o entendimento dos fenômenos ocorrentes na evolução química das
águas subterrâneas e da degradação de poluentes em aquíferos contaminados (Appelo & Postma,
2005), pois os reagentes podem não reagir completamente durante o período de análise de um
experimento, não atingindo então o equilíbrio químico (Parkhurst & Appelo, 1999). Algumas reações
podem levar anos para atingirem o equilíbrio, enquanto outras podem ocorrer no intervalo de segundos
(Merkel & Planer-Friedrich, 2008).
Como as equações termodinâmicas são incapazes de descrever até que ponto ou em que
instante o equilíbrio vai ser atingido, é necessário o desenvolvimento de uma ferramenta capaz de
apresentar e quantificar, de forma mais precisa, os fenômenos químicos que não se enquadram na
teoria do equilíbrio químico, para o período considerado de análise. Nesse contexto, a cinética de
processos químicos vem exercer essa função, já que esta intimamente ligada à velocidade com que as
reações ocorrem, ou seja, a taxa de variação das concentrações dos reagentes e produtos ao longo do
tempo (Barella, 2011).
2.5.2 - Índice de Saturação (SI)
O índice de saturação (SI) é conceituado por Deutsch (1997) como índices de desequilíbrio
mineral. É utilizado no cálculo do estado de saturação de espécies minerais na água subterrânea, a
partir do produto de atividade iônica (IAP), que consiste nas atividades dos íons livres em solução
numa amostra de água, e o produto de solubilidade (K), a partir da equação:
Assim, o SI indica a tendência das espécies químicas de precipitar ou dissolver. Quando os
valores de SI são positivos, existem condições de supersaturação das espécies químicas e há a
possibilidade de formação da fase sólida mineral a partir da solução aquosa através de uma reação
química inversa, o que depende da taxa de reação de cada mineral. SI negativo indica que a fase
mineral está subsaturada em seus componentes na solução, sem condições de formação da fase sólida
mineral. Quando o SI é igual a zero, a fase mineral está em equilíbrio químico com a solução (Stumm
& Morgan, 1996; Feitosa et al., 2008).
Com os dados de índice de saturação pode-se então saber quais fases minerais tendem a se
precipitar, ou seja, que tendem a sair do meio aquoso (fase solúvel). Isto em termos de contaminação
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
40
de aquíferos indica quais elementos químicos (presentes nessas fases minerais) estão sendo retidos e,
consequentemente, não são lixiviados para a água subterrânea. Para isso, são necessários dados de
parâmetros-físico químicos e de concentração de elementos das soluções aquosas, que podem ser
obtidos no campo, com coleta de amostras, ou através de ensaios laboratoriais, em especial com os
ensaios de coluna ou de equilíbrio em lote (batelada).
Contribuições às Ciências da Terra
41
CAPÍTULO 3
CARACTERÍSTICAS DA ÁREA DE ESTUDO
3.1 – HISTÓRICO DO ATERRO
A CTRS da BR 040 entrou em operação em 1975, quando foi desativado o antigo depósito de
lixo conhecido como “Boca do Lixo”, onde este era despejado a céu aberto (Catapreta et al., 2002).
Inicialmente, o aterro estava distante da zona urbana (Fazenda Taiobeiras), mas gradativamente, em
especial na década de 80, houve o surgimento de bairros no entorno, dentre eles: Dom Bosco,
Pindorama, Glória, Califórnia I e II, Filadélfia e Álvaro Camargos (Figura 1.1).
Durante 14 anos, o aterro funcionou de forma controlada, passando para energético em 1989.
Nessa fase, foi firmado um convênio com GASMIG (Companhia de Gás de Minas Gerais) para a
exploração do metano, coletado por exaustão forçada e destinado a uma estação de tratamento. Após a
recuperação, os gases eram empregados como combustível alternativo em veículos. No entanto,
devido a problemas diversos, o projeto foi abandonado em 1995. Em 1994, a administração municipal,
através da SLU, contratou consultoria especializada para elaboração de um projeto técnico para o
aterro sanitário, visando reduzir os impactos ambientais e, principalmente, a ampliação da vida útil do
sistema. O projeto proposto previa o tratamento simultâneo dos resíduos já aterrados, dos efluentes
líquidos e dos resíduos novos, sendo utilizadas técnicas de biorremediação (Catapreta et al., 2002). Em
1998, a SLU fez uma revisão do projeto que vinha sendo implantado, resultando em uma reformulação
total da versão anterior, porém adotando a mesma tecnologia de biorremediação e os procedimentos
operacionais descritos anteriormente. A nova concepção teve como escopo a divisão das áreas úteis
em aterros celulares (células AC1, AC2, AC3, AC4, AC5 e célula emergencial – Figura 3.1),
incluindo as áreas com resíduos dispostos e as áreas in natura, efetuando-se a máxima ocupação e
fazendo-se a divisão das células através de barreiras impermeáveis verticais (Batista et al., 2004). As
células AC3, AC4 e AC5, construídas em rampa, tiveram apenas sua base impermeabilizada por argila
compactada extraída da própria área. Contudo, o talude em rampa destas células não foi
impermeabilizado, por dificuldades operacionais.
Em 2003, para que fosse possível a continuidade de despejos na área, todas as células, após a
bioestabilização, deveriam ter sido abertas em operações sucessivas, prolongando a vida útil do aterro
para mais 20 anos. Porém, esta possibilidade foi descartada devido ao alto custo operacional
(Catapreta et al., 2002). Nas primeiras décadas, o lixiviado coletado era lançado diretamente no
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
42
córrego Coqueiros, mas desde 2003 vem sendo direcionado à rede coletora da COPASA, que o
encaminha à ETE Arrudas.
Figura 3.1 - Localização das antigas bacias e novas células de disposição do resíduo (SLU, 2005).
Estima-se que estejam dispostos 20 milhões de toneladas de RSU na área, sendo que em 2006
eram dispostos no aterro cerca de 4.300 toneladas diárias de resíduos, gerados por uma população de
aproximadamente 2,5 milhões de habitantes (Salles & Piuzana 2006, Catapreta et al., 2007). No ano
de 2008, o aterro foi desativado devido ao esgotamento da área.
3.2 – COMPOSIÇÃO DOS RSU DE BELO HORIZONTE
A composição gravimétrica e volumétrica dos resíduos sólidos urbanos (RSU) é importante
dentro do gerenciamento dos sistemas de limpeza urbana, pois permite conhecer o potencial de
reciclagem desses e o dimensionamento da frota de veículos e pessoal necessário para execução dos
serviços. Quando dispostos nos aterros sanitários, a sua caracterização passa a ter uma maior
importância, pois o conhecimento individual de cada constituinte, em peso e em volume, informa a
Contribuições às Ciências da Terra
43
quantidade da fração biodegradável, contribuindo para o correto dimensionamento dos sistemas de
drenagem e tratamento de líquidos lixiviados, além de permitir avaliar o potencial de geração de
biogás.
Como comentado anteriormente, o conteúdo de resíduos sólidos urbanos pode variar muito
quanto à quantidade e composição, influenciado pelo local, classe social, nível educacional da
população, clima e características econômicas do local (Boscov 2008). A composição gravimétrica é
expressa pelo percentual de cada componente em relação ao peso total da amostra. A tabela 3.1
apresenta a composição gravimétrica e volumétrica dos RSU do Aterro Sanitário da BR040 de Belo
Horizonte/MG (Catapreta et al., 2008).
Tabela 3.1 - Composição gravimétrica e volumétrica dos RSU dispostos no Aterro Sanitário de Belo Horizonte
(adaptado de Catapreta et al., 2008).
Resíduo Composição Gravimétrica Composição Volumétrica
(%) Massa (%) Volume
Poda triturada 9,05 7,79
Orgânico 44,77 14,11
Papel Fino 12,76 35,15
Papelão 1,13 2,48
Papel misto 2,31 4,44
Emb. longa-vida 1,10 2,03
Plástico filme 7,28 19,50
Plástico rígido 2,46 4,24
PET 1,14 1,97
Vidro reciclável 2,63 0,56
Vidro não reciclável 0,22 0,03
Metal ferroso 1,75 0,36
Metal não ferroso 0,51 1,11
Madeira 0,99 0,60
Couro 0,21 0,28
Espuma 0,11 0,28
Cerâmica 0,30 0,05
Borracha 0,39 0,21
Isopor 0,24 1,26
Trapo / Tecido 2,45 3,30
Entulho 2,85 0,24
Outros 5,35 -
Total 100,00 100,00
Obs.: Não foi realizada a composição volumétrica para os componentes classificados como outros
Verifica-se que a quantidade de alguns materiais em peso não reflete a quantidade em volume,
sendo isso importante do ponto de vista operacional e sob os aspectos de reciclagem e biodegradação.
A maior quantidade em peso é da matéria orgânica e a grande quantidade de plásticos e papéis, em
termos de volume, demonstra o potencial de reciclagem que esses materiais representam na massa de
RSU. Os demais materiais avaliados ocorrem em quantidades menores, tanto em relação a peso quanto
a volume.
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
44
3.3 – COMPOSIÇÃO E QUANTIFICAÇÃO DO LIXIVIADO PRODUZIDO
De acordo com dados de vazão do lixiviado produzido no aterro da CTRS BR – 040
correspondentes aos anos de 2007 a 2010 observa-se uma tendência na redução do volume de líquidos
gerados (Figura 3.2), provavelmente ocasionada pela diminuição do conteúdo de resíduos orgânicos de
rápida decomposição no interior do aterro (devido à biodegradação) e ao encerramento das atividades
de aterragem de resíduos sólidos urbanos.
Figura 3.2 - Média mensal total da vazão de lixiviado efluente do aterro sanitário (SLU 2010).
Em relação à composição química, todo o lixiviado drenado de várias células é misturado e
sua análise é realizada em dois pontos (PLQ8 e PLQ9), de onde são encaminhados para a COPASA,
que os direciona para a ETE Arrudas. Para que o lixiviado possa ser tratado pela COPASA, os valores
dos parâmetros não podem exceder os limites de tolerância estabelecidos pela legislação específica
(Norma Técnica T – 187/3 COPASA).
As tabelas 3.2 e 3.3 mostram os dados físico-químicos do lixiviado no ponto PLQ 8 e PLQ 9,
respectivamente, correspondentes aos meses de Maio e Junho de 2010.
Contribuições às Ciências da Terra
45
Tabela 3.2 - Análises Físico-Químicas do lixiviado – Ponto PLQ 08 (SLU 2010).
Parâmetros Valor de referência
(COPASA T-187/3)
Unidade Período
Maio/2010
Período
Junho/2010
Ácidos voláteis - - - -
Alcalinidade de bicarbonato - - - -
Cloretos - - - -
Demanda Química de Oxigênio - mg/L 1.225 2.312
Demanda Bioquímica de Oxigênio - mg/L 1.914 1.502
Sólidos em suspensão - mg/L 276 260
Sólidos dissolvidos - - - -
Sólidos voláteis - - - -
Cianeto Total 5 mg/L <0,001 <0,001
Fluoreto Total 10 mg/L 2,0 1,5
Índice de fenóis 5 mg/L <0,001 <0,001
Nitrogênio amoniacal - mg/L <0,02 <0,02
Nitratos - - - -
Potencial hidrogeniônico - - 7,7 8,0
Potencial de oxi-redução - mg/L 125 114
Selênio Total 5 mg/L <0,01 <0,01
Sólidos sedimentáveis 20 mL/L <1 0,40
Substancias tensoativas 5 mg/L <0,02 <0,01
Sulfatos 1000 mg/L 27,0 7,9
Sulfetos 1 mg/L <0,002 <0,002
Temperatura <40 °C 27,5 21,3
Gorduras, óleos e graxas em suspensão - mg/L AUSENTE AUSENTE
Gorduras, óleos e graxas solúveis 20 mg/L 10 14
Alumínio Total 3 mg/L 0,42 0,61
Arsênio Total 3 mg/L 0,06 0,08
Bário Total 5 mg/L 0,25 0,51
Boro Total 5 mg/L 1,8 2,8
Cádmio Total 5 mg/L <0,0025 <0,0025
Chumbo Total 10 mg/L <0,02 <0,02
Cobalto Total 1 mg/L 0,06 0,08
Cobre Total 10 mg/L <0,01 <0,001
Cromo hexavalente 1,5 mg/L <0,01 <0,001
Cromo Total 10 mg/L 0,08 <0,001
Estanho Total 5 mg/L <0,05 0,15
Ferro Solúvel 15 mg/L 1,10 1,60
Mercúrio Total 1,5 mg/L <0,000004 <0,000004
Níquel Total 5 mg/L 0,14 0,19
Prata Total 5 mg/L <0,01 <0,01
Vanádio Total 4 mg/L 0,04 0,06
Zinco Total 5 mg/L 0,04 0,07
Nota 1: < indica o limite de detecção do método analítico;
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
46
Tabela 3.3 - Análises Físico-Químicas do lixiviado – Ponto PLQ 09 (SLU 2010).
Parâmetros Valor de referência
(COPASA T-187/3)
Unidade Período
Maio/2010
Período
Junho/2010
Ácidos voláteis - - - -
Alcalinidade de bicarbonato - - - -
Cloretos - - - -
Demanda Química de Oxigênio - mg/L 2.302 2.112
Demanda Bioquímica de Oxigênio - mg/L 1.358 1.044
Sólidos em suspensão - mg/L 198 166
Sólidos dissolvidos - - - -
Sólidos voláteis - - - -
Cianeto Total 5 mg/L <0,001 <0,001
Fluoreto Total 10 mg/L 2,3 1,5
Índice de fenóis 5 mg/L <0,001 <0,001
Nitrogênio amoniacal - mg/L <0,02 <0,02
Nitratos - - - -
Potencial hidrogeniônico - - 7,6 8,0
Potencial de oxi-redução - mg/L 140 148
Selênio Total 5 mg/L <0,01 <0,01
Sólidos sedimentáveis 20 mL/L <1 <1
Substancias tensoativas 5 mg/L <0,02 <0,01
Sulfatos 1000 mg/L 9,4 6,5
Sulfetos 1 mg/L <0,002 <0,002
Temperatura <40 °C 25,6 22,8
Gorduras, óleos e graxas em suspensão - mg/L AUSENTE AUSENTE
Gorduras, óleos e graxas solúveis 20 mg/L 22 25
Alumínio Total 3 mg/L 0,39 0,59
Arsênio Total 3 mg/L 0,12 0,14
Bário Total 5 mg/L 0,24 0,38
Boro Total 5 mg/L 2,70 3,10
Cádmio Total 5 mg/L <0,0025 <0,0025
Chumbo Total 10 mg/L 0,06 <0,02
Cobalto Total 1 mg/L 0,08 0,09
Cobre Total 10 mg/L <0,01 0,02
Cromo hexavalente 1,5 mg/L <0,01 <0,01
Cromo Total 10 mg/L 0,08 0,12
Estanho Total 5 mg/L <0,09 0,17
Ferro Solúvel 15 mg/L 1,2 1,5
Mercúrio Total 1,5 mg/L <0,000004 <0,000004
Níquel Total 5 mg/L 0,16 0,21
Prata Total 5 mg/L <0,01 <0,01
Vanádio Total 4 mg/L 0,04 0,06
Zinco Total 5 mg/L 0,04 0,09
Nota 1: < indica o limite de detecção do método analítico;
Nota 2: Os valores em vermelho excederam os limites de tolerância estabelecidos pela legislação (Norma
Técnica T - 184 COPASA);
Pode-se perceber que os valores dos parâmetros se modificam conforme o ponto analisado e
também com o tempo.
Contribuições às Ciências da Terra
47
3.4 – CLIMA
O clima da região está enquadrado no tipo Cwa da classificação de Koppen, tropical de
altitude, com inverso seco e verão chuvoso (CETEC 1989). A temperatura média anual é de 21º C, e
durante a primavera/verão, quando as precipitações são mais elevadas, a temperatura média diária do
ar pode atingir 35ºC e durante o inverno, com menores quantidades de precipitação, atinge valores de
temperatura média diária do ar inferiores a 10ºC (CETEC 1989). Os totais pluviométricos médios
anuais são em torno de 1491 mm (SLU 2010), com grande variação sazonal (Figura 3.3).
.
Precipitação média mensal (mm)
0,0
500,0
1000,0
1500,0
2000,0
2500,0
3000,0
3500,0
4000,0
4500,0
Jane
iro
Fever
eiro
Mar
çoAbr
il
Maio
Junh
o
Julho
Ago
sto
Set
embr
o
Out
ubro
Nove
mbr
o
Deze
mbr
o
Meses
Pre
cip
itação
(m
m)
Precipitação média (mm)
Figura 3.3 - Precipitação média mensal - estação do aterro sanitário (1998-2009).
3.5 – GEOLOGIA
O aterro sanitário localiza-se a norte do Quadrilátero Ferrífero, inserido na porção sul do
Cráton do São Francisco, onde as rochas possuem idade arqueana e paleoproterozóica. Tais rochas
compõem o embasamento gnáissico-migmatítico que engloba cerca de 70% do município de Belo
Horizonte, incluindo a área da CTRS-BR-040, sendo este complexo denominado por Noce (1995)
Complexo Belo Horizonte (Figura 3.7). Os gnaisses são geralmente de cor cinza, exibindo granulação
fina a grossa, com bandamento composicional definido por alternância de bandas claras quartzo-
feldspáticas e escuras, ricas em biotita e/ou anfibólio (Silva et al., 1995). Os migmatitos podem ser
diferenciados dos ganisses devido à predominância de mobilizados de composição quartzo-feldspática
(Beato 2001). Os gnaisses possuem composição química trondjhemítica e os migmatitos composição
granítica (Chaves, 1996).
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
48
Diques básicos proterozóicos com altos ângulos de mergulho cortam as rochas deste complexo
(Figura 3.4). Há duas gerações distintas de diques, uma metamorfizada, que possui uma tonalidade
preta esverdeada a cinza escura, e outra não metamorfizada, que macroscopicamente é classificada
como gabro (Chaves 1996). Os minerais constituintes desses diques básicos são plagioclásio, augita,
opacos, apatita, hornblenda e quartzo (Beato 2001). Sistemas de juntas e fraturas seccionam o
Complexo Belo Horizonte segundo direções variadas, predominando estruturas na direção NW-SE,
em geral com mergulhos fortes a verticais (Sousa et al., 2002).
Figura 3.4 – Mapa geológico da área do Aterro Sanitário e região limítrofe (Silva 1995).
Contribuições às Ciências da Terra
49
Pelo mapa (Figura 3.4), percebe-se que a maior parte da área do aterro encontra-se no
Complexo Gnáissico-Migmatítico. Apesar de não aparecer no mapa, devido à escala, no interior do
aterro também há alguns diques básicos, que segundo Sousa (1998) predominaria na área do aterro.
Deve-se ressaltar que o mapeamento geológico na área é difícil, por estar em grande parte recoberta
por resíduos ou urbanizada. Contudo, nos trabalhos de campo, verificou-se o predomínio de rochas
gnáissicas e migmatíticas, normalmente muito intemperizadas.
3.6 – PEDOLOGIA E GEOMORFOLOGIA
A região do aterro se situa na Depressão Belo Horizonte, que possui relevo de mares de
morros, constituído por colinas com declividades baixas a muito altas (na área do aterro predominam
declividades baixas) (Figura 3.5). Dois córregos principais drenam a área do aterro, o córrego
Coqueiros, que nasce dentro da área, e o córrego Taiobas, ambos afluentes do córrego Ressaca,
importante afluente da Bacia da Lagoa da Pampulha.
Figura 3.5 - Mapa de declividades da área do aterro. Modificado de Beato (2001).
No Complexo Belo Horizonte predominam solos residuais de espessura variada, delgados nas
áreas de exposição dos maciços rochosos, e espesso e silto-argiloso nas áreas de relevo mais suave
(Sousa et al., 2002).
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
50
Na área do aterro sanitário há alguns poços perfurados por sondagem rotativa, nos quais o topo
rochoso foi atingido em 13 pontos diferentes, indicando uma espessura de solo entre 4 e 31 metros,
com média de 13 metros (Tecisan 2005a). Devido ao decapeamento para a disposição do resíduo,
praticamente não existe mais a vegetação original na área do aterro sanitário.
Souza (1998) apresentou um mapa pedológico na escala 1:8000 da área da CTRS-BR-040
(Figura 3.6), onde foram encontradas 6 classes de solos: Latossolos, Argissolos, Cambissolos, Solos
Aluviais, Hidromórficos e Regossolos. Em geral são solos jovens, pouco evoluídos, de pequena
espessura (com exceção do Latossolo), de textura argilosa, argilo-arenosa a franco argilo-arenosa e
compostos principalmente por quartzo e caulinita. Secundariamente ocorrem magnetita, ilmenita e
hematita e, secundariamente, goethita. A caulinita é a argila preponderante em todas as classes, sendo
de baixa atividade, ou seja, com baixa capacidade de troca de cátions (CTC). O saprolito usualmente
apresenta composição silto-arenosa e ocorre normalmente com espessuras entre 10 e 20 metros.
Também são solos ácidos, com o pH na faixa de 5,1 a 6,6.
Figura 3.6 - Mapa pedológico da área do Aterro BR-040 (adaptado de Sousa 1998).
Em estudo geoquímico efetuado por Sousa (1998), verificaram-se diferenças nas
concentrações de elementos-traço nos solos sem disposição de resíduos em relação àqueles com RSU
sobreposto, sendo a concentração dos elementos-traço no segundo maior, evidenciando-se, assim, a
contaminação. As concentrações naturais de elementos-traço variaram de acordo com as classes de
Contribuições às Ciências da Terra
51
solo, e também entre os horizontes de solos de mesma classe. Uma das possibilidades da maior
concentração de chumbo, cobre, cromo e zinco na superfície do solo sem RSU sobreposto, também
verificadas por este autor, são as poeiras atmosféricas e as chuvas contaminantes, pois o aterro esta em
uma área muita habitada e com alto tráfego de carros, como a BR 040. As amostras coletadas por
Sousa (1998) em locais com RSU sobreposto foram retiradas do horizonte C, pois os horizontes A e B
dos solos foram muitas vezes retirados durante a fase de limpeza e terraplenagem das bacias para a
disposição de RSU. Nestes solos, observou-se maior concentração de cobre, chumbo, cromo,
manganês, níquel e zinco nos primeiros centímetros de solo, diminuindo com a profundidade. Grande
parte dos mesmos é retida na superfície por processos de adsorção e precipitação pelos constituintes
do solo, tais como argilas, matéria orgânica e óxidos de ferro e manganês. O pH alto (9,0), causado
pela presença de entulho de construção civil na superfície do horizonte C, também contribuiu para esta
maior retenção. Mesmo assim, segundo este autor, partes desses elementos-traço ficaram disponíveis e
foram lixiviados para as camadas mais profundas.
3.7 – HIDROGEOLOGIA
O aquífero na região do aterro sanitário é do tipo livre, constituindo um sistema composto pelo
manto de intemperismo na parte superior e por rochas fraturadas na parte inferior, formando um
aquífero granular sobreposto a um fissurado, em comunicação hidráulica (Silva et al., 1995, Beato
2001). O substrato encontra-se fraturado preferencialmente nas direções NW e NE, direções
preferenciais dos cursos d´água, sendo os fraturamentos de direção NE os mais favoráveis à circulação
de águas subterrâneas, pois coincidem com direções de fraturas abertas (Beato 2001, Tecisan 2005b).
Em ensaios realizados nos poços do aterro, a condutividade hidráulica variou entre 1,10x10-5
e
3,11x10-4
cm/s, com um valor médio de 9,3 x 10-5
cm/s (Tecisan 2005b). No mesmo trabalho,
encontraram-se valores de condutividade hidráulica no horizonte C do solo entre 10-6
e 10-7
cm/s. A
recarga local foi estimada em 299 mm/ano (Tecisan 2005b), valor compatível com o de outras áreas
do embasamento da região (Mourão 2007).
Silva et al., (1995) definem a região do bairro Califórnia, nos arredores do aterro, como zonas
de recarga preferenciais do aquífero no Complexo Belo Horizonte, onde ocorrem as melhores
condições de infiltração no aquífero. Com dados de nível d’água medidos em poços localizados no
interior do aterro, a Tecisan (2005b) elaborou um mapa potenciométrico, mostrado na Figura 3.7. Com
ele, conclui-se que o fluxo das águas subterrâneas ocorre concordantemente com a topografia original
do aterro, e as áreas mais elevadas se comportam como zonas de recarga e as baixas correspondem as
de descarga.
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
52
Figura 3.7 - Mapa potenciométrico do aquífero no aterro de Belo Horizonte - CTRS BR-040 em Dez/2004
(Tecisan 2005b).
Mesmo com o abastecimento público de água cobrindo toda a região, percebe-se que o uso de
água subterrânea é crescente nos bairros limítrofes ao aterro, por meio de cisternas e poços tubulares.
O aquífero em alguns trechos próximos do aterro encontra-se comprovadamente contaminado,
mas aparentemente esta contaminação não atingiu ainda os bairros limítrofes (Tecisan 2005b). Beato
(2001) levantou perfis de resistividade elétrica na área do aterro a fim de delimitar plumas de
contaminação. Os dados apresentam fortes indícios de contaminação pelo aterro, que são reforçados
pelos altos valores de condutividade elétrica em amostras de águas subterrânea. Também foram
detectados diversos elementos-traço (Cd, Pb, Al, Ba, Fe, Mn, Hg e Zn) nas águas subterrâneas,
elementos que são objetos principais deste estudo.
As águas subterrâneas da área do aterro da CTRS têm sido rotineiramente analisadas desde o
ano de 2000. No começo o monitoramento era feito em somente cinco poços (PSB1, PSB2, PSB3,
PSB4 e PSB5), passando depois para quinze poços em 2005, incluindo então mais dez (PM1 a PM10),
alguns ilustrados na Figura 3.8. Atualmente, o monitoramento da qualidade da água subterrânea
realizado pela empresa CTQ possui um total de 27 poços, seis desses multiníveis.
Contribuições às Ciências da Terra
53
Figura 3.8 - Mapa de localização dos poços de monitoramento na área do vale do córrego dos Coqueiros,
onde foi coletada a amostra de solos (Barella, 2011).
Dados químicos de alguns destes poços mostram sinais de contaminação das águas
subterrâneas. A Tecisan (2005b), em coleta de amostras de água subterrânea no inicio da estação
chuvosa, mostrou que há parâmetros acima dos limites de potabilidade da Portaria n° 2914 do MS
(Brasil, 2011), tais como: alumínio total, bário total; chumbo total; cor aparente; cromo total; ferro;
manganês total e solúvel; mercúrio total; nitrogênio amoniacal; STD; turbidez; coliformes fecais e
totais. De acordo com trabalho posterior (CTQ 2008), a maior parte dos poços apresentou problemas
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
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com coliformes, sobretudo os fecais. A cor aparente e a turbidez também tiveram valores muito
superiores ao recomendado em número considerável de amostras, e estes dois parâmetros estão
relacionados com altos teores de matéria orgânica, com compostos de ferro e alumínio e com
partículas em suspensão, que também foram encontrados em maiores concentrações. O sulfeto de
hidrogênio ocorreu esporadicamente acima do VMP (poços PM8 e PM11 – Figura 3.11), podendo
estar relacionado com a redução de compostos sulfatados no ambiente redutor do aterro. O pH se
mostrou abaixo de 6,0 em alguns poços (PM 07, PM12, PM09, e PSB2), Esses valores baixos de pH
não são incomuns na região e podem ser provocados pela presença de matéria orgânica no solo (Beato,
2001; CTQ, 2008), Nas proximidades de aterros esses valores podem modificar-se de acordo com a
fase de decomposição dos resíduos, tornando-se alcalino na presença de lixiviado em fase
metanogênica.
Alguns elementos-traço apareceram com teores anormalmente elevados. A comparação de
resultados obtidos pela CTQ e a Tecisan a partir do ano de 2000 mostra que os mais problemáticos são
bário, chumbo, cromo total e mercúrio total. O bário está claramente relacionado com os resíduos, pois
exibe expressiva correlação com a condutividade (CTQ, 2008). Quanto ao cromo, é provável uma
fonte externa de contaminação ou até uma relação com a composição litológica, pois de acordo com
Sousa (1998) há elevados teores deste elemento nas rochas básicas aflorantes na área deste aterro.
O chumbo ocorre com concentrações maiores que as admissíveis em quase todos os poços
(CTQ 2008). De acordo com estudo da Tecisan (2005b), é possível que a fonte de contaminação seja
externa (aerossóis com alta concentração de chumbo), pois há dois pontos monitorados que se situam a
montante do depósito de resíduos que possuem a concentração de chumbo mais elevada.
Na tentativa de melhor compreender a distribuição espacial dos elementos mais críticos, a
CTQ (2008) criou mapas de isovalores de contaminação, utilizando-se de dados de doze coletas
realizadas pela CTQ entre 2007 e 2008. Os parâmetros condutividade elétrica, sólidos totais
dissolvidos, cloreto e bário mostram duas áreas mais críticas (Figura 3.9 a 3.12) quanto à
contaminação, uma envolvendo o poço PM8 e em direção ao poço PM2, e outra envolvendo os poços
PM10 e PM11.
Contribuições às Ciências da Terra
55
Figura 3.9 - Mapa de isovalores de condutividade elétrica (µS/cm) (CTQ, 2008)
Figura 3.10 - Mapa com isovalores em STD (mg/L). A isolinha de 300 mg/L está representada em vermelho
(CTQ, 2008).
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Figura 3.11 - Mapa com isovalores em cloreto (mg/L) (CTQ, 2008)
Figura 3.12 - Mapa com isovalores em bário total (mg/L). A isolinha de 0.7 mg/L, que representa o VMP, está
representada em linha tracejada vermelha (CTQ, 2008).
Contribuições às Ciências da Terra
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No último estudo hidrogeológico realizado no aterro (CTQ, 2008), recorreu-se a uma
modelagem matemática para melhor entender a dinâmica de fluxo e de transporte de contaminantes,
facilitando previsões de cenários futuros. A modelagem foi feita com o programa Visual Modflow,
versão 4.3, da Schlumberger Water Services. Considerou-se na modelagem do transporte de
contaminantes as variáveis advecção e dispersão hidrodinâmica e optou-se pelo uso do íon cloreto nas
simulações de transporte, para evitar grandes erros na modelagem. Devido a dificuldades, analisaram-
se dois possíveis cenários de áreas-fonte:
1. As fontes de contaminantes são pontuais e se encontram próximas aos poços onde foram
detectados maiores valores de cloreto. A concentração utilizada foi o teor médio durante o ano
hidrológico de 2007-2008, sendo a mesma considerada constante no tempo.
2. Empregou-se o teor de cloreto de 250 mg/L para delimitar a área fonte, utilizando mapas de
distribuição espacial de cloreto gerada pelo programa Surfer 8.02.
Os dois cenários abrangeram um tempo de simulação de 20 anos (7300 dias) a partir de 2008
(2008-2027), tempo previsto para monitoramento ambiental do aterro da CTRS BR040.
Independentemente do cenário admitido pela modelagem, encontraram-se problemas de
alteração da qualidade das águas subterrâneas no aterro da CTRS – BR040, principalmente na área do
córrego Coqueiros (Figura 3.13), pois o lixiviado tende a avançar para esta área, exfiltrar e juntar-se
com as águas superficiais. Mais de acordo com dados físico-químicos dos poços de monitoramento do
aterro e do seu entorno e das modelagens matemáticas, essa contaminação não chega aos bairros
limítrofes, sendo que a qualidade mais crítica ainda se encontra nos limites do aterro.
De qualquer maneira, outros estudos para comprovar esta hipótese são necessários, razão pela
quais novos poços foram instalados na área em 2010, alguns multiníveis, com o intuito de trazer mais
informações quanto à contaminação causada pelo aterro.
Figura 3.13 – Modelagem da evolução das 3 áreas possivelmente contaminadas na CTRS-BR040 (CTQ 2008).
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Contribuições às Ciências da Terra
59
CAPÍTULO 4
MATERIAIS E MÉTODOS
Inicialmente, o estudo foi dividido em duas etapas, a primeira correspondente aos estudos em
campo (levantamento de dados e coleta de amostras) e a segunda aos ensaios experimentais de coluna,
de acordo com os dois fluxogramas a seguir (Figura 4.1 e 4.2):
Figura 4.1 – Fluxograma da primeira etapa, correspondente aos estudos em campo.
Figura 4.2 – Fluxograma da segunda etapa, correspondente aos ensaios experimentais de coluna.
Os dados obtidos nas duas primeiras etapas constituíram a base para o tratamento e discussão
dos resultados, constituindo então a terceira e última etapa do trabalho. As três etapas estão detalhadas
a seguir.
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
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4.1 – LEVANTAMENTO DE DADOS
Primeiramente foi feito o reconhecimento da área do aterro sanitário de Belo Horizonte e da
ocupação no seu entorno. Levantaram-se dados e informações de localização, dados históricos e
operacionais, bem como dados geológicos, pedológicos, topográficos, climáticos, hidrogeológicos, da
composição do resíduo sólido, do lixiviado e das águas subterrâneas. Todos estes dados foram
fornecidos pela Superintendência de Limpeza Urbana (SLU) e também pela pesquisa em trabalhos
anteriores na área (Sousa 1998, Beato 2001, Catapreta et al., 2002, COPASA 2002, Batista et al.,
2004, Tecisan 2005, Catapreta & Simões 2008, CTQ 2008, SLU 2010, dentre outros).
Este conjunto de informações auxiliou na definição de áreas para amostragem de solo e do
lixiviado utilizados nos ensaios experimentais de coluna.
4.2 - TRABALHOS DE CAMPO
4.2.1 - Solo
O solo empregado nos ensaios foi coletado no interior da CTRS-BR040, num barranco lateral
ao talude principal de disposição de RSU, onde se situam as células AC3, AC4 e AC5 (Figura 3.11 e
4.3). Neste local, de ocorrência de latossolos (Sousa, 1998), observa-se um saprolito (horizonte C)
derivado de rochas gnáissicas do Complexo Belo Horizonte sobreposto pelos horizontes pedológicos
A e B. Neste aterro, estes horizontes pedológicos superficiais (A e B) foram muitas vezes decapeados
durante as operações de terraplenagem e os RSU foram frequentemente dispostos diretamente sobre o
horizonte C. Como em tese o saprolito detém menor poder atenuador de contaminantes que os
horizontes superficiais, optou-se por analisar o comportamento deste horizonte pedológico, por
constituir a situação mais crítica de campo.
Foram coletados aproximadamente 50 kg de solo e as amostras armazenadas em sacos
plásticos, lacradas e etiquetadas com identificação. Também foram coletadas duas amostras
indeformadas, envolvendo-as com plástico filme para evitar deformação e trincas.
Contribuições às Ciências da Terra
61
Figura 4.3 – Vista geral do talude principal, com as células AC03, AC04 e AC05, do Aterro Sanitário
da BR 040, Belo Horizonte/MG (Tecisan 2005a).
4.2.2 - Lixiviado do Aterro
As amostras de lixiviado foram coletadas no campo em uma caixa coletora de concreto, que
recebe a maior parte do lixiviado drenado do talude principal do aterro. Seis mangueiras coletoras
chegam a esta caixa, cada uma representativa de um poço que drena determinada célula do aterro
sanitário (Figura 3.2). As células correspondentes e os respectivos poços de drenagem são: AC03
(Poço PLQ3a), AC04 (Poço PLQ4a), AC05 (Poço PLQ5), Ampliação (Poço PZA1) e Célula
Emergencial (Poço PLQ6a e PLQ6c). Foram coletadas amostras de duas células, a que possui os
resíduos mais antigos (célula AC03 – Poço PLQ3a) e a com resíduos mais jovens (Célula Ampliação –
Poço PZA1), pois a idade influencia na composição química do lixiviado.
Foram amostrados aproximadamente dois litros de lixiviado em frascos de polietileno,
preservados a 4º C em caixa térmica isolante, para análises físico-químicas. Também foram coletados
mais 25 litros de lixiviado de cada mangueira, armazenados em recipientes de polietileno para serem
utilizados nas colunas experimentais. Foi feito o ambiente e os galões foram cheios e fechados
adequadamente. Durante a coleta foram medidos in situ a temperatura, Eh, pH e condutividade
elétrica, com a ajuda de um multiparâmetro, modelo 6PII da Myron. A medida dos parâmetros foi
efetuada 3 vezes, fazendo-se uma média.
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4.3 – TRATAMENTO DAS AMOSTRAS
4.3.1 - Solo
O solo foi destorroado, homogeneizado e quarteado antes das análises laboratoriais. A
caracterização das amostras consistiu na análise textural, mineralógica, composição química e
parâmetros geotécnicos.
Para as análises de carbono orgânico total, pH, capacidade de troca catiônica e peso
específico dos sólidos, realizadas no Laboratório de Análise de Rotina de Solos da Universidade
Federal de Viçosa (UFV), as amostras foram armazenadas em sacos plásticos e identificadas sem
tratamento prévio.
4.3.2 - Lixiviado
As amostras de lixiviado foram filtradas em membrana de acetato de celulose de 0,45 µm
(Millipore®) e transferidas para frascos de polietileno, antes das determinações analíticas. Além dos
parâmetros medidos in situ (pH, Eh, condutividade e temperatura), também foram determinados:
sulfato, cloreto, alcalinidade e elementos-traço (realizados no Laboratório de Geoquímica Ambiental
(LGqA) no DEGEO/UFOP). Para a análise de elementos-traço, as amostras foram filtradas e
acrescidas de 3 gotas de ácido nítrico concentrado (HNO3), para a preservação das amostras a pH<2.
4.4 - CARACTERIZAÇÃO DOS MATERIAIS
A caracterização dos materiais consistiu nas análises físico-químicas de solo (antes dos
ensaios de coluna) e do lixiviado bruto, coletados no aterro sanitário. São vários os parâmetros
determinados, mostrados na Tabela 4.1. Todos os procedimentos utilizados estão descritos a seguir.
Contribuições às Ciências da Terra
63
Tabela 4.1: Parâmetros determinados no solo e no lixiviado bruto antes dos ensaios de coluna.
Matriz Parâmetro Método Equipamento Frequência
Solo Granulometria ABNT/NBR-7181/1984 Peneiras Uma análise feita em triplicata
Solo Peso natural (γn) ABNT/NBR 9813/87 Anel biselado Uma análise feita em triplicata
Solo Peso real dos grãos (γs) ABNT/NBR 6508/84 Picnômetro Uma análise feita em triplicata
Solo Umidade (W) ABNT/NBR 6457/86 Uma análise feita em triplicata
Solo Mineralogia Difração de raios X Difrator de raios X Uma análise feita em triplicata
Solo pH em H2O e KCl Defelipo & Ribeiro (1981) Uma análise feita em triplicata
Solo COT Defelipo & Ribeiro (1981) Uma análise feita em triplicata
Solo CTC Embrapa (1997) Uma análise feita em triplicata
Solo Elementos químicos EPA 3051A Microondas e ICP OES Uma análise feita em triplicata
Lixiviado bruto pH Multiparâmetro Duas determinações
Lixiviado bruto Eh Multiparâmetro Duas determinações
Lixiviado bruto Condutividade Condutivímetro(QUIMIS) Duas determinações
Lixiviado bruto Sólidos totais dissolvidos Condutivímetro (QUIMIS) Duas determinações
Lixiviado bruto Elementos maiores e traços Greenberg et al., (1992) ICP OES Duas determinações
Lixiviado bruto Sulfato Greenberg et al., (1992) Duas determinações
Lixiviado bruto Cloreto Greenberg et al., (1992) Duas determinações
Lixiviado bruto Alcalinidade Greenberg et al., (1992) Duas determinações
4.4.1 - Análise de solos
A determinação granulométrica dos solos se deu por peneiramento fino e sedimentação, de
acordo com a NBR-7181/ABNT (ABNT, 1984). As análises foram feitas no Laboratório de
Tratamento de Minério – DEMIN/UFOP.
Foram determinados no laboratório de Geotecnia/UFOP o peso específico natural (γn), o peso
específico dos grãos (γs) e a umidade (W), utilizando-se das normas: ABNT/NBR 9813/87 (ABNT,
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1987), ABNT/NBR 6508/84 (ABNT, 1984), ABNT/NBR 6457/86 (ABNT, 1986). Todas as análises
foram feitas em triplicata.
Para os outros índices físicos, porosidade (n), índice de vazios (e) e peso específico aparente
seco (γd) utilizaram-se de equações obtidas na literatura.
Determinou-se a composição mineralógica da fração argila utilizando-se de um espectrômetro
de difração de raios X (marca Rigaku, modelo Rotaflex Ru-200Z com tubo de cobre e
monocromatizador grafita), do Laboratório de Difratometria de Raios X do Departamento de Geologia
(DEGEO/UFOP).
Para a confecção das laminas e a determinação dos argilo-minerais por este método, cerca de 3
a 5 g de amostra de solo foram levadas num béquer com água destilada para um equipamento de ultra-
som, durante 30 minutos, para a desagregação. Logo após, o sobrenadante foi colocado em um tubo de
ensaio para centrifugação por 8 minutos sob velocidade de 750 rpm e, novamente centrifugada por 38
minutos, sob velocidade de 5000 rpm. A amostra decantada equivale então a fração argila, menor que
0,002 mm. Finalmente, após essa separação, confeccionam-se as lâminas de cada amostra.
A determinação de pH, capacidade de troca catiônica (CTC) e do Carbono Orgânico Total
(COT) dos solos foram realizadas no Laboratório de Análise de Rotina do Departamento de Solos da
Universidade Federal de Viçosa (UFV). A determinação do pH em água, do pH em KCl e do ∆pH dos
solos seguiram os procedimentos indicados por Defelipo & Ribeiro (1981), enquanto as análises de
carbono orgânico total (COT) seguiram o método de Walkley Black, modificado por Defelipo &
Ribeiro (1981).
A capacidade de troca catiônica potencial foi determinada pelo somatório dos teores obtidos
de Ca2+
, Mg2+
, K+ e H
+ + Al
3+, enquanto que a capacidade de troca catiônica efetiva pela soma dos
teores de Ca2+
, Mg2+
, K+
e Al3+
, ambos calculados de acordo com os procedimentos da Embrapa
(1997).
Para análise do teor de elementos-traço do solo, foi necessário fazer a abertura das amostras, e
o método utilizado foi o da digestão parcial em microondas (EPA 3051A). O método consiste em
pesar 0,5 g da amostra de solo (Figura 4.4), adicionar 3 mL de HCl 37% e 3 mL de HNO3 65%, levar
ao microondas por 10 minutos, sendo 5,5 minutos de rampa até a temperatura de 175ºC e manter
constante a 175ºC por 4,5 minutos (Figura 4.5). Após a digestão, a amostra foi filtrada e transferida
para balão de 50 mL, completando com água Milli-Q (Figura 4.6).
Os procedimentos de abertura foram realizados em microondas de marca Milestone, modelo
ETHOS1 e a leitura das amostras em um espectrômetro ótico de emissão atômica acoplado a uma
fonte de plasma (ICP OES), marca SPECTRO, modelo CYRUS CCD, ambos do Laboratório de
Geoquímica Ambiental (LGqA) do DEGEO/UFOP.
Contribuições às Ciências da Terra
65
Finalizados os ensaios, as colunas de vidro foram quebradas e o solo retirado cuidadosamente,
evitando-se a destruição de sua estrutura. Em seguida, coletaram-se 10 amostras de solo (uma a cada
centímetro) para análises de elementos-traço também por digestão parcial, para identificar padrões
espaciais de distribuição dos elementos químicos após os ensaios.
Figura 4.4 - Pesagem das amostras de solo Figura 4.5 - Aparelho de digestão das amostras de solo
Figura 4.6 - Filtragem das amostras de solo já digeridas
4.4.2 – Análise físico-química do lixiviado
Consistiu na medição de parâmetros in situ, tais como pH, Eh, condutividade, sólidos totais
dissolvidos (STD) e temperatura, sendo os dois primeiros medidos com multiparâmetro (modelo 6PII
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da Myron – Figura 4.7) e os outros com um condutivímetro microprocessado, marca QUIMIS (Figura
4.8). As análises de sulfato, cloreto, alcalinidade e elementos-traço ocorreram no Laboratório de
Geoquímica Ambiental (LGqA) do DEGEO/UFOP.
Figura 4.7 – Multiparâmetro para medição de pH e Eh Figura 4.8 – Condutivímetro microprocessado
A alcalinidade e o cloreto foram determinadas pelo método titulométrico. Na primeira
empregou-se o procedimento descrito por Greenberg et al., (1992), usando ácido sulfúrico 0,01 mol/L
e indicador fenolftaleína e alaranjado de metila. Na análise de cloreto também se utilizou o método
descrito por estes autores empregando nitrato de prata (AgNO3) 0,0141 mol/L na titulação e solução
5% de cromato de potássio como indicador.
O método utilizado para análise de sulfato foi o turbidimétrico, que consiste na elaboração de
uma curva de calibração com a finalidade de se obter uma comparação analítica para a quantificação.
Acrescenta-se aos padrões e às amostras 20 mL de solução tampão e uma espátula de BaCl2, mantendo
esta solução em agitação por 2 minutos. Tanto para o sulfato como para turbidez utilizou-se o
turbidímetro de marca Policontrol, modelo AP 2000.
Uma alíquota de 50 mL previamente filtrada em membrana de acetato de celulose de 0,45 µm
(Millipore®) foi utilizada para a análise de elementos-traço por ICP OES. As amostras de lixiviado
bruto foram analisadas duas vezes, uma no dia da coleta (1º Medida) e outra durante os ensaios de
coluna (2º Medida - 90º dia de ensaio). Isso porque as condições de Eh foram modificadas devido ao
contato com o ar atmosférico, deixando o lixiviado mais oxidante, com potencial para modificar a
concentração dos elementos químicos no meio.
Contribuições às Ciências da Terra
67
Além disso, foram feitas mais duas análises: a digestão parcial do lixiviado bruto ao final dos
ensaios (100º dia de ensaio), bem como a digestão parcial das partículas retidas nas membranas
durante a filtragem. As duas digestões se deram de acordo o Standard Methods 3030F (Greenberg et
al., 1992) para a quantificação total dos metais no lixiviado e dos metais associados a colóides,
respectivamente. A quantificação dos elementos das duas digestões também foi via ICP OES.
Cabe ressaltar que foi necessária a diluição das amostras para a determinação de todos os
parâmetros (exceto para análise de elementos-traço), devido aos altos valores encontrados nos
mesmos. Definiu-se o fator de diluição de acordo com os dados físico-químicos do lixiviado do aterro
sanitário obtidos em análises anteriores, sendo que para a análise de alcalinidade e cloreto diluiu-se 50
vezes.
4.5 – ENSAIOS DE COLUNA
4.5.1 – Seleção da coluna experimental e de outros equipamentos
A seleção da coluna experimental se baseou no proposto nos trabalhos de Ezaki & Hypólito
(2006) e Abreu (2012).
Foram escolhidas colunas cromatográficas de vidro, por serem estas resistentes e transparentes
(Figura 4.9). As colunas apresentam torneiras de teflon acopladas e alturas de 700 mm e 350 mm.
Figura 4.9- Coluna de vidro de 350 mm à esquerda e de 700 mm à direita.
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As colunas foram presas a um suporte de madeira (Figura 4.10) e colocadas dentro de caixas
de isopor, para dificultar contaminação ou variações de temperatura. Para o armazenamento do
lixiviado bruto a ser circulado nas colunas, empregaram-se caixas de polietileno de 3 litros fixadas
acima das mesmas (Figura 4.13). Para o controle da vazão de lixiviado pelas colunas, utilizaram-se
equipos, muito empregados para a aplicação de soro em hospitais.
Figura 4.10 – Suportes de madeira onde foram fixadas as colunas de 350 mm à esquerda e de 700 mm à direita.
4.5.2 - Montagem dos Dispositivos
As colunas experimentais foram fixadas em suportes de madeira e posicionadas dentro de
caixas de isopor (Figura 4.11). Posteriormente, montaram-se as colunas para começar a circular o
lixiviado bruto. Para tal, utilizaram-se pérolas de vidro na base das colunas, sobrepostas por uma
membrana geotêxtil, para facilitar a drenagem do liquido sem provocar erosão por pipping. O solo
coletado no aterro sanitário foi colocado logo em seguida e, em cima do mesmo, mais uma camada de
geotêxtil, para facilitar a entrada e evitar caminhos preferenciais de circulação de lixiviado no solo. A
coluna foi vedada com plástico filme, fazendo-se um pequeno furo para a entrada do tubo do equipo.
A vedação é para dificultar a entrada de ar dentro da coluna objetivando manter as condições redutoras
do lixiviado. As caixas de armazenamento do lixiviado também foram vedadas com plástico filme,
silicone e fita do tipo veda-rosca para evitar vazamentos e também dificultar as mudanças das
condições geoquímicas do lixiviado bruto.
Contribuições às Ciências da Terra
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Figura 4.11 – Esquema da montagem das colunas para os testes.
4.5.3 – Testes preliminares nas colunas
Os testes nas colunas foram realizados no mês de Janeiro/2011, com a finalidade de definir a
espessura ideal da camada de solo e, ao final, optou-se por uma espessura de 10 cm, (Figura 4.12). No
início, encontrou-se dificuldade na montagem das colunas com solo indeformado. Decidiu-se por
utilizar o solo deformado, mas compactado com a massa específica de campo (γn = 1,63 g/cm3),
objetivando ser o mais fiel possível às condições naturais, embora tenha se perdido a estrutura com
este procedimento. Para tanto, o solo foi compactado na própria coluna por partes, em sucessivas
camadas delgadas, utilizando-se de um peso de 750g, sempre com a mesma energia de compactação
(elevou-se o peso 10 cm acima da superfície do solo), até obter uma coluna de solo de 10 cm de altura,
considerada adequada para reproduzir a situação de campo.
Nestes testes também foram definidas as vazões de lixiviado aplicadas nas colunas. A
magnitude da vazão deveria ser dimensionada conforme as estimativas das vazões percoladas pela
base do aterro, mas neste caso seria necessário um longo tempo de monitoramento das colunas, o que
inviabilizaria o estudo.
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4.5.4 – Ensaios definitivos
Os ensaios definitivos começaram em Agosto/2011. Foram montados apenas quatro aparatos,
utilizando somente as colunas mais altas, de 700 mm, pois nestas seria possível aplicar maior
gradiente hidráulico. Assim, a coluna foi preenchida com lixiviado até o topo e ajustou-se o equipo
para que a altura de liquido não variasse significativamente (Figura 4.13). Em duas das colunas
(coluna 1 e 2) empregou-se o lixiviado proveniente de resíduos sólidos mais novos e nas duas últimas
(colunas 3 e 4) o de resíduos mais antigos. O tempo total de monitoramento foi de 100 dias (Figura
4.13).
Para viabilizar a execução dos ensaios num tempo mais curto, a velocidade de percolação pelo
solo foi incrementada em relação a possivelmente encontrada em campo. O gradiente hidráulico nas
colunas foi estimado em 600%, já que a coluna saturada de solo é de 10 cm e a de lixiviado acima de
50 cm. Para simplificar este cálculo, adotou-se uma massa específica para o lixiviado igual à água. O
gradiente hidráulico na região de coleta do solo foi estimada com base no modelo hidrogeológico
elaborado pela CTQ (2008) com emprego do programa Visual Modflow. Para isso, selecionaram-se
três células do modelo próximas ao ponto de coleta do lixiviado, nas quais foi determinado o gradiente
hidráulico médio na camada de saprolito (horizonte C), resultando num valor de aproximadamente
4%, ou seja, 150 vezes menor que a de laboratório. O gradiente hidráulico de campo é mais elevado
que o encontrado normalmente em regiões com solos de alteração de gnaisses em virtude da presença
de espessas camadas de resíduos do aterro sanitário.
A utilização de um gradiente hidráulico igual ao de campo faria com que a percolação no solo
das colunas fosse muito lenta e impossibilitaria a medida periódica do efluente. Em contrapartida, a
velocidade acelerada diminui o tempo de contato do lixiviado com o solo, e as reações de
adsorção/precipitação/complexação no interior das colunas podem ser diferentes das que acontecem
no campo. Aplicando-se a Lei de Darcy para fluxos hídricos e assumindo-se que o valor de
condutividade hidráulica do solo das colunas é similar ao encontrado em campo, é pertinente afirmar
que os 100 dias de monitoramento realizados neste trabalho correspondem aproximadamente a um
fluxo de lixiviado pelo solo no campo por 40 anos.
O volume de entrada e de saída do lixiviado nas colunas foi medido e o lixiviado percolado
pelo solo coletado para a caracterização físico-química (item 4.4). De início, foram efetuadas análises
diárias das variáveis com o multiparâmetro e dos elementos-traço, enquanto que as medidas de
alcalinidade, cloreto e sulfato ocorreram duas vezes por semana, devido ao pequeno volume de
lixiviado coletado em alguns dias. A vazão de líquido percolado nas colunas foi diminuindo
progressivamente devido à diminuição da permeabilidade do solo e as medidas dos parâmetros físico-
químicos e dos elementos maiores e traços foram feitas em dias alternados e as análises de cloreto,
Contribuições às Ciências da Terra
71
alcalinidade e sulfato semanalmente. Uma alíquota de 50 mL previamente filtrada em membrana de
acetato de celulose de 0,45 µm (Millipore®) foi utilizada para a análise de elementos-traço por ICP
OES. No total, foram 72 medidas de parâmetros físico-químicos e de elementos maiores e traço e 26
medidas de alcalinidade, cloreto e sulfato (Tabela 4.2).
Tabela 4.2: Parâmetros analisados no solo e no lixiviado efluente durante e após os ensaios de coluna
Matriz Parâmetro Método Equipamento Frequência
Solo Elementos maiores e traços EPA 3051A Microondas e ICP OES Uma determinação em triplicata
Lixiviado efluente pH Multiparâmetro 72 determinações
Lixiviado efluente Eh Multiparâmetro 72 determinações
Lixiviado efluente Condutividade Condutivímetro (QUIMIS) 72 determinações
Lixiviado efluente Sólidos totais dissolvidos Condutivímetro (QUIMIS) 72 determinações
Lixiviado efluente Elementos maiores e traços Greenberg et al., (1992) ICP OES 72 determinações
Lixiviado efluente Sulfato Greenberg et al., (1992) 26 determinações
Lixiviado efluente Cloreto Greenberg et al., (1992) 26 determinações
Lixiviado efluente Alcalinidade Greenberg et al., (1992) 26 determinações
O critério inicial para o término dos ensaios de coluna foi a passagem de 12,5 litros
acumulados de lixiviado bruto em cada uma. Devido a maior velocidade de percolação do lixiviado
nas colunas 1 e 4, foi preciso encerrar as análises antes da passagem total de 12,5 litros nas colunas 2 e
3.
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
72
Figura 4.12 – Figura esquemática da coluna experimental.
Figura 4.13 - Ensaios de coluna.
4.6 – TRATAMENTO E ANÁLISE DOS DADOS
O tratamento e análise dos dados se sucederam em duas fases distintas. A primeira consistiu
na análise de dados físico-químicos já existentes da água subterrânea fornecidos pela SLU. A segunda
parte consistiu na análise dos dados obtidos na coleta de lixiviado e de solo obtidos antes, durante e
depois dos ensaios de coluna. A partir daí, tirou-se conclusões a respeito da contaminação do solo e da
Contribuições às Ciências da Terra
73
água subterrânea na área do aterro sanitário por elementos maiores e traços e da capacidade do solo de
atenuar essa contaminação. Cada uma das fases está detalhada a seguir:
4.6.1: Análise de dados de águas subterrâneas
Análise dos parâmetros físico-químicos e dos elementos maiores e traços das águas
subterrâneas de três poços de monitoramento do aterro sanitários próximos às áreas de coleta
do lixiviado. Os poços representativos selecionados foram PM14, PM15 e PM23 (Figura 3.11)
e os dados correspondem aos anos de 2007 a 2011, dependendo do poço.
4.6.2: Caracterização inicial do solo
Determinação das características do solo através da avaliação de várias das suas propriedades:
composição química, capacidade de troca catiônica (CTC), conteúdo de matéria orgânica, pH,
granulometria, mineralogia, umidade, peso específico natural e dos sólidos e porosidade. Com
isso, foi possível uma pré-avaliação do potencial do solo para atenuar contaminantes.
4.6.3: Caracterização inicial do lixiviado bruto
Caracterização do potencial poluidor do lixiviado bruto através da análise inicial dos
parâmetros pH, Eh, condutividade, sólidos totais dissolvidos, cloreto, sulfato e alcalinidade,
além da determinação da concentração de elementos maiores e traço. Também se analisou a
mudança de composição deste lixiviado durante os ensaios, devido ao contato com o oxigênio
com a consequente mudança nos valores de Eh, medindo-se duas vezes todas as variáveis
citadas: no dia da coleta (Maio/2011) e durante os ensaios de coluna (Outubro/2011).
Quantificação e comparação da distribuição dos elementos maiores e traços no lixiviado
através da análise da fase solúvel (lixiviado filtrado), associada a colóides (material do
lixiviado retido no filtro) e, por último, a análise total do lixiviado.
4.6.4: Ensaios de Coluna – Lixiviado efluente
Construção de gráficos de concentração versus volume de poros dos parâmetros físico-
químicos (pH, Eh, condutividade e sólidos totais dissolvidos) e dos elementos maiores e traços
do lixiviado, coletados e medidos diariamente no começo e em dias alternados no final dos
ensaios (total de 72 medidas) e dos parâmetros alcalinidade e cloreto, coletados e medidos
duas vezes por semana no começo e semanalmente no final dos ensaios (total de 26 medidas)
nas quatro colunas experimentais. O volume de poros do solo consiste no volume do solo
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
74
(área x altura do solo) multiplicado pela porosidade do solo em percentual. Neste caso, o
volume de solo na coluna experimental (com forma cilíndrica) é calculado pela equação: π x
r² x *h, onde r é o raio do cilindro e h é a altura da coluna de solo. A porosidade foi calculada
com equação obtida na literatura (item 4.4.1). Cada vez que o volume de lixiviado efluente
coletado se iguala a este valor, temos um volume de poros que foi percolado. A figura 4.14
mostra a relação do volume de poros com o número de dias de ensaio.
Figura 4.14 - Gráfico com a relação do volume de poros com o número de dias de ensaio.
Análise da variação temporal dos parâmetros físico químicos pH, Eh, condutividade e sólidos
totais dissolvidos do lixiviado efluente das colunas.
Análise da variação temporal da concentração de elementos maiores e traços, alcalinidade e
cloreto do lixiviado efluente das colunas.
4.6.5: Ensaio de coluna – Solo após os ensaios de coluna
Com o término dos ensaios, o solo foi retirado das colunas e dividido em 10 camadas,
totalizando 40 amostras (de quatro colunas experimentais). Foram construídos gráficos de
concentração versus profundidade da camada dos principais elementos maiores e traços.
Contribuições às Ciências da Terra
75
4.6.6: Modelagem Hidrogeoquímica com PHREEEQC 2.18
Empregou-se o programa PHREEQC 2.18 (Appelo & Postma, 2005) para o cálculo de
especiação e índice de saturação dos resultados de análise química do lixiviado infiltrante
(lixiviado bruto) e percolados obtidos com os ensaios de coluna. Assim, determinaram-se as
prováveis espécies existentes no meio e quais fases minerais tendem a dissolver (SI < 0) ou
precipitar (SI > 0). Para tal, utilizaram-se quatro medidas: a do lixiviado bruto, lixiviado
efluente na “fase ácida” (4º Dia), no meio (40º Dia) e no final (100º Dia) dos ensaios (Figura
4.15).
Figura 4.15: Dados obtidos nos ensaios de coluna e utilizados na modelagem com o PHREEQC 2.18.
4.6.7: Correlação de Pearson
Correlações de Pearson foram feitas com o auxílio do programa Past (Hammer et al., 2001),
utilizando os dados dos lixiviados efluentes das colunas (somente os elementos que
apresentavam valores acima do limite de quantificação do método).
4.7– INTERPRETAÇÃO E CONCLUSÃO DOS DADOS
Análise da concentração de elementos maiores e traços do lixiviado e do solo antes e depois
dos experimentos de coluna, para avaliar a efetiva capacidade do solo de reter a carga contaminante do
lixiviado. Além disso, relacionou-se a concentração de elementos no solo e no lixiviado de acordo
com o pH, Eh e condutividade medidos durante os experimentos. Cada elemento foi analisado,
procurando-se identificar seu comportamento durante os ensaios, sua mobilidade de acordo com
valores distintos de pH e Eh e em que ou quais fases químicas ele se encontra e quais suas possíveis
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
76
interações com os diversos constituintes do solo. Cálculos de especiação e índices de saturação foram
obtidos através do programa PHREEQC 2.18 (desenvolvido USGS), na tentativa de mostrar em quais
espécies predominam os elementos químicos e se sua tendência é de se precipitar (SI>0) ou de se
dissolver (SI<0) no meio.
Assim, compararam-se os resultados in situ e laboratoriais, para maior compreensão da
dinâmica do lixiviado de aterro sanitário da CTRS-BR040 e avaliação de sua influência na qualidade
das águas subterrâneas e do solo.
Contribuições às Ciências da Terra
77
CAPÍTULO 5
RESULTADOS E DISCUSSÃO
5.1 – CARACTERIZAÇÃO DE MATERIAIS
5.1.1 – Caracterização do solo (horizonte C)
Os índices físicos das amostras de solo estão listados na tabela 5.1. A massa específica natural
(ρn) foi utilizada para a compactação do solo nas colunas experimentais, na tentativa de reproduzir as
condições de condutividade hidráulica de campo. De acordo com os valores de porosidade e índice de
vazios, pode-se concluir que este solo tem porosidade alta (IAEG, 1979).
Tabela 5.1 - Valores de índices físicos das amostras
Parâmetro Unidade Amostra 1 Amostra 2 Amostra 3
Massa especifica natural (ρn) g/cm³ 1,67 1,72 1,69
Massa específica das partículas (ρs) g/cm³ 2,62 2,66 2,74
Massa específica seca (ρd) g/cm³ 1,37 1,40 1,38
Porosidade (n) % 48 47 49
Índice de Vazios - 0,91 0,90 0,98
Umidade % 22,02 22,99 22,25
As curvas granulométricas do solo (Figura 5.1) mostram um predomínio de areia fina e média,
com menor teor de finos (predominância da fração silte). De acordo com a classificação da
EMBRAPA (1979), este solo se enquadra como de textura franco-arenosa.
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
78
Figura 5.1 – Curvas granulométricas das três amostras de solo
As análises de três amostras de solo por difração de raios X (Figura 5.2) mostrou a
predominância de cinco minerais: Quartzo, Caolinita, Muscovita, Rutilo e Microclina. Há a
possibilidade de ocorrer outros minerais não detectados, devido à baixa concentração ou ao baixo grau
de cristalinidade, em minerais eventualmente neoformados, como, por exemplo, os óxidos e
hidróxidos de ferro e alumínio.
Sousa (1998) analisou 18 amostras de solo do aterro da BR-040 via difração de raios X,
mostrando que, além dos minerais já citados, há outros, como magnetita, ilmenita e hematita e,
secundariamente goethita. Como minerais traços, o mesmo autor encontrou a gibbsita e a albita.
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Figura 5.2 - Picos de difração para as três amostras de solo CTRS - BR 040
De acordo com as análises químicas (Tabela 5.2), percebe-se que o solo é ligeiramente ácido
(pH em água em torno de 5,68), com capacidade de troca catiônica efetiva baixa e teor de matéria
orgânica pequeno, mostrando que este não possui grande capacidade de adsorver elementos maiores
ou traços, o que era de se esperar, por se tratar de horizonte C derivado de rocha gnáissica, com baixo
teor de argilominerais.
Tabela 5.2 - Dados de caracterização química das amostras
Amostra pH (H2O) pH (KCl)
CTC(t)
(cmolc/dm³)
CTC(T)
(cmolc/dm³)
Matéria Orgânica
(dag/kg)
Amostra 1 5,68 4,30 1,37 2,77 0,13
Amostra 2 5,70 4,31 1,46 2,56 0,13
Amostra 3 5,66 4,32 1,64 2,74 0,13
Média 5,68 4,31 1,49 2,69 0,13
CTC(t) = capacidade de troca catiônica efetiva
CTC(T) = capacidade de troca catiônica a pH 7,0
Contribuições às Ciências da Terra
81
De acordo com as análises químicas (tabela 5.3), este solo tem grandes concentrações de Al,
Fe e Mg, e também de Ba e Pb, estes com valores um pouco superiores aos de referência da COPAM
(COPAM, 2010). Parte do Pb pode ser antropogênico, oriundo da queima de combustíveis de veículos
(Filippelli et al., 2005), como os que trafegam pela BR 040, rodovia próxima ao aterro. As maiores
concentrações de Ba são provavelmente de origem natural, presente nos feldspatos presentes no solo.
Tabela 5.3 - Concentração média de elementos maiores e traços na amostra de solo.
Elemento
Concentração
Amostra 1
(mg/kg)
Concentração
Amostra 2
(mg/kg)
Concentração
Amostra 3
(mg/kg)
Concentração
média (mg/kg) LQ (mg/kg)
Alumínio 21780 34572 25530 26038 31,00
Arsênio <LQ <LQ <LQ <LQ 5,980
Bário 79,6 80,8 72,6 75,6 0,038
Berílio <LQ <LQ <LQ <LQ 0,155
Bismuto <LQ <LQ <LQ <LQ 7,120
Cálcio 51,6 85,8 103 91,0 19,000
Cádmio <LQ <LQ <LQ <LQ 1,650
Cobalto <LQ 1,29 <LQ 1,29 1,150
Cromo 5,37 5,06 5,21 5,04 0,632
Cobre 9,42 13,20 10,70 11,01 1,900
Ferro 19366 20084 20239 19501 51,600
Potássio 986 1200 1096 1063 9,080
Lítio <LQ 6,34 <LQ 6,06 5,180
Magnésio 637 792 696 692 0,180
Manganês 1,31 4,50 3,52 2,49 0,107
Molibdênio <LQ <LQ <LQ <LQ 1,280
Sódio 74 148 181 138 6,900
Níquel <LQ <LQ <LQ <LQ 1,720
Fósforo 56,8 62,1 66,8 62,4 5,780
Chumbo 20,7 18,3 18,0 18,5 7,460
Enxofre 30,1 34,3 30,6 31,0 5,300
Antimônio <LQ <LQ <LQ <LQ 6,040
Escândio 0,915 1,010 0,964 0,944 0,053
Silício 136 111 141 124,4 1,180
Estrôncio 1,03 1,08 1,16 1,04 0,032
Tório 13,1 13,5 14,8 13,7 1,720
Titânio 116 124 122 119 0,842
Vanádio 18,2 18,8 18,9 18,4 6,380
Ítrio 13,0 13,0 13,0 12,9 0,336
Zinco 19,0 29,8 24,4 25,6 0,296
Zircônio 2,41 2,33 2,64 2,50 0,866
LQ = Limite de Quantificação
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
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5.1.2 – Caracterização do Lixiviado
Dois tipos de lixiviado bruto foram investigados, um correspondente a resíduos de 5 a 6 anos
aproximadamente (lixiviado novo) e outro com resíduos de 5 a 14 anos (lixiviado velho). Esses dados
foram utilizados como referência para o estudo do comportamento do lixiviado efluente nas colunas
experimentais, para melhor discussão dos resultados. A caracterização se deu em dois momentos, a
primeira no dia da coleta do lixiviado (1º Medida) e a segunda durante a operação das colunas (2º
Medida, no 90º dia de ensaio). A 2º medida foi realizada para estimar a influência da oxidação
progressiva que ocorreu com o lixiviado armazenado em laboratório, que ocorreu apesar das medidas
preventivas tomadas descritas no item 4.5.2.
De acordo com a tabela 5.4, tanto o lixiviado novo quanto o velho possuem altos valores de
condutividade, sólidos totais dissolvidos, cloreto e alcalinidade, sobretudo o último. Os valores de
sulfato são menores devido sua instabilidade, pois em ambiente redutor o mesmo é convertido em
sulfeto. O pH de ambos é ligeiramente básico e o Eh negativo, mostrando um ambiente redutor, típico
de aterros de resíduos sólidos urbanos (Kjeldsen et al., 2002).
Tabela 5.4 - Dados dos parâmetros físico-químicos do lixiviado bruto
Parâmetro Unidade Lixiviado Novo
1° Medida
Lixiviado Novo
2° Medida
Lixiviado Velho
1° Medida
Lixiviado Velho
2° Medida
Condutividade µS 14,20 12,50 22,22 21,12
pH 7,38 7,55 7,68 7,74
Eh mV -225 112 -74 70
STD PPT 12,48 11,50 21,17 20,93
Temperatura °C 34,2 21,2 29,0 21,4
Alcalinidade mg/L de
HCO3- e CO2
5632,5 10540,5
Cloreto mg/L 2327,0 3363,1
Sulfato mg/L 8,7 14,9
Contribuições às Ciências da Terra
83
Constatou-se que na 2ª medida os valores de Eh subiram muito devido ao contato com o ar
atmosférico durante a montagem e operação dos ensaios de coluna, enquanto os outros parâmetros
tiveram poucas alterações (Tabela 5.4). Apesar de serem intitulados de lixiviado novo e velho, por
serem provenientes de resíduos dispostos entre 5 e 6 anos e 5 e 14 anos, respectivamente, ambos já
estão na fase metanogênica, como definido por Christensen et al. (2001). É possível que algumas das
diferenças composicionais sejam devidas a diferenças da composição dos respectivos resíduos.
Os elementos-traço ocorrem em baixa concentração, como usual no ambiente de aterros
(Christensen et al., 2001), especialmente o de países em desenvolvimento, onde o volume de matéria
orgânica é geralmente maior (Boscov, 2008). As análises mostram (Tabela 5.5), em geral, maior
concentração de elementos-maiores e traço no lixiviado velho. Nas segundas medidas, muitos
elementos tiveram suas concentrações aumentadas devido à elevação do Eh.
Tabela 5.5 - Concentrações de elementos maiores e traços das amostras de lixiviado bruto
Elementos Unidade
Lixiviado Novo
1° Medida
Lixiviado Novo
2° Medida
Lixiviado Velho
1° Medida
Lixiviado Velho
2° Medida
Limite de
Quantificação
Alumínio mg/L 0,0048 0,0541 <LQ 0,0303 0,00286
Arsênio mg/L <LQ <LQ 0,0796 0,1362 0,0607
Bário mg/L 0,2290 0,1586 0,213 0,2291 0,000379
Berílio mg/L <LQ <LQ <LQ <LQ 0,00136
Cálcio mg/L 68,4 66,8 34,0 36,91 0,0108
Cadmio mg/L <LQ <LQ <LQ <LQ 0,004
Cobalto mg/L 0,0458 0,0618 0,0966 0,1311 0,0066
Cromo mg/L 0,0688 0,0607 0,1026 0,1333 0,00570
Cobre mg/L 0,0107 0,0693 <LQ <LQ 0,00479
Ferro mg/L 1,833 2,358 2,905 3,806 0,00588
Potássio mg/L 754 764 1190 1063 0,0780
Lítio mg/L <LQ <LQ <LQ 0,0046 0,00445
Magnésio mg/L 73,8 91,4 33,1 47,61 0,000489
Manganês mg/L 0,0986 0,1137 0,1469 0,1830 0,00089
Molibdênio mg/L <LQ <LQ <LQ <LQ 0,0410
Sódio mg/L 584 791 790 1267 0,0269
Níquel mg/L 0,1260 0,1441 0,1650 0,2539 0,0479
Fósforo mg/L 2,700 1,049 5,580 7,280 0,0857
Chumbo mg/L <LQ <LQ <LQ <LQ 0,0697
Enxofre mg/L 14,70 32,71 12,70 18,09 0,0403
Estrôncio mg/L 1,990 2,390 1,082 1,340 0,000146
Titânio mg/L 0,0709 0,0435 0,1290 0,1895 0,00576
Vanádio mg/L 0,0402 0,0373 0,0416 0,0589 0,00478
Ítrio mg/L <LQ <LQ <LQ <LQ 0,00321
Zinco mg/L 0,0162 0,0771 0,0086 0,0218 0,00263
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Na tentativa de estabelecer quais elementos poderiam estar retidos em forma coloidal, fez-se a
análise de digestão parcial do lixiviado bruto e das partículas retidas no filtro (diâmetro 0,45 µm) do
lixiviado novo e velho (tabela 5.6). Dentre os elementos analisados, percebe-se que há maiores
concentrações na fração retida de Al, Fe e Zn.
Tabela 5.6 - Concentração de elementos maiores e traço da digestão parcial do lixiviado bruto e das partículas
retidas no filtro.
Elementos Unidade
Lixiviado
Bruto Novo
Lixiviado Novo
- Partículas do
filtro
Lixiviado
Bruto Velho
Lixiviado
Velho -
Partículas do
filtro
Limite de
Quantificação
(LQ)
Alumínio mg/L 0,5200 1,8220 0,2978 4,1980 0,00286
Arsênio mg/L <LQ <LQ 0,1415 <LQ 0,0607
Bário mg/L 0,1776 0,0821 0,2201 0,0788 0,000379
Berílio mg/L <LQ <LQ <LQ <LQ 0,00136
Cálcio mg/L 70,50 7,58 38,34 5,92 0,0108
Cádmio mg/L <LQ <LQ <LQ <LQ 0,004
Cobalto mg/L 0,0639 <LQ 0,1334 <LQ 0,0066
Cromo mg/L 0,0830 0,0313 0,1284 0,0395 0,00570
Cobre mg/L 0,1135 0,0867 0,0184 0,0417 0,00479
Ferro mg/L 5,810 6,890 3,883 3,235 0,00588
Potássio mg/L 796,00 20,38 1106,00 29,12 0,0780
Lítio mg/L 0,0052 <LQ 0,0067 <LQ 0,00445
Magnésio mg/L 96,300 2,627 50,900 1,476 0,000489
Manganês mg/L 0,1215 0,0274 0,1863 0,0489 0,00089
Molibdênio mg/L <LQ <LQ <LQ <LQ 0,0410
Sódio mg/L 824,00 22,37 1250,00 35,80 0,0269
Níquel mg/L 0,1577 <LQ 0,2430 <LQ 0,0479
Fósforo mg/L 1,756 2,415 7,350 2,700 0,0857
Chumbo mg/L <LQ <LQ <LQ <LQ 0,0697
Enxofre mg/L 39,800 2,941 22,270 2,982 0,0403
Estrôncio mg/L 2,3020 0,1736 1,2090 0,0851 0,000146
Titânio mg/L 0,0819 0,0570 0,1821 0,1012 0,00576
Vanádio mg/L 0,0399 0,0116 0,0554 0,0051 0,00478
Ítrio mg/L <LQ <LQ <LQ <LQ 0,00321
Zinco mg/L 0,1183 0,1692 0,0777 0,3041 0,00263
5.2 – ENSAIOS DE COLUNA
Apesar dos problemas iniciais com compactação do solo na coluna (item 4.5.3), a
reprodutividade dos ensaios foi boa, pois a condutividade hidráulica do solo nas colunas não variou
significativamente quando comparados com a variabilidade de campo (Tecisan, 2005) e o
Contribuições às Ciências da Terra
85
comportamento dos elementos maiores e traços no efluente e no solo das colunas foi parecido ao longo
do experimento.
5.2.1 – Modelagem PHREEQC – Cálculo do Índice de Saturação
O cálculo de especiação pelo programa PHREEQC 2.18 mostra quais espécies de cada
elemento químico tendem a estar em solução e também o índice de saturação (SI) de uma série de
fases minerais, indicando, ainda, se as mesmas tendem a se precipitar (SI>0) ou dissolver (SI<0) na
solução (item 2.5). Calculou-se a especiação dos dois tipos de lixiviado coletados no aterro, (lixiviado
bruto novo e velho) e também do lixiviado efluente das colunas 2 (novo) e 4 (velho). Foram escolhidas
essas colunas, pois concluiu-se que estas apresentaram resultados mais regulares ao longo do tempo.
Para a modelagem, consideraram-se quatro momentos para o lixiviado novo e velho: dados de
concentração do lixiviado bruto, do efluente da coluna no início (fase ácida – 4º Dia), meio (40º Dia) e
final (100º Dia) do monitoramento (tabelas 5.7 e 5.8).
As fases minerais que tendem a se precipitar no lixiviado novo foram basicamente os
carbonatos, óxidos, hidróxidos, sulfetos, sulfatos e fosfatos (tabela 5.7). A barita foi uma exceção
dentre as fases minerais, pois só tende a se precipitar na fase ácida, enquanto que nas outras fases
geralmente ocorre o contrário. Além disso, no lixiviado bruto uma grande quantidade de sulfetos tende
a se precipitar, sendo a causa possível o valor de Eh muito negativo. As outras fases tendem a se
precipitar no lixiviado bruto e nos dois últimos momentos analisados de lixiviado efluente, com
dissolução na fase ácida. Isso é de se esperar em meios ácidos, como é demonstrado também por
diversos elementos que tiveram um grande aumento de concentração quando o pH estava baixo.
Tabela 5.7 - Fases minerais e respectivos valores de índice de saturação (SI) do lixiviado novo (bruto e
efluente).
Fase Fórmula
Índice de Saturação (SI)
Lixiviado
bruto
Efluente (fase
ácida)
Efluente
(40º dia)
Efluente
(100º dia)
Alstonite BaCa(CO3)2 0.19 -5.69 2.14 1.98
Alunite KAl3(OH)6(SO4)2 -4.22 3.74 -9.77 -9.46
Anatase TiO2 2.52 1.86 2.06
Aragonite CaCO3 1.06 -2.64 1.49 1.49
Barite BaSO4 -0.57 0.88 -0.48 -0.59
Barytocalcite BaCa(CO3)2 0.04 -5.84 1.98 1.82
Boehmite AlO2H 1.77 0.82 1.02 1.22
Bornite Cu5FeS4 43.06 -115,64 -148,54
Calcite CaCO3 1.20 -2.50 1.63 1.63
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
86
Fase Fórmula Índice de Saturação (SI)
Lixiviado
bruto
Efluente (fase
ácida)
Efluente
(40º dia)
Efluente
(100º dia)
Cattierite CoS2 4.53 -60.23 -83.74 -86.84
Chalcocite Cu2S 16.28 -25.23 -33.28
Chalcopyrite CuFeS2 10.00 -65.57 -82.37
Chromite FeCr2O4 16.07 -8.38 16.14 16.90
CoFe2O4 CoFe2O4 6.41 -8.80 17.56 18.50
Corundum Al2O3 0.52 -1.53 -1.26 -0.81
CoS CoS -0.08 -41.61 -51.16 -52.81
Covellite CuS 6.90 -25.67 -36.67
Cu Cu 3.66 -5.53 -2.58
CuCr2O4 CuCr2O4 6.11 -8.65 10.69
Dawsonite NaAlCO3(OH)2 2.08 1.30 1.54 1.65
Delafossite CuFeO2 4.76 -3.18 10.76
Diaspore AlHO2 2.15 1.23 1.44 1.63
Dolomite CaMg(CO3)2 4.02 -3.53 5.14 5.19
Dolomite-dis CaMg(CO3)2 2.55 -5.12 3.56 3.63
Dolomite-ord CaMg(CO3)2 4.03 -3.52 5.15 5.20
Eskolaite Cr2O3 14.64 -0.63 14.32 14.83
Fe(OH)3 Fe(OH)3 -5.83 -10.25 0.26 0.75
Ferrite-Ca CaFe2O4 -10.02 -26.06 3.30 4.52
Ferrite-Cu CuFe2O4 -10.76 -18.36 6.60
Ferrite-Mg MgFe2O4 -9.06 -25.33 4.45 5.73
Ferrite-Zn ZnFe2O4 -3.79 -20.30 9.33 10.42
Gibbsite Al(OH)3 1.52 0.52 0.87 1.05
Heazlewoodite Ni3S2 3.58 -101,56 -104.47
Hematite Fe2O3 -0.66 -8.68 11.88 12.78
Huntite CaMg3(CO3)4 3.44 -12.23 5.55 5.77
Hydroxylapatite Ca5(OH)(PO4)3 1.12 -39.03 0.31
Ilmenite FeTiO3 1.64 2.02 2.34
Karelianite V2O3 4.48 -21.53 -22.37
Linnaeite Co3S4 10.18 -137.29 -179,9 -186,38
Magnesiochromite MgCr2O4 12.89 -10.20 13.94 14.75
Magnesite MgCO3 1.25 -2.70 1.84 1.91
Magnetite Fe3O4 -1.97 -19.32 10.83 12.01
Millerite NiS 1.62 -45.90 -47.33
MnHPO4 MnHPO4 1.23 -1.55
Monohydrocalcite CaCO3:H2O 0.31 -3.47 0.80 0.79
Polydymite Ni3S4 11.62 -15.96 -168,01 -173.78
Pyrite FeS2 1.59 -23.55 -84.68 -87.61
Rhodochrosite MnCO3 0.12 -1.09 -1.02
Rutile TiO2 3.61 2.95 3.15
Contribuições às Ciências da Terra
87
Fase Fórmula Índice de Saturação (SI)
Lixiviado
bruto
Efluente (fase
ácida)
Efluente
(40º dia)
Efluente
(100º dia)
Siderite FeCO3 0.51 -5.02 -0.08 -0.02
Smithsonite ZnCO3 -0.76 -5.33 -0.91 -0.96
Sphaerocobaltite CoCO3 -0.38 -4.27 -3.09 -3.18
Strontianite SrCO3 1.64 -4.31 2.38 2.39
Trevorite NiFe2O4 -1.19 13.01 14.27
V2O4 V2O4 1.85 -12.46 -12.89
V3O5 V3O5 6.19 -26.96 -28.01
V4O7 V4O7 6.06 -34.31 -35.56
Vaesite NiS2 3.80 -81.06 -83.91
Witherite BaCO3 2.83 0.54 4.24 4.10
Wurtzite ZnS 1.94 -40.15 -46.46 -48.10
Zn2TiO4 Zn2TiO4 -2.39 -0.14 0.10
ZnCO3:H2O ZnCO3:H2O -0.62 -5.05 -0.49 -0.60
ZnCr2O4 ZnCr2O4 22.48 -0.61 23.38 23.95
No lixiviado velho, as fases minerais que tendem a se precipitar foram os óxidos, hidróxidos,
carbonatos, sulfatos e fosfatos, não ocorrendo à precipitação de sulfetos (tabela 5.8). O valor de Eh do
lixiviado velho é bem menos negativo que a do novo, podendo ser este o motivo desta não
precipitação. Neste lixiviado também houve a precipitação da barita na fase ácida. As outras fases são
similares as do lixiviado novo, com dissolução na fase ácida e precipitação nas demais.
Tabela 5.8 - Fases minerais e respectivos valores de índice de saturação (SI) do lixiviado velho (bruto e
efluente).
Fase Fórmula
Índice de Saturação (SI)
Lixiviado
bruto
Efluente
(fase ácida)
Efluente
(40º dia)
Efluente (100º
dia)
Alstonite BaCa(CO3)2 1.12 -2.54 1.96 1.73
Alunite KAl3(OH)6(SO4)2 -5.35 2.43 -9.34 -10.39
Anatase TiO2 3.17 2.88 2.99
Aragonite CaCO3 1.07 -1.51 1.45 1.28
Barite BaSO4 -0.59 1.60 -0.80 -0.93
Barytocalcite BaCa(CO3)2 0.96 -2.70 1.81 1.58
Boehmite AlO2H 1.64 2.30 1.10 0.89
Calcite CaCO3 1.22 -1.37 1.59 1.42
Chromite FeCr2O4 16.04 6.43 17.78 18.28
CoFe2O4 CoFe2O4 16.68 8.65 17.85 18.31
Corundum Al2O3 0.03 1.29 -1.06 -1.47
CuCr2O4 5.49 11.07
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
88
Fase Fórmula Índice de Saturação (SI)
Lixiviado
bruto
Efluente
(fase ácida)
Efluente
(40º dia)
Efluente (100º
dia)
Dawsonite NaAlCO3(OH)2 2.65 2.28 2.01 1.76
Delafossite 5.96 10.61
Diaspore AlHO2 2.05 2.71 1.51 1.30
Dolomite CaMg(CO3)2 3.97 -1.36 4.99 4.85
Dolomite-dis CaMg(CO3)2 2.41 -2.94 3.42 3.29
Dolomite-ord CaMg(CO3)2 3.98 -1.35 5.00 4.86
Eskolaite Cr2O3 14.52 9.26 15.35 15.56
Fe(OH)3 Fe(OH)3 -0.75 -3.70 0.23 0.51
Ferrite-Ca CaFe2O4 -0.26 -9.35 3.00 3.60
Ferrite-Cu -1.47 5.85
Ferrite-Mg MgFe2O4 0.57 -8.70 4.09 4.89
Ferrite-Zn ZnFe2O4 5.91 -2.65 9.03 10.02
Gibbsite Al(OH)3 1.47 2.15 0.94 0.72
Goethite FeOOH 4.41 1.50 5.40 5.66
Hematite Fe2O3 9.79 3.96 11.78 12.30
Huntite CaMg3(CO3)4 2.95 -7.95 5.23 5.18
Hydroxylapatite Ca5(OH)(PO4)3 1.71 3.04 1.84
Ilmenite FeTiO3 2.91 3.56 3.91
Lansfordite MgCO3:5H2O -1.37 -4.05 -0.72 -0.71
Magnesiochromite MgCr2O4 12.28 3.66 14.66 15.12
Magnesite MgCO3 1.11 -1.65 1.75 1.78
Magnetite Fe3O4 8.47 -1.74 11.35 12.18
MnHPO4 MnHPO4 1.91 -0.26 -0.59
Monohydrocalcite CaCO3:H2O 0.37 -2.20 0.75 0.58
Rhodochrosite MnCO3 0.37 -1.75 -1.01 -1.07
Rutile TiO2 4.26 3.97 4.07
Siderite FeCO3 0.79 -3.01 0.77 0.86
Smithsonite ZnCO3 -1.13 -3.25 -0.90 -0.66
Strontianite SrCO3 1.88 -1.37 2.34 2.22
Trevorite NiFe2O4 9.55 13.16 13.98
Witherite BaCO3 3.65 2.57 4.12 4.06
Zn2TiO4 Zn2TiO4 -1.82 0.24 1.15
ZnCO3:H2O ZnCO3:H2O -0.76 -2.83 -0.52 -0.30
ZnCr2O4 ZnCr2O4 22.12 14.26 24.12 24.74
Contribuições às Ciências da Terra
89
5.2.2 – Monitoramento das Colunas
5.2.2.1 – Variação de vazão com o tempo
Apesar das variações, houve decréscimo da vazão com o tempo (decaimento de cerca de 75 %,
em relação aos valores iniciais - Figura 5.3), chegando a valores muito mais baixos a partir de 80 dias
de ensaios (aproximadamente 40 anos em escala real) o que se explica pela redução da porosidade, já
que a carga hidráulica se manteve. Isto certamente trará consequências na composição química do
efluente, pois com a menor porosidade, menor é a velocidade de percolação, com possíveis
modificações nas reações de precipitação/complexação no interior da coluna de solo. Espera-se que a
diminuição da porosidade do solo possa ter ocorrido devido à precipitação e a presença de
microorganismos no lixiviado (Rowe et al., 1997; Kjensen et al., 1998; Islam et al; 2001). Em escala
real esta redução de porosidade seria em tese benéfica, pois tende a reduzir a chegada de
contaminantes nas águas subterrâneas.
Figura 5.3 – Variação de volume de lixiviado efluente com o número de medidas
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
90
5.2.2.2 – Geoquímica do efluente
Foram construídos gráficos de concentração versus volume de poros com os dados dos
parâmetros físico-químicos e dos elementos maiores e traços. Os gráficos mais relevantes são
apresentados a seguir, e os menos relevantes estão incluídos no Anexo 1. Os gráficos de sulfato não
foram elaborados, pois suas concentrações ficaram 90% das vezes abaixo do limite de quantificação
do método (1 mg/L). Os valores do lixiviado bruto novo e velho estão especificados no gráfico, para
melhor entendimento dos resultados. Pelo mesmo motivo, também se encontram os valores das
legislações (quando há) utilizadas como parâmetro (Portaria n° 2914 MS (Brasil, 2011) e valores
orientadoras da COPAM (COPAM, 2010)).
Cabe ressaltar que elementos-traço importantes, tais como Pb, As e Cd, muito nocivos à saúde
mesmo em baixas concentrações, não foram quantificados devidos ao baixo limite de detecção do
ICP-OES. Exemplos são o Pb e As, cujos limites de detecção (0,0697 mg/L e 0,0607 mg/L) são
maiores do que o máximo permitido estabelecido (ambos 0,01 mg/L) pela norma da COPAM para as
águas subterrâneas. Por isso, seriam necessários métodos mais sensíveis, com capacidade de “ler”
estes elementos e também para o Hg, que tradicionalmente é avaliado por Espectrômetria de absorção
atômica com geração de vapor frio (CVAAS). . O As e o Cd não são muito relevantes no caso, pois
não têm constituído um contaminante na área da CTRS-BR040 (Tecisan 2005; CTQ 2008), mas
quanto ao Pb e, também o Hg, restam grandes suspeitas, embora seja possível que o primeiro seja de
fonte externa ao aterro.
5.2.2.2.1 - Parâmetros Físico-Químicos
pH
Os valores de pH no lixiviado bruto foram ligeiramente alcalinos (em torno de 7,5). As
primeiras medidas do lixiviado efluente mostraram valores ácidos (em torno de 4), mas a partir de 6
dias começaram a aumentar até atingir valores em torno de 8,0 e 8,5 (Figura 5.4), como ocorre em
áreas sobre influência de lixiviado de aterros de RSU na fase metanogênica (Christensen et al., 2001,
Kjeldsen et al., 2002). Nas amostras de lixiviado com o pH baixo (aqui denominada fase ácida), a
concentração de vários elementos-traço aumentou, pois a redução de pH aumenta a solubilidade de
muitos compostos inorgânicos (Ehrig, 1988).
Contribuições às Ciências da Terra
91
Figura 5.4 - Gráfico de valores de pH dos efluentes das colunas.
Potencial Redox (Eh)
No momento da coleta do lixiviado no aterro sanitário, os valores de potencial redox (Eh)
eram muito baixos, ou seja, bem redutores (Eh de -225 mV e -74 mV, para o lixiviado novo e velho,
respectivamente). Com o contato com o oxigênio na montagem das colunas e durante a passagem pelo
solo até sua completa saturação, o lixiviado ficou mais oxidante, elevando os valores de Eh. Por isso,
os valores de Eh nos efluentes coletados nos primeiros dias nas colunas são maiores (em torno de 250
mV), diminuindo gradativamente depois que o solo nas colunas foi sendo progressivamente saturado e
o oxigênio consumido (Figura 5.5). Mesmo assim, os valores de Eh no efluente das colunas não
chegaram aos valores de campo devido principalmente ao contato com o ar atmosférico na ocasião da
coleta, pois os recipientes coletores ficavam abertos durante horas. De qualquer maneira, passada a
fase inicial, no interior da coluna, o potencial redox deve ser mais redutor que o determinado nos
efluentes, pois este tende a se elevar rapidamente em contato com o ar. Consideram-se condições
anaeróbias, quando o lixiviado esta abaixo de 50 mV (Barella, 2011).
Percebe-se que ocorreu a redução progressiva do Eh com o tempo nas colunas, aparentemente
tendendo a valores negativos. Talvez a redução progressiva da porosidade por precipitação e
microorganismos deva ter dificultado a difusão do oxigênio pela coluna de solo (item 5.2.2.1). Os
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
92
valores de Eh na água subterrânea próxima ao aterro sanitário são maiores (em torno de 250 mV –
CTQ (2010)), devido ao oxigênio dissolvido nessas águas e que chega com a recarga do aquífero.
Figura 5.5 - Gráfico com valores de Eh dos efluentes das colunas.
Condutividade Elétrica
A condutividade das amostras de lixiviado bruto velho são maiores do que do novo. Os
valores de condutividade só foram menores nas primeiras medidas, aumentando gradativamente,
chegando a um limite, mas com valores menores do que os dos respectivos lixiviados brutos (Figura
5.6), sugerindo que mesmo após 100 dias de ensaio (40 anos em escala real), ainda ocorra algum tipo
de retenção química no solo. Percebe-se também que há uma diferença nos valores de condutividade
elétrica, cloreto e alcalinidade das duas colunas com lixiviado novo (1 e 2) e das duas com lixiviado
velho (3 e 4). Pode-se atribuir isso a maior velocidade de percolação das colunas 1 e 4, fazendo com
que o tempo de contato solo-lixiviado seja menor, com menor retenção de íons pelo solo.
Contribuições às Ciências da Terra
93
Figura 5.6 - Gráfico de valores de condutividade dos efluentes das colunas.
Sólidos Totais Dissolvidos
Do mesmo modo que a condutividade, com qual apresenta boa correlação direta, os valores de
sólidos totais dissolvidos foram menores somente nas primeiras medidas, aumentando gradativamente
e oscilando ligeiramente entre 11.000 e 13.000 mg/L (lixiviado novo) e 16.000 – 18.000 mg/L
(lixiviado velho) (Figura 5.7). Os valores medidos no lixiviado efluente velho são sempre inferiores
que o do lixiviado bruto, comprovando que há significativa retenção de íons pelo solo. Entretanto, esta
retenção não esta tão nítida no lixiviado efluente novo, ocorrendo com menor intensidade. Da mesma
maneira que a condutividade, a menor velocidade de percolação das colunas 2 e 3 fez com que os
dados de STD nas mesmas fossem ligeiramente menores do que nas colunas 1 e 4.
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
94
Figura 5.7 - Gráfico de valores de sólidos totais dissolvidos dos efluentes das colunas.
Alcalinidade
Pela faixa de valores de pH encontrada, espera-se que a alcalinidade em ambos os lixiviados
(novo e velho) seja devida principalmente a íons HCO3- e CO2. Além desses íons mais comuns, em
áreas de aterros de RSU, a amônia e alguns ácidos alifáticos de cadeia curta, tal como os acetatos
também contribuem para o valor de alcalinidade (Farquhar & Rovers, 1973; Devlin, 1990). Baedecker
& Back (1979) atribuem aproximadamente 11 a 52% da alcalinidade do lixiviado aos ácidos alifáticos
de cadeia curta, incluindo o acetato, propionato, isobutirato, butirato, isovalerato, valerato, isocaproato
e caproato.
Rapidamente, os valores de alcalinidade nos efluentes das 4 colunas se igualaram aos valores
iniciais de entrada (lixiviado bruto). Após certo volume de poros, as concentrações começaram a
diminuir, sem chegar a um equilíbrio (Figura 5.8). Carbonatos são normalmente abundantes em
lixiviados de RSU (Christensen et al., 2001, Kjeldsen et al., 2002) e podem precipitar metais, apesar
da sua solubilidade ser superior a de sulfetos. A partir dos dados de Índice de Saturação (SI>0)
calculados pelo programa PHREEQC (tabelas 5.8 e 5.9), supõe-se que tenha ocorrido uma grande
quantidade de carbonatos precipitados, principalmente carbonatos de Ba, Ca, Al, Na, Mg, Mn, Fe, Zn
e Sr. O Zn e Pb precipitam como carbonatos com valores de pH maiores que 8 e 6, respectivamente,
Contribuições às Ciências da Terra
95
dependendo de suas concentrações. Infelizmente, o método de análise adotado (ICP-OES), não
permitiu confirmar se ocorreu precipitação de carbonato de Pb.
Figura 5.8 - Gráfico de valores de Alcalinidade dos efluentes das colunas.
5.2.2.2.2 – Concentração de elementos no efluente e no solo após os ensaios.
A seguir são apresentados os gráficos de concentração de alguns elementos maiores e traços
medidos nos efluentes das colunas e também do solo após o término dos ensaios (Figura 5.9 – 5.29).
Em relação ao efluente, os valores dos elementos As, Be, Cd, Li, P, Pb e V ficaram abaixo do limite de
quantificação do método em algumas colunas. Constatou-se que os elementos Al, As, Ba, Ca, Cu, Mn,
Ni, S, Sr, Y e Zn foram sensíveis a valores menores de pH, aumentando consideravelmente sua
concentração na fase ácida, sendo que os elementos As, Be e Pb só tiveram medidas acima do LQ
quando o pH estava baixo. Os íons com maior concentração no lixiviado são o Na, K, Ca e,
provavelmente o bicarbonato (alcalinidade alta), e destes somente o cálcio foi retido, o que explica a
pequena redução da condutividade (figura 5.6) durante o ensaio.
Os valores obtidos no efluente das 4 colunas foram comparados com os valores da COPAM
(COPAM, 2010) para águas subterrâneas e também com a Portaria n° 2914 do MS (Brasil, 2011).
Com relação à primeira, foram encontrados valores acima do limite para os elementos Al, As, Ba, Co,
Cr, Mn, Ni e Pb, enquanto que na segunda norma, os elementos que superaram o limite de
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
96
potabilidade foram Al, As, Ba, Cr, Cu, Fe, Mn, Na, Pb e Zn, evidenciando o potencial poluidor do
lixiviado para o solo e as águas subterrâneas.
A análise química do solo antes dos ensaios revela altos teores de Al, Fe e Mg, e uma
concentração de Ba e Pb um pouco acima dos valores de referência da COPAM. Acredita-se que a
grande concentração de Pb possa ser devido a contaminações externas, não provenientes do aterro
sanitário (Filippelli et al., 2005), enquanto a maior concentração de Ba deve ser de origem geogênica,
presente nos minerais.
As análises do solo após os ensaios de coluna revelaram comportamentos distintos para os
diversos elementos químicos. Alguns elementos foram lixiviados do solo, como o Ba, Cu, Cr, Y e V.
Dentre os elementos retidos, se destacam o Al, Ca, S, Sr, P, Mg, Mn, K, Na, Ti, Zn, Co e Li. Em
relação ao elemento Pb, não se pode afirmar se houve lixiviação ou retenção, pois a diferença de
concentração em relação ao solo antes dos ensaios é muito pequena.
Alumínio
A concentração de alumínio é baixa no lixiviado bruto e no efluente da coluna, sendo as duas
concentrações bem parecidas (Figura 5.9). De acordo com o perfil geoquímico na coluna de solo
(Figura 5.10), houve retenção de alumínio no mesmo, embora que de forma sutil. Embora seja o
terceiro elemento mais abundante na crosta terrestre, o Al é solúvel somente em pH baixo (pH<5)
(Appelo & Postma, 2005), o que não ocorre na maioria das medidas, excetuando-se a fase ácida
(Figura 5.9).
O valor de Al no solo do aterro sanitário é alto, mas na água subterrânea há valores muito
baixos. Segundo Barella (2011), a gibbsita, presente no arcabouço mineral em concentrações
significantes na região do aterro sanitário (Sousa, 1998), apresenta a tendência de sofrer precipitação,
contribuindo para a depreciação da concentração de Al na água subterrânea. A precipitação da gibbsita
nos ensaios de coluna é comprovada pelo valor do índice de saturação (SI>0), calculado pelo
programa PHREEQC, utilizando os dados de lixiviado bruto e de efluente das colunas. Além da
gibbsita, a modelagem mostrou que o Al pode estar precipitado na forma de carbonatos. Percebe-se,
através da digestão parcial de amostras de lixiviado, que uma significativa parte do Al também pode
estar retida na forma coloidal. Contudo, na frente da pluma de contaminação, o teor de Al pode ser
elevado devido ao pH reduzido.
Contribuições às Ciências da Terra
97
Figura 5.9 - Gráfico com os valores de alumínio dos efluentes das colunas
Figura 5.10 - Perfil de concentração de alumínio no solo após os ensaios de coluna
Bário
A concentração de Ba no lixiviado novo e velho é praticamente a mesma. Valores altos foram
somente encontrados com pH baixo. Com aumento do pH, a concentração diminuiu, ficando abaixo da
recomendada na legislação e parecida com a do lixiviado bruto (Figura 5.11). Tanto no solo quanto na
água subterrânea na área do aterro, os valores de Ba estão acima da recomendada na legislação vigente
(Sousa, 1998; CTQ, 2008), mostrando que, possivelmente, sua origem esta vinculada a fontes
geogênicas, provenientes de feldspatos (Barella, 2011). De acordo com o perfil de solo (Figura 5.12),
os valores de Ba diminuíram, evidenciando sua lixiviação. Realmente, os valores de Ba no lixiviado
bruto e nos efluentes das colunas são baixos, evidenciando que o aterro não seria o causador das
elevadas concentrações.
De acordo com os estudos realizados por Cozzarelli et. al. (2000), elevadas concentrações de
Ba na água subterrânea foram identificadas nos poços onde os teores de sulfato se encontravam abaixo
do “background” local, como resultado da dissolução da barita, identificada nos sedimentos aluviais
na área do aterro de resíduos sólidos de Norman, Oklahoma (EUA). De fato, Barella (2011)
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
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demonstrou que a tentativa de repor o sulfato consumido como aceptor de elétrons no processo de
oxidação da matéria orgânica causa um desequilíbrio que favorece a dissolução de minerais que são
constituídos por este composto químico, e que a barita (BaSO4) pode ser o mineral que mais contribui
para esses valores de Ba.
De acordo com o cálculo de especiação e do índice de saturação (SI) calculados pelo programa
PHREEQC, houve precipitação de barita somente na fase ácida, quando os valores de pH do efluente
das colunas estavam baixos e os de Eh estavam altos (Tabela 5.8). Isso pode ter acontecido devido à
solubilização do sulfato e do Ba nesta fase (sugerido pelo pico de S e de Ba quando o pH estava baixo
– Figura 5.11 e 5.15), disponibilizando-os e precipitando como sulfato de Ba. Quando o pH aumentou,
a solubilização cessa, e a precipitação de barita também. Além de precipitação na forma de BaSO4, sua
precipitação pode ocorrer na forma de carbonatos (BaCO3 e BaCa(CO3)2). Como a modelagem
demonstra ser a barita instável nas fases subsequentes do ensaio de coluna, supõe-se que a mesma
tenha sido progressivamente lixiviada do solo (Figura 5.12).
Boas correlações negativas do Ba com o Fe (r = -0,93), titânio (r = -0,95) e Cr (r = -0,93)
foram encontradas. A possível explicação seria os comportamentos distintos, pois o Ba é o único
elemento dentre os quatro que aumentou sua concentração com a diminuição do pH do meio. Além
disso, foi o único com tendência de precipitação na “fase ácida”, de acordo com a modelagem
PHREEQC.
Figura 5.11 - Gráfico com valores de bário dos efluentes das colunas.
Contribuições às Ciências da Terra
99
Figura 5.12 - Perfil de concentração de bário no solo após os ensaios de coluna
Cálcio
As concentrações de Ca no lixiviado novo são o dobro da encontrada no lixiviado velho. Suas
concentrações também aumentaram com o decréscimo do pH, diminuindo gradativamente durante os
ensaios, mas permanecendo abaixo das concentrações iniciais, evidenciando a retenção contínua deste
elemento (Figura 5.13), o que é esperado sob condições de alto pH, que favorece sua sorção e/ou
precipitação (Christensen et al., 2001). De acordo com o cálculo do índice de saturação, o Ca tende a
se precipitar na forma de carbonatos e de fosfatos (Tabela 5.8 e 5.9). Percebeu-se que houve retenção
de Ca no solo, devido ao aumento significativo de sua concentração (aproximadamente 3 vezes),
principalmente no topo da coluna de solo, diminuindo gradativamente em direção a base (Figura 5.14).
O mesmo ocorre com o fosfato, corroborando a possível precipitação de fosfato de Ca.
Figura 5.13 - Gráfico com valores de cálcio dos efluentes das colunas
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
100
Figura 5.14 - Perfil de concentração de cálcio no solo após os ensaios de coluna
Cobre
Segundo CTQ (2008), o Cu não é um elemento preocupante nas águas subterrâneas do aterro
sanitário em estudo, devido suas baixas concentrações até nos poços de monitoramento mais
contaminados. O comportamento do Cu nos dois lixiviados (novo e velho) foi distinto. Assim, os
resultados são apresentados separadamente, a seguir:
Somente foram encontrados valores acima do limite de quantificação no lixiviado bruto novo.
O Cu mostrou-se sensível a variações de pH, sendo que sua concentração aumentou com o pH mais
baixo. Após este pico, sua concentração caiu rapidamente, chegando a valores baixos, de 0,005 mg/L
(Figura 5.15), abaixo da concentração inicial do lixiviado bruto, mostrando que pode estar ocorrendo
retenção de Cu, embora esteja ocorrendo lixiviação deste elemento do solo (Figura 5.16). Assim, a
hipótese é de que parte do Cu retido esta na forma coloidal. Cabe ressaltar que os valores de
concentração do lixiviado efluente estão abaixo da legislação vigente (2 mg/L) e não foi identificado
no gráfico devido escala. Vários fenômenos podem ocorrer com o Cu no solo. Christensen et al.,
(2000) afirmam que o Cu pode estar inserido em sulfetos e carbonatos metálicos insolúveis. Além
disso, o Cu tende a ser menos móvel no solo devido a sua solubilidade limitada e/ou sua grande
afinidade de formar complexos com a matéria orgânica (Christensen, 1987). De fato, a modelagem
realizada mostra uma tendência do Cu de se precipitar com sulfetos, em especial quando o Eh está
muito redutor (Eh<0).
Ao contrário do lixiviado novo, os valores de concentração do lixiviado efluente velho estão
maiores do que do lixiviado bruto (mas com alguns valores abaixo do limite de quantificação). Seus
valores de concentração também aumentaram com a diminuição do pH (Figura 5.15), caindo
posteriormente e chegando a valores baixos (0,005 mg/L), menores que o VMP da legislação. No solo,
houve lixiviação de Cu (Figura 5.16), explicando a maior concentração no lixiviado efluente. De
acordo com a modelagem realizada, não há tendência de sua precipitação com sulfetos, diferentemente
Contribuições às Ciências da Terra
101
do lixiviado novo. A possível explicação seria o maior valor de Eh encontrado no lixiviado bruto
velho, insuficiente para ocorrer este tipo de precipitação.
Figura 5.15 - Gráfico com valores de cobre dos efluentes das colunas
Figura 5.16 - Perfil de concentração de cobre no solo após os ensaios de coluna
Cromo
O Cr não foi sensível a valores mais baixos de pH, entretanto, sua concentração esta acima do
preconizado pela legislação vigente para solo em várias medidas, constituindo uma fonte potencial de
contaminação das águas subterrâneas no aterro sanitário em estudo. Os valores encontrados no
lixiviado velho são um pouco maiores, tanto no bruto quanto nos efluentes das colunas (Figura 5.17).
No início dos ensaios (aproximadamente 30 dias na coluna ou 12 anos em escala real), o Cr foi retido
pelo solo, e sua concentração foi aumentando progressivamente, chegando a ultrapassar a
concentração de lixiviado bruto. Constatou-se uma pequena lixiviação de Cr do solo, que pode ter
contribuído em algum momento para o aumento da concentração no efluente das colunas (Figura 5.18)
e isto pode ser consequência da alteração progressiva das condições de Eh/pH.
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
102
Segundo CTQ (2008), há concentrações mais elevadas de Cr nas águas subterrâneas próximas
ao aterro sanitário da CTRS-BR040, mas provavelmente de outra fonte contaminante, ou de origem
geogênica, já que Sousa (1998) encontrou elevados teores de Cr (125 a 175 mg/L) em solo derivado
de diques de rochas básicas aflorantes na área. Contudo, como não foram encontrados valores altos de
Cr no solo utilizado nas colunas experimentais, é provável que o Cr tenha sido mobilizado em
determinada condição geoquímica durante o experimento. Cromo tende a formar precipitados
insolúveis com hidróxidos (Revans et al., 1999) e de acordo com o cálculo do índice de saturação (SI)
e com o diagrama de pH/Eh (Figura 2.9), o mesmo pode estar sendo precipitado na forma de óxidos.
Figura 5.17 - Gráfico com valores de cromo dos efluentes das colunas.
Figura 5.18 - Perfil de concentração de cromo no solo após o ensaios de coluna
Enxofre
Valores de S foram ligeiramente maiores no lixiviado velho, e este elemento foi sensível a
variação de pH. Com o aumento do pH a concentração de S diminuiu bruscamente, com
concentrações abaixo (lixiviado novo) e igual (lixiviado velho) a do lixiviado bruto (Figura 5.19). A
Contribuições às Ciências da Terra
103
concentração de S aumentou nos primeiros centímetros de solo, no topo da coluna, evidenciando sua
retenção. (Figura 5.20).
O aparecimento de sulfeto pode estar relacionado com a redução de compostos sulfatados no
ambiente crescentemente redutor nas proximidades do aterro sanitário. Amostras de lixiviado novo
mostraram no campo, imediatamente após a coleta, baixos valores de Eh (-225 mV) e pH básico (7,5).
Na modelagem com o programa PHREEQC (Tabela 5.8 e 5.9) e no diagrama de pH /Eh (Figura 2.13),
neste material predomina o S na forma de sulfetos e que os mesmos podem precipitar diversos
elementos, inclusive traços, como Cu, Fe, Co, Ni e Zn. Entretanto, quando o valor de Eh sobe, a
concentração de sulfeto diminui e a precipitação destes metais cessa. Além disso, como discutido
anteriormente, a baixos valores de pH e altos valores de Eh, o S se transforma em sulfato, precipitando
Ba. Isto mostra a instabilidade do S, que pode se transformar de sulfeto para sulfato e vice versa
rapidamente, em condições de sutis variações de pH e Eh (Figura 2.13). Entretanto, supõe-se que nas
proximidades do aterro as condições sejam de tais formas redutoras, que propiciem a precipitação de
elementos maiores e traços na forma de sulfetos, como já relatado por outros autores (Christensen et
al., 2001; Kjeldsen et al., 2002). Houve boas correlações de S com o Ca e o Sr, elementos retidos no
topo da coluna de solo.
Figura 5.19 - Gráfico com valores de enxofre dos efluentes das colunas
Figura 5.20 - Perfil de concentração de enxofre no solo após os ensaios de coluna
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
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Estrôncio
Nas amostras de efluente do lixiviado, não houve uma tendência clara de retenção ou não
deste elemento pelo solo (Figura 5.21), entretanto, sua concentração aumentou no solo após os ensaios
de coluna (Figura 5.22), principalmente no topo da coluna, indicando sua retenção. De acordo com
valores de índice de saturação obtidos com o PHREEQC, o Sr tende a formar precipitados com
carbonatos.
Figura 5.21 - Gráfico com valores de estrôncio dos efluentes das colunas
Figura 5.22 - Perfil de concentração de estrôncio no solo após os ensaios de coluna
Ferro
Os valores de Fe encontrados em ambos os lixiviados novo e velho são consideravelmente
altos, especialmente no último. Este elemento não foi sensível a variação de pH, sendo sua
concentração baixa no começo dos ensaios, aumentando gradativamente, sem indicação de entrar em
equilíbrio (Figura 5.23). No solo, uma grande quantidade de Fe foi lixiviada, contribuindo para o
Contribuições às Ciências da Terra
105
aumento gradativo da fração solúvel (Figura 5.24). Contudo, até o final dos ensaios, sua concentração
de Fe não atingiu a concentração do lixiviado bruto, ou seja, parte considerável do mesmo deve ter
sido retida na fração coloidal. A análise total do lixiviado e a digestão das partículas retidas no filtro
comprovam esta hipótese (Tabela 5.7). Na maioria dos poços de monitoramento de águas subterrâneas
da área do aterro sanitário da CTRS-BR040 o teor de Fe é elevado (Tecisan, 2005b), com valores de
até 4,9 mg/L, maiores que do lixiviado efluente. A modelagem feita com o PHREEQC indicou o Fe
pode estar associado a carbonatos, óxidos e hidróxidos, na forma de precipitados. Entretanto, como
sua concentração no solo diminuiu, o mais provável é que o Fe esteja na forma de colóides e não
precipitado no solo.
O Fe exibe boa correlação inversa com o Ba (em torno de -0,93 – Anexo 4), provavelmente
devido à diferença de comportamento dos dois no sistema lixiviado/solo, pois o Ba tende a se
precipitar na fase ácida, enquanto que a precipitação de Fe pode somente estar ocorrendo a pH
alcalinos. Também houve boa correlação do Fe com o Ti (r = 0,97) e Cr (r = 0,90), provavelmente
devido à origem geogênica destes elementos.
Figura 5.23 - Gráfico com valores de ferro dos efluentes das colunas
Figura 5.24 - Perfil de concentração de ferro no solo após os ensaios de coluna
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
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Fósforo
As concentrações de P no lixiviado efluente não sofreram influencia do pH. No começo dos
ensaios, o P contido no lixiviado de entrada estava sendo retido pelo solo, evidenciado pela baixa
concentração do mesmo nas primeiras medidas de lixiviado efluente e pelo aumento da concentração
deste elemento no solo após os ensaios (Figuras 5.25 e 5.26). Com o tempo, houve uma diminuição
desta retenção e começou-se a encontrar valores maiores no efluente da coluna, acima do limite de
detecção do método (Figura 5.25). O fosfato está associado ao Ca e outros elementos retidos no topo
da coluna de solo (Sr, Mn e Y), sendo que os três podem substituir o Ca (Krauskopf, 1979), o que não
deve ocorrer neste caso, pois a concentração de Ca é muito maior que a concentração dos outros. De
fato, de acordo com cálculos de índices de saturação para o lixiviado efluente das colunas, o fosfato
pode estar associado ao Ca, na forma de fosfato de cálcio (apatita). De acordo com correlação
realizada com dados geoquímicos de solo (anexo 4), o P tem boa correlação com o Ca (r = 0,70) e o Sr
(r = 0,86), corroborando a possibilidade de precipitação de fosfatos com estes elementos.
Figura 5.25 - Gráfico com valores de fósforo dos efluentes das colunas
Contribuições às Ciências da Terra
107
Figura 5.26 - Perfil de concentração de fósforo no solo após os ensaios de coluna
Manganês
Os valores de Mn no lixiviado bruto estão ligeiramente maiores dos que os estabelecidos pela
legislação. Entretanto, os valores encontrados nos efluentes das colunas são menores, evidenciando a
retenção deste elemento (Figura 5.27). Nas análises das amostras de solo após os ensaios, foi
comprovada a retenção, sendo que a mesma ocorre nos primeiros centímetros da coluna de solo. O Mn
também foi sensível a menores valores de pH, aumentando sua concentração com a diminuição do
mesmo. Valores de índice de saturação calculados através do programa PHREEQC mostraram uma
associação deste elemento com carbonatos e fosfatos.
Não foram encontrados grandes valores de concentração de Mn no solo, entretanto, valores
maiores deste elemento nas amostras de água subterrânea da área do aterro sanitário são comuns,
sendo muitos destes maiores do que o estabelecido pela legislação.
Figura 5.27 - Gráfico com valores de manganês dos efluentes das colunas
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
108
Titânio
O mesmo comportamento do Fe foi observado para as concentrações de Ti nos efluentes das
colunas. As concentrações no início eram baixas, aumentando com o decorrer do ensaio, sem se
estabilizar até o final (Figura 5.28). Como a concentração no efluente ainda não chegou à mesma
concentração de entrada, espera-se que os valores continuem aumentando até chegar à concentração
inicial. A concentração de Ti no solo também é considerável, aumentando no final dos ensaios,
evidenciando a retenção do mesmo (Figura 5.29). De acordo com a modelagem PHREEQC, o Ti pode
estar se precipitando no solo na forma de óxidos. Assim, espera-se que o Ti esteja no solo associado à
colóides.
Figura 5.28 - Gráfico com valores de titânio dos efluentes das colunas
Figura 5.29 - Perfil de concentração de titânio no solo após os ensaios de coluna
Apesar de ser de difícil quantificação, possivelmente uma significativa quantidade de
elementos maiores e traços estão adsorvidos nas partículas do solo. Segundo Apello & Postma (2005),
a adsorção tende a aumentar com pH mais alcalinos, predominantes em aterros de RSU em fase
matanogênica. Como descrito anteriormente, tanto o lixiviado bruto quanto o efluente das colunas
Contribuições às Ciências da Terra
109
possuem pH em torno de 8,0 (exceto nos 6 dias de fase ácida), aumentando as possíveis reações de
adsorção.
A análise global dos dados indica que os elementos químicos podem ser englobados em
grupos com mesma tendência de comportamento geoquímico nos ensaios de colunas (Anexo 1). São
eles:
Bário e Ítrio: apresentaram boa correlação entre si (r entre 0,70 e 0,97 – Anexo 4) e também
com o Ca e Sr, porém, diferentemente destes, foram muito lixiviados do solo e nem mostraram
qualquer tendência de concentração na superfície deste. Sabe-se que o Y e o Ca apresentam
afinidades geoquímicas, e o primeiro pode ocorrer substituindo o Ba em minerais como a
barita (McLemore & Barker, 1985) o que corrobora a correlação encontrada. Diferentemente
dos cátions relacionados no item anterior, estes dois mostram grande elevação nas
concentrações na fase ácida e depois uma redução gradual (lixiviado velho) ou rápida
(lixiviado novo), até se estabilizar em concentrações um pouco superiores (Y) ou um pouco
inferiores (Ba) que os respectivos valores de entrada. Uma possível explicação para este
comportamento é a possível precipitação de barita durante a fase ácida, devido ao excesso de
Ba e de sulfato nesta fase. Finda a fase ácida, a barita tende a se solubilizar com a elevação do
Eh, e o Ba precipitado e o do solo começa a se solubilizar, o que explica a redução progressiva
de Ba (e de Y) e sua lixiviação no solo.
Alumínio, Níquel, Chumbo e Zinco: tiveram aumentadas suas concentrações com a
diminuição do pH. Após a fase ácida, seus valores decresceram e chegaram a uma
estabilização próxima da do lixiviado bruto, no caso do Al e Ni, e ligeiramente inferior a do
lixiviado bruto, no caso do Zn, sugerindo algum tipo de retenção. Só não é possível confirmar
a concentração de Pb no lixiviado (no qual ocorre com teores próximos aos de LQ), mas com
seu comportamento geoquímico é parecido aos demais, pode-se supor que isto esteja
ocorrendo. O Zn e talvez o Al foram enriquecidos no solo, enquanto que os outros foram
lixiviados. Como a fração retida no filtro é rica em Al e Zn, é possível que os mesmos tenham
sido incorporados à fração coloidal, enquanto que os outros metais foram lixiviados.
Cálcio, Estrôncio, Manganês, Fosfato e Sulfeto se acumularam no solo, especialmente nos
primeiros centímetros iniciais. O três cátions mostram concentrações altas com pH baixo, que
se reduziram rapidamente e que, no caso do Ca e Sr, voltaram a subir, com oscilações, mas se
mantendo com valores sempre inferiores que do lixiviado bruto. A correlação destes
elementos foi boa (r entre 0,80 e 0,93 – Anexo 4). O Mn não apresentou qualquer aumento
posterior, sempre com concentrações muito menores que de entrada. Estes dados e a
modelagem geoquímica sugerem que estes cátions foram certamente retidos, especialmente na
superfície do solo, precipitados na forma de sulfetos, carbonatos e fosfatos.
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
110
Cobalto, Magnésio, Potássio e Sódio: estes elementos não foram sensíveis a variações de pH,
com concentrações menores no início devido à diluição na água intersticial do solo; as
concentrações aumentaram gradativamente, momento em que devem ter se acumulado no
solo, estabilizando-se nos valores de concentração do lixiviado bruto. Só não é possível
confirmar a concentração de Co no solo (no qual ocorre com teores próximos aos de LQ), mas
como seu comportamento geoquímico é parecido aos demais, pode-se supor que isto esteja
ocorrendo. A correlação entre o Na, o Mg e K é também razoável (r de aproximadamente 0,65
– Anexo 4), corroborando também esta hipótese.
Cromo, Ferro e Titânio: Apresentam elevada correlação positiva entre si e também com o Mn
(Anexo 4). Diferentemente do Mn, não sofrem influência na faixa de pH encontrada e as
concentrações no efluente, inicialmente muito baixas, crescem progressivamente até o final do
ensaio, tendendo a se estabilizar no final do ensaio no mesmo patamar que a concentração do
lixiviado bruto, no caso do Cr, e a valores bem inferiores no caso do Ti e, especialmente, do
Fe. Como o Fe e o Cr foram nitidamente lixiviados do solo, possivelmente os mesmos estão se
concentrando na forma coloidal (Tabela 5.7). Ou seja, passados 100 dias de ensaio, o que
equivaleria a 40 anos na escala de campo, estes elementos estariam sendo ainda mantidos fora
da fase dissolvida. Destes elementos, o Cr é que oferece mais riscos na área da CTRS – BR
040, mas os teores encontrados na água subterrânea só superam os limites estabelecidos pela
legislação quando esse faz análise sem filtração (Cr total), como atesta o estudo da CTQ
(2008).
Contribuições às Ciências da Terra
111
CAPÍTULO 6
CONCLUSÕES E SUGESTÕES
Este trabalho trouxe uma série de dados e conclusões a respeito de contaminação de solos e
águas subterrâneas em áreas de disposição de resíduos sólidos urbanos (RSU), além de informações
importantes específicas do aterro da CTRS- BR 040. Estudos detalhados sobre contaminação em
aterros sanitários ainda são muito recentes e incipientes, até porque este ambiente geoquimicamente
complexo dificulta tais tipos de trabalho. As constantes mudanças que os aterros de RSU sofrem ao
longo de seu período de operação complicam ainda mais este tipo de estudo e tornam seu
monitoramento difícil e demorado.
Apesar das dificuldades de montagem e de reprodução das condições de campo, houve uma
boa repetibilidade dos ensaios de coluna, pois a condutividade hidráulica do solo e o comportamento
dos elementos no lixiviado efluente não variaram muito de um experimento para o outro, mostrando
ser um método eficiente para estudos em aterros, onde muitas vezes o estudo in situ é difícil. A
percolação do lixiviado pelas colunas foi acelerada, sendo a velocidade do ensaio aproximadamente
150 vezes maior que a estimada de campo. Isto pode ter prejudicado as interações lixiviado/solo no
interior das colunas, entretanto, sem o aumento da velocidade de percolação não seria possível a coleta
diária de lixiviado efluente e, consequentemente, a realização das medidas.
Em geral, pode-se dizer que a concentração de elementos-traço, tanto no lixiviado bruto,
quanto no efluente é baixa. Em relação à concentração de elementos maiores e traços no efluente das
colunas, os elementos As, Be, Cd, Li, Pb e V ficaram abaixo do limite de quantificação do método em
algumas colunas. Em relação aos valores orientadores da Portaria n° 2914 do Ministério da Saúde e da
COPAM (Valores de Investigação) para as águas subterrâneas, os elementos Al, As, Ba, Co, Cr, Mn,
Ni, Na, Pb e Zn ficaram acima das mesmas em algumas colunas, principalmente quando o pH do
lixiviado estava ácido. Elementos-traço importantes, tais como Pb, As e Cd não foram detectados
devido a baixa sensibilidade (limite de detecção) do método utilizado. Isto pode ser um problema,
principalmente em relação ao Pb e As, pois o limite de detecção é maior do que o limite de
investigação da COPAM para águas subterrâneas.
Ao final do ensaio, constatou-se que vários elementos foram retidos no solo, tais como: Ca,
Co, S, Sr, P, Mg, Mn, K, Na, Ti e Zn. Outros, por outro lado foram lixiviados, como Ba, Cu, Cr, Y e
V. Em geral, pode-se afirmar que está ocorrendo retenção de íons pelo solo, evidenciado pelos gráfico
de sólidos totais dissolvidos (Figura 5.7) e, principalmente, pelo de condutividade elétrica (Figura
5.6). O Na, K e o bicarbonato, que reconhecidamente apresentam caráter conservativo e não são
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
112
retidos, constituem parte expressiva da carga sólida do lixiviado analisado. Portanto, a redução
verificada da condutividade do lixiviado efluente em relação ao lixiviado bruto (Figura 5.6) confirma
que outros íons menores estão sendo retidos mesmo depois de 40 anos de fluxo (100 dias de ensaio).
Como no campo, a carga hidráulica exercida pelos líquidos lixiviados é menor e a espessura de
saprolito é muito maior que nos ensaios, o poder de retenção pode ser ainda maior nas condições reais.
A modelagem realizada utilizando o programa PHREEQC trouxe informações das possíveis
reações de precipitação/dissolução no interior das colunas e muitos dos elementos provavelmente
estão precipitados na forma de óxidos/hidróxidos, sulfetos, sulfatos, carbonatos e fosfatos. A
diminuição inicial do pH (fase ácida dos ensaios de coluna) favoreceu a dissolução dos minerais, com
exceção da barita (BaSO4) e o potencial redox (Eh) mais negativo favoreceu a precipitação de sulfetos.
Como neste aterro o lixiviado se encontra na fase metanogênica (pH alcalino e Eh negativo), a
tendência é que haja uma grande quantidade de sulfetos precipitados, além das outras fases já citadas.
Além da precipitação, possivelmente uma significativa quantidade de elementos maiores e traços estão
adsorvidos nas partículas do solo, favorecido pelos valores alcalinos de pH, apesar de sua difícil
quantificação, pois não foi possível fazer as isotermas de sorção. O lixiviado é uma solução muito
complexa, com inúmeros elementos químicos, além de uma grande quantidade de matéria orgânica,
que dificulta o estabelecimento de isotermas, devido à interferência desses íons uns nos outros.
De acordo com os dados de concentração de elementos maiores e traços no lixiviado efluente
e no solo após os ensaios e também pelo cálculo do índice de saturação pelo PHREEQC, pode-se
afirmar que o solo tem certa capacidade de atenuação da contaminação, pois vários elementos foram
retidos . Entretanto, a capacidade de retenção do saprolito é limitada, ocorrendo assim a lixiviação de
alguns elementos em momentos diferentes nos ensaios de coluna, tais como Cr, S, Cu, Co, K, Na, Ni e
V, e consequentemente a lixiviação para as águas subterrâneas e sua possível contaminação. Isto é um
problema, pois a produção de lixiviado em aterros de RSU persiste por muitos anos, em grande
volume.
Os ensaios de coluna mostraram-se ser uma boa ferramenta para quantificar a capacidade de
atenuação natural do solo frente aos elementos químicos em lixiviados de aterros sanitários. Além
disso, estes ensaios trazem uma grande quantidade de dados passíveis de serem utilizados em
modelagem hidrogeoquímica, que possibilita compreender os processos nas plumas provenientes de
aterros de RSU. O programa PHREEQC 2.18 mostrou ser uma ferramenta eficiente, que auxiliou na
interpretação dos resultados obtidos nos ensaios de coluna e enriqueceu os resultados obtidos neste
trabalho.
Frente a todos os resultados obtidos, e com base em estudos anteriores realizados no aterro
sanitário da CTRS – BR040 (Sousa, 1998; Tecisan, 2005; CTQ, 2008), verifica-se que processos de
atenuação natural ocorrem neste aterro, pois mesmo na pior situação encontrada (resíduo disposto
Contribuições às Ciências da Terra
113
sobre saprolito), elementos maiores e traços têm sido parcialmente retidos (CTQ, 2008). Destaca-se
ainda que o aterro possui uma boa quantidade de poços de monitoramento, fato que facilita o
acompanhamento dos processos e do grau de da atenuação.
Dentre algumas sugestões para trabalhos futuros, podem-se destacar algumas:
Melhorar a vedação da coluna experimental: a característica do lixiviado bruto coletado foi
modificada com o tempo devido à vedação ineficaz da coluna, permitindo a entrada de ar.
Acredita-se que uma melhor vedação traga melhores resultados, principalmente no que diz
respeito ao lixiviado efluente.
Coleta de amostras de lixiviado efluente em diferentes profundidades: A coleta de efluente nas
colunas somente foi realizada no final, depois que o lixiviado bruto percolou por toda a coluna
de solo. Seria interessante criar um mecanismo para a sua coleta ao longo de toda a coluna de
solo, para analisar a variação temporal de concentração com a profundidade. Além disso, as
maiores concentrações de certos elementos no topo ou na base da coluna de solo seriam mais
bem explicadas e a modelagem realizada pelo PHREEQC teria uma base de dados mais
consistente, podendo-se saber quais são as possíveis reações ocorridas ao longo de toda a
coluna de solo.
Maior quantidade de análises de parâmetros físico-químicos e elementos maiores e traços no
lixiviado bruto durante os ensaios de coluna para evidenciar o seu comportamento e
modificações causadas com o tempo.
Análise de partículas filtradas do lixiviado efluente: Durante o trabalho, fez-se somente a
análise de partículas retidas no filtro do lixiviado bruto. A análise do lixiviado efluente
também seria interessante para a qualificação e quantificação dos elementos maiores e traços
associados a colóides.
Utilização de Espectrometria de Massa com Plasma Acoplado Indutivamente (ICP-MS) para a
análise de concentração de elementos-traço no lixiviado efluente: A utilização de
Espectrometria de Emissão Atômica por Plasma Acoplado Indutivamente (ICP-OES) não foi
suficiente para detectar alguns elementos-traço, em especial o chumbo, cádmio e arsênio, com
limites de detecção elevados.
Caracterização detalhada das condições do solo antes e depois dos ensaios, com emprego de
microscopia eletrônica com EDS.
Ferreira, Q.C.G. 2012. Estudo da mobilidade química de elementos maiores e traços em saprolito de gnaisse...
114
Contribuições às Ciências da Terra
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Referências Bibliográficas
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de ensaio. NRB 7181. São Paulo.
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4,8 mm – Determinação da massa específica dos sólidos. NBR 6508. São Paulo.
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ABNT - ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS. 1987. Determinação de massa específica
aparente in situ com o emprego do cilindro de gravação. NBR 9813. São Paulo.
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Anexos
1. Gráficos de concentração dos elementos maiores e traços dos Ensaios de Coluna – Lixiviado Novo e Velho
1.1 – Cloreto
Gráfico 1: Concentração de cloreto nas quatro colunas experimentais
1.2 - Cobalto
Gráfico 2 e 3: Concentração de cobalto nas colunas experimentais
1.3 – Potássio
Gráfico 4 e 5: Concentração de potássio nas colunas experimentais
1.4 - Magnésio
Gráfico 6 e 7: Concentração de magnésio nas colunas experimentais
1.5 - Sódio
Gráfico 8 e 9: Concentração de sódio nas colunas experimentais
1.6 – Níquel
Gráfico 10 e 11: Concentração de níquel nas colunas experimentais
1.7 - Vanádio
Gráfico 12 e 13: Concentração de vanádio nas colunas experimentais
1.8 - Ítrio
Gráfico 14 e 15: Concentração de ítrio nas colunas experimentais
1.9 - Zinco
Gráfico 16 e 17: Concentração de zinco nas colunas experimentais.
2. Gráficos de concentração dos elementos maiores e traços do solo após os Ensaios de Coluna
2.1 – Potássio
Gráfico 18 e 19: Valores de potássio do solo após os Ensaios de Coluna
3. Tabela com dados de concentração dos elementos maiores e traços – Ensaios de Coluna
3.1 - Lixiviado Novo – Ensaio de Coluna Nº 1
Tabela 1: Dados de elementos maiores e traços do ensaio de coluna 1(Lixiviado efluente novo)
Nº
Poros
Al As Ba Be Ca Cd Co Cr Cu Fe K Li Mg Mn Mo Na Ni P Pb S Sr Ti V Y Zn
mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l
0,65 0,318 < LQ 0,82 < LQ 5,47 < LQ < LQ < LQ < LQ 0,017 6,0 < LQ 0,4 0,046 < LQ 40,1 < LQ < LQ < LQ 0,4 0,05 < LQ < LQ 0,032 0,035
1,20 16,360 0,08 11,19 < LQ 38,51 < LQ 0,010 < LQ < LQ 0,029 19,3 < LQ 11,8 0,273 < LQ 234,3 < LQ < LQ 0,10 1,7 0,43 < LQ < LQ 0,945 0,051
1,82 0,900 < LQ 0,95 < LQ 74,60 < LQ 0,010 < LQ 0,015 0,009 145,7 < LQ 48,9 0,401 < LQ 720,0 < LQ < LQ < LQ 18,5 0,89 < LQ < LQ 0,380 0,072
2,55 0,440 < LQ 0,36 < LQ 26,58 < LQ < LQ 0,006 0,016 0,030 399,5 < LQ 55,1 0,044 0,056 720,0 < LQ < LQ < LQ 27,7 0,53 < LQ < LQ 0,165 0,012
3,26 < LQ < LQ 1,13 < LQ 32,93 < LQ 0,013 0,015 0,029 0,041 586,0 < LQ 67,2 0,009 < LQ 688,0 < LQ < LQ < LQ 18,2 1,13 < LQ < LQ 0,080 0,010
4,31 < LQ < LQ 1,06 < LQ 48,16 < LQ 0,022 0,021 0,042 0,050 685,0 < LQ 77,0 0,007 < LQ 734,0 < LQ < LQ < LQ 14,9 1,76 < LQ < LQ 0,070 0,009
5,51 < LQ < LQ 0,96 < LQ 49,08 < LQ 0,033 0,031 0,041 0,100 649,0 < LQ 75,0 0,006 < LQ 748,0 0,068 < LQ < LQ 14,4 1,81 < LQ < LQ 0,066 0,080
6,57 < LQ < LQ 0,95 < LQ 50,90 < LQ 0,046 0,031 0,032 0,070 696,0 < LQ 75,1 0,005 < LQ 680,0 0,128 < LQ < LQ 12,7 1,92 0,007 < LQ 0,061 0,028
7,85 < LQ < LQ 0,87 < LQ 51,20 < LQ 0,052 0,032 0,029 0,069 710,0 < LQ 77,3 0,006 0,054 770,0 0,152 < LQ < LQ 13,5 1,93 < LQ < LQ 0,059 0,023
9,25 < LQ < LQ 0,73 < LQ 47,01 < LQ 0,070 0,041 0,022 0,087 684,0 < LQ 72,7 0,005 < LQ 767,0 0,181 < LQ < LQ 14,2 1,76 0,009 < LQ 0,059 0,030
10,58 < LQ < LQ 0,56 < LQ 43,34 < LQ 0,059 0,037 0,013 0,069 643,0 < LQ 69,4 0,005 < LQ 593,0 0,151 < LQ < LQ 12,3 1,66 < LQ < LQ 0,052 0,022
11,85 < LQ < LQ 0,50 < LQ 49,72 < LQ 0,058 0,043 0,011 0,072 693,0 < LQ 76,8 0,005 < LQ 682,0 0,156 < LQ < LQ 13,9 1,85 0,007 < LQ 0,054 0,024
13,05 < LQ < LQ 0,45 < LQ 54,70 < LQ 0,057 0,045 0,010 0,071 708,0 < LQ 81,1 0,005 0,053 736,0 0,168 < LQ < LQ 14,4 2,08 0,008 < LQ 0,049 0,018
14,15 0,014 < LQ 0,45 < LQ 54,00 < LQ 0,061 0,048 0,010 0,083 732,0 < LQ 87,2 0,005 < LQ 776,0 0,162 < LQ < LQ 15,6 2,10 0,008 0,007 0,039 0,020
15,30 < LQ < LQ 0,45 < LQ 57,60 < LQ 0,059 0,049 0,008 0,093 717,0 < LQ 83,2 0,006 < LQ 752,0 0,154 < LQ < LQ 14,6 2,19 0,010 0,007 0,042 0,023
16,37 < LQ < LQ 0,43 < LQ 56,80 < LQ 0,059 0,050 0,006 0,102 733,0 < LQ 85,8 0,006 0,044 776,0 0,146 < LQ < LQ 15,2 2,20 0,011 0,010 0,041 0,014
17,31 < LQ < LQ 0,37 < LQ 50,20 < LQ 0,060 0,052 0,006 0,117 742,0 < LQ 83,8 0,005 <LQ 783,0 0,160 < LQ < LQ 15,2 2,11 0,011 0,011 0,032 0,023
18,41 0,008 < LQ 0,32 < LQ 48,60 < LQ 0,064 0,054 0,006 0,101 717,0 < LQ 77,4 0,005 0,062 731,0 0,155 < LQ < LQ 14,5 2,03 0,013 0,017 0,033 0,017
19,40 < LQ < LQ 0,30 < LQ 45,81 < LQ 0,061 0,053 0,006 0,094 702,0 < LQ 75,3 0,005 0,049 719,0 0,153 < LQ < LQ 12,7 1,90 0,016 0,021 0,034 0,012
Nº
Poros
Al As Ba Be Ca Cd Co Cr Cu Fe K Li Mg Mn Mo Na Ni P Pb S Sr Ti V Y Zn
mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l
20,57 0,017 < LQ 0,25 < LQ 42,07 < LQ 0,063 0,057 < LQ 0,138 665,0 < LQ 78,1 0,005 0,061 753,0 0,161 < LQ < LQ 14,6 1,62 0,016 0,037 0,024 0,015
21,46 0,018 < LQ 0,26 < LQ 42,82 < LQ 0,069 0,058 < LQ 0,178 758,0 < LQ 88,8 0,005 < LQ 755,0 0,147 < LQ < LQ 14,5 1,89 0,018 0,054 0,028 0,013
22,22 0,018 < LQ 0,22 < LQ 35,42 < LQ 0,065 0,061 < LQ 0,229 764,0 < LQ 87,4 0,005 < LQ 763,0 0,152 < LQ < LQ 14,7 1,73 0,018 0,066 0,021 0,012
22,94 0,031 < LQ 0,26 < LQ 39,80 < LQ 0,067 0,058 < LQ 0,293 762,0 < LQ 84,4 0,006 < LQ 764,0 0,148 < LQ < LQ 14,3 1,81 0,017 0,072 0,029 0,017
24,18 < LQ < LQ 0,22 < LQ 30,87 < LQ 0,066 0,058 < LQ 0,412 767,0 < LQ 87,5 0,007 0,043 759,0 0,144 < LQ < LQ 13,8 1,60 0,020 0,079 0,021 0,020
24,92 < LQ < LQ 0,25 < LQ 39,38 < LQ 0,060 0,055 < LQ 0,292 745,0 < LQ 87,1 0,007 0,058 738,0 0,141 < LQ < LQ 12,3 1,85 0,018 0,096 0,034 0,016
25,85 < LQ < LQ 0,25 < LQ 39,75 < LQ 0,066 0,060 < LQ 0,289 753,0 < LQ 85,4 0,006 < LQ 763,0 0,136 < LQ < LQ 13,0 1,79 0,021 0,132 0,034 0,012
26,70 < LQ < LQ 0,20 < LQ 34,93 < LQ 0,066 0,064 < LQ 0,336 739,0 < LQ 77,3 0,006 < LQ 734,0 0,142 0,095 < LQ 15,0 1,56 0,024 0,170 0,036 0,010
27,62 < LQ < LQ 0,19 < LQ 33,54 < LQ 0,070 0,064 < LQ 0,317 761,0 < LQ 80,7 0,006 < LQ 778,0 0,217 0,090 < LQ 13,4 1,64 0,022 0,153 0,032 0,013
28,95 < LQ < LQ 0,19 < LQ 35,78 < LQ 0,066 0,061 < LQ 0,371 770,0 < LQ 88,7 0,006 < LQ 753,0 0,130 < LQ < LQ 14,8 1,75 0,022 0,153 0,035 0,009
29,77 < LQ < LQ 0,18 < LQ 35,67 < LQ 0,061 0,058 < LQ 0,363 759,0 < LQ 91,6 0,006 < LQ 779,0 0,139 < LQ < LQ 13,4 1,75 0,020 0,136 0,031 0,010
30,60 < LQ < LQ 0,19 < LQ 38,80 < LQ 0,062 0,058 < LQ 0,404 764,0 < LQ 92,8 0,007 < LQ 773,0 0,140 < LQ < LQ 14,0 1,81 0,025 0,133 0,032 0,006
31,41 < LQ < LQ 0,18 < LQ 40,67 < LQ 0,064 0,063 < LQ 0,479 733,0 < LQ 92,3 0,007 < LQ 796,0 0,149 0,091 < LQ 14,0 1,81 0,027 0,136 0,033 0,005
32,10 < LQ < LQ 0,18 < LQ 38,60 < LQ 0,059 0,059 0,009 0,456 734,0 < LQ 88,1 0,007 < LQ 764,0 0,143 < LQ < LQ 14,2 1,76 0,024 0,125 0,030 0,026
32,75 < LQ < LQ 0,19 < LQ 40,07 < LQ 0,059 0,059 < LQ 0,479 741,0 < LQ 89,2 0,007 < LQ 762,0 0,150 < LQ < LQ 14,2 1,92 0,024 0,126 0,031 0,009
33,94 < LQ < LQ 0,19 < LQ 42,59 < LQ 0,063 0,062 < LQ 0,558 797,0 < LQ 92,8 0,007 < LQ 811,0 0,157 0,157 < LQ 14,9 2,02 0,030 0,127 0,032 0,010
34,69 < LQ < LQ 0,18 < LQ 41,42 < LQ 0,060 0,064 < LQ 0,616 770,0 < LQ 90,2 0,007 < LQ 807,0 0,156 0,172 < LQ 14,2 2,03 0,030 0,125 0,032 0,010
35,40 < LQ < LQ 0,17 < LQ 37,65 < LQ 0,055 0,061 < LQ 0,622 704,0 < LQ 78,8 0,007 < LQ 693,0 0,132 0,176 < LQ 13,0 1,83 0,029 0,112 0,029 0,013
36,16 < LQ < LQ 0,17 < LQ 39,88 < LQ 0,059 0,064 < LQ 0,684 736,0 < LQ 87,2 0,008 < LQ 768,0 0,151 0,167 < LQ 13,9 1,93 0,031 0,119 0,031 0,011
36,77 < LQ < LQ 0,17 < LQ 39,91 < LQ 0,064 0,065 < LQ 0,728 757,0 < LQ 86,6 0,007 < LQ 788,0 0,148 0,152 < LQ 14,1 1,94 0,031 0,119 0,031 0,008
37,39 < LQ < LQ 0,16 < LQ 39,35 < LQ 0,056 0,062 < LQ 0,732 750,0 < LQ 88,2 0,007 < LQ 775,0 0,153 0,199 < LQ 13,4 1,86 0,034 0,119 0,030 0,008
38,44 < LQ < LQ 0,19 < LQ 40,56 < LQ 0,060 0,063 <LQ 0,748 761,0 < LQ 87,7 0,008 < LQ 781,0 0,148 0,271 < LQ 13,3 1,96 0,031 0,118 0,029 0,016
39,07 < LQ < LQ 0,15 < LQ 37,98 < LQ 0,057 0,061 <LQ 0,757 718,0 < LQ 85,1 0,007 < LQ 746,0 0,153 0,187 < LQ 12,8 1,85 0,031 0,110 0,029 0,010
40,01 < LQ < LQ 0,15 < LQ 37,11 < LQ 0,061 0,065 0,005 0,818 693,0 < LQ 81,1 0,007 < LQ 723,0 0,151 0,296 < LQ 13,7 1,74 0,037 0,110 0,027 0,030
40,52 < LQ < LQ 0,15 < LQ 39,20 < LQ 0,060 0,068 <LQ 0,889 764,0 < LQ 86,0 0,008 < LQ 787,0 0,151 0,339 < LQ 14,9 1,89 0,038 0,110 0,030 0,018
41,02 < LQ < LQ 0,15 < LQ 38,53 < LQ 0,062 0,067 0,006 0,890 747,0 < LQ 84,6 0,008 0,041 756,0 0,157 0,307 < LQ 15,1 1,80 0,038 0,115 0,029 0,029
41,75 < LQ < LQ 0,15 < LQ 37,50 < LQ 0,060 0,065 <LQ 0,896 748,0 < LQ 83,9 0,008 < LQ 750,0 0,148 0,360 < LQ 14,1 1,78 0,039 0,111 0,027 0,018
Nº
Poros
Al As Ba Be Ca Cd Co Cr Cu Fe K Li Mg Mn Mo Na Ni P Pb S Sr Ti V Y Zn
mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l
42,22 < LQ < LQ 0,16 < LQ 38,31 < LQ 0,059 0,057 0,006 0,897 762,0 < LQ 85,5 0,009 < LQ 771,0 0,137 0,259 < LQ 13,2 1,86 0,019 0,112 0,030 0,058
42,61 < LQ < LQ 0,15 < LQ 37,21 < LQ 0,061 0,064 0,006 0,922 755,0 < LQ 84,6 0,008 < LQ 758,0 0,147 0,217 < LQ 13,1 1,81 0,037 0,110 0,029 0,037
42,94 < LQ < LQ 0,15 < LQ 38,03 < LQ 0,065 0,067 0,006 0,954 779,0 < LQ 88,3 0,008 < LQ 805,0 0,157 0,234 < LQ 14,1 1,83 0,038 0,111 0,028 0,018
43,26 < LQ < LQ 0,14 < LQ 37,11 < LQ 0,063 0,070 0,006 0,971 765,0 < LQ 91,3 0,008 < LQ 790,0 0,155 0,246 < LQ 13,4 1,77 0,039 0,109 0,027 0,034
43,64 < LQ < LQ 0,13 < LQ 36,16 < LQ 0,065 0,069 0,008 0,982 780,0 < LQ 89,9 0,008 < LQ 805,0 0,145 0,248 < LQ 13,9 1,84 0,041 0,110 0,028 0,050
44,07 < LQ < LQ 0,13 < LQ 34,73 < LQ 0,060 0,064 0,006 0,968 656,0 < LQ 79,7 0,008 < LQ 763,0 0,144 0,238 < LQ 12,9 1,66 0,039 0,106 0,027 0,023
44,32 < LQ < LQ 0,14 < LQ 36,10 < LQ 0,061 0,061 0,005 0,962 729,0 < LQ 87,6 0,008 < LQ 771,0 0,145 0,194 < LQ 12,4 1,78 0,039 0,104 0,027 0,021
44,55 < LQ < LQ 0,13 < LQ 36,69 < LQ 0,063 0,067 <LQ 0,993 764,0 < LQ 93,6 0,008 < LQ 801,0 0,152 0,185 < LQ 13,7 1,70 0,039 0,107 0,026 0,033
44,84 < LQ < LQ 0,13 < LQ 36,37 < LQ 0,063 0,066 0,005 1,038 775,0 0,00 93,2 0,008 < LQ 793,0 0,156 0,262 < LQ 14,0 1,75 0,044 0,107 0,026 0,028
45,07 < LQ < LQ 0,14 < LQ 37,58 < LQ 0,066 0,066 0,008 1,055 784,0 <LQ 92,5 0,009 < LQ 797,0 0,148 0,315 < LQ 14,2 1,79 0,044 0,108 0,027 0,031
45,89 < LQ < LQ 0,14 < LQ 37,26 < LQ 0,061 0,069 0,005 1,049 780,0 0,01 89,4 0,009 < LQ 799,0 0,168 0,286 < LQ 14,9 1,73 0,045 0,114 0,027 0,026
46,08 < LQ < LQ 0,14 < LQ 35,14 < LQ 0,062 0,070 0,006 1,072 792,0 0,01 80,4 0,008 < LQ 717,0 0,148 0,194 < LQ 14,8 1,68 0,048 0,111 0,028 0,035
46,28 < LQ < LQ 0,12 < LQ 31,21 < LQ 0,060 0,065 < LQ 1,010 699,0 0,00 80,2 0,009 < LQ 726,0 0,143 0,195 < LQ 13,4 1,53 0,045 0,102 0,023 0,036
46,53 < LQ < LQ 0,11 < LQ 28,56 < LQ 0,059 0,063 < LQ 0,955 655,0 <LQ 74,2 0,008 < LQ 663,0 0,133 0,159 < LQ 12,5 1,32 0,042 0,098 0,022 0,027
46,73 < LQ < LQ 0,14 < LQ 34,01 < LQ 0,064 0,071 < LQ 1,110 798,0 0,01 87,0 0,009 < LQ 805,0 0,154 0,179 < LQ 13,9 1,67 0,048 0,111 0,026 0,027
47,17 < LQ < LQ 0,14 < LQ 34,31 < LQ 0,061 0,070 < LQ 1,077 762,0 0,01 86,3 0,009 < LQ 802,0 0,156 0,269 < LQ 13,2 1,68 0,049 0,108 0,025 0,023
47,57 < LQ < LQ 0,15 < LQ 35,50 < LQ 0,058 0,071 < LQ 1,138 783,0 0,01 86,9 0,009 0,042 801,0 0,161 0,223 < LQ 13,3 1,70 0,047 0,113 0,029 0,028
47,90 < LQ < LQ 0,13 < LQ 33,21 < LQ 0,065 0,072 < LQ 1,077 756,0 0,01 84,5 0,009 < LQ 776,0 0,158 0,294 < LQ 12,2 1,68 0,051 0,112 0,025 0,033
48,11 < LQ < LQ 0,14 < LQ 33,95 < LQ 0,065 0,069 0,007 1,029 747,0 0,01 83,4 0,009 < LQ 814,0 0,164 0,355 < LQ 15,0 1,58 0,058 0,112 0,023 0,042
48,46 < LQ < LQ 0,14 < LQ 32,63 < LQ 0,068 0,071 <LQ 1,085 750,0 0,01 81,2 0,009 < LQ 810,0 0,160 0,424 < LQ 15,4 1,53 0,055 0,105 0,025 0,027
48,77 < LQ < LQ 0,13 < LQ 31,11 < LQ 0,066 0,068 0,007 1,100 716,0 0,01 78,6 0,009 < LQ 770,0 0,149 0,407 < LQ 14,5 1,44 0,053 0,102 0,025 0,027
49,08 < LQ < LQ 0,12 < LQ 28,42 < LQ 0,061 0,067 <LQ 1,095 730,0 0,01 79,9 0,008 <LQ 754,0 0,141 0,458 < LQ 14,3 1,45 0,048 0,101 0,025 0,024
3.2 - Lixiviado Novo – Ensaio de Coluna Nº 2
Tabela 2: Dados de elementos maiores e traços do ensaio de coluna 2 (Lixiviado efluente novo)
N°
Poros
Al As Ba Be Ca Cd Co Cr Cu Fe K Li Mg Mn Mo Na Ni P Pb S Sr Ti V Y Zn
mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l
0,22 0,318 < LQ 0,82 < LQ 5,47 < LQ < LQ < LQ < LQ 0,017 6,0 < LQ 0,4 0,046 < LQ 40,1 < LQ < LQ < LQ 0,4 0,05 < LQ < LQ 0,032 0,035
0,48 16,360 0,08 11,19 < LQ 38,51 < LQ 0,010 < LQ < LQ 0,029 19,3 < LQ 11,8 0,273 < LQ 234,3 < LQ < LQ 0,104 1,7 0,43 < LQ < LQ 0,945 0,051
0,58 4,971 < LQ 4,47 < LQ 15,57 < LQ < LQ < LQ 0,013 0,009 141,1 < LQ 4,2 0,107 < LQ 108,1 < LQ < LQ < LQ 0,8 0,16 < LQ < LQ 0,324 0,039
0,70 3,195 < LQ 7,29 < LQ 24,98 < LQ < LQ < LQ 0,020 0,052 26,3 < LQ 5,9 0,185 < LQ 340,3 < LQ < LQ < LQ 2,1 0,28 < LQ < LQ 0,292 0,043
0,83 57,000 0,24 38,04 0,00 130,50 < LQ 0,021 < LQ 0,010 0,039 50,2 < LQ 37,5 0,845 < LQ 627,0 0,063 < LQ 0,387 5,4 1,51 < LQ < LQ 3,411 0,092
0,99 127,500 0,52 62,80 0,00 173,60 < LQ 0,025 < LQ 0,013 0,028 72,1 < LQ 47,6 0,771 < LQ 738,0 0,136 < LQ 0,617 5,6 1,83 < LQ < LQ 7,960 0,141
1,17 138,800 0,64 1,61 0,00 55,50 < LQ 0,009 < LQ 0,026 0,027 100,4 < LQ 42,6 0,187 < LQ 798,0 0,155 < LQ < LQ 21,3 0,41 < LQ < LQ 7,970 0,113
1,41 < LQ < LQ 0,17 < LQ 18,27 < LQ < LQ 0,008 0,014 < LQ 248,4 < LQ 65,3 0,016 0,042 732,0 < LQ < LQ < LQ 60,6 0,24 < LQ < LQ 0,105 0,007
1,68 < LQ < LQ 0,30 < LQ 17,28 < LQ < LQ 0,009 0,027 0,008 407,1 < LQ 64,9 0,008 < LQ 722,0 < LQ < LQ < LQ 54,2 0,29 < LQ < LQ 0,086 0,021
1,95 < LQ < LQ 0,80 < LQ 17,45 < LQ < LQ 0,009 0,063 0,008 531,0 0,01 64,9 0,008 0,047 768,0 < LQ < LQ < LQ 27,6 0,34 < LQ < LQ 0,076 0,015
2,16 < LQ < LQ 0,73 < LQ 17,90 < LQ < LQ 0,010 0,035 0,015 545,0 0,01 60,3 0,008 < LQ 633,0 < LQ < LQ < LQ 14,9 0,43 < LQ < LQ 0,073 0,013
2,40 < LQ < LQ 0,69 < LQ 20,66 < LQ < LQ 0,011 0,060 0,010 542,0 < LQ 58,8 0,007 0,052 737,0 < LQ < LQ < LQ 13,1 0,55 < LQ < LQ 0,065 0,013
2,68 < LQ < LQ 0,76 < LQ 25,56 < LQ 0,008 0,009 0,061 0,014 618,0 < LQ 67,1 0,007 < LQ 722,0 < LQ < LQ < LQ 12,8 0,75 < LQ < LQ 0,066 0,013
2,93 < LQ < LQ 0,82 < LQ 34,38 < LQ 0,016 0,015 0,063 0,023 694,0 < LQ 74,7 0,006 0,051 748,0 < LQ < LQ < LQ 12,8 1,09 < LQ < LQ 0,070 0,015
3,44 < LQ < LQ 0,76 < LQ 36,60 < LQ < LQ 0,015 0,051 0,022 696,0 < LQ 72,5 0,006 < LQ 576,0 < LQ < LQ < LQ 12,3 1,34 < LQ < LQ 0,065 0,029
3,70 < LQ < LQ 0,87 < LQ 43,67 < LQ 0,011 0,018 0,051 0,023 700,0 < LQ 78,6 0,006 < LQ 766,0 < LQ < LQ < LQ 12,6 1,51 < LQ < LQ 0,061 0,017
3,96 < LQ < LQ 0,91 < LQ 48,10 < LQ 0,014 0,018 0,048 0,025 716,0 < LQ 80,6 0,005 < LQ 771,0 < LQ < LQ < LQ 12,9 1,70 0,006 < LQ 0,060 0,017
4,24 < LQ < LQ 0,89 < LQ 49,42 < LQ 0,019 0,017 0,043 0,028 698,0 < LQ 75,1 0,005 0,053 700,0 < LQ < LQ < LQ 12,2 1,79 0,010 < LQ 0,057 0,019
4,52 < LQ < LQ 0,88 < LQ 52,90 < LQ 0,026 0,020 0,036 0,039 714,0 < LQ 80,7 0,005 < LQ 772,0 < LQ < LQ < LQ 13,0 2,01 0,014 < LQ 0,056 0,024
5,22 < LQ < LQ 0,90 < LQ 54,80 < LQ 0,036 0,024 0,036 0,056 733,0 < LQ 80,3 0,005 < LQ 758,0 < LQ < LQ < LQ 13,1 2,02 0,013 < LQ 0,052 0,027
5,48 < LQ < LQ 0,90 < LQ 51,70 < LQ 0,042 0,026 0,035 0,070 704,0 < LQ 77,5 0,005 0,063 724,0 < LQ < LQ < LQ 13,3 1,93 0,012 < LQ 0,055 0,018
5,72 < LQ < LQ 0,89 < LQ 52,20 < LQ 0,045 0,026 0,033 0,082 742,0 < LQ 78,6 0,005 < LQ 733,0 < LQ < LQ < LQ 13,4 1,99 0,011 < LQ 0,053 0,015
5,95 < LQ < LQ 0,73 < LQ 41,21 < LQ 0,063 0,033 0,029 0,113 760,0 < LQ 78,2 0,005 0,042 783,0 0,086 < LQ < LQ 13,4 1,74 0,009 < LQ 0,038 0,017
N°
Poros
Al As Ba Be Ca Cd Co Cr Cu Fe K Li Mg Mn Mo Na Ni P Pb S Sr Ti V Y Zn
mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l
6,14 < LQ < LQ 0,85 < LQ 47,78 < LQ 0,066 0,030 0,014 0,168 730,0 < LQ 76,0 0,006 0,054 777,0 0,123 < LQ < LQ 13,2 1,86 < LQ < LQ 0,055 0,015
6,37 < LQ < LQ 0,84 < LQ 46,46 < LQ 0,070 0,032 0,010 0,292 720,0 < LQ 75,7 0,006 0,048 761,0 0,161 < LQ < LQ 13,4 1,74 0,006 < LQ 0,057 0,017
6,64 < LQ < LQ 0,76 < LQ 42,52 < LQ 0,075 0,035 0,007 0,404 712,0 < LQ 72,0 0,007 < LQ 738,0 0,174 < LQ < LQ 13,2 1,71 0,008 < LQ 0,057 0,016
6,91 0,254 < LQ 0,37 < LQ 24,31 < LQ 0,151 0,111 0,007 0,325 1107,0 < LQ 36,5 0,008 < LQ 1236,0 0,253 0,22 < LQ 18,7 0,68 0,034 0,131 0,113 0,018
7,19 < LQ < LQ 0,73 < LQ 41,79 < LQ 0,085 0,037 0,008 0,183 734,0 < LQ 67,8 0,007 < LQ 768,0 0,226 < LQ < LQ 12,9 1,63 0,008 < LQ 0,070 0,018
7,72 < LQ < LQ 0,66 < LQ 38,54 < LQ 0,086 0,038 0,006 0,180 722,0 < LQ 63,4 0,007 < LQ 731,0 0,232 < LQ < LQ 11,9 1,41 0,007 0,008 0,069 0,015
7,98 < LQ < LQ 0,64 < LQ 38,43 < LQ 0,093 0,039 0,007 0,182 720,0 < LQ 63,4 0,007 < LQ 811,0 0,246 < LQ < LQ 13,2 1,38 0,009 0,006 0,082 0,018
8,25 < LQ < LQ 0,57 < LQ 35,11 < LQ 0,091 0,039 0,007 0,176 717,0 < LQ 63,4 0,007 < LQ 783,0 0,242 < LQ < LQ 12,3 1,30 0,008 0,005 0,078 0,016
8,57 < LQ < LQ 0,53 < LQ 35,04 < LQ 0,080 0,039 0,007 0,185 722,0 < LQ 59,5 0,007 < LQ 787,0 0,279 < LQ < LQ 14,5 1,21 0,008 0,005 0,079 0,017
8,83 < LQ < LQ 0,51 < LQ 34,67 < LQ 0,081 0,041 0,009 0,158 724,0 < LQ 59,4 0,007 < LQ 772,0 0,264 < LQ < LQ 14,6 1,20 < LQ 0,008 0,075 0,014
9,08 < LQ < LQ 0,49 < LQ 33,95 < LQ 0,076 0,040 0,008 0,140 725,0 < LQ 61,0 0,006 < LQ 807,0 0,257 < LQ < LQ 14,5 1,17 < LQ 0,007 0,070 0,012
9,64 < LQ < LQ 0,48 < LQ 35,89 < LQ 0,073 0,042 0,010 0,152 746,0 < LQ 65,4 0,007 < LQ 790,0 0,228 < LQ < LQ 14,4 1,19 0,006 0,010 0,064 0,019
9,95 < LQ < LQ 0,48 < LQ 36,19 < LQ 0,071 0,044 0,008 0,144 754,0 < LQ 69,4 0,007 < LQ 783,0 0,213 < LQ < LQ 14,7 1,23 0,008 0,010 0,063 0,018
10,24 < LQ < LQ 0,47 < LQ 36,78 < LQ 0,066 0,043 0,007 0,140 748,0 < LQ 69,9 0,006 < LQ 791,0 0,185 < LQ < LQ 14,8 1,22 0,010 0,009 0,060 0,015
10,51 < LQ < LQ 0,47 < LQ 35,45 < LQ 0,062 0,043 0,005 0,156 704,0 < LQ 68,2 0,006 < LQ 710,0 0,188 < LQ < LQ 13,9 1,15 0,011 0,013 0,056 0,014
10,80 < LQ < LQ 0,45 < LQ 36,01 < LQ 0,066 0,043 0,007 0,161 754,0 < LQ 74,9 0,006 < LQ 789,0 0,187 < LQ < LQ 14,3 1,22 0,009 0,014 0,054 0,016
11,08 < LQ < LQ 0,42 < LQ 34,41 < LQ 0,063 0,043 0,006 0,178 752,0 < LQ 78,8 0,006 < LQ 765,0 0,181 < LQ < LQ 13,8 1,18 0,010 0,016 0,051 0,012
11,63 < LQ < LQ 0,45 < LQ 32,00 < LQ 0,062 0,044 < LQ 0,163 713,0 < LQ 76,5 0,005 < LQ 755,0 0,174 < LQ < LQ 12,6 1,19 0,007 0,020 0,044 0,010
11,92 0,011 < LQ 0,38 < LQ 32,75 < LQ 0,059 0,044 0,007 0,203 726,0 < LQ 78,6 0,006 < LQ 750,0 0,181 < LQ < LQ 12,7 1,20 0,008 0,028 0,042 0,021
12,50 0,014 < LQ 0,39 < LQ 34,59 < LQ 0,056 0,047 0,006 0,243 747,0 < LQ 83,6 0,006 < LQ 795,0 0,177 < LQ < LQ 14,2 1,23 0,010 0,030 0,046 0,016
12,79 0,014 < LQ 0,39 < LQ 34,31 < LQ 0,058 0,045 0,006 0,241 760,0 < LQ 81,4 0,006 < LQ 777,0 0,162 < LQ < LQ 14,1 1,24 0,011 0,033 0,044 0,018
13,09 < LQ < LQ 0,36 < LQ 32,56 < LQ 0,058 0,047 < LQ 0,238 717,0 < LQ 72,3 0,006 < LQ 689,0 0,155 < LQ < LQ 12,9 1,25 0,008 0,035 0,042 0,009
13,68 0,017 < LQ 0,37 < LQ 33,62 < LQ 0,067 0,047 0,005 0,269 768,0 < LQ 79,7 0,006 < LQ 782,0 0,172 < LQ < LQ 13,9 1,35 0,009 0,044 0,043 0,015
13,97 0,011 < LQ 0,34 < LQ 33,60 < LQ 0,060 0,051 < LQ 0,270 768,0 < LQ 79,4 0,006 < LQ 767,0 0,156 < LQ < LQ 14,6 1,35 0,010 0,050 0,042 0,013
14,28 0,021 < LQ 0,32 < LQ 33,70 < LQ 0,061 0,049 0,005 0,265 747,0 < LQ 82,6 0,006 < LQ 787,0 0,164 < LQ < LQ 14,7 1,37 0,010 0,052 0,040 0,013
14,57 0,038 < LQ 0,32 < LQ 33,94 < LQ 0,059 0,049 0,006 0,260 774,0 < LQ 74,9 0,006 < LQ 704,0 0,168 < LQ < LQ 14,7 1,39 0,010 0,056 0,039 0,019
14,87 0,033 < LQ 0,32 < LQ 34,36 < LQ 0,061 0,049 0,006 0,270 769,0 < LQ 83,2 0,006 < LQ 791,0 0,153 < LQ < LQ 14,6 1,38 0,009 0,057 0,040 0,020
N°
Poros
Al As Ba Be Ca Cd Co Cr Cu Fe K Li Mg Mn Mo Na Ni P Pb S Sr Ti V Y Zn
mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l
15,09 < LQ < LQ 0,30 < LQ 31,55 < LQ 0,056 0,046 0,005 0,270 636,0 < LQ 69,9 0,006 < LQ 682,0 0,157 < LQ < LQ 13,1 1,17 0,011 0,057 0,040 0,008
15,47 0,009 < LQ 0,28 < LQ 32,52 < LQ 0,055 0,047 0,005 0,264 730,0 < LQ 83,5 0,005 < LQ 780,0 0,155 < LQ < LQ 12,7 1,41 0,010 0,062 0,036 0,011
15,70 0,034 < LQ 0,28 < LQ 34,08 < LQ 0,060 0,048 < LQ 0,273 753,0 < LQ 86,9 0,006 < LQ 791,0 0,163 < LQ < LQ 14,2 1,39 0,010 0,067 0,039 0,024
15,98 0,036 < LQ 0,27 < LQ 32,70 < LQ 0,060 0,048 0,006 0,268 739,0 < LQ 82,9 0,006 < LQ 778,0 0,147 < LQ < LQ 13,5 1,47 0,009 0,071 0,038 0,018
16,25 0,069 < LQ 0,28 < LQ 34,35 < LQ 0,062 0,050 0,007 0,288 787,0 < LQ 87,1 0,006 < LQ 796,0 0,160 < LQ < LQ 14,4 1,54 0,011 0,073 0,038 0,018
16,52 < LQ < LQ 0,30 < LQ 36,12 < LQ 0,063 0,052 0,006 0,329 802,0 < LQ 87,1 0,006 < LQ 808,0 0,158 < LQ < LQ 14,4 1,54 0,012 0,077 0,041 0,012
17,13 < LQ < LQ 0,26 < LQ 33,51 < LQ 0,062 0,050 0,007 0,311 761,0 < LQ 79,6 0,006 < LQ 766,0 0,156 < LQ < LQ 13,2 1,53 0,013 0,077 0,039 0,021
17,39 0,008 < LQ 0,23 < LQ 30,46 < LQ 0,056 0,050 < LQ 0,299 703,0 < LQ 77,4 0,006 < LQ 705,0 0,136 < LQ < LQ 12,9 1,36 0,012 0,083 0,036 0,020
17,66 < LQ < LQ 0,19 < LQ 25,65 < LQ 0,048 0,044 < LQ 0,249 585,0 < LQ 63,1 0,005 < LQ 608,0 0,114 < LQ < LQ 10,2 1,17 0,010 0,069 0,029 0,012
17,94 0,055 < LQ 0,26 < LQ 34,56 < LQ 0,066 0,053 0,005 0,322 792,0 < LQ 81,4 0,006 < LQ 814,0 0,174 < LQ < LQ 14,0 1,53 0,012 0,090 0,037 0,017
18,20 0,014 < LQ 0,25 < LQ 32,14 < LQ 0,061 0,051 < LQ 0,297 708,0 < LQ 75,4 0,005 < LQ 748,0 0,164 < LQ < LQ 11,6 1,52 0,013 0,088 0,034 0,012
18,78 0,022 < LQ 0,25 < LQ 34,68 < LQ 0,063 0,054 < LQ 0,336 777,0 < LQ 82,1 0,006 < LQ 798,0 0,157 < LQ < LQ 13,2 1,63 0,013 0,094 0,038 0,015
19,33 0,021 < LQ 0,24 < LQ 34,11 < LQ 0,064 0,055 < LQ 0,332 758,0 < LQ 83,6 0,006 < LQ 823,0 0,155 < LQ < LQ 13,6 1,64 0,014 0,096 0,037 0,019
19,81 < LQ < LQ 0,23 < LQ 33,21 < LQ 0,063 0,056 0,005 0,373 766,0 < LQ 82,5 0,006 < LQ 759,0 0,155 0,10 < LQ 14,7 1,54 0,017 0,110 0,038 0,024
20,11 < LQ < LQ 0,22 < LQ 33,45 < LQ 0,064 0,058 < LQ 0,378 780,0 < LQ 83,3 0,006 < LQ 814,0 0,153 < LQ < LQ 14,3 1,62 0,015 0,109 0,036 0,009
20,61 < LQ < LQ 0,21 < LQ 32,07 < LQ 0,063 0,053 < LQ 0,365 752,0 < LQ 80,3 0,006 0,041 798,0 0,150 < LQ < LQ 13,0 1,57 0,016 0,113 0,035 0,009
21,04 < LQ < LQ 0,19 < LQ 29,47 < LQ 0,063 0,055 < LQ 0,361 672,0 < LQ 74,9 0,005 0,050 748,0 0,154 < LQ < LQ 13,3 1,42 0,015 0,115 0,034 0,010
21,46 < LQ < LQ 0,20 < LQ 31,63 < LQ 0,065 0,057 < LQ 0,376 749,0 < LQ 76,8 0,005 < LQ 699,0 0,163 < LQ < LQ 13,7 1,56 0,016 0,120 0,034 0,006
21,93 < LQ < LQ 0,20 < LQ 30,74 < LQ 0,064 0,057 < LQ 0,387 734,0 < LQ 83,6 0,006 0,042 768,0 0,170 < LQ < LQ 14,4 1,54 0,016 0,124 0,033 0,009
22,44 0,102 <LQ 0,20 <LQ 30,09 <LQ 0,064 0,056 < LQ 0,371 721,0 <LQ 75,7 0,006 < LQ 821,0 0,139 < LQ <LQ 15,1 1,44 0,016 0,118 0,032 0,007
23,02 0,092 <LQ 0,19 <LQ 27,95 <LQ 0,070 0,055 < LQ 0,379 706,0 <LQ 73,3 0,006 < LQ 801,0 0,155 < LQ <LQ 16,8 1,37 0,015 0,117 0,034 0,014
23,29 0,086 <LQ 0,18 <LQ 28,52 <LQ 0,067 0,056 < LQ 0,401 695,0 <LQ 74,2 0,006 < LQ 818,0 0,160 0,20 <LQ 23,5 1,35 0,015 0,118 0,033 0,008
3.3 - Lixiviado Velho – Ensaio de Coluna Nº 3
Tabela 3: Dados de elementos maiores e traços do ensaio de coluna 3 (Lixiviado efluente velho)
Nº
Poros
Al As Ba Be Ca Cd Co Cr Cu Fe K Li Mg Mn Mo Na Ni P Pb S Sr Ti V Y Zn
mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l
0,48 0,011 < LQ 0,07 < LQ 1,19 < LQ <LQ <LQ <LQ 0,008 4 < LQ < LQ 0,009 < LQ 5 < LQ < LQ < LQ < LQ 0,003 < LQ < LQ < LQ 0,007
0,78 9,720 < LQ 6,75 < LQ 33,11 < LQ <LQ <LQ 0,026 0,009 18 < LQ 7,86 0,259 < LQ 254 < LQ < LQ 0,139 2,19 0,353 < LQ < LQ 0,622 0,047
1,27 0,502 < LQ 0,37 < LQ 64,60 < LQ 0,015 0,009 0,030 0,008 382 < LQ 35,81 0,312 0,047 1203 < LQ < LQ < LQ 38,46 0,715 < LQ < LQ 0,060 0,009
1,75 < LQ < LQ 0,58 < LQ 6,37 < LQ 0,040 0,024 0,062 0,030 751 < LQ 22,26 0,011 0,054 1200 < LQ < LQ < LQ 38,89 0,069 < LQ 0,007 0,140 0,019
2,18 0,056 < LQ 0,46 < LQ 5,07 < LQ 0,075 0,030 0,076 0,073 937 < LQ 26,24 0,008 < LQ 1135 < LQ < LQ < LQ 18,96 0,057 < LQ 0,008 0,128 0,020
2,72 0,039 < LQ 0,45 < LQ 6,31 < LQ 0,107 0,040 0,089 0,068 911 < LQ 31,81 0,006 0,056 1203 0,102 < LQ < LQ 15,88 0,092 < LQ 0,006 0,140 0,032
3,12 0,057 < LQ 0,52 < LQ 10,70 < LQ 0,120 0,049 0,078 0,069 1037 < LQ 40,03 0,009 0,045 1227 0,153 < LQ < LQ 15,02 0,189 0,006 0,008 0,150 0,044
3,64 0,037 < LQ 0,52 < LQ 15,46 < LQ 0,129 0,054 0,086 0,086 1028 < LQ 41,88 0,007 < LQ 1164 0,209 < LQ < LQ 15,43 0,345 0,009 0,008 0,156 0,040
4,12 < LQ < LQ 0,51 < LQ 18,28 < LQ 0,123 0,059 0,064 0,103 1010 < LQ 41,65 0,007 < LQ 1224 0,251 < LQ < LQ 14,49 0,482 0,011 0,008 0,143 0,048
4,63 0,004 < LQ 0,60 < LQ 24,80 < LQ 0,128 0,066 0,058 0,128 1041 < LQ 45,41 0,008 < LQ 1238 0,291 < LQ 0,102 16,49 0,676 0,012 0,009 0,155 0,053
5,06 < LQ < LQ 0,63 < LQ 26,76 < LQ 0,129 0,069 0,051 0,150 1045 < LQ 45,95 0,008 < LQ 1176 0,284 < LQ 0,086 16,18 0,770 0,015 0,009 0,169 0,057
5,52 < LQ < LQ 0,60 < LQ 25,98 < LQ 0,124 0,070 0,044 0,172 1007 < LQ 42,24 0,008 0,060 1176 0,277 < LQ 0,091 14,42 0,811 0,018 0,007 0,143 0,051
5,97 < LQ < LQ 0,61 < LQ 28,20 < LQ 0,131 0,079 0,036 0,199 1050 < LQ 41,35 0,009 0,042 1249 0,301 0,088 < LQ 16,84 0,882 0,020 0,008 0,161 0,051
6,34 < LQ < LQ 0,56 < LQ 24,82 < LQ 0,130 0,080 0,038 0,205 999 < LQ 35,90 0,009 0,04 1146 0,288 < LQ 0,089 16,73 0,800 0,021 0,008 0,158 0,047
7,06 0,084 < LQ 0,53 < LQ 24,19 < LQ 0,143 0,088 0,037 0,211 1128 < LQ 36,78 0,011 < LQ 1293 0,301 0,121 0,101 20,45 0,694 0,022 0,008 0,171 0,067
7,45 0,039 < LQ 0,47 < LQ 20,31 < LQ 0,137 0,088 0,031 0,186 1036 < LQ 32,59 0,009 < LQ 1219 0,271 0,125 0,112 16,54 0,664 0,019 0,008 0,161 0,043
7,83 0,064 < LQ 0,47 < LQ 20,36 < LQ 0,135 0,088 0,028 0,179 1049 < LQ 34,85 0,008 0,067 1228 0,260 0,107 < LQ 16,89 0,635 0,018 0,007 0,160 0,044
8,27 0,101 < LQ 0,49 < LQ 21,79 < LQ 0,140 0,090 0,029 0,164 1082 < LQ 37,71 0,009 < LQ 1243 0,272 0,123 0,076 17,62 0,671 0,019 0,008 0,151 0,040
8,69 0,061 < LQ 0,47 < LQ 22,12 < LQ 0,136 0,089 0,027 0,180 1080 < LQ 39,27 0,008 < LQ 1216 0,269 0,115 0,070 16,90 0,678 0,021 0,009 0,141 0,044
9,72 0,093 < LQ 0,48 < LQ 24,13 < LQ 0,136 0,096 0,022 0,176 1097 < LQ 42,57 0,008 < LQ 1220 0,261 0,131 < LQ 17,28 0,733 0,023 0,011 0,131 0,038
10,06 0,112 < LQ 0,48 < LQ 25,57 < LQ 0,137 0,094 0,016 0,217 1076 < LQ 44,32 0,009 < LQ 1234 0,266 0,112 0,078 16,99 0,769 0,025 0,015 0,124 0,041
10,38 0,118 < LQ 0,47 < LQ 26,51 < LQ 0,146 0,100 0,012 0,294 1128 < LQ 46,33 0,010 0,050 1209 0,263 0,130 < LQ 18,25 0,798 0,027 0,021 0,121 0,032
Nº
Poros
Al As Ba Be Ca Cd Co Cr Cu Fe K Li Mg Mn Mo Na Ni P Pb S Sr Ti V Y Zn
mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l
10,69 0,123 < LQ 0,50 < LQ 28,00 < LQ 0,149 0,102 0,008 0,379 1101 < LQ 44,49 0,010 < LQ 1258 0,276 0,142 < LQ 17,88 0,826 0,028 0,026 0,121 0,028
12,01 0,102 < LQ 0,45 < LQ 26,50 < LQ 0,152 0,105 0,008 0,446 1139 < LQ 41,24 0,010 < LQ 1254 0,264 0,151 < LQ 18,01 0,808 0,029 0,047 0,114 0,025
12,31 0,145 < LQ 0,42 < LQ 25,41 < LQ 0,149 0,105 0,007 0,339 1098 < LQ 37,96 0,010 < LQ 1239 0,261 0,146 < LQ 17,22 0,753 0,030 0,083 0,110 0,023
12,69 0,172 < LQ 0,40 < LQ 25,02 < LQ 0,151 0,109 0,008 0,319 1098 < LQ 38,32 0,008 < LQ 1223 0,245 0,166 < LQ 17,84 0,724 0,032 0,104 0,116 0,021
13,06 0,240 < LQ 0,39 < LQ 25,60 < LQ 0,155 0,108 0,006 0,327 1117 < LQ 38,94 0,008 < LQ 1282 0,273 0,162 < LQ 19,39 0,722 0,035 0,126 0,114 0,020
13,43 0,132 < LQ 0,43 0,01 27,75 0,006 0,025 0,021 0,025 0,092 3 0,018 7,75 0,031 0,100 20 0,063 < LQ < LQ 0,05 0,375 < LQ 0,038 < LQ 0,076
14,10 0,150 < LQ 0,33 < LQ 20,87 < LQ 0,132 0,095 < LQ 0,281 965 < LQ 32,40 0,007 0,065 1147 0,236 0,185 < LQ 13,93 0,633 0,031 0,126 0,102 0,012
14,41 0,032 < LQ 0,38 < LQ 25,67 < LQ 0,143 0,101 < LQ 0,394 1088 < LQ 39,85 0,008 < LQ 1245 0,253 0,202 < LQ 17,67 0,679 0,038 0,140 0,112 0,016
14,74 0,022 < LQ 0,36 < LQ 25,94 < LQ 0,142 0,106 < LQ 0,349 1134 < LQ 43,09 0,008 < LQ 1329 0,257 0,257 < LQ 18,17 0,686 0,039 0,154 0,114 0,022
15,11 0,093 < LQ 0,36 < LQ 25,16 < LQ 0,148 0,105 < LQ 0,331 1151 < LQ 45,46 0,008 < LQ 1286 0,259 0,265 < LQ 18,23 0,682 0,039 0,164 0,112 0,017
15,41 0,321 < LQ 0,34 < LQ 24,58 < LQ 0,142 0,104 0,006 0,309 1166 < LQ 46,86 0,007 < LQ 1334 0,269 0,269 < LQ 19,71 0,680 0,037 0,185 0,107 0,015
15,69 0,317 < LQ 0,35 < LQ 25,54 < LQ 0,144 0,107 0,006 0,328 1170 < LQ 49,38 0,007 < LQ 1335 0,271 0,345 < LQ 20,04 0,728 0,037 0,202 0,108 0,012
16,27 0,062 < LQ 0,38 < LQ 26,62 < LQ 0,140 0,107 0,005 0,421 1102 0,006 47,07 0,008 < LQ 1211 0,262 0,390 < LQ 17,97 0,731 0,043 0,227 0,105 0,012
16,61 < LQ < LQ 0,38 < LQ 26,59 < LQ 0,138 0,104 < LQ 0,485 1098 0,007 49,34 0,009 < LQ 1263 0,248 0,385 < LQ 17,98 0,715 0,047 0,263 0,107 0,020
16,91 < LQ < LQ 0,38 < LQ 27,06 < LQ 0,143 0,111 < LQ 0,508 1179 0,006 53,00 0,009 < LQ 1303 0,264 0,436 < LQ 19,11 0,742 0,048 0,307 0,109 0,024
17,17 < LQ < LQ 0,37 < LQ 26,19 < LQ 0,141 0,111 0,006 0,531 1165 < LQ 52,00 0,008 < LQ 1349 0,265 0,447 < LQ 19,38 0,753 0,047 0,352 0,107 0,020
17,46 0,026 < LQ 0,38 < LQ 25,54 < LQ 0,144 0,109 < LQ 0,554 1160 < LQ 50,50 0,008 < LQ 1320 0,254 0,497 < LQ 18,52 0,768 0,045 0,377 0,105 0,014
17,73 0,061 < LQ 0,35 < LQ 24,60 < LQ 0,140 0,110 < LQ 0,570 1143 < LQ 50,40 0,007 < LQ 1275 0,250 0,404 < LQ 18,52 0,742 0,045 0,384 0,102 0,012
18,26 0,112 < LQ 0,38 < LQ 24,27 < LQ 0,142 0,109 0,006 0,587 1148 < LQ 50,70 0,007 < LQ 1271 0,269 0,388 < LQ 18,25 0,755 0,047 0,415 0,101 0,012
18,53 0,070 < LQ 0,33 < LQ 24,14 < LQ 0,140 0,109 0,006 0,610 1138 < LQ 51,20 0,007 < LQ 1284 0,265 0,454 < LQ 18,76 0,738 0,048 0,429 0,098 0,011
19,09 0,119 < LQ 0,33 < LQ 23,30 < LQ 0,141 0,110 0,005 0,656 1112 < LQ 51,10 0,006 < LQ 1266 0,256 0,456 < LQ 18,24 0,718 0,050 0,424 0,092 0,019
19,35 0,058 < LQ 0,32 < LQ 23,54 < LQ 0,138 0,112 < LQ 0,699 1132 < LQ 51,50 0,007 < LQ 1268 0,255 0,488 < LQ 18,61 0,727 0,053 0,433 0,092 0,024
19,65 0,107 < LQ 0,32 < LQ 24,05 < LQ 0,145 0,111 < LQ 0,715 1171 < LQ 52,10 0,007 < LQ 1306 0,257 0,529 < LQ 19,64 0,786 0,053 0,412 0,092 0,020
20,20 0,094 < LQ 0,26 < LQ 18,95 < LQ 0,121 0,101 < LQ 0,666 948 < LQ 42,54 0,006 < LQ 1046 0,229 0,563 < LQ 15,92 0,637 0,047 0,341 0,076 0,007
20,48 0,156 < LQ 0,31 < LQ 24,17 < LQ 0,142 0,116 < LQ 0,788 1171 < LQ 50,20 0,006 < LQ 1326 0,246 0,584 < LQ 20,00 0,815 0,055 0,364 0,087 0,019
20,78 0,160 < LQ 0,30 < LQ 23,68 < LQ 0,143 0,115 < LQ 0,793 1156 < LQ 50,40 0,006 < LQ 1304 0,250 0,617 < LQ 19,55 0,827 0,053 0,337 0,085 0,011
Nº
Poros
Al As Ba Be Ca Cd Co Cr Cu Fe K Li Mg Mn Mo Na Ni P Pb S Sr Ti V Y Zn
mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l
21,06 0,158 < LQ 0,29 < LQ 23,54 < LQ 0,142 0,113 < LQ 0,803 1147 < LQ 50,30 0,006 < LQ 1319 0,268 0,730 < LQ 18,80 0,794 0,055 0,322 0,084 0,014
21,34 0,163 < LQ 0,29 < LQ 23,93 < LQ 0,139 0,113 0,006 0,824 1149 < LQ 50,50 0,007 < LQ 1317 0,261 0,817 < LQ 19,37 0,792 0,057 0,307 0,083 0,018
21,66 0,170 < LQ 0,27 < LQ 23,55 < LQ 0,140 0,115 < LQ 0,827 1157 < LQ 51,80 0,006 < LQ 1274 0,273 0,866 < LQ 19,08 0,804 0,058 0,284 0,080 0,021
22,09 0,146 < LQ 0,26 < LQ 22,57 < LQ 0,138 0,114 < LQ 0,845 1143 < LQ 50,70 0,006 < LQ 1278 0,255 1,076 < LQ 18,47 0,798 0,055 0,261 0,080 0,023
22,38 0,121 < LQ 0,24 < LQ 22,70 < LQ 0,142 0,115 0,012 1,091 1120 < LQ 50,70 0,016 < LQ 1275 0,252 1,600 < LQ 18,00 0,799 0,069 0,231 0,069 0,035
22,63 0,186 < LQ 0,25 < LQ 23,77 < LQ 0,142 0,114 < LQ 0,883 1187 < LQ 55,20 0,007 < LQ 1343 0,267 1,329 < LQ 19,46 0,830 0,064 0,234 0,077 0,022
22,88 0,180 < LQ 0,24 < LQ 23,08 < LQ 0,139 0,113 < LQ 0,896 1143 < LQ 52,40 0,006 < LQ 1337 0,255 1,373 < LQ 19,11 0,825 0,061 0,227 0,073 0,017
23,14 0,181 < LQ 0,24 < LQ 23,03 < LQ 0,144 0,116 < LQ 0,910 1151 < LQ 50,70 0,006 < LQ 1273 0,261 1,500 < LQ 19,50 0,801 0,065 0,225 0,072 0,019
24,19 0,073 < LQ 0,24 < LQ 22,55 < LQ 0,137 0,116 < LQ 0,951 1137 < LQ 48,21 0,006 < LQ 1229 0,260 1,835 < LQ 17,05 0,857 0,069 0,205 0,070 0,042
24,42 0,169 < LQ 0,21 < LQ 21,25 < LQ 0,139 0,114 < LQ 0,924 1070 < LQ 47,17 0,006 < LQ 1180 0,252 1,622 < LQ 17,94 0,764 0,066 0,182 0,065 0,034
24,66 0,109 < LQ 0,18 < LQ 17,92 < LQ 0,120 0,102 < LQ 0,837 818 < LQ 37,98 0,006 < LQ 1016 0,212 1,608 < LQ 14,81 0,703 0,056 0,156 0,055 0,016
24,93 0,139 < LQ 0,16 < LQ 17,60 < LQ 0,117 0,100 0,010 0,845 889 < LQ 40,02 0,009 < LQ 1032 0,207 1,522 < LQ 15,15 0,646 0,055 0,146 0,049 0,024
25,17 0,108 < LQ 0,22 < LQ 23,45 < LQ 0,140 0,117 < LQ 0,986 1122 < LQ 49,96 0,006 < LQ 1328 0,263 2,110 < LQ 17,77 0,877 0,073 0,171 0,059 0,017
25,71 0,159 < LQ 0,22 < LQ 23,38 < LQ 0,137 0,120 < LQ 1,010 1150 < LQ 49,55 0,006 < LQ 1297 0,260 2,290 < LQ 19,09 0,898 0,075 0,174 0,058 0,012
26,23 0,181 < LQ 0,21 < LQ 23,15 < LQ 0,139 0,122 < LQ 1,038 1157 < LQ 50,10 0,006 < LQ 1334 0,259 2,314 <LQ 19,03 0,895 0,078 0,169 0,057 0,012
26,69 0,187 < LQ 0,20 < LQ 22,84 < LQ 0,147 0,123 < LQ 1,042 1144 < LQ 49,21 0,006 < LQ 1328 0,272 2,409 <LQ 18,69 0,906 0,077 0,156 0,055 0,019
26,99 0,203 < LQ 0,16 < LQ 20,91 < LQ 0,144 0,123 < LQ 1,066 1135 < LQ 45,98 0,006 < LQ 1306 0,264 2,874 <LQ 18,78 0,790 0,083 0,129 0,039 0,026
27,46 0,201 < LQ 0,16 < LQ 21,47 < LQ 0,145 0,127 < LQ 1,071 1136 < LQ 46,43 0,005 < LQ 1369 0,271 3,218 < LQ 18,87 0,825 0,087 0,128 0,040 0,010
27,86 0,186 < LQ 0,14 < LQ 20,19 < LQ 0,139 0,123 < LQ 1,056 1094 < LQ 45,95 0,005 < LQ 1307 0,265 3,282 < LQ 17,67 0,824 0,086 0,121 0,038 0,013
28,26 0,157 < LQ 0,15 < LQ 20,54 < LQ 0,140 0,125 < LQ 1,080 1122 < LQ 46,51 0,005 < LQ 1295 0,272 3,501 < LQ 18,28 0,822 0,089 0,119 0,038 0,008
28,66 0,163 < LQ 0,13 < LQ 19,30 < LQ 0,139 0,122 < LQ 1,068 1099 < LQ 46,87 0,005 < LQ 1298 0,264 3,679 < LQ 17,43 0,798 0,087 0,111 0,034 0,005
29,14 0,136 < LQ 0,12 < LQ 18,24 < LQ 0,133 0,117 < LQ 1,048 937 < LQ 40,34 0,006 < LQ 1157 0,240 3,877 < LQ 16,00 0,763 0,088 0,103 0,032 0,007
29,71 0,241 <LQ 0,13 <LQ 18,93 <LQ 0,142 0,122 < LQ 1,093 1090 <LQ 42,42 0,006 <LQ 1322 0,244 4,058 < LQ 16,99 0,765 0,092 0,103 0,031 0,013
29,99 0,192 <LQ 0,13 <LQ 19,27 <LQ 0,138 0,121 < LQ 1,079 1122 <LQ 42,16 0,006 <LQ 1313 0,251 3,672 < LQ 16,87 0,760 0,092 0,108 0,029 0,015
3.4 - Lixiviado Velho – Ensaio de Coluna Nº 4
Tabela 4: Dados de elementos maiores e traços do ensaio de coluna 4 (Lixiviado efluente velho)
Nº
Poros
Al As Ba Be Ca Cd Co Cr Cu Fe K Li Mg Mn Mo Na Ni P Pb S Sr Ti V Y Zn
mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l
0,71 0,011 < LQ 0,070 < LQ 1,19 < LQ < LQ < LQ < LQ 0,008 4 < LQ < LQ 0,009 < LQ 5 < LQ < LQ < LQ < LQ 0,003 < LQ < LQ < LQ 0,007
1,55 24,390 < LQ 6,510 < LQ 23,02 < LQ 0,028 0,025 0,039 0,029 553 < LQ 22,81 0,115 0,059 1131 < LQ < LQ < LQ 34,77 0,282 < LQ 0,007 1,107 0,023
1,96 < LQ < LQ 1,192 < LQ 4,02 < LQ 0,065 0,026 0,071 0,033 905 < LQ 26,41 0,007 0,046 1190 < LQ < LQ < LQ 23,66 0,048 < LQ 0,009 0,118 0,019
3,34 < LQ < LQ 1,112 < LQ 10,54 < LQ 0,115 0,048 0,070 0,085 951 < LQ 36,03 0,006 < LQ 1177 0,163 < LQ < LQ 15,03 0,240 0,008 0,007 0,140 0,037
4,50 < LQ < LQ 1,230 < LQ 21,58 < LQ 0,132 0,065 0,051 0,138 1049 < LQ 42,55 0,006 < LQ 1255 0,292 < LQ < LQ 16,64 0,617 0,012 0,009 0,147 0,040
5,67 < LQ < LQ 1,100 < LQ 23,70 < LQ 0,133 0,075 0,045 0,210 1023 < LQ 38,77 0,007 < LQ 1192 0,293 0,108 0,080 16,22 0,751 0,016 0,007 0,156 0,045
6,48 < LQ < LQ 0,986 < LQ 23,58 < LQ 0,130 0,083 0,036 0,201 1025 < LQ 39,86 0,007 < LQ 1236 0,280 0,109 0,101 16,17 0,767 0,021 0,006 0,159 0,049
7,42 < LQ < LQ 0,868 < LQ 23,05 < LQ 0,139 0,090 0,033 0,234 1040 < LQ 35,80 0,007 0,057 1233 0,277 0,123 0,091 16,81 0,752 0,023 0,008 0,156 0,045
8,46 < LQ < LQ 0,705 < LQ 20,02 < LQ 0,133 0,088 0,025 0,179 988 < LQ 33,75 0,006 0,050 1221 0,249 0,109 0,071 16,24 0,638 0,024 0,006 0,147 0,035
9,58 0,035 < LQ 0,742 < LQ 24,89 < LQ 0,131 0,090 0,020 0,165 1024 < LQ 46,40 0,006 0,042 1208 0,245 0,093 < LQ 16,34 0,784 0,022 0,009 0,130 0,030
10,47 0,074 < LQ 0,789 < LQ 30,00 < LQ 0,133 0,092 0,018 0,178 1039 < LQ 47,02 0,006 0,043 1151 0,233 0,094 < LQ 16,03 0,936 0,024 0,009 0,120 0,030
11,44 0,049 < LQ 0,773 < LQ 31,43 < LQ 0,135 0,095 0,019 0,211 1027 < LQ 45,36 0,006 0,046 1217 0,268 0,093 < LQ 16,00 0,992 0,032 0,011 0,111 0,036
12,35 0,076 < LQ 0,759 < LQ 33,13 < LQ 0,135 0,098 0,015 0,242 1049 < LQ 47,30 0,007 < LQ 1216 0,236 0,116 < LQ 17,07 1,056 0,034 0,012 0,115 0,030
13,07 0,104 < LQ 0,661 < LQ 30,01 < LQ 0,133 0,100 0,015 0,248 1059 < LQ 46,59 0,006 0,053 1248 0,257 0,120 < LQ 16,79 0,997 0,038 0,016 0,096 0,028
13,17 < LQ < LQ 0,736 < LQ 33,02 < LQ 0,133 0,101 0,016 0,307 1024 < LQ 44,68 0,009 0,056 1144 0,233 0,116 < LQ 16,90 1,056 0,037 0,025 0,118 0,033
13,88 0,038 < LQ 0,654 < LQ 30,04 < LQ 0,133 0,100 0,014 0,277 1003 < LQ 40,32 0,007 < LQ 1159 0,238 0,135 < LQ 16,97 0,959 0,036 0,042 0,112 0,032
14,58 0,172 < LQ 0,615 < LQ 29,80 < LQ 0,139 0,107 0,014 0,294 1066 < LQ 41,03 0,007 0,054 1259 0,244 0,215 < LQ 17,31 0,999 0,040 0,072 0,118 0,026
15,52 0,143 < LQ 0,565 < LQ 29,79 < LQ 0,133 0,104 0,010 0,310 1076 < LQ 44,55 0,007 < LQ 1209 0,254 0,329 < LQ 16,43 0,997 0,043 0,101 0,105 0,021
16,36 0,112 < LQ 0,547 < LQ 31,83 < LQ 0,137 0,103 0,007 0,327 1064 < LQ 47,61 0,007 0,050 1179 0,238 0,584 < LQ 17,32 1,038 0,042 0,152 0,105 0,025
17,99 0,143 < LQ 0,515 < LQ 34,13 < LQ 0,140 0,110 0,006 0,360 1082 < LQ 49,14 0,007 0,069 1226 0,255 0,856 < LQ 17,57 1,079 0,048 0,207 0,100 0,019
18,55 0,120 < LQ 0,522 < LQ 35,01 < LQ 0,141 0,111 0,007 0,391 1100 < LQ 50,20 0,007 0,055 1282 0,264 0,837 < LQ 18,11 1,129 0,050 0,225 0,099 0,017
19,09 0,093 < LQ 0,511 < LQ 35,07 < LQ 0,140 0,113 0,005 0,400 1101 < LQ 49,61 0,007 0,043 1235 0,254 0,878 < LQ 18,52 1,125 0,052 0,249 0,099 0,021
Nº
Poros
Al As Ba Be Ca Cd Co Cr Cu Fe K Li Mg Mn Mo Na Ni P Pb S Sr Ti V Y Zn
mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l
19,56 < LQ < LQ 0,539 < LQ 37,73 < LQ 0,142 0,111 < LQ 0,704 1101 0,009 50,50 0,011 < LQ 1214 0,249 0,741 < LQ 17,58 1,122 0,055 0,289 0,097 0,025
19,65 < LQ < LQ 0,429 < LQ 32,08 < LQ 0,138 0,109 0,007 0,430 1053 < LQ 46,88 0,008 < LQ 1132 0,240 0,793 < LQ 16,99 1,047 0,053 0,302 0,090 0,039
20,25 0,013 < LQ 0,330 < LQ 24,47 < LQ 0,140 0,115 < LQ 0,452 1027 < LQ 32,04 0,006 < LQ 1138 0,236 1,514 < LQ 16,86 0,796 0,057 0,331 0,086 0,008
21,01 0,176 < LQ 0,307 < LQ 26,26 < LQ 0,147 0,120 0,005 0,512 1152 < LQ 40,22 0,006 0,050 1277 0,258 2,117 < LQ 19,85 0,777 0,057 0,345 0,087 0,012
21,72 0,026 < LQ 0,285 < LQ 25,84 < LQ 0,132 0,104 < LQ 0,544 1048 < LQ 43,78 0,006 < LQ 1232 0,232 2,467 < LQ 15,34 0,763 0,057 0,304 0,069 0,009
22,45 < LQ < LQ 0,326 < LQ 30,18 < LQ 0,139 0,111 < LQ 0,687 1122 < LQ 50,60 0,008 < LQ 1307 0,260 2,409 < LQ 17,80 0,847 0,067 0,336 0,074 0,008
23,74 < LQ < LQ 0,292 < LQ 28,84 < LQ 0,134 0,113 < LQ 0,782 1105 < LQ 51,80 0,007 0,046 1278 0,249 2,982 < LQ 17,71 0,855 0,071 0,309 0,064 0,014
24,32 0,048 < LQ 0,258 < LQ 27,59 < LQ 0,138 0,114 < LQ 0,804 1118 < LQ 50,30 0,006 < LQ 1249 0,246 3,760 < LQ 18,06 0,847 0,071 0,257 0,054 0,007
24,97 0,129 < LQ 0,268 < LQ 27,86 < LQ 0,134 0,113 < LQ 0,789 1147 < LQ 52,50 0,006 < LQ 1298 0,246 3,296 < LQ 19,05 0,877 0,066 0,241 0,055 0,011
25,68 0,048 < LQ 0,269 < LQ 28,75 < LQ 0,134 0,114 < LQ 0,878 1145 < LQ 53,90 0,007 < LQ 1302 0,249 3,362 < LQ 19,42 0,890 0,072 0,236 0,051 0,010
26,21 < LQ < LQ 0,249 < LQ 26,67 < LQ 0,130 0,112 < LQ 0,869 1088 < LQ 48,53 0,006 < LQ 1246 0,242 3,975 < LQ 16,95 0,920 0,072 0,187 0,042 0,010
26,75 0,050 < LQ 0,233 < LQ 26,62 < LQ 0,134 0,117 < LQ 0,923 1105 < LQ 48,90 0,006 < LQ 1238 0,249 4,184 < LQ 18,49 0,883 0,077 0,173 0,039 0,007
27,86 0,066 < LQ 0,227 < LQ 27,01 < LQ 0,138 0,118 < LQ 0,951 1142 < LQ 49,85 0,006 < LQ 1307 0,272 4,288 < LQ 19,31 0,936 0,076 0,170 0,036 0,008
28,48 < LQ < LQ 0,207 < LQ 23,66 < LQ 0,135 0,115 < LQ 0,942 1074 < LQ 47,16 0,006 < LQ 1235 0,250 4,404 < LQ 16,47 0,958 0,078 0,154 0,034 0,008
29,02 0,009 < LQ 0,406 < LQ 25,60 < LQ 0,138 0,117 < LQ 0,971 1122 < LQ 49,44 0,006 < LQ 1262 0,240 4,595 < LQ 17,32 0,996 0,082 0,158 0,032 0,005
29,50 0,021 < LQ 0,221 < LQ 26,23 < LQ 0,139 0,120 < LQ 0,993 1142 < LQ 50,80 0,006 < LQ 1289 0,248 4,708 < LQ 18,58 0,974 0,082 0,152 0,035 0,009
30,02 < LQ < LQ 0,191 < LQ 23,68 < LQ 0,128 0,113 < LQ 0,981 1027 < LQ 46,12 0,006 < LQ 1128 0,234 5,200 < LQ 15,87 0,940 0,081 0,136 0,028 0,009
30,48 0,085 < LQ 0,215 < LQ 25,33 < LQ 0,139 0,123 < LQ 1,030 1135 < LQ 49,11 0,006 < LQ 1323 0,251 5,690 < LQ 18,79 0,969 0,090 0,137 0,028 0,015
31,36 0,051 < LQ 0,193 < LQ 26,78 < LQ 0,141 0,119 < LQ 1,061 1152 < LQ 51,60 0,006 < LQ 1307 0,258 5,650 < LQ 19,47 1,010 0,090 0,137 0,027 0,017
31,81 < LQ < LQ 0,210 < LQ 25,50 < LQ 0,134 0,118 < LQ 1,050 1075 0,007 48,40 0,007 < LQ 1198 0,233 5,340 < LQ 16,60 0,937 0,094 0,128 0,024 0,019
32,72 < LQ < LQ 0,187 < LQ 27,11 < LQ 0,138 0,124 < LQ 1,127 1143 0,006 51,20 0,007 < LQ 1301 0,261 5,740 < LQ 18,04 1,043 0,101 0,125 0,023 0,020
33,16 < LQ < LQ 0,179 < LQ 27,13 < LQ 0,142 0,124 < LQ 1,154 1170 0,005 52,90 0,007 < LQ 1289 0,270 5,680 < LQ 19,22 1,059 0,100 0,130 0,022 0,018
33,59 < LQ < LQ 0,172 < LQ 25,48 < LQ 0,135 0,120 < LQ 1,144 1075 0,005 48,27 0,006 < LQ 1220 0,254 5,480 < LQ 17,15 1,008 0,098 0,121 0,020 0,018
34,44 < LQ < LQ 0,153 < LQ 23,99 < LQ 0,140 0,122 < LQ 1,179 1137 0,005 50,20 0,006 < LQ 1248 0,261 5,440 < LQ 18,57 1,026 0,098 0,123 0,019 0,016
34,84 < LQ < LQ 0,160 < LQ 25,65 < LQ 0,137 0,122 < LQ 1,172 1118 0,005 49,52 0,006 < LQ 1253 0,266 5,440 < LQ 17,88 1,078 0,100 0,119 0,016 0,014
35,28 < LQ < LQ 0,154 < LQ 24,58 < LQ 0,131 0,121 0,005 1,179 1108 0,005 49,04 0,006 < LQ 1259 0,264 5,360 < LQ 17,56 0,999 0,098 0,115 0,016 0,016
Nº
Poros
Al As Ba Be Ca Cd Co Cr Cu Fe K Li Mg Mn Mo Na Ni P Pb S Sr Ti V Y Zn
mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l
35,68 < LQ < LQ 0,155 < LQ 24,83 < LQ 0,133 0,123 0,005 1,198 1111 < LQ 49,45 0,006 < LQ 1263 0,256 5,340 < LQ 18,19 1,010 0,100 0,119 0,016 0,018
36,10 < LQ < LQ 0,148 < LQ 24,17 < LQ 0,136 0,121 < LQ 1,181 1110 0,005 50,70 0,006 < LQ 1240 0,246 5,250 < LQ 17,84 0,967 0,101 0,113 0,017 0,022
36,59 < LQ < LQ 0,141 < LQ 23,37 < LQ 0,131 0,119 < LQ 1,192 1066 0,005 48,89 0,007 < LQ 1229 0,247 5,280 < LQ 16,14 0,962 0,102 0,106 0,015 0,022
37,21 < LQ < LQ 0,145 < LQ 24,63 < LQ 0,137 0,124 < LQ 1,236 1141 0,005 51,40 0,006 < LQ 1261 0,256 5,000 < LQ 19,02 0,979 0,106 0,108 0,016 0,027
37,58 < LQ < LQ 0,140 < LQ 24,85 < LQ 0,137 0,127 < LQ 1,261 1163 < LQ 51,90 0,006 < LQ 1306 0,265 4,969 < LQ 18,73 0,987 0,108 0,108 0,015 0,018
37,94 < LQ < LQ 0,140 < LQ 24,52 < LQ 0,137 0,126 < LQ 1,261 1133 0,006 49,80 0,006 < LQ 1272 0,253 5,220 < LQ 18,47 0,968 0,112 0,106 0,014 0,021
38,28 < LQ < LQ 0,141 < LQ 24,54 < LQ 0,141 0,128 < LQ 1,312 1191 0,007 50,30 0,006 < LQ 1346 0,257 4,914 < LQ 20,98 0,965 0,119 0,112 0,014 0,035
38,66 < LQ < LQ 0,121 < LQ 19,74 < LQ 0,132 0,124 0,005 1,227 1020 0,006 43,73 0,006 < LQ 1137 0,225 4,290 < LQ 17,26 0,806 0,109 0,101 0,011 0,027
40,00 < LQ < LQ 0,112 < LQ 18,10 < LQ 0,124 0,113 < LQ 1,144 966 0,006 40,64 0,006 < LQ 1096 0,229 3,876 < LQ 16,86 0,755 0,103 0,094 0,010 0,022
40,28 < LQ < LQ 0,126 < LQ 20,18 < LQ 0,139 0,126 0,005 1,268 1079 0,008 42,81 0,006 < LQ 1224 0,244 4,858 < LQ 17,67 0,850 0,117 0,103 0,009 0,024
40,57 < LQ < LQ 0,122 < LQ 20,58 < LQ 0,139 0,128 < LQ 1,271 1106 0,007 45,05 0,006 0,047 1290 0,255 4,891 < LQ 18,21 0,865 0,122 0,101 0,008 0,053
40,91 < LQ < LQ 0,125 < LQ 20,38 < LQ 0,142 0,131 < LQ 1,290 1147 0,008 45,61 0,005 < LQ 1331 0,263 5,060 < LQ 19,10 0,873 0,124 0,104 0,008 0,018
41,21 < LQ < LQ 0,125 < LQ 19,48 < LQ 0,144 0,131 < LQ 1,289 1147 0,008 45,75 0,005 < LQ 1331 0,260 4,842 < LQ 19,40 0,857 0,124 0,101 0,007 0,020
41,83 < LQ < LQ 0,125 < LQ 19,49 < LQ 0,143 0,133 < LQ 1,293 1183 0,009 49,18 0,005 < LQ 1354 0,281 4,174 < LQ 20,49 0,843 0,124 0,101 0,007 0,027
42,43 < LQ < LQ 0,145 < LQ 16,97 < LQ 0,143 0,131 < LQ 1,142 1150 0,024 51,20 0,007 < LQ 1308 0,273 5,170 < LQ 18,51 0,696 0,129 0,104 0,007 0,025
42,94 < LQ < LQ 0,134 < LQ 18,42 < LQ 0,141 0,129 < LQ 1,281 1104 0,007 47,14 0,005 < LQ 1264 0,261 4,181 < LQ 18,25 0,791 0,114 0,107 0,006 0,011
43,46 < LQ < LQ 0,133 < LQ 17,50 < LQ 0,140 0,127 < LQ 1,285 1107 0,008 47,33 0,005 < LQ 1308 0,261 4,040 < LQ 17,55 0,802 0,126 0,103 0,005 0,017
44,22 < LQ < LQ 0,131 < LQ 16,23 < LQ 0,132 0,128 < LQ 1,281 1087 0,008 44,54 0,005 < LQ 1274 0,253 3,919 < LQ 17,08 0,757 0,126 0,100 0,005 0,017
44,81 < LQ < LQ 0,118 < LQ 15,06 < LQ 0,137 0,129 < LQ 1,272 1066 0,007 44,27 0,005 < LQ 1270 0,259 3,929 < LQ 16,73 0,719 0,126 0,094 0,004 0,011
45,34 < LQ < LQ 0,124 < LQ 15,78 < LQ 0,139 0,128 < LQ 1,319 1098 0,007 45,70 0,005 < LQ 1287 0,247 4,040 < LQ 17,89 0,740 0,131 0,098 0,005 0,016
45,91 0,052 <LQ 0,123 <LQ 14,60 <LQ 0,136 0,126 < LQ 1,295 1103 0,007 41,58 0,006 <LQ 1302 0,250 4,138 <LQ 16,95 0,655 0,133 0,093 0,005 0,016
46,67 0,048 <LQ 0,115 <LQ 14,24 <LQ 0,142 0,130 < LQ 1,294 1099 0,007 40,45 0,005 <LQ 1343 0,254 3,826 <LQ 17,13 0,657 0,136 0,097 0,005 0,023
47,50 0,046 <LQ 0,121 <LQ 14,52 <LQ 0,143 0,125 < LQ 1,279 1128 0,007 43,10 0,005 <LQ 1351 0,254 3,570 <LQ 18,15 0,671 0,125 0,088 0,005 0,026
47,87 0,039 <LQ 0,123 <LQ 15,63 <LQ 0,148 0,123 < LQ 1,241 1206 0,009 50,60 0,005 <LQ 1419 0,274 3,409 <LQ 21,14 0,730 0,112 0,081 0,005 0,018
Dados dos parâmetros – Ensaio de Coluna
Tabela 5: Dados dos parâmetros físico-químicos da Coluna 1 (Lixiviado efluente novo)
COLUNA 1 - LIXIVIADO NOVO
Nº POROS PH EH (mV) CONDUTIVIDADE (µs/cm) SÓLIDOS TOTAIS DISSOLVIDOS (mg/L) TEMPERATURA (°C) VOLUME (mL)
0,65 6,18 232 276 276 18,8 112
1,20 4,48 276 1565 1568 19,1 34
1,82 5,97 224 6.246 6234 19,9 90
2,55 6,94 139 10.918 10956 19,5 96
3,26 7,46 131 12.047 12064 19,3 138
4,31 7,83 93 12.812 12242 19,3 202
5,51 7,93 91 13.889 11928 19,1 230
6,57 8,41 81 11.295 11716 17,8 114
7,85 8,14 68 12.030 12058 17,9 245
9,25 8,27 80 11.568 11786 17,9 270
10,58 8,23 88 12.398 11842 18,1 255
11,85 8,3 100 11.734 11862 17,8 202
13,05 8,22 95 11.791 12206 18,2 231
14,15 8,39 88 12.960 12178 17,6 212
15,30 8,22 89 12.115 12134 18,9 220
16,37 8,4 83 11.938 11886 19,7 156
17,31 8,38 85 12.125 12134 20,4 182
18,41 8,24 80 12.133 12150 20,4 212
19,40 8,34 83 12.159 12182 19,4 189
20,57 8,3 82 12.205 12208 19,2 226
COLUNA 1 - LIXIVIADO NOVO
Nº POROS PH EH (mV) CONDUTIVIDADE (µS/cm) SÓLIDOS TOTAIS DISSOLVIDOS (mg/L) TEMPERATURA (°C) VOLUME (mL)
21,46 8,41 80 12.149 12168 19,8 131
22,94 8,38 71 12.054 12040 20 90
24,18 8,49 70 12.097 12078 19,8 240
24,92 8,33 72 12.226 12218 19,4 141
25,85 8,33 77 12.203 12178 20 180
26,70 8,41 76 11.997 12006 20,2 164
27,62 8,42 76 12.056 12096 19,2 177
28,95 8,33 67 12.116 12152 19 255
29,77 8,4 67 11.952 12028 19,3 138
30,60 8,41 74 11.985 12008 19,7 150
31,41 8,37 73 12.032 12018 20,2 156
32,10 8,36 71 12.021 12010 20,4 122
32,75 8,56 68 12.034 12018 20,1 125
33,94 8,31 61 12.066 12034 20,4 230
34,69 8,32 60 12.054 12018 21,3 144
35,40 8,33 61 11.995 11958 22 127
36,16 8,31 60 11.960 11920 20,8 114
36,77 8,37 62 11.895 11922 19,5 118
37,39 8,37 59 11.899 11946 18,5 106
38,44 8,34 65 11.925 12004 19,9 202
39,07 8,4 64 11.885 11900 19,9 102
40,01 8,38 64 11.884 11900 21,2 180
40,52 8,42 64 11.822 11846 21,7 82
41,02 8,32 67 11.759 11790 21,2 78
41,75 8,34 67 11.628 11550 21,7 141
COLUNA 1 - LIXIVIADO NOVO
Nº
POROS PH EH (mV) CONDUTIVIDADE (µS/cm)
SÓLIDOS TOTAIS DISSOLVIDOS
(mg/L)
TEMPERATURA
(°C)
VOLUME
(mL)
42,22 8,42 66 11.573 11550 21 66
42,94 8,44 62 12.115 12118 20,3 63
43,26 8,44 62 12.091 12080 19,6 62
43,64 8,43 60 11.990 12048 18,3 60
44,07 8,48 60 11.946 11950 17,7 82
44,32 8,53 61 11.933 11938 18 48
44,55 8,54 60 11.796 11812 18,9 45
44,84 8,56 58 11.455 11472 21,2 38
45,07 8,47 59 11.792 11790 21,1 44
45,89 8,45 56 11.822 11824 20 159
46,08 8,6 55 11.315 11326 21,1 35
46,28 8,64 62 11.370 11384 21,6 40
46,53 8,68 61 11.367 11398 23,4 42
46,73 8,71 68 11.590 11514 22,9 38
47,17 8,47 55 11.615 11612 22,2 85
47,57 8,46 59 11.604 11614 20 78
47,90 8,55 65 11.405 11428 20,2 62
48,11 8,6 67 11.350 11358 21 42
48,46 8,59 65 11.482 11486 19,8 67
48,77 8,6 60 11.399 11406 18,2 60
49,08 8,59 65 11.377 11390 17,9 59
Tabela 6: Dados dos parâmetros físico-químicos da Coluna 2 (Lixiviado efluente novo)
COLUNA 2 - LIXIVIADO NOVO
Nº POROS PH EH (mV) CONDUTIVIDADE (µS/cm)
SÓLIDOS TOTAIS DISSOLVIDOS
(mg/L)
TEMPERATURA
(°C)
VOLUME
(mL)
0,22 6,23 229 262 238 18,7 42
0,48 7,51 225 536 494 19 50
0,58 7,25 215 812 822 20,1 20
0,70 6,87 152 1.120 1132 19,7 22
0,83 4,91 240 1.977 1978 19,8 25
0,99 4,29 218 4.445 4460 19,6 32
1,17 4,17 234 5.123 5136 18,9 35
1,41 4,08 289 6.622 6632 18,1 46
1,68 7,17 122 10.010 10012 18,3 52
1,95 7,86 158 11.334 11290 18,3 52
2,16 7,93 167 11.789 11842 18,5 39
2,40 7,94 164 12.047 12054 18,1 47
2,68 7,99 120 12.290 12254 18,2 53
2,93 8,16 107 12.760 12238 17,1 48
3,44 8,07 117 12.242 12218 19,2 98
3,70 8,21 96 12.130 12154 20 51
3,96 8,29 98 12.184 12168 20,7 50
4,24 8,25 98 12.173 12152 20,4 54
4,52 8,28 109 12.189 12158 19,6 53
5,22 8,18 94 12.121 12142 19,3 136
5,48 8,36 83 12.117 12124 20 49
5,72 8,35 80 12.020 12024 20,7 46
5,95 8,33 78 12.041 12036 20 44
COLUNA 2 - LIXIVIADO NOVO
Nº POROS PH EH (mV) CONDUTIVIDADE (µS/cm)
SÓLIDOS TOTAIS DISSOLVIDOS
(mg/L)
TEMPERATURA
(°C)
VOLUME
(mL)
6,14 8,48 75 12.045 12116 20 37
6,37 8,33 76 12.053 12162 19,6 44
6,91 8,33 84 11.906 11964 20,3 53
7,19 8,35 83 11.837 11928 19,3 54
7,72 8,29 76 11.797 11912 19 102
7,98 8,37 72 11.733 11768 19,3 50
8,25 8,41 83 11.691 11630 19,8 52
8,57 8,39 83 11.617 11620 20,4 61
8,83 8,45 80 11.569 11558 20,7 50
9,08 8,51 75 11.571 11556 20,1 48
9,64 8,42 71 11.568 11548 20,5 108
9,95 8,43 70 11.512 11526 21,6 60
10,24 8,47 69 11.530 11528 22,1 56
10,51 8,48 68 11.505 11522 20,8 52
10,80 8,53 67 11.496 11496 19,4 55
11,08 8,59 65 11.485 11498 18,6 53
11,63 8,48 67 11.496 11542 19,6 106
11,92 8,5 68 11.506 11522 20 56
12,50 8,46 66 11.538 11538 21,2 112
12,79 8,52 68 11.508 11484 21,6 55
13,09 8,53 69 11.515 11478 21,3 58
13,68 8,42 75 11.527 11518 21,7 114
13,97 8,51 75 11.469 11458 20,8 55
14,28 8,49 72 11.462 11456 20,9 60
COLUNA 2 - LIXIVIADO NOVO
Nº POROS PH EH (mV) CONDUTIVIDADE (µS/cm)
SÓLIDOS TOTAIS DISSOLVIDOS
(mg/L)
TEMPERATURA
(°C)
VOLUME
(mL)
14,57 8,51 69 11.998 11992 20,3 56
14,87 8,52 70 11.977 11988 19,6 58
15,09 8,49 70 11.830 11848 18,2 42
15,70 8,55 69 11.870 11870 18 44
15,98 8,58 68 11.949 11946 18,7 54
16,25 8,55 67 11.920 11924 21,1 53
16,52 8,54 66 11.923 11918 21,1 52
17,13 8,47 63 11.819 11804 19,9 117
17,39 8,56 64 11.848 11894 21,1 50
17,66 8,66 68 11.817 11804 21,7 52
17,94 8,72 66 11.802 11790 23,2 54
18,20 8,72 63 11.805 11780 22,8 50
18,78 8,56 62 11.818 11794 22,1 112
19,33 8,56 64 11.804 11778 20,1 106
19,81 8,61 61 11.745 11736 20 92
20,11 8,6 59 11.673 11670 20,9 58
20,61 8,61 57 11.764 11730 19,6 96
21,04 8,62 50 11.745 11734 18,5 82
21,46 8,67 54 11.730 11718 17,8 80
21,93 8,62 70 11.670 11674 19,7 92
22,44 8,64 62 11.615 11612 22 98
23,02 8,67 71 11.565 11584 21,7 112
23,29 8,63 65 11.483 11490 20,2 51
23,87 8,57 59 11.309 11364 20,3 112
Tabela 7: Dados dos parâmetros físico-químicos da Coluna 3 (Lixiviado efluente velho)
COLUNA 3 - LIXIVIADO VELHO
Nº POROS PH EH (mV) CONDUTIVIDADE (µS/cm)
SÓLIDOS TOTAIS DISSOLVIDOS
(mg/L)
TEMPERATURA
(°C)
VOLUME
(mL)
0,48 6,03 252 41,3 41 18,6 93
0,78 4,54 254 1518 1514 19,1 58
1,27 7,82 149 12.985 12972 20,2 94
1,75 8,16 94 12.998 18346 19,8 92
2,18 8,49 114 18.645 18690 19,7 83
2,72 8,35 73 18.769 18730 19,7 104
3,12 8,47 87 18.497 18384 19,3 76
3,64 8,35 96 18.628 18490 18 100
4,12 8,43 87 18.649 18582 18,5 92
4,63 8,49 88 18.437 18338 18 98
5,06 8,43 86 18.279 18168 18,3 84
5,52 8,42 95 18.350 18252 18 88
5,97 8,43 90 18.426 18458 18,4 86
6,34 8,57 89 18.720 18226 17,1 72
7,06 8,42 97 18.059 18032 19,1 139
7,45 8,55 86 17.895 17876 19,8 75
7,83 8,54 85 17.947 17984 20,7 72
8,27 8,49 82 18.015 18038 20,4 85
8,69 8,52 83 17.997 18022 19,6 81
9,72 8,48 76 17.974 18020 19,4 198
10,06 8,57 70 17.708 17714 20,1 65
10,38 8,55 58 17.695 17670 20,6 62
10,69 8,59 57 17.490 17500 20,2 59
COLUNA 3 - LIXIVIADO VELHO
Nº POROS PH EH (mV) CONDUTIVIDADE (µS/cm)
SÓLIDOS TOTAIS DISSOLVIDOS
(mg/L)
TEMPERATURA
(°C)
VOLUME
(mL)
12,01 8,56 55 17.499 17602 19,9 255
12,31 8,64 56 17.521 17728 19,6 58
13,06 8,63 60 17.324 17338 20,5 71
13,43 8,64 58 17.215 17226 19,2 72
14,10 8,64 62 17.123 17158 19,1 128
14,41 8,7 61 16.912 16942 19,4 60
14,74 8,69 60 16.925 16910 19,7 64
15,11 8,68 45 16.895 16896 20,4 71
15,41 8,69 52 16.857 16898 20,6 57
15,69 8,7 53 16.923 16918 20,2 54
16,27 8,66 57 16.940 16952 20,5 112
16,61 8,65 55 16.875 16862 21,6 66
16,91 8,67 58 16.896 16882 22,1 58
17,17 8,66 56 16.894 16880 20,9 50
17,46 8,69 59 16.874 16868 19,4 56
17,73 8,68 51 16.895 16904 18,6 52
18,26 8,63 46 16.905 16930 19,5 102
18,53 8,68 44 16.959 16944 20,1 52
19,09 8,6 35 17.069 17060 21,3 107
19,35 8,66 45 17.071 17054 21,7 50
19,65 8,62 41 17.070 17064 21,3 58
20,20 8,56 42 17.058 17078 21,7 106
20,48 8,66 43 16.989 16962 20,8 54
20,78 8,67 39 16.855 16842 20,9 58
COLUNA 3 - LIXIVIADO VELHO
Nº POROS PH EH (mV) CONDUTIVIDADE (µS/cm)
SÓLIDOS TOTAIS DISSOLVIDOS
(mg/L)
TEMPERATURA
(°C)
VOLUME
(mL)
21,06 8,7 39 17.509 17490 20,5 52
21,34 8,69 36 17.524 17494 19,7 54
21,66 8,69 35 17.522 17440 18,3 62
22,38 8,75 37 17.714 17782 18,1 56
22,63 8,77 36 17.602 17602 18,9 48
22,88 8,71 36 17.422 17408 20,9 48
23,14 8,7 34 17.501 17484 20,8 51
24,19 8,6 30 17.803 17786 20 202
24,42 8,7 31 17.681 17428 21 44
24,66 8,79 42 17.553 17198 21,8 46
24,93 8,84 41 17.512 17092 23,4 52
25,17 8,78 36 17.495 17040 22,7 45
25,71 8,63 21 17.429 17396 22,2 104
26,23 8,64 25 17.410 17404 20,1 101
26,69 8,69 28 17.335 17338 20,2 88
26,99 8,74 29 17.050 17180 21 57
27,46 8,74 30 17.010 17020 19,6 91
27,86 8,74 30 16.905 16952 18,6 78
28,26 8,8 36 16.791 16790 18 76
28,66 8,74 35 16.814 16798 19,7 77
29,14 8,77 27 16.678 16712 22,2 92
29,71 8,74 22 16.664 16692 21,7 110
29,99 8,73 20 16.697 16706 20,3 55
31,14 8,73 7 16.754 16780 20,2 220
Tabela 8: Dados dos parâmetros físico-químicos da Coluna 4 (Lixiviado efluente velho)
COLUNA 4 - LIXIVIADO VELHO
Nº POROS PH EH (mV) CONDUTIVIDADE (mg/L)
SÓLIDOS TOTAIS DISSOLVIDOS
(mg/L)
TEMPERATURA
(°C)
VOLUME
(mL)
0,71 6,1 249 50,2 50 18,7 136
1,55 7,21 184 16.345 16430 19,1 163
1,96 8,05 113 18.785 18910 20,1 78
3,34 7,95 86 19.767 19690 19,6 266
4,50 8,14 86 19.095 18984 19,3 223
5,67 8,21 79 18.721 18822 19,3 224
6,48 8,28 81 18.760 18822 19,4 156
7,42 8,35 82 18.626 18516 17,7 182
8,46 8,45 68 18.590 18498 18,3 200
9,58 8,5 73 18.557 18596 18,1 216
10,47 8,39 66 18.479 18432 18,5 170
11,44 8,39 73 18.528 18516 18 188
12,35 8,37 69 18.787 18756 18,3 175
13,07 8,47 64 18.830 18504 17,5 138
13,17 8,41 52 17.637 18550 19,2 18
13,88 8,4 58 18.570 18564 19,7 138
14,58 8,44 58 18.577 18598 20,6 134
15,52 8,37 47 18.699 18676 20,3 182
16,36 8,42 51 18.708 18682 19,4 160
17,99 8,39 45 18.741 18646 19,4 314
18,55 8,47 38 18.425 18344 20,1 108
19,09 8,48 35 18.328 18320 20,6 104
19,56 8,46 28 18.335 18340 20 91
COLUNA 4 - LIXIVIADO VELHO
Nº POROS PH EH (mV) CONDUTIVIDADE (mg/L)
SÓLIDOS TOTAIS DISSOLVIDOS
(mg/L)
TEMPERATURA
(°C)
VOLUME
(mL)
19,65 8,51 26 18.356 18472 19,9 17
20,25 8,44 29 18.598 18572 19,6 116
21,72 8,57 30 18.052 17984 20,3 135
22,45 8,6 27 18.012 17980 19,3 142
23,74 8,53 26 18.064 18022 19,2 248
24,32 8,55 23 18.035 17996 19,4 112
24,97 8,53 26 18.010 18030 19,8 125
25,68 8,52 24 18.019 18006 20,4 135
26,21 8,52 26 18.010 17958 20,5 102
26,75 8,61 24 18.043 17984 20,1 104
27,86 8,5 22 18.064 18072 20,6 215
28,48 8,47 13 18.012 18030 21,4 118
29,02 8,51 23 17.997 17990 22,1 105
29,50 8,51 22 17.948 17952 20,9 92
30,02 8,55 21 17.921 17886 19,4 100
30,48 8,52 22 17.872 17812 18,6 88
31,36 8,54 28 17.855 17788 19,3 170
31,81 8,59 30 17.741 17732 20 86
32,72 8,53 29 17.838 17820 21,1 176
33,16 8,58 37 17.784 17784 21,6 84
33,59 8,56 31 17.805 17824 21,3 83
34,44 8,47 30 17.860 17862 21,6 164
34,84 8,57 29 17.772 17718 20,8 76
35,28 8,55 28 17.645 17636 20,8 84
COLUNA 4 - LIXIVIADO VELHO
Nº POROS PH EH (mV) CONDUTIVIDADE (mg/L)
SÓLIDOS TOTAIS DISSOLVIDOS
(mg/L)
TEMPERATURA
(°C)
VOLUME
(mL)
35,68 8,57 26 18.318 18330 20,3 78
36,10 8,55 25 18.308 18326 19,5 81
36,59 8,53 24 18.350 18404 18,3 93
37,58 8,65 28 18.260 18250 18,1 72
37,94 8,63 28 18.230 18206 18,9 68
38,28 8,61 26 18.120 18132 21,2 67
38,66 8,58 25 18.198 18178 20,9 73
40,00 8,51 21 18.241 18196 20,2 257
40,28 8,62 24 17.989 17772 21,1 54
40,57 8,71 32 17.853 17518 21,6 56
40,91 8,77 30 17.803 17418 23,4 66
41,21 8,71 30 17.765 17590 22,6 57
41,83 8,61 2 17.627 17632 22,1 120
42,43 8,61 7 17.619 17614 20,1 115
42,94 8,64 15 17.515 17504 20,1 97
43,46 8,62 18 17.850 17810 20,9 101
44,22 8,86 13 17.948 17934 19,8 146
44,81 8,7 15 17.839 17808 18,5 113
45,34 8,7 17 17.765 17794 18,1 102
45,91 8,65 15 17.779 17788 19,5 111
46,67 8,67 21 17.782 17804 22,1 145
47,50 8,68 18 17.677 17662 21,8 160
47,87 8,65 15 17.563 17592 20,1 71
49,31 8,64 -3 17.482 17512 20,4 277
Tabela 9: Dados de concentração de Alcalinidade e Cloreto das Colunas 1 e 2 (Lixiviado efluente novo)
N° Poros Alcalinidade (mg/L) - Coluna 1 Cloreto (mg/L) - Coluna 1 N° Poros Alcalinidade (mg/L) - Coluna 2 Cloreto (mg/L) - Coluna 2
0,65 11,9 4,4 0,22 11,8584 4,4
1,82 133,1 53,6 0,58 22,3992 41,8
4,31 523,1 52,6 1,95 3919,86 2800,5
9,25 6126,8 2604,0 2,68 5863,32 2358,3
13,05 6390,4 2530,3 3,70 5468,04 2039,0
16,37 6159,8 2296,9 4,52 6060,96 2628,6
19,40 6258,6 2702,3 5,48 5731,56 2653,1
21,46 5270,4 2677,7 5,95 5665,68 2554,9
22,94 5797,4 2604,0 6,91 5533,92 2579,4
26,70 6653,9 2530,3 7,98 5072,76 2407,5
29,77 5566,9 2481,2 8,83 5006,88 2456,6
32,10 5369,22 2456,6 9,95 4973,94 2407,468
34,69 5303,34 2.407 10,80 4875,12 2407,468
36,77 5369,22 2.358 11,92 4678,212 2432,034
39,07 4981,992 2.506 12,79 4769,346 2456,6
40,52 4860,48 2.383 13,97 4374,432 2481,166
42,22 4617,456 2481,166 14,87 4435,188 2530,298
43,26 4647,834 2493,449 15,70 4435,188 2505,732
44,32 4587,078 2505,732 16,52 4495,944 2518,015
45,07 4617,456 2518,015 17,13 4556,7 2481,166
45,89 4587,078 2530,298 17,94 4617,456 2493,449
46,53 4556,7 2554,864 19,33 4678,212 2505,732
47,57 4435,188 2505,732 19,81 4617,456 2493,449
47,90 4404,81 2505,732 20,61 4495,944 2481,166
48,46 4313,676 2518,015 21,93 4374,432 2505,732
49,40 4283,298 2505,732 23,29 4192,164 2481,166
Tabela 10: Dados de concentração de Alcalinidade e Cloreto das Colunas 3 e 4 (Lixiviado efluente velho)
N° Poros Alcalinidade - Coluna 3 Cloreto - Coluna 3 N° Poros Alcalinidade - Coluna 4 Cloreto - Coluna 4
0,48 11,1996 6,4 0,71 11,1996 6,39
1,27 210,816 66,3 1,96 797,148 73,70
2,72 931,5432 69,3 5,67 957,8952 75,66
4,63 9914,94 3316,4 9,58 11232,54 3709,47
5,97 9354,96 3660,3 12,35 10804,32 3660,33
7,45 9882 3684,9 13,88 10804,32 4028,82
8,69 10145,52 3930,6 16,36 9486,72 3783,16
10,06 9750,24 3365,5 18,55 10145,52 3635,77
10,69 8366,76 3267,3 19,56 10211,4 3684,90
13,06 9091,44 3856,9 21,72 9816,12 3758,60
14,41 8333,82 3660,3 24,32 9486,72 3402,39
15,41 8300,88 3390,1 26,21 9289,08 3390,11
16,61 8169,12 3451,523 28,48 9190,26 3377,825
17,46 8267,94 3426,957 30,02 9124,38 3242,712
18,53 7898,28 3512,938 31,81 8748,864 3316,41
19,35 7928,658 3414,674 33,16 8505,84 3390,108
20,48 7807,146 3365,542 34,84 8445,084 3365,542
21,34 7959,036 3316,41 36,10 8445,084 3316,41
22,38 7959,036 3390,108 37,58 8445,084 3242,712
23,14 7837,524 3365,542 38,66 8262,816 3291,844
24,19 7716,012 3390,108 40,00 8202,06 3340,976
24,93 7867,902 3414,674 40,91 8019,792 3365,542
26,23 7959,036 3365,542 42,43 7776,768 3414,674
26,69 7533,744 3340,976 42,94 7959,036 3463,806
27,46 6986,94 3340,976 44,22 8141,304 3562,07
28,66 7108,452 3414,674 45,91 8019,792 3512,938
4. Correlação dos dados de efluentes das colunas experimentais
Tabela 11: Correlação dos dados do efluente da Coluna 1
5. Correlação dos dados de solos das colunas experimentais
Tabela 15: Correlação dos dados do solo da Coluna 1.
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