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RODRIGO ZORZAL VELTEN
CONDUTIVIDADE ELETROSMÓTICA E REMEDIAÇÃO DE SOLOS
CONTAMINADOS COM CÁDMIO VIA ELETROSMOSE
Dissertação apresentada à
Universidade Federal de Viçosa, como
parte das exigências do Programa de Pós-
Graduação em Engenharia Civil, para
obtenção do título de Magister Scientiae.
VIÇOSA
MINAS GERAIS - BRASIL
2008
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Ficha catalográfica preparada pela Seção de Catalogação e
Classificação da Biblioteca Central da UFV
T
Velten, Rodrigo Zorzal, 1983-
V445c Condutividade eletrosmótica e remediação de solos
2008 contaminados com cádmio via eletrosmose / Rodrigo
Zorzal Velten. – Viçosa, MG, 2008.
xviii, 145f.: il. (algumas col.) ; 29cm.
Orientador: Dario Cardoso de Lima.
Dissertação (mestrado) - Universidade Federal de
Viçosa.
Inclui bibliografia.
1. Eletrosmose. 2. Solos - Descontaminação.
3. Eletroquímica. 4. Solos - Teor de cádmio.
5. Mecânica do solo. I. Universidade Federal de Viçosa.
II.Título.
CDD 22.ed. 624.15136
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RODRIGO ZORZAL VELTEN
CONDUTIVIDADE ELETROSMÓTICA E REMEDIAÇÃO DE SOLOS
CONTAMINADOS COM CÁDMIO VIA ELETROSMOSE
Dissertação apresentada à
Universidade Federal de Viçosa, como
parte das exigências do Programa de Pós-
Graduação em Engenharia Civil, para
obtenção do título de Magister Scientiae.
APROVADA: 25 de fevereiro de 2008
Prof. Maurício Paulo Ferreira
Fontes
(Co-Orientador)
Prof. Raphael Bragança Alves
Fernandes
Prof. Márcio Marangon
Dr. Tiago Pinto Trindade
Prof. Dario Cardoso de Lima
(Orientador)
ii
Ao meu melhor, mais querido e doce amigo,
meu avô Altim Zorzal;
E a minha amada e querida mãe
Fátima Lúcia Zorzal
iii
AGRADECIMENTOS
À luz do mundo e inspiração para todos os cristãos, Deus.
À Universidade Federal de Viçosa e aos Departamentos de Engenharia Civil e
de Solos pela oportunidade de realização do curso.
À Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior (CAPES)
pela concessão da bolsa de estudo.
A minha grande, amada e querida mãe Fátima Lúcia Zorzal, por tudo que ela
sempre foi e sempre será na minha vida.
Ao professor Dario Cardoso de Lima, que é meu orientador desde a iniciação
científica, por ser um pai para mim e pela orientação, amizade e ensinamentos, os
quais me ajudaram e auxiliaram a chegar onde estou.
Ao professor Maurício Paulo Ferreira Fontes, pela dedicação, co-orientação e
auxílio para o bom andamento desse trabalho.
Ao meu grande amigo engenheiro doutor Tiago Pinto Trindade, pela amizade,
incentivo, ajuda e colaboração para a minha formação tanto de engenheiro civil
como de mestre, além dos momentos de descontração.
Aos amigos Danilo de Sá Viana Resende e Gisele Santos Custódio, pela
amizade, incentivo, auxílio e conselhos para o andamento do trabalho e para minha
vida, tanto profissional quanto pessoal.
Ao grande e eterno amigo, que considero um irmão mais velho, Bruno Garcia
Marim, por tudo que sempre fez por mim, pelas ajudas, conselhos e incentivos, e por
ter agüentado e convivido comigo em república durante meus cinco anos de
graduação.
iv
Ao professor Enivaldo Minette pela ajuda, conselhos e conhecimentos
adquiridos com ele em estágios e trabalhos de campo, além dos momentos de
descontração e incentivo para a minha vida profissional e pessoal.
Aos professores Carlos Alexandre Braz de Carvalho, Eduardo Antônio Gomes
Marques e Paulo Sérgio de Almeida Barbosa pela amizade, apoio e contribuições ao
trabalho.
Aos funcionários do Laboratório de Engenharia Civil, Júlio, Paulo Afonso,
Paulo Capelão, José Mário e Jorge, pelos incentivos e colaborações para o trabalho,
além dos momentos de descontração.
Ao funcionário do Laboratório de Mineralogia, do Departamento de Solos,
José Francisco, pelo apoio, amizade e colaboração, pois sem a ajuda dele não teria
nem começado os trabalhos.
Ao funcionário do Laboratório de Espectrofotometria de Absorção Atômica, do
Departamento de Solos, Carlinhos, pelo apoio, amizade e colaboração, e pela ajuda
no bom andamento dos trabalhos.
Aos funcionários do Laboratório de Fertilidade do Solo, do Departamento de
Solos, Carlos Fonseca e Jorge Orlando, pela ajuda, colaboração e auxílio nos
trabalhos.
Ao funcionário do Laboratório de Geoquímica, do Departamento de Solos,
Geraldo Robésio, pela ajuda, colaboração e auxílio nos trabalhos.
A minha grande amiga e professora de inglês, Edna Lima, pela grande
amizade que temos e pelos conselhos que ela sempre me deu para a minha vida.
Aos grandes amigos da pós e membros do CEKAT (Centro de Estudos
Geotécnicos Karl Terzaghi), Fernando, Rogério, Flávio, Eric, Bruno, Gersonito e
Taciano, pelos momentos de descontração e diversão, além de ajuda nos trabalhos.
Aos amigos que formavam comigo uma turma mais maluca e pau para toda
obra e para toda hora, da geotecnia: Marcelo D2, Leandro Alemão, Luís Otávio e
Adonai. Obrigado!
Aos amigos da pós-graduação em Engenharia Civil/Geotecnia, Juliano, Ana
Amélia, Fernando Paraná, Lucas, Simone, Rejane, Néia, entre outros, pela amizade,
incentivo e apoio ao longo do curso.
Aos amigos da pós-graduação em Solos e Nutrição de Plantas, os quais
foram meus companheiros e grandes amigos em disciplinas do Departamento de
Solos, além de companheiros para tudo e todas as horas, Laudicéio (Lalau), Fábio,
v
Fernanda’s, Pacheco, Rubens, Arlindo (Lagartão), Walcrisley, Tangará, Guilherme,
entre outros.
A todos os amigos, funcionários e membros da empresa que trabalho,
VOGBR – Recursos Hídricos e Geotecnia, pela ajuda e por terem me acolhido muito
bem na empresa. Agradeço muito aos senhores Ojima e Virgili, e a todos da
empresa, pela oportunidade de trabalho e aprendizado, além da confiança que me
conferem para o andamento dos trabalhos.
Aos parentes ou familiares mais presentes e mais amigos, por tudo que vocês
foram e ainda são em minha vida, e saibam que vocês sempre estarão comigo, para
onde eu for.
Aos amigos de msn, pelas horas de descontração e conselhos.
Aos eternos amigos da Skunk´s House, Diogo, Edson, Rick, Lucas, Vinicim,
Pedro Henrique, Leonardo, Isaac, Ivo Cássio, Gabriel, Gustavo e Ítalo; sem vocês
não teria chegado aonde cheguei.
Aos meus amigos e companheiros de moradia em Belo Horizonte, Adão
Régis, Marcelo e Delano, pela compreensão, auxílio, conselhos, momentos de
descontração, entre outras coisas.
Aos meus amigos que me acolheram em sua casa, quando cheguei em BH e
não tinha lugar para morar, Henrique, João Paulo e Élysson.
Aos amigos eternos e de sempre.
Bem, não sei se esqueci alguém, mas saibam que todos que passaram pela
minha vida estarão sempre no meu coração, e para onde eu for eu os levarei para
sempre comigo. Obrigado!
vi
BIOGRAFIA
RODRIGO ZORZAL VELTEN, filho de Fátima Lúcia Zorzal, nasceu em
Vitória, Estado do Espírito Santo, em 10 de agosto de 1983.
Em 2001, iniciou o Curso de Engenharia Civil na Universidade Federal de
Viçosa, graduando-se em 2005.
Em fevereiro de 2006, ingressou no Programa de Pós-Graduação em
Engenharia Civil da Universidade Federal de Viçosa, Área de Concentração em
Geotecnia, ao nível de mestrado, submetendo-se a defesa de dissertação em
fevereiro de 2008.
vii
SUMÁRIO
LISTA DE TABELAS ........................................................................................................... x
LISTA DE FIGURAS .......................................................................................................... xii
RESUMO............................................................................................................................ xv
ABSTRACT ...................................................................................................................... xvii
1. INTRODUÇÃO ............................................................................................................... 1
1.1. Considerações Gerais ................................................................................................. 1
1.2. Objetivos ..................................................................................................................... 2
1.3. Organização do Trabalho ............................................................................................ 2
Referências Bibliográficas ................................................................................................... 4
2. MATERIAIS E CÉLULA ELETROCINÉTICA ................................................................. 5
2.1. Materiais ...................................................................................................................... 5
2.1.1. Solos ....................................................................................................................... 5
2.1.2. Contaminante ........................................................................................................... 8
2.1.3. Célula eletrocinética ................................................................................................. 9
Referências Bibliográficas ................................................................................................. 10
3. EFEITO DA ENERGIA DE COMPACTAÇAO NA CONDUTIVIDADE ELETROSMÓTICA
DE SOLOS ........................................................................................................................ 11
3.1. Introdução ................................................................................................................. 12
3.2. Métodos .................................................................................................................... 14
3.3. Resultados ................................................................................................................ 15
3.4. Conclusões ............................................................................................................... 22
Referências Bibliográficas ................................................................................................. 22
4. EFEITO DA DIFERENÇA DE POTENCIAL ELÉTRICO APLICADA NA
CONDUTIVIDADE ELETROSMÓTICA DE SOLOS .......................................................... 24
4.1. Introdução ................................................................................................................. 25
4.2. Métodos .................................................................................................................... 29
4.3. Resultados ................................................................................................................ 30
4.4. Conclusões ............................................................................................................... 37
Referências bibliográficas ................................................................................................. 38
5. CARACTERIZAÇÃO FÍSICA, QUÍMICA E MINERALÓGICA E A INFLUÊNCIA DO
PERÍODO DE INCUBAÇÃO SOBRE O PCZ E A CTC DE SOLOS TROPICAIS
CONTAMINADOS COM CÁDMIO .................................................................................... 39
5.1. Introdução ................................................................................................................. 41
5.2. Métodos .................................................................................................................... 49
5.2.1. Caracterização Física ............................................................................................. 49
viii
5.2.2. Caracterização Química ......................................................................................... 50
5.2.2.1 Ensaio para determinação da Capacidade de Troca Catiônica ............................. 50
5.2.2.2 Determinação do Ponto de Carga Zero ................................................................. 52
5.2.3. Caracterização Mineralógica .................................................................................. 53
5.2.3.1 Separação das frações do solo (EMBRAPA, 1997) .............................................. 54
5.2.3.2 Determinação e remoção dos óxidos de ferro cristalinos e amorfos ..................... 56
5.2.3.3 Preparação de Lâminas das Frações Areia Grossa, Areia Fina ............................ 57
5.2.3.4 Preparação de Lâminas das Frações Silte e Argila Natural ................................. 58
5.2.3.5 Determinação dos minerais presentes nos solos .................................................. 58
5.3. Resultados ................................................................................................................ 58
5.3.1. Análise Física ......................................................................................................... 59
5.3.2. Análises Químicas .................................................................................................. 63
5.3.3. Análises Mineralógicas ........................................................................................... 68
5.3.3.1 Extração de óxidos de ferro dos solos................................................................... 68
5.3.3.2 Difração de raios-X ................................................................................................ 69
5.3.4. Influência do Tempo de Incubação na CTC e no PCZ dos Solos Contaminados com
cádmio ..................................................................................................................... 77
5.4. Conclusões ............................................................................................................... 82
Referências bibliográficas ................................................................................................. 84
6. FENÔMENOS ELETROCINÉTICOS NA REMEDIAÇÃO DE SOLOS TROPICAIS
CONTAMINADOS COM CÁDMIO: EFEITO DO TEMPO DE INCUBAÇÃO ..................... 86
6.1. Introdução ................................................................................................................. 88
6.2. Revisão de Literatura ................................................................................................ 90
6.3. Métodos .................................................................................................................... 96
6.3.1. Descontaminação via fenômenos eletrocinéticos ................................................... 96
6.3.2. Análises químicas ................................................................................................... 98
6.4. Resultados .............................................................................................................. 102
6.4.1. Parâmetros eletrocinéticos ................................................................................... 102
6.4.2. Descontaminação via Fenômenos Eletrocinéticos ............................................... 104
6.4.3. Análise de Extração Seqüencial ........................................................................... 107
6.5. Conclusões ............................................................................................................. 114
Referências bibliográficas ............................................................................................... 116
7. EFEITO DA DIFERENÇA DE POTENCIAL ELÉTRICO NA DESCONTAMINAÇÃO DE
SOLOS TROPICAIS VIA FENÔMENOS ELETROCINÉTICOS ...................................... 120
7.1. Introdução ............................................................................................................... 122
7.2. Revisão de Literatura .............................................................................................. 123
7.3. Métodos .................................................................................................................. 130
ix
7.3.1. Descontaminação via fenômenos eletrocinéticos ................................................. 130
7.3.2. Análises químicas ................................................................................................. 132
7.4. Resultados .............................................................................................................. 137
7.4.1. Parâmetros eletrocinéticos ................................................................................... 137
7.4.2. Descontaminação via Fenômenos Eletrocinéticos ............................................... 139
7.4.3. Análise de Extração Seqüencial ........................................................................... 142
7.5. Conclusões ............................................................................................................. 150
Referências Bibliográficas ............................................................................................... 152
8. CONCLUSÕES GERAIS ........................................................................................... 155
9. RECOMENDAÇÕES PARA TRABALHOS FUTUROS .............................................. 157
x
LISTA DE TABELAS
Tabela 2-1. Granulometria, limite de liquidez (LL), limite de plasticidade (LP), índice
de plasticidade (IP), índice de atividade de Skempton (A
c
), peso específico dos
sólidos e parâmetros de compactação dos solos determinados na energia do ensaio
Proctor normal (AZEVEDO, 1999) .............................................................................. 7
Tabela 2-2. Classificações geotécnicas dos solos segundo os Sistemas USC, TRB e
a Metodologia MCT (AZEVEDO, 1999) ....................................................................... 8
Tabela 3-1. Parâmetros ótimos de compactação dos solos nas energias de
compactação empregadas ........................................................................................ 15
Tabela 3-2. Parâmetros geotécnicos dos ensaios realizados para a determinação da
condutividade eletrosmótica dos solos (teor de umidade inicial, w
o
; teor de umidade
final, w
f
; índice de vazios inicial (e
o
); índice de vazios final (e
f
); grau de saturação
inicial, S
ri
; grau de saturação final, S
rf
) ...................................................................... 16
Tabela 3-3. Variação de k
e
com o tempo, para o solo 1 ............................................ 19
Tabela 3-4. Variação de k
e
com o tempo, para o solo 2 ............................................ 19
Tabela 3-5. Variação de k
e
com o tempo, para o solo 3 ............................................ 20
Tabela 4-1. Parâmetros ótimos de compactação dos solos na energia de
compactação Proctor Normal, obtidos por Azevedo (1999) ...................................... 30
Tabela 4-2. Parâmetros geotécnicos dos ensaios realizados para a determinação da
condutividade eletrosmótica dos solos (teor de umidade inicial, W
o
; teor de umidade
final, W
f
; grau de saturação inicial, Sr
i
; grau de saturação final, Sr
f
) ......................... 31
Tabela 4-3. Variação de k
e
com o tempo, para o solo 1 ............................................ 34
Tabela 4-4. Variação de k
e
com o tempo, para o solo 2 ............................................ 34
Tabela 4-5. Variação de k
e
com o tempo, para o solo 3 ............................................ 35
Tabela 5-1. Principais minerais secundários encontrados na fração argilosa dos
solos tropicais e suas características e propriedades (MITCHELL, 1993; DIXON and
WEED, 1989; FONTES, 2006; RICH, 1968) ............................................................. 46
Tabela 5-2. Classificação física e textural dos solos estudados ............................... 59
Tabela 5-3. Resultados das análises de rotina para o solo 1 no estado natural e após
sua contaminação com cádmio, para os tempos de incubação de 1, 10 e 20 dias ... 64
Tabela 5-4. Resultados das análises de rotina para o solo 2 no estado natural e após
sua contaminação com cádmio, para os tempos de incubação de 1, 10 e 20 dias ... 66
Tabela 5-5. Resultados das análises de rotina para o solo 3 no estado natural e após
sua contaminação com cádmio, para os tempos de incubação de 1, 10 e 20 dias ... 67
xi
Tabela 5-6. Porcentagem de óxidos de ferro na fração argila dos solos ................... 68
Tabela 5-7. Valores de CTC obtidos para os solos (TFSA) antes (estado natural) e
após a contaminação com cádmio, nos períodos de incubação estudados .............. 77
Tabela 5-8. Valores de PCZ obtidos para os solos (TFSA) antes (estado natural) e
após a contaminação com cádmio, nos períodos de incubação estudados .............. 81
Tabela 6-1. Etapas do processo de extração seqüencial, com o extrator usado e a
forma química determinada em cada uma delas ..................................................... 100
Tabela 6-2. Parâmetros geotécnicos dos ensaios de descontaminação eletrosmótica
realizados: teor de umidade inicial (W
o
); teor de umidade final (W
f
); grau de
saturação inicial (Sr
i
); grau de saturação final (Sr
f
); coeficiente de condutividade
eletrosmótica após estabilização de fluxo (k
e estabilizado
) ........................................... 103
Tabela 6-3. Porcentagem de cádmio removida pelo processo eletrocinético em cada
etapa da extração seqüencial, para os três solos analisados ................................. 113
Tabela 7-1. As quatro etapas do processo de extração seqüencial, com o extrator
usado e a forma química determinada em cada uma delas .................................... 133
Tabela 7-2. Parâmetros geotécnicos e eletrocinéticos dos ensaios de
descontaminação: teor de umidade inicial (w
o
); teor de umidade final (w
f
); grau de
saturação inicial (Sr
i
); grau de saturação final (Sr
f
); coeficiente de condutividade
eletrosmótica após estabilização de fluxo(k
e estabilizado
) ............................................ 137
Tabela 7-3. Porcentagem de cádmio removida pelo processo eletrocinético em cada
etapa da extração seqüencial, para os três solos analisados ................................. 148
xii
LISTA DE FIGURAS
Figura 2-1. Local de coleta do solo 1. ......................................................................... 5
Figura 2-2. Local de coleta do solo 2. ......................................................................... 6
Figura 2-3. Local de coleta do solo 3. ......................................................................... 7
Figura 2-4. Vista tridimensional da célula eletrocinética empregada no presente
estudo (DAMASCENO, 2003). .................................................................................... 9
Figura 2-5. Célula eletrocinética empregada, com detalhes de um ensaio
eletrosmótico em andamento. ................................................................................... 10
Figura 3-1. Variação do fluxo eletrosmótico e da corrente elétrica com o tempo, para
os solos 1, 2 e 3. ....................................................................................................... 17
Figura 3-2. Variação de k
e
para o solo 1 com o tempo, em função da energia de
compactação empregada. ......................................................................................... 20
Figura 3-3. Variação de k
e
para o solo 2 com o tempo, em função da energia de
compactação empregada. ......................................................................................... 21
Figura 3-4. Variação de k
e
para o solo 3 com o tempo, em função da energia de
compactação empregada. ......................................................................................... 21
Figura 4-1. Os quatro fenômenos eletrocinéticos: (a) eletrosmose; (b) eleroforese; (c)
potencial induzido por fluxo; (d) potencial induzido por migração. (MITCHELL, 1993).
.................................................................................................................................. 26
Figura 4-2. Variação do fluxo eletrosmótico e da corrente elétrica para os solos 1, 2 e
3. ............................................................................................................................... 32
Figura 4-3. Variação de k
e
para o solo 1 com o tempo, em função da diferença de
potencial aplicada. ..................................................................................................... 35
Figura 4-4. Variação de k
e
para o solo 2 com o tempo, em função da diferença de
potencial aplicada. ..................................................................................................... 36
Figura 4-5. Variação de k
e
para o solo 3 com o tempo, em função da diferença de
potencial aplicada. ..................................................................................................... 36
Figura 5-1. Condições geométricas para a difração de raios-X, de acordo com a Lei
de Bragg (SCHULZE, 1989). ..................................................................................... 43
Figura 5-2. Croqui esquemático do procedimento de determinação de PCZES. ...... 53
Figura 5-3. Análises granulométricas dos solos segundo as metodologias adotadas
pela ABNT (1984) e a EMBRAPA (1997). ................................................................. 60
xiii
Figura 5-4. Frações argila (a), silte (b) e areia (c) do solo 1. ..................................... 60
Figura 5-5. Frações argila (a), silte (b) e areia (c) do solo 2. ..................................... 61
Figura 5-6. Frações argila (a), silte (b) e areia (c) do solo 3. ..................................... 61
Figura 5-7. Lâminas de areia (a), silte (b) e argila (c) utilizadas para a análise de
difração de raios-x, para o solo 1. ............................................................................. 70
Figura 5-8. Lâminas de areia (a), silte (b) e argila (c) utilizadas para a análise de
difração de raios-x, para o solo 2. ............................................................................. 71
Figura 5-9. Lâminas de areia, silte e argila utilizadas para a análise de difração de
raios-x, para o solo 3. ................................................................................................ 71
Figura 5-10. Resultados da difração de raios-x da fração areia de todos os três solos
estudados. ................................................................................................................. 72
Figura 5-11. Resultados da difração de raios-x da fração silte de todos os três solos
estudados. ................................................................................................................. 73
Figura 5-12. Resultados da difração de raios-x da fração argila natural de todos os
três solos estudados. ................................................................................................ 75
Figura 5-13. Resultados das curvas de PCZES do solo 1 antes e após a
contaminação com cádmio, e em todos os períodos de incubação estudados. ........ 79
Figura 5-14. Resultados das curvas de PCZES do solo 2 antes e após a
contaminação com cádmio, e em todos os períodos de incubação estudados. ........ 80
Figura 5-15. Resultados das curvas de PCZES do solo 3 antes e após a
contaminação com cádmio, e em todos os períodos de incubação estudados. ........ 81
Figura 6-1. Metodologia de extração seqüencial empregada no presente trabalho. . 99
Figura 6-2. Concentrações de cádmio nos compartimentos do ânodo e do cátodo,
para diferentes tempos de incubação, e valores de pH determinados nos corpos-de-
prova antes e após a realização dos ensaios de descontaminação no solo 1. ....... 105
Figura 6-3. Concentrações de cádmio nos compartimentos do ânodo e do cátodo,
para diferentes tempos de incubação, e valores de pH determinados nos corpos-de-
prova antes e após a realização dos ensaios de descontaminação no solo 2. ....... 106
Figura 6-4. Concentrações de cádmio nos compartimentos do ânodo e do cátodo,
para diferentes tempos de incubação, e valores de pH determinados nos corpos-de-
prova antes e após a realização dos ensaios de descontaminação no solo 3. ....... 106
Figura 6-5. Resultados de extração seqüencial obtidos antes e após a realização dos
ensaios de descontaminação realizados no solo 1, considerando-se os tempos de
incubação estudados e as distâncias das seções dos corpos-de-prova em relação ao
catodo. .................................................................................................................... 108
xiv
Figura 6-6. Resultados de extração seqüencial obtidos antes e após a realização dos
ensaios de descontaminação realizados no solo 2, considerando-se os tempos de
incubação estudados e as distâncias das seções dos corpos-de-prova em relação ao
catodo. .................................................................................................................... 109
Figura 6-7. Resultados de extração seqüencial obtidos antes e após a realização dos
ensaios de descontaminação realizados no solo 3, considerando-se os tempos de
incubação estudados e as distâncias das seções dos corpos-de-prova em relação ao
catodo. .................................................................................................................... 110
Figura 7-1. Croqui esquemático do processo de extração seqüencial. ................... 134
Figura 7-2. Concentração de cádmio nos compartimentos do ânodo e do cátodo,
para o solo 1 durante a realização dos ensaios de descontaminação via fenômenos
eletrocinéticos e valores de pH mesmos antes e após a realização dos ensaios. .. 140
Figura 7-3. Concentração de cádmio nos compartimentos do ânodo e do cátodo,
para o solo 2 durante a realização dos ensaios de descontaminação via fenômenos
eletrocinéticos e valores de pH mesmos antes e após a realização dos ensaios. .. 140
Figura 7-4. Concentração de cádmio nos compartimentos do ânodo e do cátodo,
para o solo 3 durante a realização dos ensaios de descontaminação via fenômenos
eletrocinéticos e valores de pH mesmos antes e após a realização dos ensaios. .. 141
Figura 7-5. Resultados de extração seqüencial obtidos antes e após os ensaios de
descontaminação via fenômenos eletrocinéticos realizados no solo 1. .................. 143
Figura 7-6. Resultados de extração seqüencial obtidos antes e após os ensaios de
descontaminação via fenômenos eletrocinéticos realizados no solo 2. .................. 144
Figura 7-7. Resultados de extração seqüencial obtidos antes e após os ensaios de
descontaminação via fenômenos eletrocinéticos realizados no solo 3. .................. 145
xv
RESUMO
VELTEN, Rodrigo Zorzal, M.Sc., Universidade Federal de Viçosa, fevereiro de 2008.
Condutividade eletrosmótica e remediação de solos contaminados com
cádmio via eletrosmose. Orientador: Dario Cardoso de Lima. Co-Orientadores:
Mauricio Paulo Ferreira Fontes e Carlos Alexandre Braz de Carvalho.
O presente trabalho abordou a aplicação de fenômenos eletrocinéticos na
remediação de solos, com um direcionamento ao emprego da eletrosmose na
descontaminação de três solos da Zona da Mata Norte, estado de Minas Gerais,
Brasil, contaminados com o elemento-traço cádmio. Buscou-se ampliar o horizonte
de pesquisas já desenvolvidas na Universidade Federal de Viçosa, com a inclusão
da avaliação do processo eletrosmótico em parâmetros químicos e mineralógicos de
uma gama maior de solos, bem como avaliar o efeito de diferentes vairáveis na
eficiência do processo de descontaminação. Trabalhou-se com solos residuais de
gnaisse, como se segue: (i) solo 1, um residual maduro, pedologicamente
classificado como Latossolo Vermelho-Amarelo, de comportamento geotécnico
laterítico e textura argilo-areno-siltosa; (ii) solo 2, saprolítico, de comportamento
geotécnico não laterítico e textura areno-silto-argilosa; e (iii) solo 3, também, residual
maduro, pedologicamente classificado como Argissolo Vermelho-Amarelo, de
comportamento geotécnico não laterítico e textura argilo-areno-siltosa. O elemento-
traço empregado foi o cádmio, fonte poluidora presente em objetos de uso diário e
que apresenta comportamento adsorção-dessorção intermediário. O programa de
estudo foi dirigido aos solos antes e após contaminação com cádmio e abrangeu a
realização de: (i) análises de difração de raios-X; (ii) análises de laboratório para
determinação de propriedades física e química; (iii) determinações de CTC e PCZ;
(iv) avaliação da influência da energia de compactação e, portanto, da estrutura, no
coeficiente de condutividade eletrosmótica dos solos; (v) avaliação da influência da
diferença de potencial elétrico aplicado (ddp) no processo de descontaminação
eletrocinética, trabalhando-se com valores de 5, 15 e 30 V; (vi) análise da influência
do tempo de incubação do contaminante (períodos de 1, 10 e 20 dias) e da ddp (5,
15 e 30 V) na descontaminação dos solos. Os resultados mostraram que: (i) na
fração areia dos solos estudados, havia predomínio de quartzo, enquanto que nas
frações argila e silte, havia dominância de caulinita; no entanto, observou-se
presença expressiva de hematita e gibbsita, no solo 1, e de goethita, no solo 3; (ii) os
solos 1 e 3, do ponto de vista eletroquímico e ambiental, mostraram-se mais ativos,
podendo apresentar alta adsorção específica de cátions; (iii) o PCZ foi um fator
xvi
determinante em todas as propriedades dos solos estudados, bem como no
processo de descontaminação eletrocinética, mostrando-se associado o sentido do
fluxo eletrosmótico aos resultados dos ensaios de descontaminação; (iv) a adição do
contaminante aos solos produziu variações significativas nos seus parâmetros
químicos obtidos via análises de rotina, CTC e PCZ, em especial no caso dos solos
1 e 3, mais ativos; (v) os valores do coeficiente de condutividade eletrosmótica não
variaram significativamente com a aplicação de diferentes potenciais elétricos e de
diferentes energias de compactação, exceto para o solo 3, provavelmente devido a
fatores mineralógicos dos solos; (vi) a remoção de cádmio dos solos, através dos
fenômenos eletrocinéticos, aumentou significativamente com o aumento do período
de incubação e com o aumento da diferença de potencial elétrico aplicado, para
todos os solos estudados.
xvii
ABSTRACT
VELTEN, Rodrigo Zorzal, M.Sc., Universidade Federal de Viçosa, February 2008.
Electroosmotic conductivity and remediation of cadmium contaminated
soils via electroosmosis. Adviser: Dario Cardoso de Lima. Co-Advisers:
Mauricio Paulo Ferreira Fontes and Carlos Alexandre Braz de Carvalho.
This research addressed the application of electrokinetic phenomena in soil
remediation, considering the application of electroosmosis in the decontamination of
three soils from the Zona da Mata Norte, Minas Gerais state, Brazil, contaminated
with the element-trace cadmium. This work followed a line of research previously
developed at the Universidade Federal de Viçosa, including the evaluation of the
electroosmotic process in the chemical and mineralogical parameters of a larger
gamma of soils, as well as evaluating the effect of testing parameters in the efficiency
of the decontamination process. The tested soils were residual products from gneiss,
as follow: (i) soil 1, a mature residual soil, pedologically classified as Red Yellow
Latosol, presenting lateritic geotechnical behavior and silty-sandy-clayey texture; (ii)
soil 2, saprolitic, presenting non lateritic geotechnical behavior and clayey-silty-sandy
texture; e (iii) soil 3, also a mature residual soil, pedologically classified as Red yellow
Podzol (Argisol), presenting non-lateritic geotechnical behavior and sandy-silty-
clayey texture. Cadmium was the element- trace used in the experiment because it is
a usual polluting source in daily use objects and presents adsorption-desorption
intermediate behavior. The study program was directed to the analysis of soil
behavior before and after their contamination with cadmium, encompassing the
following steps: (i) X-rays analysis; (ii) physical and chemical routine tests; (iii)
determination of CEC and ZPC; (iv) evaluation of the influence of the applied
compaction effort and, therefore, of structure, in the soils eletrosmotic conductivity
coefficient; (v) evaluation of the influence of the applied electrical potential difference
(ddp) of 5, 15 and 30 V in the electrokinetic decontamination process; (vi) analysis of
the influence of the contaminant incubation time (periods of 1, 10 and 20 days) and of
ddp (5, 15 and 30 V) in the decontamination process. The results had shown that: (i)
quartz predominated in the soils sand fraction, whereas kaolinite predominated in the
soils silt and clay fractions; however, it was observed significant presence of hematite
and gibbsite in the clay fraction of soil 1 and of goethite in the clay fraction of soil 3;
(ii) electrochemically, soils 1 and 3 revealed more active behavior, presenting higher
specific cation adsorption capacity; (iii) the parameter ZPC was a determinant factor
xviii
in all the analyzed soils chemical properties, as well as in the electrokinetic
decontamination process, governing the direction of the eletrosmotic flow and
influencing in the results of the decontamination applied technique; (iv) the addition of
the contaminant to soils was responsible for significant changes in the routine
analysis and in the CEC and ZPC parameters, specially regarding soils 1 and 3,
which are the most active ones; (v) except for soil 3, the values of the electroosmotic
conductivity coefficient of soil was not significantly influenced by the application of
different electric potentials and different compaction efforts; (vi) for all tested soils,
cadmium soils removal through electrokinetic phenomena increased significantly with
the increase of the incubation time and with the increase of the applied electric
potential difference.
1
1. INTRODUÇÃO
1.1. Considerações Gerais
Nas últimas décadas, sob o prisma geotécnico e em nível internacional, tem
crescido o interesse pelo emprego dos fenômenos eletrocinéticos no melhoramento
dos solos, através de duas modalidades de aplicações: (i) melhoria das
características do solo, através da remoção de sua água livre, de modo a aumentar
a sua resistência ao cisalhamento e reduzir a sua compressibilidade, empregando-
se a técnica de eletrosmose; (ii) descontaminação dos solos via a eletrosmose, mas,
também, englobando outros fenômenos eletrocinéticos no processo.
Segundo Alshawabkeh et al. (1999), embora existam muitas formas e
tecnologias para se promover a descontaminação de solos finos, nenhuma é tão
efetiva e econômica como o emprego de fenômenos eletrocinéticos, uma vez que
pelo menos três problemas podem influenciar significativamente o processo, a
saber:
condutividade hidráulica baixa dos solos: economicamente, este fator
pode tornar impraticável, se não impossível, o uso de técnicas, por
exemplo, de bombeamento e lavagem de solos contaminados, pois um
baixo gradiente hidráulico aplicado não gerará volume e fluxo liquido
suficiente para fazer a limpeza/retirada de contaminantes em um tempo
aceitável, ao passo que o emprego de um alto gradiente hidráulico pode
fraturar o solo e criar caminhos de fluxo hidráulico preferenciais de sub-
superfície, acelerando a migração de contaminantes;
superfície específica elevada: este é um fator presente nos solos finos e
possibilita a ocorrência de áreas com alta atividade para complexação e
sorção de contaminantes na superfície específica dos solos, o que faz
com que diminua a quantidade de contaminantes na fase dissolvida,
reduzindo, então, a eficiência de muitas tecnologias de remediação;
muitas das reações citadas anteriormente são dinâmicas, dependentes
do pH, reversíveis e não muito bem compreendidas até o presente
momento.
2
Outro aspecto de interesse na descontaminação dos solos finos é que muitos
dos métodos utilizados são demorados, dispendiosos e muitas vezes exigem o
emprego de equipamentos especiais nem sempre disponíveis em trabalhos comuns
de engenharia civil. Portanto, é de interesse empregar tecnologias que primem por
serem de baixo custo e simplicidade de execução, no que se insere a remediação
eletrocinética, a qual envolve o uso de fenômenos eletrocinéticos, em especial da
eletrosmose, sendo este o objeto principal de estudo da presente dissertação.
1.2. Objetivos
O presente trabalho teve por objetivo analisar os efeitos da aplicação de
fenômenos eletrocinéticos na remediação de três solos residuais de gnaisse da
Zona da Mata Norte de Minas Gerais, Brasil, contaminados com o elemento-traço
cádmio. Os objetivos específicos foram enunciados, como segue:
caracterizar eletroquimicamente e mineralogicamente os solos, bem como
avaliar o efeito da adição do elemento-traço cádmio em seus parâmetros
eletroquímicos;
determinar a condutividade eletrosmótica dos solos e avaliar o efeito da
estrutura, representada pela aplicação das energias dos ensaios de
compactação Proctor normal e Proctor modificado, neste parâmetro;
analisar o efeito da diferença de potencial elétrico aplicado na condutividade
eletrosmótica dos solos e nos seus processos de descontaminação
eletrocinética;
avaliar o efeito do tempo de incubação do elemento-traço cádmio no processo
de remediação eletrocinética; e
contribuir para a formação de um banco nacional de dados sobre a ação de
fenômenos eletrocinéticos em solos, sob o prisma da Geotecnia Ambiental.
1.3. Organização do Trabalho
Formalmente, esta dissertação engloba nove capítulos, tendo-se optado por
apresentar os resultados da pesquisa na forma de artigos científicos que têm fortes
3
ligações entre si, em termos de concepção e desenvolvimento do experimento. A
organização do trabalho em capítulos obedeceu a:
capítulo 1, onde se apresenta uma introdução geral ao tema analisado, os
objetivos e a organização do trabalho;
capítulo 2, que introduz os materiais e a célula eletrocinética utilizada em
todas as etapas da pesquisa. Considerando o formato do trabalho, observa-
se que neste tipo de apresentação é comum ocorrer repetição excessiva de
informações sobre os materiais e os equipamentos utilizados, haja vista que
estes integram o item Materiais e Métodos de cada artigo. Assim, optou-se
por apresentar nesse capítulo os materiais e o equipamento básico
empregado na pesquisa, reservando-se aos capítulos escritos na forma de
artigos a exposição das metodologias de pesquisa específicas;
capítulo 3, em que se estuda a influência da energia de compactação e,
consequentemente, da estrutura, na condutividade eletrosmótica dos solos;
capítulo 4, onde se analisa a influência da diferença de potencial elétrico
aplicado na condutividade eletrosmótica dos solos;
capítulo 5, que trata das caracterizações física, química e mineralógica dos
solos analisados, e da influência da adição de cádmio e do seu período de
incubação nos solos em dois parâmetros químicos de interesse para a análise
de fenômenos eletrocinéticos, que são a capacidade de troca catiônica (CTC)
e o ponto de carga zero (PCZ);
capítulo 6, onde se avalia a influência do tempo de incubação do
contaminante na eficiência do processo de descontaminação dos solos via
fenômenos eletrocinéticos;
capítulo 7, no qual se considera a influência da diferença de potencial elétrico
e do tempo de incubação no processo de remediação eletrocinética;
capítulos 8 e 9, que apresentam, respectivamente, as conclusões finais e as
sugestões para trabalhos futuros.
4
Referências Bibliográficas
ALSHAWABKEH, A. N.; YEUNG, A. T.; BRICKA, M. R. Practical aspects of in-situ
electrokinetic extraction, Journal of Environmental Engineering, January, 9
p., 1999.
5
2. MATERIAIS E CÉLULA ELETROCINÉTICA
2.1. Materiais
2.1.1. Solos
O presente trabalho foi conduzido com três solos da Zona da Mata Norte de
Minas Gerais, como segue:
solo 1: solo residual maduro de gnaisse, pedologicamente classificado como
Latossolo Vermelho-Amarelo, que apresenta horizonte B latossólico de
tonalidade avermelhada, aspecto poroso, com granulometria areno-silto-
argilosa. A amostra foi coletada no Alto dos Barbados, no Campus da
Universidade Federal de Viçosa (UFV), no horizonte B de um talude de
corte, no ponto de coordenadas geográficas de posição 20
0
45’ 11,1” de
latitude Sul e 42
0
51’ 31,2” de longitude Oeste de Greenwich. A Figura 2-1
ilustra o local de coleta da amostra.
Figura 2-1. Local de coleta do solo 1.
solo 2: solo saprolítico de gnaisse, representante do manto saprolítico,
horizonte C, com presença de mica, tom róseo avermelhado, devido à
presença de hematita, e com textura areno-silto-argilosa. A amostra desse
6
solo foi coletada em talude de corte localizado na rodovia que une as
cidades de Viçosa e Paula Cândido, no local de coordenadas geográficas
de posição 20
0
46´ 48,2” de latitude Sul e 42
0
52´ 52” de longitude Oeste de
Greenwich. A Figura 2-2 apresenta o local de coleta da amostra.
Figura 2-2. Local de coleta do solo 2.
solo 3: solo residual de gnaisse, pedologicamente classificado como
Argissolo Vermelho Amarelo, com horizonte B textural, estrutura em blocos
bem nítida no campo, granulometria argilo-silto-arenosa e cor vermelho-
amarelada. A amostra foi coletada no Campus da UFV, no lado esquerdo da
rodovia MG-60, sentido Viçosa-Ubá, a 5 km de distância da primeira, na
antiga Usina de Álcool da UFV, em um talude de corte, no local de
coordenadas geográficas de posição 20
0
45’ 23,5” de latitude Sul e 42
0
50”
22,4” de longitude Oeste de Greenwich. A Figura 2-3 mostra o local de
coleta da amostra.
7
Figura 2-3. Local de coleta do solo 3.
As Tabelas 2-1 e 2-2 apresentam, respectivamente, parâmetros geotécnicos e
as classificações geotécnicas dos solos segundo os Sistemas USC (VARGAS, 1977)
e TRB (DNIT, 2006), bem como de acordo com a Metodologia MCT (NOGAMI e
VILLIBOR, 1995), obtidos por Azevedo (1999).
Tabela 2-1. Granulometria, limite de liquidez (LL), limite de plasticidade (LP), índice
de plasticidade (IP), índice de atividade de Skempton (A
c
), peso específico dos
sólidos e parâmetros de compactação dos solos determinados na energia do ensaio
Proctor normal (AZEVEDO, 1999)
Parâmetros geotécnicos
Unidade
Solo 1
Solo 2
Solo 3
Areia (2 mm < ≤ 0,06 mm)
%
38
58
8
Silte (0,06 mm < ≤ 0,002 mm)
%
37
30
40
Argila ( ≤ 0,002 mm)
%
25
13
52
LL
%
79
31
81
LP
%
41
19
58
IP
%
38
12
22
A
c
*
[IP/(% ≤ 2mm]
1,52
0,92
0,42
s
*
kN/m
3
27,33
26,29
27,59
w
ót
*
%
30,50
20,23
33,68
d
*
kN/m
3
13,90
15,57
12,87
Nota: A
C
– Índice de Atividade Skempton (IP/(%≤ 2mm);
s
– peso específico dos sólidos;
w
ót
– teor de umidade ótimo;
d
– peso específico seco máximo.
8
Tabela 2-2. Classificações geotécnicas dos solos segundo os Sistemas USC, TRB e
a Metodologia MCT (AZEVEDO, 1999)
Solos
Classificações Geotécnicas
TRB
USC
MCT
1
A-7-5 (18)
MH
LG´
2
A-6 (2)
SC-SM
NS´
3
A-7-5 (17)
MH
NG´
Os motivos para a escolha dos solos em estudo foram:
apresentam classificações geotécnicas diferentes (solos 1, 2 e 3) e
pedológica (solos 1 e 3);
exibem comportamentos geotécnicos diferentes, sob a ótica da
classificação MCT, sendo o solo 1 de comportamento laterítico e os solos
2 e 3 de comportamento não laterítico;
texturalmente, apresentam diferenças significativas, possibilitando o
estudo do efeito das dimensões de suas partículas na eficiência do
processo de descontaminação via fenômenos eletrocinéticos;
eletroquimicamente e mineralogicamente, diferem significativamente,
adicionando-se outro fator de interesse no estudo;
englobam parte significativa das ocorrências de solos do Complexo
Cristalino Brasileiro.
2.1.2. Contaminante
No presente estudo, empregou-se o elemento-traço cádmio. A razão da
escolha do cádmio como elemento contaminante se deve ao fato de que ele é
comumente encontrado em áreas contaminadas, como produto oriundo de muitas
fontes, tais como materiais eletrônicos, pilhas, entre outras, e apresentar adsorção
específica intermediária pelos minerais argilosos do solo. Destaca-se, também, que
a definição do quantitativo empregado desse contaminante obedeceu a valores
orientadores mínimos da CETESB-SP (2001), que já exigem intervenção em uma
área contaminada com esse metal, seja esta agrícola ou residencial. Segundo essa
entidade, para intervenção em uma área contaminada com cádmio, caso esta seja
agrícola ou residencial, é da ordem de 10 12 mg/kg de solo seco, sendo que uma
9
concentração de cádmio de 3,0 mg.kg
-1
já é considerada elevada o suficiente para
se colocar uma determinada área em estado de alerta.
Utilizou-se uma solução mono espécie contendo cádmio, na forma de nitrato de
cádmio [Cd(NO
3
)
2
] de 100 mg.L
-1
, que foi adicionada aos solos em quantidades
diferentes, em função dos seus teores de umidade e dos quantitativos de água
necessário para levá-los à concentração de cádmio da ordem de 10 – 12 mg/kg em
relação ao peso de solo seco. O sal de cádmio utilizado foi o nitrato de cádmio tetra
hidratado da Riedel-de Haen, com 99% de pureza, com quatro moléculas de água e
peso molecular de 308,48 g.
2.1.3. Célula eletrocinética
A célula eletrocinética empregada no presente estudo foi projetada e construída
por Damasceno (2003), empregando-se, porém, um conjunto de eletrodos de grafite,
que são inertes e não sofrem oxi-redução, em contrapartida aos originais que eram
de cobre. A Figura 2-4 ilustra a célula eletrocinética empregada e a Figura 2-5
detalha um ensaio em andamento no Laboratório de Engenharia Civil da
Universidade Federal de Viçosa (UFV).
Figura 2-4. Vista tridimensional da célula eletrocinética empregada no presente
estudo (DAMASCENO, 2003).
10
Figura 2-5. Célula eletrocinética empregada, com detalhes de um ensaio
eletrosmótico em andamento.
Referências Bibliográficas
AZEVEDO, M. A. Contribuição à Caracterização Geotécnica de Solos de Viçosa,
Universidade Federal de Viçosa, Viçosa-MG, Tese de Mestrado do
Departamento de Engenharia Civil da UFV, 174p., 1999.
CETESB/SP – Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental, Relatório de
Estabelecimento de Valores Orientadores para Solos e Águas
Subterrâneas no Estado de São Paulo, São Paulo – SP, 232 p, 2001.
DNIT - DEPARTAMENTO NACIONAL DE INFRA-ESTRUTURA DE
TRANSPORTES. Manual de pavimentação. Diretoria de Planejamento e
Pesquisa, Coordenação Geral de Estudos e Pesquisa, Instituto de Pesquisas
Rodoviárias, IPR - Publicação 719. Rio de Janeiro, RJ, 2006, 274 p.
NOGAMI, J.S. & VILLIBOR, D.F., Pavimentação de Baixo Custo com Solos
Lateríticos. São Paulo: Vilibor, 213 p, 1995.
VARGAS, M., Introdução à Mecânica dos Solos. São Paulo, Editora Universidade
de São Paulo, 1977.
11
3. EFEITO DA ENERGIA DE COMPACTAÇAO NA CONDUTIVIDADE
ELETROSMÓTICA DE SOLOS
Resumo: No presente trabalho analisa-se o efeito do uso de duas energias de
compactação na condutividade eletrosmótica de três solos residuais de gnaisse da
Zona da Mata Norte do estado de Minas Gerais, Brasil. Esses solos, aqui
denominados 1, 2 e 3, classificados geotecnicamente como residuais maduros
(solos 1 e 3) e residual jovem (solo 2, saprolítico), bem como classificados
pedologicamente como Latossolo Vermelho-Amarelo (solo 1), Saprolítico de Gnaisse
(solo 2) e Podzólico Vermelho Amarelo (solo 3), apresentam, respectivamente,
texturas argilo-areno-siltosa, areno-silto-argilosa e argilo-silto-arenosa. Trabalhou-se
com corpos-de-prova moldados nos parâmetros ótimos (w
ot
,
smax
) das energias dos
ensaios de compactação Proctor Normal e Proctor Modificado. Os ensaios para a
determinação da condutividade eletrosmótica foram realizados em uma célula
eletrocinética desenvolvida no Laboratório de Engenharia Civil da Universidade
Federal de Viçosa (UFV), aplicando-se uma diferença de potencial elétrico de 30 V e
permitindo-se a variação da corrente elétrica no decorrer dos ensaios. Os
coeficientes de condutividade eletrosmótica (k
e
) determinados variaram da ordem de
10
-7
a 10
-6
cm
2
/s*V, para os solos analisados. Para fins práticos, não foram
observados aumentos significativos nos valores de k
e
para o solo 1, de
comportamento laterítico, bem como para o solo 2, de comportamento não-laterítico.
Contudo, para o solo 3, de comportamento não-laterítico, observou-se decréscimo
de k
e
com o aumento da energia de compactação, o que traz à tona a hipótese de
que a mineralogia e a química de superfície dos solos sejam elementos de interesse
significativo no valor deste parâmetro, o que poderá ser esclarecido em futuras
pesquisas.
Palavras chaves: condutividade eletrosmótica, influência da energia de
compactação, solos tropicais.
Abstract: This paper addresses the effect of the compactation effort in the
electroosmotic conductivity of three soils from the Zona da Mata Norte, Minas Gerais
state, Brazil, herein named soils 1, 2 and 3. Geotechnically, these soils are classified
12
as mature residual soils (soils 1 and 3) and young residual soil (soil 2, saprolitic), and
pedologically as Red Yellow Latossol (soil 1), Gneiss Saprolitic (soil 2) and Red
Yellow Podzol (soil 3). These soils exhibit silt-sand-clayey (soil 1), clay-silt-sandy (soil
2) and sand-silt-clayey (soil 3) textures. Specimens were prepared at the optimum
compaction parameters from the Standard and Modified Proctor compaction efforts
(w
ot
,
smax
). Laboratory tests for determination of the electroosmotic conductivity (k
e
)
of soils were performed using an electroosmotic cell developed at the Civil
Engineering Laboratory of the Universidade Federal de Viçosa (UFV), Minas Gerais
state, Brazil, by applying a 30 V electric potential difference and allowing variation of
the electric current during testing. In the tested soils, analysis of the experimental
data showed that k
e
varied from 10
-7
to 10
-6
cm
2
/s*V. In soil 1 (lateritic geotechnical
behavior and a Red Yellow Latossol) and in soil 2 (non-lateritic geotechnical
behavior) it was not observed significant variations in k
e
with increasing compactation
effort. However, in soil 3 (non-lateritic geotechnical behavior and a Red Yellow
Podzol) it was observed significant decrease in k
e
with increasing compaction effort.
A possible explanation for these behaviors could be related to soils mineralogy and
superficial chemistry which could be explored in further researches.
Keywords: electroosmotic conductivity, influence of compaction effort, tropical soils.
3.1. Introdução
A estabilização dos solos engloba técnicas que visam melhorar o
comportamento destes materiais, principalmente dos seus parâmetros de resistência
ao cisalhamento, deformação sob a ação de cargas e absorção de água, para fins
de emprego em engenharia civil (LIMA et al., 1993). Segundo Silva (1968), pode-se
referir às seguintes modalidades de estabilização dos solos: mecânica, química,
térmica e elétrica.
Especificamente, a estabilização mecânica processa-se através da
compactação (rearranjo das partículas) ou da correção granulométrica (adição ou
retirada de partículas). A estabilização química é feita com a adição de uma
pequena quantidade de produto químico, por exemplo, cal, cimento ou betume,
dentre outros produtos, para se produzir alterações na massa sólida do solo,
conferindo-lhe ganhos nos seus parâmetros de resistência mecânica. A
13
estabilização térmica agrupa técnicas como congelamento (alteração da textura do
solo), aquecimento (rearranjo da rede cristalina dos minerais que constituem o solo)
e termosmose (drenagem por difusão de um fluido no meio poroso pela ação de
gradientes de temperatura). A estabilização elétrica abrange as técnicas baseadas
na passagem de correntes elétricas de baixa tensão, gerando-se os fenômenos de
eletrosmose, eletroforese e consolidação eletroquímica (LIMA et al., 1993).
No Brasil, é comum empregarem-se as estabilizações mecânica e química na
construção de obras de terra. No entanto, nas últimas décadas, sob o prisma
geotécnico e em nível internacional, tem crescido o interesse pelo emprego dos
fenômenos eletrocinéticos, especificamente da eletrosmose, no melhoramento dos
solos, através de duas modalidades de aplicações, a saber: (i) melhoria das
características do solo, através da remoção de sua água livre, de modo a aumentar
a sua resistência ao cisalhamento e reduzir a sua compressibilidade; (ii)
descontaminação dos solos, englobando também a ação de outros fenômenos
eletrocinéticos no processo.
É comum atribuir-se a Leonard Casagrande, na década de 1930, os primeiros
estudos voltados à aplicação dos fenômenos de condução, em particular da
eletrosmose, na prática da engenharia geotécnica. Desde então, essa técnica vem
sendo aplicada com relativo sucesso em estudos de laboratório e trabalhos de
campo direcionados à retirada de água e à descontaminação de solos.
Um parâmetro do solo de interesse quando se emprega a eletrosmose em
qualquer das duas modalidades de aplicação é o coeficiente de condutividade
eletrosmótica (k
e
), pois é através dele que se determina a quantidade de água que
percola pelo solo através da aplicação da corrente elétrica. Esse parâmetro é
definido como sendo função do volume de água que percola no solo com o tempo,
da seção transversal da massa de solo e do gradiente elétrico aplicado, que é
definido como a razão entre a diferença de potencial aplicada pela distância entre os
eletrodos dos seus pontos de aplicação.
Segundo a literatura especializada, mais direcionada a solos de regiões
temperadas, o k
e
é da mesma ordem de magnitude para a maioria dos solos. No
entanto, a eficiência e a economia do emprego da eletrosmose dependem da
quantidade de água transportada por unidade de carga elétrica que passa, sendo
que esta quantidade pode variar de várias ordens de magnitude dependendo de
14
alguns fatores, tais como tipo de solo, teor de umidade e concentração eletrolítica
(MITCHELL, 1993).
Considerando esses aspectos, o presente trabalho tem como objetivo estudar a
influência da energia de compactação na determinação do coeficiente de
condutividade eletrosmótico de três solos de distintos comportamentos geotécnicos
e texturas da Zona da Mata Norte de Minas Gerais, Brasil.
3.2. Métodos
Trabalhou-se com amostras compactadas de solos nas energias dos ensaios
Proctor Normal e Proctor Modificado, com a aplicação de uma diferença de potencial
de 30 V, também utilizada no trabalho de Damasceno (2003).
O programa de ensaios abrangeu as seguintes etapas:
compactação estática de corpos-de-prova cilíndricos dos solos com área de
secção transversal de 12,7 cm², nos parâmetros ótimos de compactação
relativos às energias dos ensaios Proctor Normal e Proctor Modificado, em
obediência a resultados obtidos por Azevedo (1999), apresentados na Tabela
3-1 a seguir. A compactação foi executada diretamente no cilindro de acrílico
da célula eletrocinética, obedecendo-se à exigência de grau de compactação
na faixa de
3,0100
%;
realização dos ensaios para a determinação da condutividade eletrosmótica
dos solos, obedecendo-se aos procedimentos adotados por Damasceno
(2003), conforme se descreve a seguir:
o colocação do molde de acrílico com o corpo-de-prova na célula
eletrocinética, preenchendo-se os compartimentos do ânodo e do
cátodo com água destilada, bem como os tubos de entrada e saída de
água, até o nível desejado, finalizando-se a montagem da célula. Após
montagem, procedeu-se à manutenção da célula em repouso por 24
horas, para verificação de possíveis problemas operacionais, em
especial a ocorrência de vazamento;
o decorrido o tempo de 24 horas, passou-se à aplicação de uma
diferença de potencial 30 V ao corpo-de-prova, deixando-se a corrente
elétrica variar no decorrer do ensaio, até se atingir a estabilização do
15
fluxo eletrosmótico, que, no presente caso, ocorreu após 120 horas de
ensaio.
após a realização do ensaio, extraiu-se o corpo-de-prova da célula
eletrocinética, para determinação da sua massa, teor de umidade e,
consequentemente, outros índices físicos finais de interesse, como grau de
saturação e índice de vazios.
A Tabela 3-1 apresenta os parâmetros ótimos de compactação dos solos
estudados.
Tabela 3-1. Parâmetros ótimos de compactação dos solos nas energias de
compactação empregadas
Solo
Energia de Compactação
empregada
w (%)
d
(kN/m
3
)
1
Proctor Normal*
30,50
13,90
Proctor Modificado
26,04
15,25
2
Proctor Normal*
20,23
15,57
Proctor Modificado
14,46
17,65
3
Proctor Normal*
33,68
12,87
Proctor Modificado
22,72
15,66
* dados obtidos por Azevedo (1999)
3.3. Resultados
A Tabela 3-2 apresenta os parâmetros geotécnicos dos corpos-de-prova
empregados nos ensaios para a determinação da condutividade eletrosmótica dos
solos analisados, nas duas energias de compactação empregadas.
O coeficiente de condutividade eletrosmótica é função do fluxo de água que
percola pelo solo, da seção transversal e do gradiente elétrico aplicado, que é
definido como a razão entre a diferença de potencial aplicada pela distância entre os
eletrodos da célula eletrocinética.
Com base nos resultados dos ensaios eletrosmóticos realizados, pode-se
determinar o volume que percolou pelo corpo-de-prova no decorrer do ensaio,
traçando-se uma curva de volume versus tempo, para cada energia de compactação
empregada e, assim, estudar o efeito desta no fluxo eletrosmótico. Além disso,
16
mediu-se, também, a corrente elétrica durante a realização do ensaio, de modo a se
avaliar a sua variação com o tempo. Na Tabela 3-2 e na Figura 3-1 apresentam-se
os resultados dos ensaios realizados, considerando a duração, teor de umidade
inicial (w
o
), teor de umidade final (w
f
), índice de vazios inicial (e
o
), índice de vazios
final (e
f
), grau de saturação inicial (S
ri
), grau de saturação final (S
rf
) e as relações
entre volumes percolados de água versus tempo para os solos analisados.
Tabela 3-2. Parâmetros geotécnicos dos ensaios realizados para a determinação da
condutividade eletrosmótica dos solos (teor de umidade inicial, w
o
; teor de umidade
final, w
f
; índice de vazios inicial (e
o
); índice de vazios final (e
f
); grau de saturação
inicial, S
ri
; grau de saturação final, S
rf
)
Solo
Energia de Compactação
empregada
Duração
(horas)
w
0
(%)
w
f
(%)
e
o
e
f
S
ri
S
rf
1
Proctor Normal
241,36
29,65
34,17
0,95
0,99
86,89
95,84
Proctor Modificado
239,95
26,57
29,25
0,79
0,80
93,89
100,00
2
Proctor Normal
240,84
20,20
23,87
0,70
0,65
78,73
98,68
Proctor Modificado
240,18
14,38
22,46
0,61
0,60
63,40
100,00
3
Proctor Normal
240,58
33,29
38,00
1,15
1,13
81,74
94,78
Proctor Modificado
263,93
21,92
26,00
0,76
0,78
81,20
99,23
17
0 50 100 150 200 250
Tempo [horas]
0
20
40
60
80
Variação de Volume [mL]
Energia Normal
Energia Modificada
0 50 100 150 200 250
Tempo [horas]
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
Corrente Elétrica [mA]
Solo 1
0 50 100 150 200 250
Tempo [horas]
0
20
40
60
80
Variação de Volume [mL]
Energia Normal
Energia Modificada
0 50 100 150 200 250
Tempo [horas]
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
Corrente Elétrica [mA]
Energia Normal
Energia Modificada
Solo 2
0 50 100 150 200 250 300
Tempo [horas]
0
20
40
60
80
Variação de Volume [mL]
Energia Normal
Energia Modificada
0 50 100 150 200 250 300
Tempo [horas]
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
Corrente Elétrica [mA]
Energia Normal
Energia Modificada
Solo 3
Figura 3-1. Variação do fluxo eletrosmótico e da corrente elétrica com o tempo, para
os solos 1, 2 e 3.
18
Dos gráficos apresentados na Figura 3-1, pode-se observar que o fluxo
eletrosmótico (volume com o tempo) aumenta com o tempo. Com relação à corrente
elétrica, nota-se, queda com o aumento da energia de compactação, haja vista que
houve aumento do fluxo eletrosmótico com este aumento. Com base na
granulometria dos solos analisados, pode-se observar que os solos 1 e 3, de textura
argilosa, apresentaram quedas no fluxo eletrosmótico e aumentos na corrente
elétrica com o aumento da energia de compactação, enquanto que o solo 2, de
textura arenosa, não apresentou variações significativas tanto no fluxo eletrosmótico,
como na corrente elétrica com a variação da energia de compactação.
Segundo a metodologia MCT, o solo 1 apresenta comportamento laterítico e os
solos 2 e 3, comportamentos não-lateríticos. Acoplando a essa observação o fato de
que os solos em estudo apresentam formações genéticas diferenciadas, pode-se
inferir que a mineralogia e a química de superfície desses materiais influenciam os
seus comportamentos geotécnicos, em termos do parâmetro condutividade
eletrosmótica. Como se observa na Figura 3-1, o fluxo eletrosmótico do solo 1, em
ambas as energias de compactação empregadas, é significativamente menor do que
o fluxo eletrosmótico dos solos 2 e 3, mostrando o interesse do uso dessa
metodologia de classificação, também, em fenômenos de condução eletrosmótica
em solos.
Com base nas curvas volume versus tempo para cada solo, a diferença de
potencial aplicada e conhecendo-se a área da seção transversal dos corpos-de-
prova utilizados nos ensaios eletrosmóticos, pode-se determinar os valores dos
coeficientes de condutividade eletrosmótica dos solos em função do tempo. Como a
vazão é a variação do volume em função do tempo, para cada solo e em função do
tempo, pode-se determinar uma curva de volume através dos resultados dos
ensaios realizados, e, com a derivada desta curva, em cada instante de tempo,
pode-se obter a vazão e, assim, os coeficientes de condutividade eletrosmótica dos
solos. As Tabelas 3-3 a 3-5 e a Figuras 3-2 a 3-4 apresentam as variações do
coeficiente de condutividade eletrosmótica dos solos (k
e
) em função do tempo e da
energia de compactação aplicada.
19
Tabela 3-3. Variação de k
e
com o tempo, para o solo 1
ke [10
-7
cm
2
/s*V] - Solo 1
Tempo [horas]
Energia de Compactação
Normal
Modificada
0
32,358
23,529
0,1
32,237
23,482
0,2
32,116
23,435
0,5
31,755
23,295
1
31,161
23,062
2
29,998
22,601
4
27,772
21,697
8
23,710
19,963
15
17,777
17,159
30
9,486
12,094
60
5,963
5,459
90
10,155
2,776
120
10,430
3,200
Tabela 3-4. Variação de k
e
com o tempo, para o solo 2
ke [10
-7
cm
2
/s*V] - Solo 2
Tempo [horas]
Energia de Compactação
Normal
Modificada
0
69,746
30,170
0,1
69,648
30,186
0,2
69,552
30,201
0,5
69,261
30,248
1
68,780
30,326
2
67,825
30,482
4
65,949
30,791
8
62,329
31,400
15
56,422
32,435
30
45,596
34,523
60
31,435
38,170
90
27,262
41,111
120
33,076
43,346
20
Tabela 3-5. Variação de k
e
com o tempo, para o solo 3
ke [10
-7
cm
2
/s*V] - Solo 3
Tempo [horas]
Energia de Compactação
Normal
Modificada
0
44,693
9,163
0,1
44,666
9,153
0,2
44,638
9,143
0,5
44,557
9,111
1
44,423
9,060
2
44,158
8,957
4
43,643
8,758
8
42,672
8,376
15
41,155
7,766
30
38,623
6,690
60
35,981
5,374
90
35,584
4,961
120
36,249
5,198
0 20 40 60 80 100 120
Tempo [horas]
0
20
40
60
80
100
k
e
[x 10
-7
cm
2
/s*V]
Energia Normal
Energia Modificada
Figura 3-2. Variação de k
e
para o solo 1 com o tempo, em função da energia de
compactação empregada.
21
0 20 40 60 80 100 120
Tempo [horas]
0
20
40
60
80
100
k
e
[x 10
-7
cm
2
/s*V]
Figura 3-3. Variação de k
e
para o solo 2 com o tempo, em função da energia de
compactação empregada.
0 20 40 60 80 100 120
Tempo [horas]
0
20
40
60
80
100
k
e
[x 10
-7
cm
2
/s*V]
Energia Normal
Energia Modificada
Figura 3-4. Variação de k
e
para o solo 3 com o tempo, em função da energia de
compactação empregada.
Sob o ponto de vista de aplicações práticas em Geotecnia e com relação à
variação da energia de compactação empregada, o aumento deste parâmetro não
resultou em diferenças consideráveis de comportamentos nos solos 1 e 2,
respectivamente de texturas predominantemente argilosa e arenosa, como se
constata, respectivamente, nos dados apresentados nas Tabelas 3-3 a 3-5 e Figuras
3-3 a 3-5, confirmando, assim, relatos de Mitchell (1993) e de Silva (1968).
Entretanto, o solo 3, de textura predominantemente argilosa e de comportamento
geotécnico não-laterítico, apresentou, diferentemente dos outros solos, variação
significativa de volume com o tempo, resultando em maiores diferenças no
parâmetro k
e
com o aumento da energia de compactação, da ordem de 4, como se
22
mostra na Tabela 3-5, o que, à luz dos resultados obtidos no presente trabalho,
ressalta a importância maior da mineralogia e da química de superfície sobre a
textura dos solos no comportamento do parâmetro k
e
.
3.4. Conclusões
Considerando-se os solos analisados e aplicações práticas no campo da
engenharia geotécnica, os resultados obtidos permitem concluir que:
houve influência significativa da energia de compactação no coeficiente de
condutividade eletrosmótica dos solos 1 e 3, trazendo à tona a
possibilidade de que a mineralogia e a química de superfície dos solos
sejam parâmetros importantes no valor deste parâmetro; e
pelo fato do solo 2 apresentar comportamento resiliente, quando se aplica
a energia de compactação do ensaio Proctor modificado, a estrutura final
resultante pode não ser aquela produzida inicialmente por esta energia.
Referências Bibliográficas
AZEVEDO, M. A. Contribuição à Caracterização Geotécnica de Solos de Viçosa,
Universidade Federal de Viçosa, Viçosa-MG, Dissertação de Mestrado do
Departamento de Engenharia Civil da UFV, 174p., 1999.
DAMASCENO, V. M. Condutividade Eletrosmótica e Descontaminação de um
Solo de Comportamento Laterítico da Zona da Mata Norte de Minas Gerais
via Fenômenos Eletrocinéticos. Universidade Federal de Viçosa, Viçosa-MG,
Dissertação de Mestrado do Departamento de Engenharia Civil da UFV, 81 p.,
2003.
DNIT - DEPARTAMENTO NACIONAL DE INFRA-ESTRUTURA DE
TRANSPORTES. Manual de pavimentação. Diretoria de Planejamento e
Pesquisa, Coordenação Geral de Estudos e Pesquisa, Instituto de Pesquisas
Rodoviárias, IPR - Publicação 719. Rio de Janeiro, RJ, 2006, 274 p.
LIMA, D. C.; BUENO, B. S.; SILVA, C. H. C., Estabilização dos Solos II: Técnicas
e Aplicações a Solos da Microrregião de Viçosa, Apostila nº 333,
23
Universidade Federal de Viçosa, Imprensa Universitária, Viçosa – MG, 1993, 32
páginas.
MITCHELL, J. K. Fundamentals of Soil Behavior, John Wiley & Sons, Inc., New
York, 2nd ed., 437 p., 1993.
SILVA, D. P., Estudo do Comportamento Reológico de Solos Estabilizados com
Cimento: Processos Gerais de Estabilização, Relatório Final, Processo
52/8/3048, Lisboa, Laboratório Nacional de Engenharia Civil, 1968, 343
páginas.
VARGAS, M. (1977) Introdução à Mecânica dos Solos. São Paulo, Editora
Universidade de São Paulo, 1977.
24
4. EFEITO DA DIFERENÇA DE POTENCIAL ELÉTRICO APLICADA NA
CONDUTIVIDADE ELETROSMÓTICA DE SOLOS
Resumo: No presente trabalho analisa-se o efeito do uso de diferentes potenciais
elétricos na condutividade eletrosmótica de três solos da Zona da Mata Norte do
estado de Minas Gerais, Brasil, aqui denominados solos 1, 2 e 3, respectivamente,
de texturas argilo-areno-siltosa, areno-silto-argilosa e argilo-silto-arenosa.
Trabalhou-se com corpos-de-prova moldados nos parâmetros ótimos (w
ot
,
smax
) da
energia do ensaio de compactação Proctor Normal. Os ensaios para a determinação
da condutividade eletrosmótica foram realizados em uma célula eletrocinética em
uso no Departamento de Engenharia Civil da Universidade Federal de Viçosa
(DEC/UFV), com a aplicação de diferenças de potenciais elétricos de 5, 15 e 30 V,
permitindo-se a variação da corrente elétrica no decorrer dos ensaios. Os
coeficientes de condutividade eletrosmótica determinados quando o fluxo ficou
constante foram da ordem de 10
-6
a 10
-7
cm
2
/s*V, para os solos analisados. Foram
observados aumentos significativos nos fluxos eletrosmóticos dos solos com o
aumento do período de duração dos ensaios e com o aumento da diferença de
potencial elétrico aplicada, sendo que a corrente elétrica decresceu
sistematicamente com o tempo de duração dos ensaios.
Palavras chaves: condutividade eletrosmótica, diferença de potencial, solos
tropicais.
Abstract: This paper addresses the effect of the application of different electric
potentials in the electroosmotic conductivity of three soils from the Minas Gerais
state´s Zona da Mata Norte, Brazil,
25
conductivity found were around 10
-6
cm
2
/s *V, for the analyzed soils. In all soils it was
observed significant increases in the osmotic flows with increasing testing time and
applied electric potential difference, as well as inverse behavior regarding the electric
current.
Keywords: electro-osmotic conductivity, electric potential difference, tropical soils.
4.1. Introdução
Projetos geotécnicos em solos, em geral, consideram fenômenos que envolvem
o estudo de tensões e deformações, mudanças de volume e, ou fluxo de líquidos e
gases. Esses tipos de fluxo, geralmente, de importância no comportamento
geotécnico dos solos, têm sido estudados por causa da sua importância em
problemas de percolação, consolidação e estabilidade, os quais formam parcela
significativa da análise de problemas e projetos direcionados à engenharia
geotécnica.
Segundo Mitchell (1993), pode-se referir a quatro tipos de fluxos, com suas
respectivas leis, que governam os fenômenos de condução nos solos, a saber: fluxo
de água, governado pela equação de Darcy; fluxo de calor, governado pela lei de
Fourier; fluxo elétrico, governado pela lei de Ohm; e, fluxo químico, governado pela
lei de Fick. A Equação 4-1 apresenta a formulação matemática do fluxo duplo.
J
i
= L
ij
* X
j
(4-1)
Em que L
ij
é denominado de coeficiente de condutividade do fluxo e X
j
corresponde à força que governa o mesmo.
Mitchell (1993) destaca que quando o fluxo no solo é governado por fluxos e
gradientes hidráulico e elétrico, estes são responsáveis por quatro tipos de
fenômenos, denominados eletrocinéticos, que são responsáveis pelo movimento
relativo de partículas, cargas de superfície (íons) e água, podendo-se referir a:
eletrosmose, eletroforese, potencial induzido por fluxo e potencial induzido por
migração ou sedimentação. Esses quatro tipos de fenômenos eletrocinéticos
encontram-se ilustrados na Figura 4-1.
26
Figura 4-1. Os quatro fenômenos eletrocinéticos: (a) eletrosmose; (b) eleroforese; (c)
potencial induzido por fluxo; (d) potencial induzido por migração. (MITCHELL, 1993).
Dentre os fenômenos eletrocinéticos, destaca-se o interesse pela eletrosmose,
que se refere à situação em que uma diferença de potencial é aplicada a uma massa
úmida de solo, gerando a atração de cátions para o cátodo e ânions para o ânodo,
conforme destaca Casagrande (1953). Ao migrarem os íons carregam sua água de
hidratação, bem como exercem um arraste viscoso na água ao seu redor. Mitchell
(1993) destaca que, em geral, há mais cátions do que ânions em uma massa de solo
cujas partículas sejam argilominerais com superfícies carregadas negativamente,
gerando-se a ocorrência de um fluxo de água na direção do cátodo, sendo a sua
magnitude dependente do coeficiente de condutividade eletrosmótica do solo.
Dentre as aplicações práticas da eletrosmose na Geotecnia, Medina e Castello
Branco (1985) referem-se a: redução do atrito negativo de estacas cravadas,
fazendo-as funcionarem como cátodos; aumento da resistência lateral de estacas e
tubulões, fazendo-as funcionarem como ânodos; estabilização de túneis, cavas de
fundação, e taludes, em caráter temporário por eletro-drenagem, ou de forma
permanente por eletro-endurecimento; estabilização de solos de fundações de
pavimentos e lastros de ferrovias; e, melhoria da capacidade de suporte de terrenos
de fundação e aceleração dos recalques de solos compressíveis sob aterros. Do
27
ponto de vista geotécnico, esses autores relatam que no processo de eletrosmose,
em geral, a água flui no sentido ânodo-cátodo, fazendo com que ocorram mudanças
nas propriedades do solo presente entre os eletrodos, com destaque para: quedas
na poropressão e, conseqüentemente, devido ao princípio da tensão efetiva,
aumentos na tensão efetiva no ânodo, implicando em aumentos na resistência ao
cisalhamento do solo, além de um melhor controle dos seus recalques; propriedades
do solo inalteradas no cátodo, que é para onde a água do solo migra.
Sob o prisma da modelagem de fenômenos eletrosmóticos em solos, é comum
se referir às teorias de Helmholtz-Smoluchowschi, Schmid e o Modelo de Atrito de
Spiegler. Os modelos eletrocinéticos mais utilizados empregam a teoria de
Helmholtz-Smoluchowski e a de Schmid, como destaca Mitchell (1993). A equação
4-2 apresenta uma descrição do fluxo eletrosmótico.
EHEH
XLJ
(4-2)
Na prática, essa relação é freqüentemente apresentada como se mostra na
equação 4-3, segundo a Teoria de Helmholtz-Smoluchowski.
AikvAq
ee
(4-3)
Em que q é a vazão, A é a área da seção transversal,
v
é a velocidade de
escoamento,
e
k
é o coeficiente de condutividade eletrosmótica e i
e
é o gradiente
elétrico.
O coeficiente de condutividade eletrosmótica é uma propriedade do solo que
indica a velocidade do fluxo hidráulico sob um gradiente elétrico unitário, sendo sua
determinação comumente feita segundo as duas teorias já citadas. Segundo Mitchell
(1993), na Teoria de Helmholtz-Smoluchowski, esse coeficiente independe do
tamanho dos poros do solo, enquanto que na Teoria de Schmid, ele varia com o
quadrado do raio de um simples capilar do solo. Esse autor considera que no caso
de solos argilosos, a teoria de Helmholtz dá melhores resultados, pois muitas argilas
têm agrupamentos ou estruturas agregadas com o fluxo eletrosmótico sendo
controlado mais pela largura dos poros que pelos poros desagrupados.
Segundo Mitchell (1993), dados experimentais mostram que o valor de k
e
é da
ordem de 10
-4
a 10
-5
cm
2
/s*V, sendo o mesmo relativamente independente do tipo de
28
solo; mas, a eficiência e a economia da aplicação da técnica são afetadas pela
concentração eletrolítica presente e pela quantidade de água que percola no solo,
pois estes fatores, além do tipo de solo, afetam a quantidade de água transportada
por unidade de carga elétrica. Determinações de k
e
em solos brasileiros, embora
pouco disponíveis na literatura técnica, têm sido da ordem de 10
-7
cm
2
/s*V, como
relatam Araruna et al. (2002) e Damasceno (2003).
Bjerrum et al. (1967) destacam o sucesso da consolidação eletrosmótica como
um mecanismo de estabilização de solos. Segundo esses autores, os efeitos desse
tratamento em uma argila de alta compressibilidade levaram a um aumento
significativo na sua resistência ao cisalhamento, queda no seu teor de umidade no
ânodo e a nenhuma alteração significativa neste parâmetro no cátodo; mas, com
relação aos limites de Atterberg, eles observaram que ocorreu aumento significativo
no ânodo e não significativo no cátodo, efeito este que apenas a consolidação não
poderia ser responsável, pois para que isso ocorresse deveriam acontecer
mudanças na mineralogia e nas características de superfície das partículas do solo
em questão. Entretanto, ressalta-se que a aplicação da técnica eletrosmótica a um
solo leva à ocorrência de efeitos eletroquímicos na sua massa, podendo-se citar:
difusão de íons, troca iônica, desenvolvimento de um gradiente osmótico e de pH,
dessecação devido à geração de calor nos eletrodos, decomposição mineral,
precipitação de sais ou minerais secundários, eletrólise, hidrólise, oxidação, redução
e absorção química e física. Como destaca Mitchell (1993), por causa desses
efeitos, mudanças contínuas nas propriedades geotécnicas do solo podem ser
esperadas.
Medina e Castelo Branco (1985) analisaram o fenômeno do adensamento de
solos via eletrosmose, ou eletrodrenagem, trabalhando com uma argila orgânica
mole retirada de uma cava do metropolitano do Rio de Janeiro. Em um dos seus
estudos, os autores procuraram verificar a influência da diferença de potencial
aplicada na eficiência do processo de eletrodrenagem, empregando diferenças de
potencial de 2, 4, 8, 16 e 32 V, concluindo que: (i) quanto maior o gradiente elétrico
aplicado, maior o recalque ou a deformação específica induzida; (ii) para a voltagem
de 32 V, fenômenos de cavitação, trincamento, aquecimento e aumento da
resistência elérica do solo prejudicaram a eficiência do processo de eletrodrenagem;
(iii) após a aplicação da corrente elétrica, observou-se inchamento da amostra
adensada; e, (iv) com relação a variação de teor de umidade nos eletrodos após a
29
passagem da corrente elétrica, verificou-se que próximo ao cátodo, para onde fluiu a
água, aumentou um pouco o teor de umidade e junto ao ânodo houve diminuição.
Porém, verificou-se também que a partir de 5 a 8 V/cm passou a ser menor a
variação da umidade do solo com o acréscimo do gradiente elétrico.
Considerando o interesse de se analisar a influência da aplicação de diferentes
voltagens ou potenciais elétricos na condutividade eletrosmótica dos solos e a
escassez de literatura técnica especializada sobre este tema, em especial com
relação aos solos de regiões tropicais, o presente trabalho teve como objetivo
estudar a influência da diferença de potencial aplicada nos valores dos coeficientes
de condutividade eletrosmótica de solos da Zona da Mata Norte de Minas, Gerais,
Brasil, considerando-se um possível emprego destes materiais compactados em
obras de natureza geoambiental.
4.2. Métodos
O programa de ensaios abrangeu as seguintes etapas:
compactação de corpos-de-prova cilíndricos dos solos com área de secção
transversal de 12,7 cm², nos parâmetros ótimos de compactação relativos à
energia do ensaio Proctor Normal, determinados por Azevedo (1999) e
apresentados na Tabela 4-1 a seguir. A compactação foi executada
diretamente no cilindro de acrílico da célula eletrocinética, obedecendo-se à
exigência de grau de compactação na faixa de
3,0100
%;
realização dos ensaios para a determinação da condutividade eletrosmótica
dos solos, obedecendo-se aos procedimentos adotados por Damasceno
(2003), conforme se descreve a seguir:
o colocação do molde de acrílico com o corpo-de-prova na célula
eletrocinética, preenchendo-se os compartimentos do ânodo e do
cátodo com água destilada, bem como os tubos de entrada e
saída de água, até o nível desejado, finalizando-se a montagem
da célula. Após montagem, procedeu-se à manutenção da célula
em repouso por 24 horas, para verificação de possíveis
problemas operacionais, em especial a ocorrência de vazamento;
o decorrido o tempo de 24 horas, passou-se à aplicação de uma
das diferenças de potencial de 5, 15 ou 30 V ao corpo-de-prova,
30
deixando-se a corrente elétrica variar no decorrer do ensaio. No
presente caso, realizou-se cada ensaio durante 120 horas,
buscando-se atingir uma estabilização do fluxo eletrosmótico.
após a realização do ensaio, o corpo-de-prova foi extraído da célula
eletrocinética, para determinação da sua massa final, teor de umidade e,
consequentemente, outros índices físicos de interesse, como grau de
saturação e índice de vazios.
A Tabela 4-1 apresenta os parâmetros ótimos de compactação dos solos
estudados.
Tabela 4-1. Parâmetros ótimos de compactação dos solos na energia de
compactação Proctor Normal, obtidos por Azevedo (1999)
Solo
w (%)
d
(kN/m
3
)
1
30,50
13,90
2
20,23
15,57
3
33,68
12,87
4.3. Resultados
A Tabela 4-2 apresenta os parâmetros geotécnicos dos corpos-de-prova
empregados nos ensaios para a determinação da condutividade eletrosmótica dos
solos analisados.
Segundo a equação 4-3, o coeficiente de condutividade eletrosmótica é função
do fluxo de água que percola pelo solo, da seção transversal e do gradiente elétrico
aplicado, que é definido como a razão entre a diferença de potencial aplicada pela
distância entre os eletrodos da célula eletrocinética.
Com base nos resultados dos ensaios eletrosmóticos realizados, pode-se
determinar o volume que percolou pelo corpo-de-prova no decorrer do ensaio,
traçando-se uma curva de volume versus tempo, para cada diferença de potencial
aplicada e, assim, estudar o efeito desta no fluxo eletrosmótico. Além disso, mediu-
se, também, a corrente elétrica durante a realização do ensaio, de modo a se avaliar
a sua variação com a diferença de potencial aplicada. Na Figura 4-2 apresentam-se
os resultados dos ensaios realizados.
31
Tabela 4-2. Parâmetros geotécnicos dos ensaios realizados para a determinação da
condutividade eletrosmótica dos solos (teor de umidade inicial, W
o
; teor de umidade
final, W
f
; grau de saturação inicial, Sr
i
; grau de saturação final, Sr
f
)
Solo
Diferença de
potencial
aplicada (V)
Energia de
compactação
Duração
(horas)
w
0
(%)
w
f
(%)
Sr
i
Sr
f
1
5
Proctor normal
156,17
30,38
33,19
87,28
96,52
15
150,28
30,38
34,79
87,72
99,13
30
152,61
29,65
34,17
86,89
95,84
2
5
Proctor normal
168,05
20,64
25,39
79,86
98,09
15
169,07
20,64
25,63
80,17
99,20
30
152,92
20,20
23,87
78,73
98,68
3
5
Proctor normal
126,13
33,54
44,57
82,43
100,00
15
120,10
33,54
42,01
82,31
99,26
30
123,43
33,29
38,00
81,74
94,78
32
0 30 60 90 120 150
Tempo [horas]
0
10
20
30
40
Variação de Volume [mL]
0 30 60 90 120 150
Tempo [horas]
0.00
0.20
0.40
0.60
0.80
1.00
Corrente Elétrica [mA]
Solo 1
0 30 60 90 120 150
Tempo [horas]
0
10
20
30
40
Variação de Volume [mL]
0 30 60 90 120 150
Tempo [horas]
0.00
0.20
0.40
0.60
0.80
1.00
Corrente Elétrica [mA]
5 V
15 V
30 V
Solo 2
0 30 60 90 120 150
Tempo [horas]
0
10
20
30
40
Variação de Volume [mL]
5 V
15 V
30 V
0 30 60 90 120 150
Tempo [horas]
0.00
0.20
0.40
0.60
0.80
1.00
Corrente Elétrica [mA]
5 V
15 V
30 V
Solo 3
Figura 4-2. Variação do fluxo eletrosmótico e da corrente elétrica para os solos 1, 2 e
3.
33
Pode-se observar pelos gráficos apresentados na Figura 4-2 que o fluxo
eletrosmótico aumenta, sistematicamente, com o tempo e com o aumento da
diferença de potencial aplicada. Porém, para fins práticos, não se observou
variações de fluxo significativas em todos os solos, para as diferenças de potencial
aplicadas de 5, 15 V, sendo as mesmas expressivas para a diferença de potencial
aplicada de 30 V.
Aparentemente, não há uma explicação plausível para o comportamento dos
fluxos eletrosmóticos apresentados na Figura 4-2, com base nos sistemas
tradicionais de classificação geotécnica de solos (USC e TRB), embora se tenha
observado diferenciação expressiva nos comportamentos dos solos segundo a
Metodologia MCT, como se apresenta na Tabela 2-2. Por outro lado, destaca-se que
os volumes finais percolados nos solos 1, 2 e 3 diferem significativamente, indicando
influência significativa da textura no coeficiente de condutividade eletrosmótica dos
solos, contrariamente ao que relata, por exemplo, Mitchell (1993). Uma explicação
para o comportamento observado para o fluxo eletrosmótico pode residir no fato de
que o mesmo é fortemente influenciado por parâmetros químicos e mineralógicos
dos solos em estudo, em concordância com Mitchell (1993). Logo, aspectos
químicos e mineralógicos dos solos devem ser incorporados a presente análise,
para se chegar a conclusões concretas sobre a influência da apllicação de diferentes
valores de diferença de potencial na condutividade eletrosmótica dos solos,
destacando-se que este tipo de análise será objeto de artigo subseqüente.
Com base nas curvas volume versus tempo para cada solo, considerando as
diferenças de potencial aplicadas e conhecendo-se a área da seção transversal dos
corpos-de-prova utilizados nos ensaios eletrocinéticos, pode-se determinar o valor
do coeficiente de condutividade eletrosmótica em função do tempo, aplicando-se a
equação 3-3. Como a vazão é a variação do volume em função do tempo, para cada
solo e em função do tempo, pode-se determinar uma curva de volume através dos
resultados dos ensaios realizados, sendo que, com a derivada desta curva, em cada
instante de tempo pode-se obter a vazão e, assim, os coeficientes de condutividade
eletrosmótica dos solos.
As Tabelas 4-3 a 4-5 e as Figuras 4-3 a 4-5 apresentam os valores do
coeficiente de condutividade eletrosmótica dos solos (k
e
) em função do tempo e da
diferença de potencial aplicada.
34
Tabela 4-3. Variação de k
e
com o tempo, para o solo 1
k
e
[10
-7
cm
2
/s*V] - Solo 1
Tempo [horas]
Diferença de potencial [V]
5
15
30
0
53,936
39,965
32,358
0,1
53,897
39,594
32,237
0,2
53,585
39,493
32,116
0,5
53,740
39,192
31,755
1
53,544
38,694
31,161
2
53,152
37,715
29,998
4
52,366
35,820
27,772
8
50,789
32,277
23,710
15
48,025
26,831
17,777
30
42,146
18,075
9,486
60
31,123
9,864
5,963
90
22,143
9,010
10,155
120
16,484
9,460
10,430
Tabela 4-4. Variação de k
e
com o tempo, para o solo 2
k
e
[10
-7
cm
2
/s*V] - Solo 2
Tempo [horas]
Diferença de potencial [V]
5
15
30
0
199,810
74,080
69,746
0,1
198,988
73,780
69,648
0,2
198,167
73,482
69,552
0,5
195,721
72,590
69,261
1
191,692
71,122
68,780
2
183,809
68,250
67,825
4
168,736
62,758
65,949
8
141,284
52,753
62,329
15
101,413
38,216
56,422
30
46,945
18,296
45,596
60
31,594
12,155
31,435
90
77,344
27,386
27,262
120
107,782
35,720
33,076
35
Tabela 4-5. Variação de k
e
com o tempo, para o solo 3
k
e
[10
-7
cm
2
/s*V] - Solo 3
Tempo [horas]
Diferença de potencial [V]
5
15
30
0
188,284
68,509
44,693
0,1
188,123
68,402
44,666
0,2
187,963
68,296
44,638
0,5
187,481
67,976
44,557
1
186,680
67,447
44,423
2
185,086
66,401
44,158
4
181,926
64,358
43,643
8
175,724
60,468
42,672
15
165,244
54,287
41,155
30
144,388
43,730
38,623
60
109,233
33,612
35,981
90
82,818
38,153
35,584
120
65,144
57,355
36,249
0 40 80 120
Tempo [horas]
0
40
80
120
160
200
k
e
[x 10
-7
cm
2
/s*V]
5V
10 V
30 V
Figura 4-3. Variação de k
e
para o solo 1 com o tempo, em função da diferença de
potencial aplicada.
36
0 40 80 120
Tempo [horas]
0
40
80
120
160
200
k
e
[x 10
-7
cm
2
/s*V]
Figura 4-4. Variação de k
e
para o solo 2 com o tempo, em função da diferença de
potencial aplicada.
0 40 80 120
Tempo [horas]
0
40
80
120
160
200
k
e
[x 10
-7
cm
2
/s*V]
5 V
15 V
30 V
Figura 4-5. Variação de k
e
para o solo 3 com o tempo, em função da diferença de
potencial aplicada.
Analisando-se os dados apresentados nas Tabelas 4-3 a 4-5 e nas Figuras 4-3
a 4-5, observa-se que aumentos nas diferenças de potencial aplicadas redundaram
em quedas no coeficiente de condutividade eletrosmótica de todos os solos
analisados, sendo esta constatação mais nítida para o solo 1, bem como que este
parâmetro apresentou, sistematicamente, tendência de queda com o tempo de
37
duração dos ensaios eletrosmóticos. Destaca-se que o solo 1 é o que apresentou
resultados mais consistentes, notando-se que o seu coeficiente de condutividade
eletrosmótica decresceu com o tempo, bem como que, à medida que a diferença de
potencial aumentava, o seu o valor decrescia. Tem-se, também, que o solo 1, de
textura predominantemente argilosa e de comportamento laterítico, apresentou, na
constância de fluxo, coeficiente de condutividade eletrosmótica de 1,03 x 10
-6
cm
2
/s*V, sendo que os solos 2 e 3, respectivamente de texturas predominantemente
arenosa e argilosa e de comportamento geotécnico não laterítico, exibiram, na
constância de fluxo, coeficientes de condutividade eletrosmótica maiores, da ordem
de 3 x 10
-6
cm
2
/s*V. Destaca-se que os solos 2 e 3 apresentaram maiores
discrepâncias e variações de resultados, observando-se decréscimos, constância e,
até incrementos nos valores da condutividade eletrosmótica com o tempo de
duração dos ensaios, reforçando a constatação que a química e a minerologia dos
solos devem ser incorporadas a presente análise, de modo a se chegar a resultados
mais consistentes. Com isso, deve-se acrescentar a influência da química e da
mineralogia dos solos às análises efetuadas.
4.4. Conclusões
Considerando-se os solos analisados, os resultados do presente trabalho
possibilitaram concluir que:
aumentos da diferença de potencial aplicada resultaram em aumentos no
fluxo eletrosmótico dos solos, comportamento este mais nítido e uniforme no
solo 1, sendo que, em todos os solos estudados, os coeficientes de
condutividade eletrosmótica apresentaram decréscimos com o aumento da
diferença de potencial aplicada, sendo esse resultado mais evidente no solo
1; e
a corrente elétrica apresentou comportamento decrescente com o tempo, e
crescente com o aumento da diferença de potencial aplicada, para os solos
analisados.
38
Referências bibliográficas
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VARGAS, M. (1977) Introdução à Mecânica dos Solos. São Paulo, Editora
Universidade de São Paulo, 1977.
39
5. CARACTERIZAÇÃO FÍSICA, QUÍMICA E MINERALÓGICA E A
INFLUÊNCIA DO PERÍODO DE INCUBAÇÃO SOBRE O PCZ E A CTC DE
SOLOS TROPICAIS CONTAMINADOS COM CÁDMIO
Resumo: O presente artigo aborda a caracterização física, química e mineralógica
de três solos da Zona da Mata Norte de Minas Gerais, Brasil, e a avaliação do efeito
do tempo de incubação na sua capacidade de troca catiônica (CTC) e no ponto de
carga zero (PCZ) quando contaminados com cádmio. O programa de ensaios de
laboratório abordou: (i) um solo de textura argilo-areno-siltosa de comportamento
geotécnico laterítico (solo 1); dois solos, respectivamente, de texturas areno-silto-
argilosa (solo 2) e argilo-silto-arenosa (solo 3), ambos de comportamento geotécnico
não laterítico; (ii) comparação dos resultados de análises granulométricas realizadas
segundo metodologias da ABNT e da EMBRAPA; (iii) caracterização química dos
solos, considerando-se as análises de rotina da EMBRAPA; (iv) análises de raios-X
e de extração de óxidos de ferro, obedecendo às metodologias de caracterização
mineralógica dos solos; e (v) estudo do efeito do período de incubação após
contaminação dos solos com cádmio via determinações de CTC e PCZ. Os
resultados obtidos mostram que: (i) há variações significativas nas granulometrias
dos solos determinadas segundo as metodologias da ABNT e da EMBRAPA; (ii)
resultados dos ensaios químicos de rotina mostram que os teores de alguns cátions,
como o potássio e o sódio, aumentam com a adição de cádmio no solo; (iii) o
quartzo é o principal mineral na fração areia dos solos estudados; já nas frações silte
e argila há o predomínio da caulinita, bem como ocorrem outros minerais
secundários, tais como goethita, hematita e gibbsita; (iv) a coloração avermelhada
do solo 1 deve-se à presença marcante de hematita, cujo pico foi detectado na
difração de raios-X; há ausência de gibbsita no solo 2, menos intemperizado do que
os outros dois; a coloração amarelada do solo 3 deve-se à presença de goethita,
cujo pico foi detectado na difração de raios-X; e (v) com relação ao efeito do tempo
de incubação de cádmio na química dos solos, a sua adição influencia
significativamente os valores de CTC e PCZ dos solos 1 e 3, mas não exerce
mesmo efeito no solo 2.
40
Palavras chave: solos tropicais, química e mineralogia dos solos, capacidade de
troca catiônica, ponto de carga zero.
Abstract: This paper addresses the physical, chemical and mineralogical
characterization of three residual soils from the Zona da Mata Norte de Minas Gerais,
Brazil, and the evaluation of the effect of the incubation term on their cationic
exchange capacity (CEC) and zero charge point (ZCP) when contaminated with
cadmium. The laboratory testing program included the following steps: (i) soils,
encompassing a silty-sandy-clay presenting lateritic geotechnical behavior (soil 1), a
clayey-silty-sand (soil 2) and a sandy-silty-clay (soil 3) presenting both non-lateritic
geotechnical behavior; (ii) comparison of physical characterization via sieve analysis
following ABNT and EMBRAPA methods; (iii) chemical characterization following
EMBRAPA routine tests; (iv) X-diffraction and oxide extraction following mineralogical
characterization methodologies; and (v) effects of soil cadmium contamination via
determination of soils CEC and ZCP considering cadmium incubation terms of 1, 10
and 20 days. Analysis of the testing data shows that: (i) significant changes were
observed in the grain size distribution of soils when comparing ABNT and EMBRAPA
testing procedures (ii) chemically, there is significant increases in the potassium and
sodium contents with cadmium addition; (iii) quartz is the main mineral in the sandy
soils fraction, as well as kaolinite predominates in the clayey and silty soils fractions,
although there is also presence of secondary minerals, such as goethite, hematite
and gibbsite; (iv) the red color of soil 1 is related to the presence of hematite, which
peak was detected in the X-ray diffraction analysis; there is absence of gibbsite in
soil 2, a saprolite and less weathered soil; and the yellow color of soil 3 is associated
to goethite, which peak was also detected in the X-ray diffraction analysis; (v)
regarding influence of the incubation term, cadmium addition affects significantly the
values of CEC and ZCP of soils 1 and 2, but does not affect the behavior of soil 2.
Keywords: tropical soils, soils chemistry and mineralogy, cation exchange capacity,
zero charge point.
41
5.1. Introdução
Pedologicamente, os solos são considerados meios porosos formados na
superfície da terra a partir de processos intempéricos, destacando-se os fenômenos
biológicos, atmosféricos e hidrológicos. Por isso, eles diferem de rocha alterada por
causa de uma estratificação aproximadamente horizontal, os horizontes do solo, e
que são produzidos pela influência contínua da percolação da água e pelos
organismos vivos.
Por outro lado, do ponto de vista químico, os solos são multicomponentes de
sistemas biogeoquímicos que contêm sólidos, líquidos e gases. Esses componentes
são sistemas abertos de troca de matéria e energia com a atmosfera circunvizinha, a
biosfera e a hidrosfera, sendo que esses fluxos de matéria e energia para os solos
ou dos solos são altamente variáveis com o tempo e o espaço (SPOSITO, 1989).
Para a Ciência do Solo, a fase sólida do solo é importante e muito estudada
pelos pesquisadores, sendo formada por matéria mineral ou inorgânica e matéria
orgânica. A primeira apresenta componentes que variam, significativamente, em
tamanho e exerce grande influência nas suas propriedades; a segunda é
representada por restos de animais e vegetais em estágios diversos de
decomposição e materiais sintetizados no solo (FONTES, 2006).
Mitchell (1993) considera que as propriedades dos solos dependem
diretamente das suas composições mineralógica e química, das suas texturas e
arranjos de partículas e dos efeitos ambientais. Atualmente, existem métodos que
podem ser empregadas para a determinação das suas composições, com destaque
para: análises granulométricas, para separação e análise do tamanho das partículas;
pré-tratamentos antes da realização de análises mineralógicas; análises químicas
para óxidos livres, constituintes amorfos e matéria orgânica; estudos de
microscopias petrográfica e eletrônica das frações silte e areia; difração de raios-X
para identificação dos minerais cristalinos; análise térmica diferencial; determinação
de superfície específica; análises químicas para determinação de cargas,
capacidade de troca catiônica (CTC), ponto de carga zero (PCZ), cátions trocáveis,
pH e sais solúveis; e ensaio de mancha para identificação de argilas.
Geotecnicamente, os solos são divididos nas frações pedregulho, areia, silte e
argila. Mineralogicamente, as frações areia e silte, geralmente, apresentam minerais
primários, mantendo-se inalterados em sua composição, e a fração argila é
42
composta por minerais secundários, que resultam de transformações químicas
sofridas pelos minerais primários.
Os minerais primários presentes no solo informam sobre o seu grau de
evolução e sua importância está intimamente ligada com a maior ou menor
facilidade de decomposição pelos agentes intempéricos, podendo-se assim inferir
sobre o seu estado evolutivo ou grau de maturação. Alguns minerais do solo se
alteram de forma rápida, como a olivina e a biotita, e suas presenças podem
informar sobre a sua idade e grau de evolução (solo mais jovem e pouco evoluído),
ao passo que outros minerais resistentes aos agentes de intemperização, mesmo
em níveis intensos de atuação, como quartzo, feldspato, muscovita, entre outros,
indicam um solo mais velho ou mais evoluído (FONTES, 2006).
Por outro lado, os minerais secundários compõem a fração mais fina dos solos,
são originados de transformações químicas e apresentam grande importância,
principalmente na química dos solos, pelo fato desta ser a fração mais ativa e a que
participa da maioria das reações físico-químicas dos mesmos. Os minerais que
compõem as argilas pertencem ao estado coloidal dos solos e apresentam algumas
propriedades particulares, tais como: presença de cargas de superfície,
possibilitando, assim, a adsorção de íons; retenção de água, que interfere na
plasticidade; susceptibilidade de dispersão e floculação; dureza e tenacidade, no
estado seco; variação de volume, de acordo com o teor de umidade; e importante
papel na cor e agregação. Os principais minerais secundários presentes nos solos
são os argilominerais, os quais são divididos em unidades 1:1, como a caulinita, e
unidades 2:1, como as esmectitas e as vermiculitas, bem como os óxidos de ferro,
como a goethita, a hematita e a magnetita, e os óxidos de alumínio, como a gibbsita
(FONTES, 2006).
Uma das técnicas para se determinar a composição do solo, com a finalidade
de se melhor estudá-los, é a análise mineralógica. O princípio de ação dos raios-X
pode ser visualizado na Figura 5-1.
43
Figura 5-1. Condições geométricas para a difração de raios-X, de acordo com a Lei
de Bragg (SCHULZE, 1989).
Para haver interferência construtiva, tem-se:
nCDBC
(5-1)
Analisando-se a Figura 5-1, vê-se, por simetria, que
CDBC
e, pela
trigonometria,
sendCD
. Logo, substituindo-se os valores referidos
anteriormente na equação 5-1, tem-se a equação 5-2 (Equação de Bragg), como se
segue:
senn
d
*2
(5-2)
Onde: n é o número de ondas incidentes sobre a superfície do mineral; é o
comprimento de onda da radiação incidente sobre a superfície do mineral; d é o
espaçamento interplanar dos planos atômicos na estrutura dos minerais; é o
ângulo de incidência da radiação sobre a superfície do mineral.
Este é o método mais usado para identificação dos minerais dos solos de
granulação fina e estudo de suas estruturas cristalinas.
Com esta análise, podem-se distinguir os diferentes minerais que compõem o
solo. No entanto, fazem-se necessário alguns pré-tratamentos antes de se proceder
à realização da análise mineralógica, destacando-se à remoção dos óxidos de ferro
amorfos e cristalinos. Isto porque a remoção dos óxidos de ferro ajuda na dispersão
44
da porção silicatada, a qual é necessária para uma segregação efetiva dos
aluminossilicatos coloidais presentes no solo.
O método mais usual para remoção de óxidos de ferro do solo é o método do
citrato-bicarbonato-ditionito de sódio, em que se emprega o ditionito de sódio
(Na
2
S
2
O
4
) para redução do ferro, o bicarbonato de sódio (NaHCO
3
), a pH 7,3, como
uma solução padrão, e o citrato de sódio (Na
3
C
6
H
5
O
7
) como um quelato ou agente
complexante para os íons ferroso e férrico, evitando-se assim que eles voltem a se
precipitar. Trata-se de um método rápido e efetivo, para a remoção dos óxidos de
ferro. As equações 5-3 e 5-4, a seguir, ilustram as principais reações químicas de
equilíbrio que ocorrem após o emprego do método supracitado.
eNaSOHOHONaS 222
32242
(5-3)
22
32
322 OFeeOFe
(5-4)
Mas, em muitos estudos de classificação e gênese do solo, é útil a
diferenciação entre os óxidos livres formados como produtos do intemperismo
recente e aqueles herdados pela rocha mãe. Para a determinação do ferro livre,
geralmente se emprega o método do ditionito, embora ele não permita distinguir
entre o óxido de ferro hidratado como produto do intemperismo e os óxidos de ferro
primário e cristalino (MCKEAGUE et al., 1966). Por isso, esse mesmo autor fez um
estudo comparando a extração de ferro e alumínio dos solos usando o método do
ditionito e o método do oxalato de amônio [(NH
4
)
2
C
2
O
4
] em vários solos canadenses
oriundos dos horizontes A, B e C.
Outro método usual para a remoção de óxidos de ferro é o método do oxalato
de amônio, o qual emprega o oxalato de amônio como agente complexante dos íons
ferro presentes, sendo que a reação deve ser realizada no escuro para se evitar a
fotorredução. Após a extração, a dosagem deve ser efetuada rapidamente, com o
intuito de se evitar a decomposição do oxalato, o qual pode voltar a precipitar os
íons de ferro presentes. Para não se alterar a estrutura dos minerais silicatados, a
solução de oxalato deve estar a pH 3,0.
Estes dois métodos de extração de óxidos de ferro são empregados para
quantificar o ferro presente no solo e as suas formas de ocorrências. Destaca-se que
os minerais de óxidos de ferro presentes, juntamente com os argilominerais dos
solos, exercem função importante nas suas propriedades químicas e eletroquímicas
de interesse geotécnico, como destacaram Mitchell (1993) e Fontes (2006).
45
Dentre as propriedades químicas e eletroquímicas de interesse geotécnico e
ambiental estão à capacidade de troca de cátions e o ponto de carga zero. Mitchell
(1993) define capacidade de troca catiônica como sendo a quantidade de cátions
requeridos para balancear a deficiência de carga de uma argila, sendo geralmente
expressa em cmol
c
/kg de solo seco. Já o ponto de carga zero é definido por Fontes
et al. (2001) como sendo o valor de pH em que a quantidade de cargas positivas é
igual a quantidade de cargas negativas, ou seja, o valor de pH em que a carga
superficial de um sistema coloidal é zero.
A importância da CTC está no fato dela informar se um solo é mais ativo e
susceptível a trocar cátions em um sistema coloidal. Já a importância do PCZ está
no fato de que, quanto mais próximo o pH do solo está desse valor, a floculação do
sistema é máxima, o que resulta em máxima aglomeração das partículas e menor o
potencial de dispersão do mineral. Conseqüentemente, mais rígido é o solo
(FONTES et al., 2001).
A Tabela 5-1 apresenta-se uma visão sumária dos principais minerais
secundários que podem estar presentes na fração argilosa dos solos, em especial
dos solos tropicais, e suas principais características de estrutura, químicas e
eletroquímicas, bem como suas ocorrências em solos tropicais.
46
Tabela 5-1. Principais minerais secundários encontrados na fração argilosa dos solos tropicais e suas características e propriedades
(MITCHELL, 1993; DIXON and WEED, 1989; FONTES, 2006; RICH, 1968)
Tipo
Mineral
Gênese
Estrutura
Morfologia
CTC
(cmol
c
/kg)
Atvidade
PCZ
Ocorrência nos
solos tropicais
Substituição
isomórfica
Ligações
Intercamadas
Espaçamento
basal (d)
Argilominerais
1:1
Caulinita
- Alteração de minerais
primários (feldspatos e as
micas), ou secundários
(degradação de argilas 2:1);
- Condições de clima mais
quente e úmido;
- Drenagem livre, porém sem
haver uma lixiviação
excessiva de sílica do
sistema; e
- Meio ácido.
Pouca (cargas
dependentes de
pH)
O-OH
Ligações fortes
por pontes de
hidrogênio
0,71 nm
- Se apresenta
na forma de
placas mais ou
menos
hexagonais ou
pseudo-
hexagonais
(flocos de 6
lados); e
- sua espessura
é da ordem de
micrômetros.
3 - 15
Baixa
4,0 – 5,0
Muito comum
2:1
Montmorilonita
- herança dos materiais
originais;
- síntese; e
- alteração de outros
filosilicatos.
Mg por Al
O-O
Ligação muito
fraca (forças de
Van der Waals)
0,96 nm
Flocos
equidimensionais
80 – 120
Alta
< 2,0
Pouco comum
Ilitas
- intemperização das micas,
em especial da muscovita e
da biotita.
Alguns íons Si
são substituídos
por Al,
balanceados por
K entre
camadas
Íons K
Ligações fortes
1,00 nm
Hexagonais
10 – 40
Baixa a
média
< 2,0
Pouco comum
47
Tabela 5-1 (continuação)...
Tipo
Mineral
Gênese
Estrutura
Morfologia
CTC
(cmol
c
/kg)
Atvidade
PCZ
Ocorrência
nos solos
tropicais
Substituição
isomórfica
Ligações
Intercamadas
Espaçamento
basal (d)
Argilominerais
2:1
Vermiculita
com Hidróxi
Entrecamadas
- produto da intemperização
das micas;
- As condições ambientais
ótimas para sua formação
são: condições
moderadamente ácidas,
baixa quantidade de matéria
orgânica, condições
oxidantes e freqüentes ciclos
de umedecimento e
secagem.
- Al por Si na
camada 2:1; e
- Al por Mg
intercamadas.
-
1,00 – 1,40 nm
Similar as Ilitas
10 – 40
Alta
-
Tem larga
distribuição
geográfica e são
encontrados em
vários tipos de
solos, tendendo a
ser mais
abundantes nos
trópicos.
Óxidos de Fe
Goethita
- é considerado o mais
abundante mineral de ferro
presente nos solos;
- um ambiente pedogenético
caracterizado por alta
atividade de Al e baixa
atividade de Si favorece tanto
a goethita quanto a hematita.
Logo, os dois minerais
freqüentemente ocorrem
juntos.
Al por Fe
(cargas
dependentes de
pH)
-
0,413 – 0,418 nm
- goethitas
sintéticas são
aciculares, mas
as goethitas
encontradas nos
solos são
isodimensionais.
-
- Alta
8,0 – 8,5
- a presença deste
mineral comumente
confere a coloração
amarelada aos
solos;
- são minerais
resultantes do forte
intemperismo de
regiões tropicais.
48
Tabela 5-1 (continuação)...
Tipo
Mineral
Gênese
Estrutura
Morfologia
CTC
(cmol
c
/kg)
Atvidade
PCZ
Ocorrência nos
solos tropicais
Substituição
isomórfica
Ligações
Intercamadas
Espaçamento
basal (d)
Óxido de Fe
Hematita
- é um mineral abundante em
uma grande variedade de
solos, principalmente nos
solos tropicais e regiões de
clima quente;
- é um mineral mais presente
em solos bem drenados que
em solos mal drenados.
Al por Fe, mas
não tão
expressivo
quanto na
goethita.
(cargas
dependentes de
pH)
-
0,251 nm
Morfologia
hexagonal
-
- é um dos
principais
minerais
responsáveis
pela
adsorção
específica de
cátions e
ânions.
9,0 – 9,5
- a presença deste
mineral comumente
confere a coloração
avermelhada aos solos;
Óxido de Al
Gibbsita
- Existem duas hipóteses
básicas para sua formação:
intemperização direta dos
minerais primários (como o
feldspato); ou a partir de
silitacos de alumínio, mas
numa seqüência intermediária
(mica>vermic32.5131.48 450.46 >õestita6 >i
32.513-39(n)4(i)13(t)-5(a)4>ogbbnsita)54(;)] TJETQq148.22 132.5 117.96 193.25 reW* nBT/F2 8.04 Tf1 0 0 1 224.54 208.01 Tm0 g[( )] TJETQq148.22 132.5 117.96 193.25 reW* nBT/F2 8.04 Tf1 0 0 1 153.381943.21 Tm0 g[(-)] TJETQq148.22 132.5 117.96 193.25 reW* nBT/F2 8.04 Tf1 0 0 1 156.021943.21 Tm0 g[( )] TJETQq148.22 132.5 117.96 193.25 reW* nBT/F2 8.04 Tf1 0 0 1 184.541943.21 Tm0 g[(p)4(o)4(d)4(e)4(m)-17( )3reagir com partíc32.5aos17( )] TJETQq148.22 132.5 117.96 193.25 reW* nBT/F2 8.04 Tf1 0 0 1 153.381809.41 Tm0 g[(a)4(r)5(g)4(il)-3(o)4(s)-6(a)4(s)-6( )4675(d)4(o)4( )-452(s)-6(o)4(l( )46-5(e)19(( )4708(s)-6(u)4(a)19(s)7( )] TJETQq148.22 132.5 117.96 193.25 reW* nBT/F2 8.04 Tf1 0 0 1 153.381266.41 Tm0 g[(s)-6(u)4(p)4(e)4(r)5ft)-5(í)9(c)-6ieo)17(s)-6( )1-676(e)4(x)22tfernas, e
iment
- ou s agregar
co( )17(e)4(aos)9(.)] TJETQq148.22 132.5 117.96 193.25 reW* nBT/F2 8.04 Tf1 0 0 1 807.581387.98 Tm0 g[( )] TJETQQ EMC q266.66 132.5 70.344 193.25 reW* n /P <</MCID308>> BDC q266.66 132.5 70.344 193.25 reW* nBT/F2 8.04 Tf1 0 0 1 271.822421.45 Tm0 g[(()5(c)-6(a)4(r)5(g)4(a)4(s)-6( )] TJETQq266.66 132.5 70.344 193.25 reW* nBT/F2 8.04 Tf1 0 0 1 271.822228.65 Tm0 g -0.0302 Tc[(dependent)-8(es)-10( )-337(de)15( )] TJETQq266.66 132.5 70.344 193.25 reW* nBT/F2 8.04 Tf1 0 0 1 271.822142.85 Tm0 g[(p)4(H)6())] TJETQq266.66 132.5 70.344 193.25 reW* nBT/F2 8.04 Tf1 0 0 1 284.692142.85 Tm0 g[( )] TJETQQ EMC q337.49 132.5 74.76 193.25 reW* n /P <</MCID319>> BDC q337.49 132.5 74.76 193.25 reW* nBT/F2 8.04 Tf1 0 0 1 373.61 228.65 Tm0 g[(-)] TJETQq337.49 132.5 74.76 193.25 reW* nBT/F2 8.04 Tf1 0 0 1 376.25 228.65 Tm0 g[( )] TJETQQ EMC q412.85 132.5 75.384 193.25 reW* n /P <</MCID320>> BDC q412.85 132.5 75.384 193.25 reW* nBT/F2 8.04 Tf1 0 0 1 433.73 228.65 Tm0 g[(0)4(,)-540 nm
49
Sob o ponto de vista geotécnico-ambiental, o presente trabalho tem por
objetivo caracterizar fisicamente, quimicamente e mineralogicamente três solos
residuais da Zona da Mata Norte de Minas Gerais, Brasil, e estudar o efeito do
tempo de incubação do elemento-traço cádmio em alguns de seus parâmetros
químicos e eletroquímicos, com destaque para a CTC e o PCZ.
5.2. Métodos
A metodologia empregada para este trabalho visou caracterizar física,
química e mineralogicamente os três solos estudados, bem como estudar o
efeito da incubação, ou tempo de repouso, nos resultados das análises químicas
de rotina e em dois parâmetros químicos de interesse para a caracterização
química dos mesmos, os quais são a capacidade de troca catiônica (CTC) e o
ponto de carga zero (PCZ). Todos os ensaios foram realizados nos Laboratórios
de Mineralogia do Solo, de Rotina, de Física do Solo e de Espectrofotometria de
Absorção Atômica do Departamento de Solos (DPS) da Universidade Federal de
Viçosa (UFV).
5.2.1. Caracterização Física
A caracterização física dos solos, englobando a análise granulométrica, foi
realizada segundo o procedimento recomendado pela EMBRAPA (1997) para
fins de comparação com os resultados de ensaios obtidos por Azevedo (1999),
em obediência às recomendações da ABNT (1984).
Destaca-se que a metodologia da EMBRAPA (1997) difere daquela da
ABNT (1984), pois a primeira emprega o método da pipeta, ao passo que o da
segunda utiliza o peneiramento, para a fração acima do diâmetro 0,074 mm, e a
sedimentação para as frações abaixo deste (frações silte e argila), bem como
que na sedimentação se faz uso da equação de Stokes, procedimento que é
50
discutível, haja vista que os grãos argilosos apresentam, geralmente, formato
laminar e a equação de Stokes considera os grãos como se fossem esferas.
5.2.2. Caracterização Química
A caracterização química dos solos processou-se via a realização de
ensaios de rotina realizados no Laboratório de Rotina dos Solos, do DPS/UFV,
segundo as análises propostas pela EMBRAPA (1997), englobando as seguintes
determinações: pH em água e em KCl, P, K, Na, Ca
2+
, Mg
2+
, Al
3+
, H + Al, MO, P-
rem, Zn, Fe, Mn, Cu, B, S, Cr, Ni, Cd e Pb.
Além da caracterização química dos solos, no presente trabalho analisou-
se a influência da adição de um elemento-traço, no presente caso o cádmio, e,
também, a influência do seu período de repouso ou incubação nos resultados
das análises químicas e nos parâmetros CTC e PCZ.
A preparação das amostras dos solos 1, 2 e 3 contaminados com cádmio
compreende as seguintes etapas: (i) adição da solução de nitrato de cádmio aos
solos até os períodos de incubação de 1, 10 e 20 dias; e (ii) após esses períodos
de tempo, deixou-se as amostras secarem ao ar e, uma porção foi levada para
as análises de rotina de solos, outra foi utilizada para os ensaios de CTC e, por
fim, a restante foi utilizada para os ensaios de PCZ.
A determinação da CTC e do PCZ dos solos obedeceu a: (i) CTC:
determinação da CTC por meio do deslocamento dos cátions dos sítios de troca
por Ca
2+
; (ii) PCZ: método do PCZES – Ponto de Carga Zero por Efeito Salino.
A seguir, descrevem-se as metodologias empregadas na realização das
análises para determinação da CTC e do PCZ.
5.2.2.1 Ensaio para determinação da Capacidade de Troca Catiônica
De acordo com Trindade (2006), a capacidade de troca catiônica pode ser
determinada por três métodos distintos, ou seja, a partir dos resultados obtidos
51
do complexo sortivo, pelo ensaio de adsorção de azul de metileno pelo método
da mancha e por meio do deslocamento dos cátions dos sítios de troca por Ca
2+
.
No presente trabalho, empregou-se o método para a determinação da CTC por
meio do deslocamento dos cátions dos sítios de troca por Ca
2+
.
Neste método, em uma primeira etapa, para cada um dos tratamentos,
colocou-se 1,0 g de solo (TFSA – Terra Fina Seca ao Ar) em tubos de centrífuga
com capacidade de 50 mL, previamente pesados em balança eletrônica com
sensibilidade de 0,001 g, em três repetições. Em seguida, adicionou-se 20 mL
de solução saturante (CaCl
2
0,25 mol.L
-1
), tamparam-se e agitaram-se os tubos
por um período de 2 horas. Após o período de agitação, centrifugaram-se os
tubos por cinco minutos a uma velocidade de 3000 rpm. Após as operações
anteriores, descartou-se cuidadosamente a solução sobrenadante.
A segunda etapa englobou a adição de 20 mL de solução de CaCl
2
0,005 mol.L
-1
em cada tubo, os quais foram agitados por 10 minutos e em
seguida centrifugados. Após as operações anteriores, descartou-se
cuidadosamente a solução sobrenadante. Essa segunda etapa foi realizada por
três vezes para todas as repetições e cada um dos tratamentos estudados.
Depois da última centrifugação, eliminou-se o máximo de líquido presente no
interior dos tubos, tomando-se o cuidado de secar as suas paredes e de retirar
algumas gotas da solução que pudessem ter permanecido. Dando continuidade
a essa operação, pesou-se cada tubo em balança eletrônica com sensibilidade
de 0,001 g. Utilizou-se o peso no cálculo do Ca
2+
entranhado nas partículas do
solo.
Na terceira etapa, adicionou-se a alíquota de 20 mL de Mg(NO
3
)
2
0,25
mol.L
-1
em cada tubo, os quais foram agitados levemente por 1 hora. Em
seguida, centrifugou-se os tubos e, cuidadosamente, usando-se um funil,
despejou-se a solução sobrenadante para um balão volumétrico de 100 mL.
Repetiu-se esse procedimento por mais duas vezes; entretanto, agitaram-se os
tubos por apenas 10 minutos. Por fim, completou-se o volume do balão
volumétrico para 100 mL usando Mg(NO
3
)
2
0,25 mol.L
-1
e em seguida agitou-se
levemente por mais 10 minutos.
52
Na quarta e última etapa, retirou-se 1,0 mL de solução de Mg(NO
3
)
2
0,25 molL
-1
do balão volumétrico. Diluiu-se a referida alíquota em 10 mL de
solução de SrCl
2
1600 mg.L
-1
(diluição de 1:11). Com o material resultante,
realizou-se a leitura do teor de Ca
2+
, por meio de absorção atômica. Após
quantificar o teor de Ca
2+
presente no balão volumétrico, determinou-se,
também, o teor deste íon presente nas soluções de CaCl
2
0,005 mol.L
-1
,
Mg(NO
3
)
2
0,25 mol.L
-1
e SrCl
2
1600 mg.L
-1
, bem como a umidade residual (UR)
do solo, para se fazer a correção da massa utilizada no cálculo da CTC. De
posse de todos os dados mencionados anteriormente, procedeu-se ao cálculo
da CTC em cmol
c
/kg, pela diferença entre o equivalente ao Ca
2+
deslocado dos
sítios de troca e o Ca
2+
entranhado na solução do solo.
5.2.2.2 Determinação do Ponto de Carga Zero
Um dos métodos mais comumente empregados nos últimos anos para a
estimativa do PCZ dos solos por titulação potenciométrica é o método do
PCZES (Ponto de Carga Zero por Efeito Salino). No presente trabalho optou-se
por adotar a metodologia utilizada por Van Raij e Peech (1972), com algumas
adaptações propostas por Camargo et al. (1996), e sugerida por Trindade
(2006), para a determinação do PCZES, como segue:
preparou-se seis grupos de nove copos descartáveis de 50 mL, sendo
que no primeiro, terceiro e quinto grupos não se adicionou solo e, nos
três grupos restantes, foram adicionados 4,0 g de solo (TFSA) em cada
um dos copos;
em seguida, adicionou-se 12,5 mL de solução de NaCl, nas seguintes
concentrações: 0,2; 0,02; e 0,002 mol.L
-1
;
considerando-se os nove copos de cada grupo, não se adicionou nada
ao copo central e, partindo-se dele, foram adicionados 0,5; 1,0; 2,0; e
3,0 mL de HCl 0,1 mol.L
-1
nos copos à esquerda e 0,5; 1,0; 2,0; e 3,0
mL de NaOH 0,1 mol.L
-1
nos copos à direita, em todos os grupos;
53
após a adição de HCl e NaOH, completou-se o volume para 25 mL com
água destilada em cada um dos copos, fazendo com que as
concentrações finais de NaCl passassem a assumir os seguintes
valores: 0,1; 0,01; e 0,001 mol.l
-1
;
após completar o volume com 25 mL, agitaram-se com bastão de vidro,
vigorosamente, todas as misturas, as quais foram deixadas em repouso
por um período de 24 horas, com os copos cobertos com folhas de
papel, para se minimizar uma possível contaminação e evaporação da
solução; e
após esse período de repouso, todas as misturas foram novamente
agitadas e se determinou o pH do sobrenadante por potenciometria.
A Figura 5-2 a seguir mostra um croqui esquemático do ensaio.
HCl 0,1 mol/L (mL)
NaOH 0,1 mol/L (mL)
3,0 3,02,0 1,0 0,5 0,5 1,0 2,0
(sem solo)
(com solo)
(sem solo)
(sem solo)
(com solo)
(com solo)
12,5 mL de NaCl 0,2 mol/L
12,5 mL de NaCl 0,02 mol/L
12,5 mL de NaCl 0,002 mol/L
Figura 5-2. Croqui esquemático do procedimento de determinação de PCZES.
5.2.3. Caracterização Mineralógica
54
Na caracterização mineralógica foram empregados procedimentos
recomendados por Fontes (2006). Trabalhou-se com a difração de raios-X, para
fins da caracterização qualitativa dos minerais presentes nos solos,
empregando-se lâminas preparadas com as frações granulométricas dos solos.
Destaca-se que antes de preparar ou montar as lâminas a serem usadas
na realização da difração de raios-X, deve-se remover a matéria orgânica e os
óxidos de ferro presentes no solo, e separar e fracionar as frações areia, silte e
argila. Para a remoção da matéria orgânica, utiliza-se uma solução de hipoclorito
de sódio a pH 9,5 ou peróxido de hidrogênio (água oxigenada). Para a remoção
dos óxidos de ferro, faz-se uso de duas metodologias distintas: método do
oxalato de amônio (ferro “amorfo”) e o método do ditionito-citrato-bicarbonato de
sódio (ferro cristalino e “amorfo”).
A remoção de matéria orgânica e dos óxidos de ferro é importante nesse
tipo de análise, pois as suas presenças desordenam os picos dos minerais e
dificulta a análise dos resultados, bem como se registra o fato de que pela
remoção dos óxidos de ferro se pode estimar o quantitativo de ferro presente no
solo. Já o fracionamento é feito para se analisar os minerais presentes nas
diferentes frações do solo. Após a realização dessas três etapas, procede-se à
fabricação das lâminas para análise dos constituintes das frações areia, silte e
argila.
Os procedimentos adotados, de forma simplificada, para separação e
fracionamento do solo, remoção e determinação dos óxidos de ferro e
preparação de lâminas para posteriores análises de raios-X estão descritas a
seguir:
5.2.3.1 Separação das frações do solo (EMBRAPA, 1997)
5.2.3.1.1 Separação da Fração Areia
Dispersar as amostras isentas de matéria orgânica correspondentes a cada
horizonte do solo estudado, utilizando-se aproximadamente 20 mL de solução
55
de pH 10 em cada tudo de centrífuga com 50 mL. Agitar horizontalmente a
mistura (solo + água) na rotação de 50 rpm por 30 minutos.
Deixar a suspensão em repouso por cerca de 4 segundos, para cada
centímetro de suspensão, permitindo a sedimentação da fração areia. Passar a
suspensão através de uma peneira de abertura 50 µm, entornando lentamente a
suspensão para não entupir as suas malhas. Recolher a suspensão em um
becker de 600 mL, para separar silte e argila. Adicionar cerca de 100 mL de
56
límpido, isto é, isento de partículas em suspensão. À medida que a quantidade
de sobrenadante vai sendo retirada da amostra original e transferida para o
balde, deve-se descartar a parte do mesmo que não contenha partículas em
suspensão.
Após duas coletas, se não houver sedimentação das partículas no líquido
sobrenadante retirado de cada balde contendo a suspensão original, adicionar
HCl 1,0 mol.L
-1
até que se tenha início o processo de floculação, facilitando,
assim, a eliminação do sobrenadante límpido e permitindo nova sifonação de
sobrenadante da amostra original para o referido balde. Determinar e controlar o
pH do sobrenadante, para que o mesmo não atinja valores inferiores a 4,0. Após
o final do processo, transferir o sedimentado (fração silte) para a estufa, secar a
45-50 ºC e acondicionar em local adequado.
5.2.3.1.3 Separação da Fração Argila
Flocular a suspensão transferida para o balde (fração argila), através da
adição de HCl 1,0 mol.L
-1
, não deixando o pH cair abaixo 4,0. Alternativamente,
pode-se flocular a suspensão de argila, utilizando-se MgCl
2
0,5 mol.L
-1
.
Após floculação, sifonar, descartando o sobrenadante. Adicionar água
destilada, completando o volume do balde, agitar a argila e deixar flocular
novamente; se o pH subir um pouco, colocar nova quantidade de HCl, para se
obter a floculação novamente. Fazer duas ou três lavagens e secar o material
em estufa a 40-45ºC. Recolher o silte e argila da estufa (já secos
completamente), destorroar, passar em almofariz e armazenar em local
adequado.
5.2.3.2 Determinação e remoção dos óxidos de ferro cristalinos e amorfos
Para a determinação e remoção dos óxidos de ferro do solo empregam-se
duas metodologias: método do ditionito-citrato-bicarbonato de sódio e o método
do oxalato de amônio.
57
5.2.3.2.1 Metodologia empregada para o método do ditionito-citrato de sódio
Pesar 0,2 g da argila (sem matéria orgânica) em tubos de centrífuga ou
vidros de 50 mL. Adicionar 10 mL da solução de citrato 0,2 mol.L
-1
e 500 mg de
ditionito de sódio em pó. Levar os tubos ao banho-maria (50ºC) por 30 minutos,
agitando-os continuamente. Centrifugar a 2000 rpm por 10 minutos, decantar o
extrato em balão volumétrico de 100 mL e completar o volume com água
deionizada. Tampar o balão. Repetir a extração por mais duas vezes e
determinar o Fe nos extratos. Entre cada extração, lavar a argila com pequena
quantidade de solução de citrato de sódio 0,5 mol/L e descartar o sobrenadante.
Determinar o teor de Fe nos extratos em Espectrofotômetro de Absorção
Atômica, lembrando-se de fazer uma prova em branco. Os extratos podem ser
misturados em um único balão, determinando-se o total de Fe obtido nas três
extrações.
5.2.3.2.2 Metodologia empregada para o método do oxalato de amônio
Pesar, precisamente, 0,2 g de argila em tubos de centrífuga opacos (a
reação deve proceder no escuro). Adicionar 10 mL da solução “Reagente
Tamm” (oxatato de amônio 0,2 mol.L
-1
a pH 3,0) e tampar os tubos
imediatamente. Colocar os tubos em agitador horizontal de modo que fiquem
paralelos à direção do movimento. Agitar por 2 horas. Centrifugar a 2000 rpm
por 10 minutos, transferir o extrato para balão volumétrico de 100 mL, o qual
deve permanecer tampado. Transferir 5,0 mL do extrato para o tubo de ensaio
(>30 mL), adicionar 20 mL de água e proceder a leitura em Espectrofotômetro de
Absorção Atômica, lembrando de fazer uma prova em branco.
5.2.3.3 Preparação de Lâminas das Frações Areia Grossa, Areia Fina
Moer bem cada fração em almofariz e montar em lâminas escavadas
usando cola tenaz diluída em água, para preservar aderência. Após secagem da
58
cola fazer a varredura no difratômetro na amplitude de 4 a 50º 2 , na velocidade
de 3 º 2 /min.
5.2.3.4 Preparação de Lâminas das Frações Silte e Argila Natural
Saturar a amostra de argila natural com Mg utilizando-se 20mL da solução
MgCl
2
1,0 mol.L
-1
, centrifugar e descartar o sobrenadante. Repetir o
procedimento por mais duas vezes. Lavar duas vezes com água deionizada e
mais duas vezes com álcool a 60%. Preparar a amostra em lâminas lisas de
vidro pela técnica do esfregaço e fazer varredura de 4 a 50º 2 , na velocidade
de 3 º 2 /min.
5.2.3.5 Determinação dos minerais presentes nos solos
Após as análises de difração de raios-x, pode-se caracterizar,
mineralogicamente, os solos, através da identificação dos minerais presentes
em cada fração da mesma.
O resultado obtido é na forma de gráfico, com ângulo 2 nas abscissas e
intensidade de radiação nas ordenadas. E, através de uma tabela padrão de
identificação de minerais, feita por Chen (1977), se pode caracterizar
mineralogicamente os solos, em que são feitas a identificação dos minerais
presentes no mesmo. Por exemplo, se no gráfico citado acima fosse identificado
um pico em 2 igual a 31,1º, para a radiação de cobalto, verificaria nessa tabela
de Chen (1977) que esse ângulo 2 resulta em um espaçamento interplanar
igual a 0,341 nm, que é o espaçamento característico do quartzo.
5.3. Resultados
59
5.3.1. Análise Física
A Tabela 5-2 abaixo mostra os resultados das análises granulométricas dos
solos, as quais feitas segundo a metodologia empregada pela EMBRAPA
(1997).
Tabela 5-2. Classificação física e textural dos solos estudados
Solo
Areia
grossa
Areia fina
Silte
Argila
Classe textural
[%]
Solo 1
11
12
8
69
Muito Argilosa
Solo 2
25
33
40
2
Franco-arenosa
Solo 3
5
19
37
39
Franco-argilosa
A Figura 5-3 a seguir mostra um comparativo das análises granulométricas
obtidas pela metodologia empregada pela ABNT (1984) e pela EMBRAPA
(1997). E as Figuras 5-4, 5-5 e 5-6 mostram as frações areia, silte e argila dos
solos estudados.
60
A
r
e
i
a
S
i
l
t
e
A
r
g
i
l
a
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Porcentagem [%]
Solo 1
Solo 2
Solo 3
Granulometria - ABNT
A
r
e
i
a
S
i
l
t
e
A
r
g
i
l
a
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Porcentagem [%]
Solo 1
Solo 2
Solo 3
Granulometria - EMBRAPA (1997)
Figura 5-3. Análises granulométricas dos solos segundo as metodologias
adotadas pela ABNT (1984) e a EMBRAPA (1997).
Figura 5-4. Frações argila (a), silte (b) e areia (c) do solo 1.
61
Figura 5-5. Frações argila (a), silte (b) e areia (c) do solo 2.
Figura 5-6. Frações argila (a), silte (b) e areia (c) do solo 3.
Comparando-se os resultados obtidos através das metodologias da ABNT
(1984) e da EMBRAPA (1997), pode-se notar que apenas a fração areia para o
solo 2 é que não apresentou diferença em cada um das metodologias
empregadas, ficando em torno de 60 %, o que traz à tona a necessidade de se
desenvolverem estudos específicos para fins de padronização nesta área, haja
62
vista que o ensaio de granulometria é de natureza básica em estudos
geotécnicos de caracterização dos solos.
Destaca-se que o método da ABNT (1984) adota a equação de Stokes,
para a determinação dos grãos abaixo do diâmetro de 0,053 mm (argila e silte).
No entanto, essa lei admite que os grãos do solo apresentem formato esférico,
sendo que, na verdade, a fração mais fina do solo é mais lamelar. Logo, há um
erro inferido nessa análise. Além disso, o procedimento adotado neste método
utiliza aparelho de dispersão, o qual possui hélices, como um mix, e apresenta
velocidade superior a 3000 rpm; e dispersante químico, como o hexametafosfato
de sódio ou hidróxido de sódio.
Já, o método empregado na Física do Solo (EMBRAPA, 1997) utiliza o
procedimento da pipeta, em que a equação de Stokes é utilizada para
determinação do tempo de sedimentação do silte e da argila, a qual apresenta
diâmetro inferior a 0,002 mm. Além disso, a equação de Stokes nesse método é
usada para determinar o tempo em que o silte vai estar em suspensão numa
alíquota desejável, pois colóides não se sedimentam, e algumas argilas podem
ser classificados como pseudosiltes, pois são argilas que apresentam tamanho
de silte devido à ocorrência de cimentação, principalmente se o solo apresentar
quantidades significativas de óxidos. Ou seja, nesse método não se determina
uma curva granulométrica do solo, mas apenas a porcentagem de seus grãos.
Além disso, a dispersão neste método é mecânica e lenta (50 rpm por 16 h).
Pelas Figuras 5-4 a 5-6 acima, as quais foram obtidas após o
fracionamento dos solos para as análises de difração de raios-X, se pode notar
que os solos 1 e 3 apresentam grandes quantidades de argila, e que o solo 2
tem pouquíssima quantidade dessa fração. Observando-se as frações areia e
silte dos solos 2 e 3 percebe-se a ocorrência de certo brilho, o qual é resultante
de uma possível presença de mica; visualmente e analisando as frações areias,
pode-se ainda antecipar que o principal mineral primário existente nos três solos
é o quartzo.
63
5.3.2. Análises Químicas
As Tabelas 5-3 a 5-5 apresentam os resultados obtidos das análises de
rotina realizadas nos solos estudados, antes e após contaminação com cádmio,
sendo que para no caso das amostras contaminadas trabalhou-se com os
períodos de incubação de 1, 10 e 20 dias.
Pelos resultados apresentados nas Tabelas 5-3 a 5-5, verifica-se que, para
os solos 1 e 2, o pH medido em água diminui quando se adiciona o cádmio ao
solo e, além disso, o valor do pH diminui com o tempo de incubação. Já, para o
solo 3 observa-se comportamento inverso, mostrando que o mesmo tem boa
capacidade de tamponamento. Uma possível explicação para esses
comportamentos pode estar associada à influência da adsorção específica de
cátions nos solos, em que o solo 3 apresenta grandes quantidades de óxidos de
ferro, resultando em aumento da quantidade de carga positiva, e
conseqüentemente, aumento do valor de pH. Os resultados dos ensaios de
rotina mostram que o solo 3 é o que apresenta as maiores quantidades de ferro
e os maiores valores de PCZ, o qual foi obtido por uma equação que relaciona o
pH medido em água e o pH medido em cloreto de potássio. No entanto, refere-
se que apenas os resultados da influência do período de incubação nos valores
de PCZES medido em titulação potenciométrica poderão indicar se isso ocorre
ou não.
Os resultados das análises de rotina também mostram que dos cátions
trocáveis, o potássio, o sódio, o magnésio e o alumínio foram os que sofreram
modificações de valores com a adição de cádmio aos solos. Os valores de Zn,
Fe e Mn também variaram bastante, mostrando que houve liberação desses
metais com a adição de cádmio. E, os valores de P-rem também aumentaram
bastante com a adição de cádmio, em especial no caso do solo 2, implicando
que houve adsorção específica do cádmio pelo solo, resultando em liberação de
P. O P-rem está diretamente ligado a adsorção de P e outros elementos, tais
como cátions, pelos colóides do solo, pois quanto maior o valor do P-rem, menor
a capacidade do solo de adsorver P. Então, se com a adição de Cd
2+
aos solos
64
esse parâmetro aumentou, isso mostra que os solos liberaram P para o meio e o
cádmio foi adsorvido especificamente.
Para os solos 1 e 2, as principais variações foram o aumento do teor de
sódio e de potássio, além do aumento de H + Al, e, especificamente para o solo
2, aumento da atividade de alumínio; já, o solo 3 apresenta variações nos teores
de sódio e H + Al. Esses resultados podem ser derivados da liberação dos
mesmos no complexo de troca, devido à forte adsorção do cádmio nos minerais
de argila presentes, o que pode resultar em mudanças em outros parâmetros
medidos indiretamente na análise de rotina, como a saturação de bases, a
capacidade de troca catiônica efetiva ou a pH=7,0 e os índices de saturação de
alumínio e de sódio.
Por fim, observa-se que o teor de matéria orgânica é baixo em todos os
solos, pelo fato de se trabalhar com amostras colhidas nos horizonte B (solos 1
e 3) e C (solo 2). Com a adição de cádmio aos solos a quantidade de matéria
orgânica praticamente não sofreu alterações, fato este bastante coerente.
Tabela 5-3. Resultados das análises de rotina para o solo 1 no estado natural e
após sua contaminação com cádmio, para os tempos de incubação de 1, 10 e
20 dias
Solo 1
Natural
1 dia
10 dias
20 dias
65
pH
H
2
O
5,50
5,36
5,30
5,20
KCl (1,0 mol.L
-1
)
-
5,23
5,22
5,17
PCZ
-
5,10
5,14
5,14
P
mg.dm
-3
0,60
0,80
0,60
0,50
K
1,00
15,00
14,00
13,00
Na
0,00
11,00
11,00
9,00
Ca
2+
cmol
c
.dm
-3
0,00
0,00
0,00
0,00
Mg
2+
0,07
0,00
0,00
0,00
Al
3+
0,00
0,00
0,00
0,00
H+Al
1,00
1,90
1,70
1,70
SB
0,07
0,09
0,09
0,07
(t)
0,07
0,09
0,09
0,07
(T)
1,07
1,99
1,79
1,77
V
%
6,50
4,50
5,00
4,00
m
0,00
0,00
0,00
0,0
66
Tabela 5-4. Resultados das análises de rotina para o solo 2 no estado natural e
após sua contaminação com cádmio, para os tempos de incubação de 1, 10 e
20 dias
Solo 2
Natural
1 dia
10 dias
20 dias
pH
H
2
O
5,75
5,18
5,14
5,09
KCl (1,0 mol.L
-1
)
-
4,24
4,22
4,21
PCZ
-
3,30
3,30
3,33
P
mg.dm
-3
0,90
0,80
0,80
1,10
K
2,00
20,00
18,00
16,00
Na
0,00
8,00
9,00
7,00
Ca
2+
cmol
c
.dm
-3
0,00
0,00
0,00
0,00
Mg
2+
0,05
0,00
0,00
0,00
Al
3+
0,45
0,67
0,67
0,67
H+Al
1,90
1,70
1,70
1,30
SB
0,06
0,08
0,09
0,07
(t)
0,51
0,75
0,76
0,74
(T)
1,96
1,78
1,79
1,37
V
%
3,10
4,50
5,00
5,10
m
88,2
89,3
88,2
90,5
ISNa
0,00
4,64
5,15
4,11
MO
dag.kg
-1
0,00
0,13
0,13
0,13
P-rem
mg.L
-1
13,00
30,20
29,20
33,10
Zn
mg.dm
-3
7,18
1,58
1,30
1,41
Fe
14,4
15,2
12,4
11,6
Mn
7,20
6,50
5,60
4,60
Cu
0,09
0,89
0,84
0,92
B
-
0,29
0,29
0,30
S
-
1,30
1,30
1,30
Cr
-
0,00
0,00
0,00
Ni
-
0,00
0,00
0,00
Cd
-
15,46
10,88
9,58
Pb
-
0,35
0,00
0,00
pH em água e KCl – Relação 1:2,5 CTC (t) – Capacidade de Troca Catiônica Efetiva
P – Na – K – Fe – Zn – Mn – Cu – Extrator Mehlich 1 CTC (T) – Capacidade de Troca Catiônica a pH 7,0
Ca – MG – Al – Extrator: KCl – 1,0 mol/L V= Índice de Saturação de Bases
H + Al – Extrator Acetato de Cálcio 0,5 mol/L – pH 7,0 m= Índice de Saturação de Alumínio
B – Extrator água quente ISNa – Índice de Saturação de Sódio
S – Extrator – Fosfato monocálcico em ácido acético Mat. Org. (MO) = C. Org x 1,724 – Walkley-Black
SB= Soma de Bases Trocáveis P-rem = Fósforo Remanescente
Cd – Cr – Pb – Ni – Extrator Mehlich 1 PCZ= 2*pH
KCl
– pH
água
67
Tabela 5-5. Resultados das análises de rotina para o solo 3 no estado natural e
após sua contaminação com cádmio, para os tempos de incubação de 1, 10 e
20 dias
Solo 3
Natural
1 dia
10 dias
20 dias
pH
H
2
O
5,81
5,88
5,92
5,88
KCl (1,0 mol.L
-1
)
-
5,89
5,90
5,92
PCZ
-
5,90
5,88
5,96
P
mg.dm
-3
2,20
2,20
2,40
2,50
K
8,00
8,00
11,00
9,00
Na
0,00
6,00
9,00
4,00
Ca
2+
cmol
c
.dm
-3
0,00
0,00
0,00
0,00
Mg
2+
1,11
0,96
0,96
0,79
Al
3+
0,00
0,00
0,00
0,00
H+Al
0,60
1,00
1,30
1,00
SB
1,13
1,01
1,03
0,83
(t)
1,13
1,01
1,03
0,83
(T)
1,73
2,01
2,33
1,83
V
%
65,3
50,2
44,2
45,4
m
0,00
0,00
0,00
0,00
ISNa
0,00
2,58
3,80
2,10
MO
dag.kg
-1
0,38
0,52
0,52
0,39
P-rem
mg.L
-1
4,00
7,10
6,50
10,90
Zn
mg.dm
-3
5,39
3,97
4,32
2,90
Fe
44,20
40,10
35,80
30,90
Mn
16,20
15,20
14,00
11,70
Cu
1,13
1,08
1,06
0,89
B
-
0,21
0,25
0,18
S
-
0,30
0,40
0,40
Cr
-
0,00
0,00
0,00
Ni
-
0,00
0,00
0,04
Cd
-
10,33
9,86
7,95
Pb
-
2,51
2,65
2,61
pH em água e KCl – Relação 1:2,5 CTC (t) – Capacidade de Troca Catiônica Efetiva
P – Na – K – Fe – Zn – Mn – Cu – Extrator Mehlich 1 CTC (T) – Capacidade de Troca Catiônica a pH 7,0
Ca – MG – Al – Extrator: KCl – 1,0 mol/L V= Índice de Saturação de Bases
H + Al – Extrator Acetato de Cálcio 0,5 mol/L – pH 7,0 m= Índice de Saturação de Alumínio
B – Extrator água quente ISNa – Índice de Saturação de Sódio
S – Extrator – Fosfato monocálcico em ácido acético Mat. Org. (MO) = C. Org x 1,724 – Walkley-Black
SB= Soma de Bases Trocáveis P-rem = Fósforo Remanescente
Cd – Cr – Pb – Ni – Extrator Mehlich 1 PCZ= 2*pH
KCl
– pH
água
68
5.3.3. Análises Mineralógicas
Os resultados das análises mineralógicas foram divididos em duas etapas:
a extração de óxidos de ferro dos solos e a análise de difração de raios-X, para
determinação dos minerais presentes nos mesmos.
5.3.3.1 Extração de óxidos de ferro dos solos
A extração de óxidos de ferro tem as funções de quantificar os teores de
ferro livre presente e de ajudar na dispersão (melhor orientação dos minerais) da
fração argila, para melhorar a identificação dos picos dos minerais presentes no
solo, principalmente os argilominerais do tipo 2:1.
Há várias metodologias para extração e determinação quantitativa dos
óxidos de ferro presentes no solo, sendo as mais usuais o método do oxalato de
amônio e o método do ditionito-citrato-bicarbonato de sódio. O primeiro método
é utilizado para determinação dos óxidos de ferro que estão presentes de baixa
cristalinidade; já, o segundo determina os óxidos nas formas de baixa
cristalinidade e cristalina. Com isso, a diferença de resultados obtidos entre eles
fornece a quantidade de ferro cristalina presente no solo. A Tabela 5-6 mostra a
porcentagem de óxidos de ferro presentes na fração argila dos solos estudados.
Tabela 5-6. Porcentagem de óxidos de ferro na fração argila dos solos
Porcentagem de óxidos de ferro (Fe
2
O
3
) na fração argila
Solo
Método do Oxalato de
Amônio – Ferro Amorfo
Método do Ditionito-citrato-
bicarbonato de sódio – Ferro
Cristalino e Amorfo
Solo 1
0,23 %
17,29 %
Solo 2
0,26 %
15,48 %
Solo 3
0,32 %
20,40 %
Da análise dos resultados apresentados na Tabela 5-6, observa-se que
todos os solos apresentam menos de 0,35% de óxidos de ferro na forma amorfa,
69
indicando que eles são solos bem intemperizados (MCKEAGUE et al., 1966).
Com relação aos óxidos de ferro cristalinos, os resultados mostram que o solo 3
é o que apresenta maior quantidade de óxidos de ferro, seguido do solo 1 e do
solo 2, respectivamente. Mas, a metodologia de extração do ferro presente nos
solos é feita apenas com as suas frações argila, resultando em porcentagens de
ferro presente em função das mesmas. Então, convertendo esse valor para a
porcentagem real, verifica-se que o solo 1 apresenta uma quantidade de óxidos
de ferro de 4,32% o solo 2 de 2,01% e o solo 3 de 10,61%, respectivamente, em
função do emprego da metodologia da ABNT (1984), observando-se que os
solos 1 e 3 são os que apresentam maior quantidade de óxidos de ferro, em
conformidade com a coloração deles. Porém, destaca-se que a metodologia de
extração empregada não retirou os óxidos de ferro dos minerais primários, os
quais estão presentes na fração areia, em especial, e na fração silte. Logo, as
porcentagens de ferro presentes nos solos determinadas são apenas aquelas
referentes aos minerais secundários, que são os que mais interessam para a
química dos solos.
Além disso, por esses resultados, pode-se inferir que os solos 1 e 3, do
ponto de vista ambiental, são mais ativos, e que apresentam maiores variações
de resultados em seus aspectos químicos. Já o solo 2 não apresenta tantas
variações significativas. No entanto, refere-se que apenas os resultados de CTC
e PCZ podem ou não referendar essas observações.
5.3.3.2 Difração de raios-X
As Figuras 5-7 a 5-9 mostram as lâminas de areia, silte e argila utilizadas
para cada solo na análise de difração de raios-x, e as Figuras 5-10 a 5-12
apresentam os resultados da análise mineralógica para as frações areia, silte e
argila, para todos os solos estudados, com a identificação dos minerais
presentes.
70
Figura 5-7. Lâminas de areia (a), silte (b) e argila (c) utilizadas para a análise de
difração de raios-x, para o solo 1.
71
Figura 5-8. Lâminas de areia (a), silte (b) e argila (c) utilizadas para a análise de
difração de raios-x, para o solo 2.
Figura 5-9. Lâminas de areia, silte e argila utilizadas para a análise de difração
de raios-x, para o solo 3.
72
4 8 12 16 20 24 28 32 36 40 44 48 52
2 [K Co]
0
40
80
120
160
200
240
280
320
Intensidade Relativa [%]
Solo 1
I
100%
=171 cps
Solo 2
I
200%
=177 cps
Solo 3
I
300%
=502 cps
Qz
3,337
Qz
4,241
Ct
3,560
Ct
7,139
Qz
2,273
Qz
2,450
Ct
4,439
Mica
10,263
VHE
12,664
Ct
2,126
Ct
2,372;
2,328
Ct
2,550
Nota: Qz – quartzo;
Ct – caulinita (mica em estado pseudomorfo);
Bio – Biotita;
VHE – vermiculita com hidróxi-entrecamadas
Figura 5-10. Resultados da difração de raios-x da fração areia de todos os três
solos estudados.
73
4 8 12 16 20 24 28 32 36 40 44 48 52
2 [K Co]
0
40
80
120
160
200
240
280
320
Intensidade Relativa [%]
Nota: Qz – quartzo;
Ct – caulinita;
VHE – vermiculita com hidróxi-entrecamadas ;
Gb – Gibbsita;
Gt – Goethita;
Hm – Hematita;
Figura 5-11. Resultados da difração de raios-x da fração silte de todos os três
solos estudados.
74
4 8 12 16 20 24 28 32 36 40 44 48 52
2 [K Co]
0
40
80
120
160
200
240
280
320
Intensidade Relativa [%]
Solo 1
I
100%
=343 cps
Solo 2
I
200%
=184 cps
Solo 3
I
300%
=407 cps
Ct
7,137
Ct
3,560
Ct
2,557
Ct
2,380;
2,337
VHE
16,149
Gt
4,133
Hm
2,195
Gt/Hm
2,696
Hm
3,704
Gb
4,825;
4,458
Ct
4,356
Ct
4,365
Ct
4,356
Gb
4,825;
4,458
Hm
2,496
Nota: Qz – quartzo;
Ct – caulinita;
VHE – vermiculita com hidróxi-entrecamadas ;
Gb – Gibbsita;
Gt – Goethita;
75
Hm – Hematita;
Figura 5-12. Resultados da difração de raios-x da fração argila natural de todos
os três solos estudados.
Os resultados da difração de raios-X comprovam que a fração areia dos
solos estudados apresenta quartzo com impregnação de óxidos de ferro como
principal mineral primário, em especial o solo 1. Os solos 2 e 3 apresentam,
também, picos de caulinita na fração areia, o que não é usual, pelo fato desta
ser um mineral secundário e encontrado principalmente na fração argila dos
mesmos. No entanto, como a difração de raios-X, também, detectou-se
vermiculita com hidróxi-entrecamadas (VHE) no solo 2 e mica no solo 3, e como
a mica no estado pseudomorfo apresenta picos semelhantes ao da caulinita,
infere-se que os picos de caulinita na fração areia desses solos pode ser um
possível indicador da presença de mica num estágio mais avançado de
intemperismo (DIXON e WEED, 1989).
A fração silte dos solos apresenta uma mistura de minerais primários e
secundários, com predominância de caulinita como principal mineral encontrado.
E a fração argila dos solos apresenta a caulinita como principal mineral
presente, sendo esta, também, o principal mineral secundário encontrado em
solos tropicais (FONTES, 2001; MITCHELL, 1993). Além da caulinita, todos os
solos apresentam goethita, hematita e VHE, porém em baixas e diferentes
proporções. A gibbsita é um mineral não identificado no solo 2, devido aos
seguintes aspectos: este solo é menos intemperizado do que os outros
estudados; a amostra foi coletada no horizonte C; e a gibbsita é um mineral
formado através de intenso intemperismo das argilas silicatadas, em que a sílica
é lixiviada, resultando no acúmulo de alumínio e, conseqüentemente, na
formação de gibbsita, como se apresenta na Tabela 5-1.
O solo 1 apresenta os maiores picos de hematita, o que pode ser associado
pela sua coloração mais avermelhada, que é uma característica marcante que
esse mineral confere aos solos, devido ao seu poder de pigmentação. Já, o solo
3 apresenta picos não muito marcantes de hematita, mas é o que apresenta os
76
maiores picos de goethita, fato que pode ser associado pela sua coloração mais
amarelada.
O local de coleta do solo 1 é um topo de morro, ao passo que o do solo 3 é
um local de baixada. Esses aspectos de gênese do solo associados com os
resultados de mineralogia corroboram com a forte presença de hematita no solo
1, e de goethita no solo 3. Segundo Schwertmann e Taylor (1989), a gênese de
formação da hematita é favorecida em ambientes que possuem alta taxa de
liberação de ferro, baixa quantidade de matéria orgânica, pH alto e solos em
locais mais quentes e com baixa umidade. Já a gênese de formação da goethita
é favorecida em ambientes com condições contrárias a da hematita. Com isso,
verifica-se que os locais mais altos, como topos de morros, possuem todas as
condições que favorecem a formação da hematita, sendo que os locais de
baixadas, principalmente locais alagados, favorecem a formação da goethita.
Além disso, como não se detectou a presença de minerais 2:1 na fração argilosa
dos solos, não foi necessário analisar as lâminas de argila sem óxidos de ferro e
com tratamentos de K e Mg, as quais são usualmente empregadas para melhor
identificação dos minerais silicatados tipo 2:1 que podem estar presentes na
fração argilosa dos solos.
Portanto, após a caracterização mineralógica dos solos estudados, pode-
se atribuir algumas propriedades aos mesmos, tais como: (i) forte coloração
avermelhada do solo 1, devido à indicação de hematita, e coloração mais
amarelada do solo 3, devido à identificação de goethita; (ii) características
resilientes dos solos 2 e 3, devido ao fato dos resultados de suas análises de
raios-X indicarem a presença de mica; (iii) forte adsorção de cátions dos solos 1
e 3, pelo fato dos mesmos apresentarem presença marcante de óxidos de ferro,
como hematita e goethita, e de óxidos de alumínio, como gibbsita, que são
minerais que conferem ao solo alto poder de adsorção específica de cátions; (iv)
alto grau de cimentação e agregação natural do solo 1, principalmente, e do solo
3, pelo fato deles apresentarem grandes quantidades de óxidos de ferro e
alumínio; e (v) altos valores de PCZ e variações significativas deste valor com a
adição de cátions aos solos 1 e 3, bem como baixas variações de PCZ no solo
77
2, pelo fato de ser mais arenoso e com baixa quantidade de minerais ativos. Isso
mostra que os solos 1 e 3 são mais tamponados que o solo 2.
5.3.4. Influência do Tempo de Incubação na CTC e no PCZ dos Solos
Contaminados com cádmio
Após a caracterização física, química e mineralógica dos solos, procedeu-
se à avaliação da adição de cádmio aos mesmos, sob períodos diferentes de
incubação, considerando os parâmetros químicos capacidade de troca catiônica
(CTC) e ponto de carga zero (PCZ), sendo este último determinado pela
metodologia de obtenção do ponto de carga zero por efeito salino (PCZES).
A Tabela 5-7 abaixo mostra os resultados de CTC obtidos.
Tabela 5-7. Valores de CTC obtidos para os solos (TFSA) antes (estado natural)
e após a contaminação com cádmio, nos períodos de incubação estudados
Unidade
Natural
Tempo de incubação
1 dia
10 dias
20 dias
Solo 1
cmol
c
/kg
1,74
1,33
1,41
1,45
Solo 2
1,64
1,57
1,68
1,60
Solo 3
4,49
3,79
3,84
3,75
Da análise dos resultados de CTC apresentados na Tabela 5-7, infere-se
que os solos apresentam baixa capacidade de troca de cátions, o que é
justificado pelo fato dos mesmos não apresentarem argilas expansivas, como
montmorilonitas e ilitas, e nem matéria orgânica. Observa-se que o solo 3 é que
78
exibe maior CTC, bem como que não há grandes diferenças nos valores deste
parâmetro, nos solos 1 e 2.
Além disso, observa-se que os solos 1 e 3 apresentam uma leve queda nos
valores de CTC com a adição de cádmio, para todos os períodos de incubação
estudados. Esses resultados já eram esperados pelo fato de que a adição de
cádmio aos solos aumentou as suas adsorções específicas, fazendo com que as
suas CTC diminuíssem. Já o solo 2, mais arenoso, não apresenta variações
significativas na CTC com a adição de cádmio, o que indica a sua menor
atividade.
As Figuras 5-13 a 5-15 apresentam as curvas de PCZ para os solos antes e
após adição de cádmio, considerando-se no caso dos solos contaminados, e em
todos os períodos de incubação estudados.
79
0.0
2.0
4.0
6.0
8.0
10.0
12.0
0,1 mol.L
-1
NaCl
0,01 mol.L
-1
NaCl
0,001 mol.L
-1
NaCl
Branco
Solo 1 - Natural
3,0 2,0 1,0 0,5 0 0,5 1,0 2,0 3,0
Volume de HCl [mL] Volume de NaOH [mL]
PCZ = 5,04
0.0
2.0
4.0
6.0
8.0
10.0
12.0
0,1 mol.L
-1
NaCl
0,01 mol.L
-1
NaCl
0,001 mol.L
-1
NaCl
Branco
Solo 1 - 1 Dia de Incubação
3,0 2,0 1,0 0,5 0 0,5 1,0 2,0 3,0
Volume de HCl [mL] Volume de NaOH [mL]
PCZ = 5,20
0.0
2.0
4.0
6.0
8.0
10.0
12.0
0,1 mol.L
-1
NaCl
0,01 mol.L
-1
NaCl
0,001 mol.L
-1
NaCl
Branco
Solo 1 - 10 Dias de Incubação
3,0 2,0 1,0 0,5 0 0,5 1,0 2,0 3,0
Volume de HCl [mL] Volume de NaOH [mL]
PCZ = 5,12
0.0
2.0
4.0
6.0
8.0
10.0
12.0
0,1 mol.L
-1
NaCl
0,01 mol.L
-1
NaCl
0,001 mol.L
-1
NaCl
Branco
Solo 1 - 20 Dias de Inc
Figura 5-13. Resultados das curvas de PCZES do solo 1 antes e após a
contaminação com cádmio, e em todos os períodos de incubação estudados.
80
0.0
2.0
4.0
6.0
8.0
10.0
12.0
0,1 mol.L
-1
NaCl
0,01 mol.L
-1
NaCl
0,001 mol.L
-1
NaCl
Bran
0.0
2.0
4.0
6.0
8.0
10.0
12.0
0,1 mol.L
-1
NaCl
0,01 mol.L
-1
NaCl
0,001 mol.L
-1
NaCl
Branco
Solo 2 - 1 Dia de Incubação
3,0 2,0 1,0 0,5 0 0,5 1,0 2,0 3,0
Volume de HCl [mL] Volume de NaOH [mL]
PCZ = 3,78
0.0
2.0
4.0
6.0
8.0
10.0
12.0
0.0
2.0
4.0
6.0
8.0
10.0
12.0
0,1 mol.L
-1
NaCl
0,01 mol.L
-1
NaCl
0,001 mol.L
-1
NaCl
Branco
Solo 2 - 2
Figura 5-14. Resultados das curvas de PCZES do solo 2 antes e após a
contaminação com cádmio, e em todos os períodos de incubação estudados.
81
0.0
2.0
4.0
6.0
8.0
10.0
12.0
0,1 mol.L
-1
NaCl
0,01 mol.L
-1
NaCl
0,001 mol.L
-1
NaCl
Branco
Solo 3 - Natural
3,0 2,0 1,0 0,5 0 0,5 1,0 2,0 3,0
Volume de HCl [mL] Volume de NaOH [mL]
PCZ = 6,00
0.0
2.0
4.0
6.0
8.0
10.0
12.0
0,1 mol.L
-1
NaCl
0,01 mol.L
-1
NaCl
0,001 mol.L
-1
NaCl
Branco
Solo 3 - 1 Dia de Inc
0.0
2.0
4.0
6.0
8.0
10.0
12.0
0,1 mol.L
-1
NaCl
0,01 mol.L
-1
NaCl
0,001 mol.L
-1
NaCl
Branco
Solo 3 - 10 Dias de Incubação
3,0 2,0 1,0 0,5 0 0,5 1,0 2,0 3,0
Volume de HCl [mL] Volume de NaOH [mL]
PCZ = 6,42
0.0
2.0
4.0
6.0
8.0
10.0
12.0
Figura 5-15. Resultados das curvas de PCZES do solo 3 antes e após a
contaminação com cádmio, e em todos os períodos de incubação estudados.
Tabela 5-8. Valores de PCZ obtidos para os solos (TFSA) antes (estado natural)
e após a contaminação com cádmio, nos períodos de incubação estudados
Natural
Tempo de incubação
1 dia
10 dias
20 dias
82
Solo 1
5,04
5,20
5,12
5,18
Solo 2
3,73
3,78
3,84
3,79
Solo 3
6,00
6,47
6,42
6,32
A partir dos dados apresentados nas Figuras 5-13 a 5-15 e na Tabela 5-8,
nota-se que os solos 1 e 3 apresentam maiores valores de PCZ, como destaca
Fontes et al. (2001) e Dixon e Weed, (1989), bem como apresentam aumentos
mais expressivos neste parâmetro com a adição de cádmio, os quais também
foram maiores que os observados para o solo 2. Isso mostra que há adsorção
específica de cátions nesses solos, devido à presença de óxidos de ferro e de
alumínio. Observa-se que a variação no valor do PCZ dos solos após a adição
de cádmio é maior, no solo 3, mostrando que a quantidade de óxidos de ferro
presente nesse solo, em especial de goethita, é um fator determinante e pode
ser associado com a sua adsorção específica de cátions, o que eleva a sua
quantidade de cargas positivas e resulta em aumentos nos valores de PCZ.
Já o solo 2 não apresenta variação significativa de valores de PCZ com a
adição de cádmio. Verifica-se que esse fato ocorre, também, para os diferentes
períodos de incubação estudados, o que comprova a sua fraca atividade.
Logo, a partir do formato das curvas de titulação, da mineralogia e do
resultado das análises químicas é possível inferir sobre a capacidade de
tamponamento dos solos, pois a alta capacidade de tamponamento apresentada
pelos solos 1 e 3 implica que eles apresentam elevada capacidade de adsorver
íons de carga positiva, como, por exemplo, metais pesados.
5.4. Conclusões
há diferenças expressivas nos resultados de análise granulométrica dos
solos, quando se comparam os métodos recomendados pela ABNT
(1984) e pela EMBRAPA (1997);
as análises químicas de rotina mostraram que todos os solos
apresentam características de solos tropicais, com pH acima de 5,0,
baixos teores de matéria orgânica e pequena quantidade de bases
83
trocáveis. No entanto, observa-se que a adição de cádmio aos solos
altera significativamente os valores de algumas bases trocáveis, como o
sódio e o potássio, resultando em mudanças de valores em outros
índices que são obtidos indiretamente pelas análises de rotina;
os resultados da análise de rotina mostraram que os valores do P-rem
dos solos 1 e 3 aumentaram consideravelmente com a adição de
cádmio. Isso nos mostra que esses dois solos apresentaram adsorção
específica do cádmio pelos minerais secundários do solo;
a extração e a quantificação dos óxidos de ferro presentes nos solos
mostram que os solos 1 e 3 apresentam, respectivamente, quantitativos
entre 5 e 10% e o solo 2 menos do que 2%;
o quartzo é o mineral predominante na fração arenosa de todos os solos
estudados, sendo a caulinita o principal mineral secundário detectado. O
solo 1 apresenta picos bem marcados
84
os solos 1 e 3, em especial o solo 3, apresentam variações mais
significativas nos valores de CTC e PCZ após a adição de cádmio,
sendo que o período de incubação não exerce influência marcante em
seus valores. Esse fato, associado com os resultados das suas análises
de rotina, em especial os valores de P-rem, e mineralogia, trazem à tona
o fato da presença marcante nos mesmos de óxidos de ferro e de
alumínio, implicando em alta capacidade de tamponamento.
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Análise Granulométrica – Procedimento, Rio de Janeiro, 13 p, 1984.
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85
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SCHULZE, D. G., Minerals of Soil Environments, chapter 1 – An Introduction
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SPOSITO, G., The Chemistry of Soils, University of California at Berkeley,
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TRINDADE, T. P., Caracterização Tecnológica de Três Solos Residuais
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VARGAS, M., Introdução à Mecânica dos Solos. São Paulo, Editora
Universidade de São Paulo, 1977.
86
6. FENÔMENOS ELETROCINÉTICOS NA REMEDIAÇÃO DE
SOLOS TROPICAIS CONTAMINADOS COM CÁDMIO: EFEITO
DO TEMPO DE INCUBAÇÃO
Resumo: Os solos podem ser contaminados por várias fontes e mecanismos e
seus agentes contaminadores variam desde elementos-traço a produtos
orgânicos. Embora existam muitas técnicas para descontaminação de solos, a
aplicação dos fenômenos eletrocinéticos para essa finalidade se destaca pela
eficácia e baixo custo. No entanto, há dúvida a respeito da influencia do tempo
de contato entre solo-contaminante nos resultados da técnica dos fenômenos
eletrocinéticos como mecanismo de descontaminação dos solos, bem como a
respeito das formas que os contaminantes podem assumir na massa de solo.
Considerando esses aspectos, o presente trabalho objetivou estudar o efeito do
período de incubação do cádmio na descontaminação de três solos da Zona da
Mata Norte de Minas Gerais via a aplicação de eletrosmose, seguida de análise
de extração seqüencial, para analisar as formas de cádmio no solo. Os solos
analisados foram: (i) residual maduro, de comportamento geotécnico laterítico e
textura argilo-areno-siltosa (solo 1); (ii) residual jovem de comportamento
geotécnico não-laterítico e textura areno-silto-argilosa (solo 2); e (iii) residual
maduro, de comportamento geotécnico não laterítico e textura argilo-silto-
arenosa (solo 3). O contaminante empregado foi o cádmio (na forma de nitrato,
preparado em solução aquosa com 100 mg.L
-1
), o qual está presente em várias
fontes poluidoras. Os ensaios de laboratório foram ralizados, como segue: (i)
uso de célula eletrocinética desenvolvida por Damasceno (2003) nos ensaios de
descontaminação eletrosmótica; (ii) períodos de incubação do contaminante de
1, 10 e 20 dias; (iii) análise das formas de cádmio no solo por meio do processo
de extração seqüencial. Os resultados mostraram que: (i) o PCZ dos solos
influenciou os seus fluxos eletrosmóticos, embora não exerceu o mesmo efeito
na migração do contaminante no solo 3; (ii) o pH dos solos medidos após os
ensaios de descontaminação apresentaram sentido crescente no sentido ânodo-
87
cátodo; (iii) aspectos químicos e mineralógicos das frações argila dos solos
foram fatores significativos e influenciadores dos processos de descontaminação
eletrocinética; e (iv) a análise dos resultados obtidos após a extração seqüencial
mostraram que, com base no tempo que se obteve maior extração de
contaminantes, os melhores resultados foram obtidos com o tempo de
incubação de 20 dias, para os dois solos de textura predominantemente argilosa
(solos 1 e 3), e de 10 dias, para o solo de textura predominantemente arenosa
(solo 2).
Palavras chave: descontaminação de solos, eletrosmose e fenômenos
eletrocinéticos; período de incubação do contaminante.
Abstract: Soils may be contaminated by many sources and mechanisms, which
vary from heavy metals to organic compounds. Although there are many soil
decontamination techniques available, application of electrokinetic remediation
has been a reliable and cost-effective technique. However, there are doubts
about the best time for application of this technique after soil contamination and
which forms the contaminated element can take or bond inside the soil matrix.
Therefore, this paper addresses the effect of incubation time of the cadmium on
decontamination of three soils from the Zona da Mata Norte, Minas Gerais state,
Brazil, using electroosmotic phenomena followed by sequential extraction
analysis to evaluate the different chemistry forms of cadmium in the soil. The
soils studied area as follows: (i) a mature residual soil with lateritic engineering
behavior and silt-sandy-clayey texture (soil 1); (ii) a young residual soil with non-
lateritic behavior and clayey-silt-sandy texture (soil 2): and (iii) a mature residual
soil with non-lateritic engineering behavior and sandy-silty-clayey texture (soil 3);
(iv) the soil contaminant used was cadmium (it was used an aqueous solution of
cadmium nitrate with 100mg.L
-1
), which is present in many polluted sources. The
laboratory testing program encompassed the following steps: (i) decontamination
tests performed in an electrokinetic cell developed by Damasceno (2003); (ii)
contaminant incubation times of 1, 10 and 20 days before performing
88
electroosmotic remediation tests; (iii) evaluation of the different chemistry forms
of cadmium in soils using sequential extraction analysis. The results obtained
showed that: (i) the soils ZPC influenced the electroosmotic flows of studied
soils, although this parameter did not affect contaminant migration in the soil 3;
(ii) after remediation tests, it was observed increase in soils pH from anode to
cathode; (iii) chemistry and mineralogy of soils clay fraction influenced the
electrokinetic process remediation; and (iv) data from the sequential extraction
analysis support that the best contaminant incubation time of both clayey soils
(soils 1 and 3) were 20 days, and of the sandy soil (soil 2) was 10 days.
Keywords: soils remediation; electroosmosis and electrokinetic phenomena;
contaminant incubation time.
6.1. Introdução
Os solos podem ser contaminados com metais pesados derivados de
várias fontes, incluindo o abandono de resíduos de mineração, o tratamento
impróprio de rejeitos industriais, a coleta incompleta de baterias usadas,
derramamentos acidentais (por exemplo, gasolina, óleo diesel e outros
derivados do petróleo) e atividades militares (ADRIANO, 1986).
Segundo Trindade (2004), o termo metal pesado não possui uma definição
única, a qual pode variar de acordo com cada ramo da ciência em que se
trabalha. A idéia comum de metais pesados para as diversas áreas é de metais
ou metalóides que estão associados com poluição e toxicidade, incluindo
também elementos essenciais aos seres humanos, mas em baixas
concentrações.
Porém, atualmente prefere-se usar o termo elementos-traço ao invés do
termo metal pesado, para denominação daqueles elementos químicos presentes
no solo em concentrações < 1000 mg/kg (OLIVEIRA, 2003). Segundo
Darmawan et al. (2002), a prática direta de destruição, deposição e
empilhamento de rejeitos contendo elementos-traço tóxicos freqüentemente
resulta em acúmulo desses elementos em solos porque eles são fortemente
89
retidos por alguns componentes do solo, tais como os minerais da fração argila e
substâncias húmicas. Os elementos-traço retidos nos solos são, entretanto,
gradualmente liberados na água, na forma de solução, presente nos poros do
solo, resultando em poluição da superfície e águas subterrâneas.
Dentre esses elementos-traço está o cádmio (Cd), um elemento químico
que foi descoberto em 1817 como uma impureza do carbonato de zinco
(ZnCO
3
). Ele é encontrado em traços, 2-3 mg/kg, na maioria dos minérios de Zn,
e destes é extraído (OLIVEIRA, 2003). Devido ao seu baixo ponto de fusão,
esse elemento-traço é usado industrialmente, tanto na fabricação de ligas
metálicas de baixo ponto de fusão, com baixo coeficiente de fricção e grande
resistência à fadiga, quanto em outras áreas como em galvanoplastia na
indústria automobilística; construção de baterias juntamente com o Ni;
estabilizador na indústria de plásticos polivinílicos (16%), na forma de sulfeto de
cádmio; e pigmento amarelo em tintas e vidros (LEE, 1991). Além disso, ele
pode ser usado em compostos fluorescentes em televisores; constituinte de
amálgama em odontologia (25% Cd: 75% Hg); anti-helmínticos em suínos e
aves, na forma de óxidos e antranilato de Cd, em doses 0,03 – 1 mg Cd/kg;
sistemas de proteção contra incêndios; barras de controle de reatores; e fios de
transmissão de energia (OLIVEIRA, 2003).
Como o cádmio é muito aplicado na área indústrial e nos serviços do dia-
a-dia, quantidades significativas dele são lançadas ao meio ambiente devido a
várias atividades humanas. Segundo Ferguson (1989), esse metal é
considerado o mais tóxico para o ser humano, ao lado do mercúrio. A falência do
sistema renal e das funções do fígado ocorre como resultante da ingestão de
alimentos contendo cádmio, uma vez que nesses órgãos é grande a presença
de componentes contendo grupamentos S; por outro lado, há pouca absorção
desse metal, quando introduzido no corpo-humano via oral, pois ocorre
eliminação de, aproximadamente, 95% do mesmo, sendo o restante acumulado
nos rins e no fígado (OLIVEIRA, 2003).
Em uma visão global, se faz necessário estudar meios ou técnicas para a
descontaminação de solos que contenham cádmio e outros elementos-traço,
90
bem como aqueles derivados de fontes orgânicas. Embora várias técnicas para
descontaminação de solos tenham sido desenvolvidas nas últimas décadas,
muitas provaram ser ineficientes e, em alguns casos, caras para a remediação in
situ.
No entanto, a aplicação dos fenômenos eletrocinéticos oferece um
potencial expressivo para a descontaminação de solos, em especial os argilosos
quando contaminados por elementos-traço. Isto porque, segundo Alshawabkeh
et al. (1999), embora existam muitas formas e tecnologias para se promover a
descontaminação de solos finos, nenhuma é tão efetiva e econômica como o
emprego de fenômenos eletrocinéticos, uma vez que pelo menos três problemas
podem influenciar significativamente o processo, a saber: condutividade
hidráulica baixa dos solos; superfície específica elevada; e muitas das reações
que ocorrem durante o processo são dinâmicas, dependentes do pH, reversíveis
e não muito bem compreendidas até o presente momento.
6.2. Revisão de Literatura
Em termos práticos, é comum denominar-se o processo de
descontaminação de solos via fenômenos eletrocinéticos de remediação
eletrocinética ou descontaminação eletroquímica, sendo que nesta técnica se
aplica em uma baixa densidade de corrente em uma direção, entre dois
eletrodos introduzidos na massa de solo.
É a aplicação da corrente elétrica que leva à modificações físico-químicas
na massa sólida, promovendo o transporte de partículas por mecanismos
duplos, como ressaltam Kim et al. (2002), em concordância com as observações
de Mitchell (1993). Segundo Kim et al. (2002), o mecanismo da remediação
eletrocinética de solos pode ser explicado, como segue:
a aplicação de uma corrente elétrica direcionada e de baixa densidade
resulta em mudanças físico-químicas no meio na qual é aplicada,
levando ao transporte de espécies por mecanismos duplos, tais como a
eletromigração, a eletrosmose e a eletrólise da água;
91
a eletrólise da água produz íons hidrogênio no compartimento do ânodo,
o que causa uma frente ácida para a migração de íons através do meio
poroso. Isso ocorre se os contaminantes estiverem dissociados,
resultando no início da eletromigração, como por exemplo, o transporte
de íons e de moléculas polares sob a influência do campo elétrico
aplicado;
o gradiente de potencial elétrico aplicado gera, também, o processo
eletrosmóstico, isto é, o fluxo de um líquido iônico sob a ação de um
campo elétrico aplicado.
Assim, os fenômenos de remediação eletrocinética nos solos envolvem a
eletromigração ou potencial de sedimentação ou migração, a eletrosmose e a
eletrólise. No entanto, destaca-se que os mecanismos mais importantes para a
remoção de contaminantes do solo através dos processos eletrocinéticos são a
eletromigração e a eletrosmose.
A técnica da remediação eletrocinética usa uma corrente elétrica direta e de
baixa densidade, da ordem de mA por cm
2
da área da seção transversal entre
os eletrodos ou uma diferença de potencial elétrico da ordem de poucos volts
por centímetro através de eletrodos espaçados em um maciço de solo na
posição de fluxo aberto (ACAR et al., 1993; ACAR e ALSHAWABKEH, 1996;
SHAPIRO e PROBSTEIN, 1993).
Em muitos trabalhos, são relatadas eficiências significativas na remoção de
contaminantes do solo por remediação eletrocinética. Na remoção de chumbo e
de cádmio de um solo de composição caulinítica, a análise de resultados obtidos
por Hsu (1997) indicou, por exemplo, que o uso dos fenômenos eletrocinéticos
como mecanismo de transporte foi mais eficiente do que a migração iônica, sob
determinadas circunstâncias. Essa técnica foi usada, também, na remoção de
90% de elementos-traço (arsênio, cobalto, cádmio, cromo, cobre, mercúrio,
níquel, manganês, molibdênio, chumbo, antimônio e zinco) de argila e areia
argilosa, como relatam Langeman et al. (1989).
Além da extração de elementos-traço de solos nos estados natural e
compactados, Kim et al. (2002) conseguiram sucesso em rejeitos de mineração
92
e em outros solos de uma mesma região que apresentavam grandes variações
no pH, devido à presença de óxido de cálcio. Segundo esses autores, o
processo foi significativamente influenciado por vários fatores dos solos, tais
como: propriedades geotécnicas, comportamento específico dos metais
pesados, concentração inicial de metais pesados, mudanças de espécies
metálicas e fluxo eletrosmótico.
Além disso, o método de remediação eletrocinética tem sido aplicado na
descontaminação de solos com poluentes orgânicos, tais como: ácido acético,
fenol, gasolina e outros hidrocarbonetos e tricloroetileno (SHAPIRO et al., 1989).
No entanto, destaca-se que muitos desses compostos orgânicos são insolúveis
em água, o que pode dificultar o processo de descontaminação. Souza (2002)
relata que o fenol é o composto orgânico que pode ser mais facilmente
removível do solo por esta técnica, devido ao fato do mesmo ser solúvel em
água.
Com base nas considerações apresentadas, conclui-se, sobre o potencial
da remoção de contaminantes de solos pela ação de fenômenos eletrocinéticos,
que a eficiência do processo de remoção é dependente do tipo de solo. Yeung et
al. (1996, 1997) e Puppala et al. (1997) mostraram que solos com alta
plasticidade, como as ilitas, as montmorilonitas e caulinitas impuras requerem
um excesso de acidificação e/ou agentes modificadores para a solubilização de
contaminantes absorvidos nas partículas de superfície do solo, antes que eles
sejam transportados e removidos da massa de solo. No entanto, segundo Chang
e Liao (2006), a acidificação do solo durante a remediação eletrocinética, a qual
pode ser benéfica por liberar os metais que estão ligados ao solo, gera uma
desvantagem que é o fato de poder destruir drasticamente os constituintes do
solo e, com isso, causar falhas no processo.
Outro fator que pode alterar a eficiência da técnica é o tipo de contaminante
presente no solo, pois alguns produtos, no caso dos elementos-traço, podem se
incorporar mais à massa sólida do solo, dificultando a sua remoção.
Exemplificando, destaca-se que Kim et al. (2001) obtiveram êxito maior na
extração do cádmio do que na de chumbo, tanto em um solo de origem
93
caulinítica quanto em um rejeito de mineração, devido ao fato do cádmio
apresentar menor capacidade de adsorção específica na superfície das
partículas do que o chumbo, bem como pela menor capacidade de
movimentação do chumbo na massa de solo. Portanto, para que a
descontaminação do solo seja realizada com sucesso, é de grande importância
converter esses elementos químicos das formas precipitadas e adsorvidas para
a forma dissolvida nos poros do solo.
Segundo Darmawan e Wada (1999), os elementos-traço que se incorporam
nos solos tomam diferentes formas químicas, com destaque para: (i) iônica e
dissolvida; (ii) eletrostaticamente adsorvida; e (iii) complexada na superfície do
mineral. Então, espera-se que a viabilidade da remediação eletrocinética
dependa fortemente da composição mineralógica do solo, em especial da fração
argila que reflete a sua parte ativa e coloidal, e da quantidade de matéria
orgânica presente. Estudos de Puppala et al. (1997), Reddy et al. (1997), bem
como de Grundl e Reese (1997) sugerem que os métodos eletrocinéticos não
são, necessariamente, efetivos em solos com alta capacidade de adsorção,
principalmente específica, e, também, naqueles que contenham carbonato de
cálcio.
Assim, com o propósito de se analisar adequadamente as diferentes formas
que um dado elemento químico pode assumir quando incorporado ao solo, foi
proposta uma metodologia de extração seqüencial dos seus elementos
químicos, antes e após a aplicação de fenômenos eletrocinéticos, com vistas a
se acumular conhecimento sobre as modificações ocorridas e buscar aumentar
a eficiência do processo de remediação eletrocinética, com especial destaque
para o detalhamento da relação contaminante e mineralogia do solo.
No trabalho de Darmawan et al. (2002) se utilizou uma extração seqüencial,
empregando-se os seguintes extratores: (i) água, para determinar a fração
solúvel; (ii) cloreto de magnésio, para determinar a fração fracamente adsorvida
ou adsorvida eletrostaticamente; e (iii) digestão com peróxido de hidrogênio,
seguida de ácido clorídrico, para determinar as frações fortemente adsorvidas ou
as aquelas que se complexam com os minerais do solo. Outra metodologia de
94
extração seqüencial foi empregada em trabalho de Reddy et al. (2001) foi
desenvolvida por Tessier et al. (1979), em que a se dividiu a análise em cinco
etapas, a saber: (i) formas trocáveis ou solúveis; (ii) formas ligadas a
carbonatos; (iii) formas ligadas a óxidos de ferro ou manganês; (iv) formas
ligadas a matéria orgânica; e (v) fração residual. Com relação a ambas as
metodologias de extração seqüencial apresentadas, a primeira é usual e
simples, porém ela não separa os metais fortemente adsorvidos da fração
residual; com relação à segunda, ela é interessante, porém não é aplicável a
solos tropicais, em especial os brasileiros que, em geral, não apresentam
quantidades consideráveis de óxidos de manganês e de carbonatos. Além disso,
a quantidade de óxidos de ferro e alumínio presentes em solos tropicais é muito
alta, com relação à quantidade desses óxidos em solos temperados.
Considerando as limitações de ambas as metodologias de extração
seqüencial apresentadas, na Universidade Federal de Viçosa-MG tem-se
utilizado a metodologia desenvolvida por Egreja Filho (2000) para esta
finalidade, como relata Nascentes (2006). Essa metodologia engloba quatro
etapas, visando extrair os elementos presentes nas seguintes formas no solo: (i)
metais solúveis; (ii) metais trocáveis ou fracamente adsorvidos; (iii) metais
adsorvidos especificamente (fortemente adsorvidos); e (iv) metais na fração
residual. Nesta metodologia, tem-se:
1. na primeira extração, a água destilada atua apenas como um agente que
lava o solo e retira os metais que estão na forma solúvel;
2. na segunda extração, utiliza-se o cloreto de cálcio, que é um sal solúvel
que libera o cátion Ca
2+
em solução, o qual é um cátion divalente e que
tem alto poder de adsorção eletrostática pelos minerais presentes no
solo. Com isso, os outros metais ou elementos químicos, em especial
cátions, que podem estar ligados apenas eletrostaticamente na superfície
do solo (fracamente adsorvidos), são deslocados pelo íon cálcio;
3. na terceira extração empregam-se os ânions fosfato e fluoreto, que
possuem forte adsorção específica, com a intenção de competir pelos
95
sítios de adsorção e, assim, liberar os metais da superfície do mineral
presente, sem que necessariamente aconteça dissolução do óxido. Em
diversos trabalhos Egreja Filho (2000) descreve o fenômeno de adsorção
específica de metais pesados no solo como um processo que envolve a
substituição de ligantes na superfície argilosa, em especial dos óxidos de
ferro e alumínio presentes, e a formação de complexos mono e
binucleares;
4. por fim, para a determinação da fração residual ou aquela que fica
entranhada no mineral do solo, utiliza-se a digestão com ácido nítrico e
ácido perclórico, quais são ácidos fortes. Com isso, faz-se uma abertura
da amostra, restando apenas os silicatos do material de origem.
Empregando a técnica de extração seqüencial, Nascentes (2006) relata a
adição de EDTA, para garantir que o metal extraído fosse mantido em solução,
evitando-se a sua precipitação ou readsorção em outra fase. Complementa a
autora que a concentração usada foi baixa, tendo em vista que ele é um
reagente de pouca seletividade, evitando-se assim que se extraíssem metais de
outras fases;
Além da extração seqüencial, nos estudos de descontaminação dos solos,
também, é de importância significativa avaliar o efeito do tempo decorrido entre
contaminação e realização dos ensaios eletrosmóticos, isto é, o efeito do
período de incubação do contaminante, podendo-se referir a: (i) melhor
compreensão do desenvolvimento, no tempo, de reações entre os
contaminantes e os minerais que compõem o solo; (ii) em uma situação de
campo, geralmente o processo de remediação de uma área contaminada não é
imediato; (iii) qual o melhor tempo para se proceder à remediação de uma área
contaminada, em função dos tipos de solo e contaminante.
Em trabalhos publicados sobre remediação de solos, independente do
processo, em geral, não há informações conclusivas sobre o tempo de
incubação a ser empregado, podendo-se referir a 7 dias como um período que
tem sido empregado nessas práticas. Obviamente, estudos comparativos sobre
96
a influência desse parâmetro no processo de remediação é de importância
significativa para o emprego adequado das técnicas eletrocinéticas de
descontaminação. Em um estudo de laboratório desenvolvido por Darmawan e
Wada (2002) sobre o efeito da mineralogia na remediação eletrocinética, foram
estudados seis solos com mineralogias diferentes, ambos contaminados com
sais de zinco, cobre e chumbo simultaneamente e adotando-se tempo de
incubação de um ano antes da realização dos ensaios de descontaminação via
fenômenos eletrocinéticos.
No presente trabalho, buscou-se integrar a análise de extração seqüencial
e a influência do período de tempo de incubação na remediação de solos da
Zona da Mata Norte de Minas Gerais, Brasil, via a aplicação da técnica dos
fenômenos eletrocinéticos.
6.3. Métodos
6.3.1. Descontaminação via fenômenos eletrocinéticos
Para a realização dos ensaios de descontaminação de solos via fenômenos
eletrocinéticos, adotou-se a seguinte seqüência:
secagem ao ar das amostras de solo (TFSA);
adição de água e solução de nitrato de cádmio de concentração
conhecida à amostra de solo, com a finalidade de levá-lo ao teor ótimo
de umidade e, também, à concentração de cádmio na faixa de,
aproximadamente, 10 - 12 mg de Cd.kg
-1
de solo seco;
após a adição da solução contaminante, o solo foi deixado em repouso
pelos períodos de incubação pré-definidos de 1, 10 e 20 dias;
em seqüência, em cada uma das amostra de solo contaminado:
o retirou-se uma pequena fração, que foi levada ao Laboratório de
Mineralogia do Departamento de Solos (DPS) da UFV, para a
97
realização de ensaios de extração seqüencial e determinação de
pH; e
o com o restante de material, moldou-se um corpo-de-prova em um
cilindro de acrílico de 5,0 cm de diâmetro e 10 cm de altura, na
energia do ensaio de compactação Proctor Normal, nos
parâmetros ótimos obtidos por Azevendo (1999), o qual foi
colocado na célula eletrocinética para a realização do ensaio de
descontaminação eletrosmótica;
após a colocação do corpo-de-prova na célula eletrocinética,
preencheram-se os compartimentos do ânodo e do cátodo com água
destilada, além dos tubos de entrada e saída de água até o nível
desejado, finalizando a montagem da célula para a realização do
ensaio;
após a montagem, deixou-se a célula em repouso por 24 horas, de
modo a prevenir a ocorrência de possíveis problemas operacionais e
vazamentos;
decorrido o tempo de 24 horas, realizou-se o ensaio por um período de
tempo de, aproximadamente, 216 horas, submetendo-se os corpos-de-
prova a uma diferença de potencial de 30 V, deixando-se a corrente
elétrica variar no decorrer do ensaio. Os eletrodos, um no cátodo e outro
no ânodo, ficaram espaçados de uma distância de 180 mm, o que
implicou em um gradiente elétrico de 1,67 V.cm
-1
. O ensaio foi realizado
à temperatura controlada de 20°C ±1°C;
durante a realização do ensaio, a solução presente nos compartimentos
do ânodo e do cátodo foram recolhidas de 3 em 3 dias, para se
determinar a concentração dos íons cádmio presentes na solução e o
pH da mesma, de modo a se obter dados que possibilitassem avaliar a
eficiência da técnica de descontaminação empregada com o decorrer do
tempo;
ao final do ensaio, a amostra de solo foi extraída da célula
eletrocinética, com o intuito de se determinar o seu teor de umidade, pH
98
e concentração de cádmio através do método de extração seqüencial
proposto por Egreja Filho (2000), partindo-se o corpo-de-prova em cinco
camadas transversais.
Para a determinação da concentração de cádmio presente na solução e
nas soluções resultantes das extrações seqüenciais feitas nos blocos dos
corpos-de-prova de solo antes do processo de contaminação e após a
realização do ensaio eletrosmótico, utilizou-se o método de Espectrofotometria
de Absorção Atômica de Chama (AAS), sendo as análises realizadas no
Laboratório de Espectrofotometria Atômica do DPS da UFV.
6.3.2. Análises químicas
Como já se informou, após a realização dos ensaios de descontaminação,
o corpo-de-prova foi seccionado em cinco partes aproximadamente iguais,
identificadas, e, 24h depois, as amostras foram submetidas a análises químicas
de extração seqüencial proposta por Egreja Filho (2000). O emprego desse
método possibilitou determinar as diferentes formas químicas do contaminante
no solo, inferindo se o mesmo se ligou ou interagiu com os minerais do solo,
principalmente aqueles da sua fração argila.
Na extração seqüencial empregada, a amostra de solo foi submetida a
contínuas extrações, com extratores diferentes em cada etapa e com poder de
extração maior à medida que se foi avançando com o processo. Nesse caso, o
extrator atuou modificando a interação do metal com a fase sólida, promovendo
a sua solubilização para que pudesse ser dosado por um método analítico
conveniente (EGREJA FILHO, 2000). Para isso, foi necessário determinar o teor
de umidade do solo antes de se iniciar o processo de extração. A extração foi
realizada em quatro etapas, como ilustram a Figura 6-1 e a Tabela 6-1.
99
Procedimento
- Agitar a 50 rpm por 16 horas;
- Centrifugar a 3000 rpm por 10 minutos; e
- Ler Cd por AAS.
Fração de Cd
Cd solúvel
- Agitar a 50 rpm por 16 horas;
- Centrifugar a 3000 rpm por 10 minutos; e
- Ler Cd por AAS.
Cd trocável
- Agitar a 50 rpm por 16 horas;
- Centrifugar a 3000 rpm por 10 minutos; e
- Ler Cd por AAS.
Cd adsorvido
especificamente
Extrator
EXTRAÇÃO A
- 10,0 g de solo seco
- 20 mL de água destilada (relação 2:1)
EXTRAÇÃO B
- 10,0 g de solo seco (resultante da
extração anterior)
- 20 mL de CaCl2 (relação 2:1)
EXTRAÇÃO C
- 5,0 g de solo seco
- 50 mL de solução com 0,167mol/L de
Na2HPO4; 0,03 mol/L de NaF; e 0,0083 mol/L
de EDTA (relação 50 mL para cada 5,0 g de
solo seco)
- Relação 5:1
Determinar teor de umidade do solo
- Aquecer em chapa quente o solo mais o HNO3 e o HClO4 até
evaporação completa do ácido;
- Adição do HCl e voltar a chapa até que a solução se torne límpida;
e
- Colocar a solução num balão volumétrico de 50 mL,
completando-o com água destilada
Cd residual
EXTRAÇÃO D
- 1,0 g de solo seco ao ar;
- 10 mL de solução nítrico-perclórico (HNO3 e
HClO4), com relação 3:1; e
- 10 mL de HCl
- Relação 20:1
Figura 6-1. Metodologia de extração seqüencial empregada no presente
trabalho.
100
Tabela 6-1. Etapas do processo de extração seqüencial, com o extrator usado e
a forma química determinada em cada uma delas
Etapa
Extrator
Determinação
A
Água destilada
Metais solúveis na solução do
solo
B
0,1 mol L
-1
de CaCl
2
Metais trocáveis (fracamente
adsorvidos)
C
Solução composta por 0,167 mol L
-1
de Na
2
HPO
4
, 0,03 mol L
-1
de NaF e
0,0083 mol L
-1
de EDTA
Metais adsorvidos
especificamente (fortemente
adsorvidos)
D
Digestão nítrico-perclórico
Metais na fração residual
A análise de extração seqüencial foi realizada no Laboratório de
Mineralogia do Solo do DPS/UFV, obedecendo à seqüência:
de cada camada previamente homogeneizada, foram retiradas três
porções de solo que foram colocadas em tubos de centrífuga. Água
destilada foi adicionada ao solo (TFSA) a uma proporção de 1:2,
equivalente à massa de solo seco, em gramas, para duas vezes o
101
Seguindo o mesmo procedimento, as amostras foram agitadas e
centrifugadas, sendo a suspensão resultante filtrada e conservada em
frascos plásticos, mantidos sob refrigeração até a realização das
análises químicas. Após essa extração, as amostras foram retiradas dos
tubos e parte delas foi utilizada para determinação do teor de umidade,
sendo os valores obtidos após a 2
a
extração utilizados nos cálculos da
2
a
e da 3
a
extrações, supondo-se ser o mesmo valor nas duas etapas. A
outra parte foi utilizada para a execução da terceira etapa da marcha
seqüencial da extração;
para a realização da terceira etapa da extração, foram necessários 5 g
de solo seco. Porém, a extração foi realizada com o solo no teor de
umidade presente na amostra após a 2
a
extração, calculando-se quanto
de solo úmido era necessário para se obter 5 g de solo seco. A cada 5 g
de solo seco, foram acrescentados 50 mL da solução de
Na
2
HPO
4
/NaF/EDTA. A seqüência do ensaio foi semelhante à das
extrações anteriores;
na quarta extração, foi realizada a digestão nítrico-perclórico das
amostras. Para esta digestão, foi necessário que o solo estivesse
apenas com a sua umidade residual ou natural. Portanto, as amostras
da terceira extração foram retiradas dos tubos e colocadas para
secarem ao ar. Após a secagem, foram pesados 1 g do solo e
adicionados 10 mL de ácido nítrico perclórico (HNO
3
/HClO
4
), na
proporção 3:1. Os recipientes foram levados à chapa quente para
aquecimento até evaporação completa. Retiraram-se as amostras da
chapa para esfriá-las. Adicionou-se 10 mL de ácido clorídrico (HCl) a
cada amostra e novamente aqueceram-se os recipientes na chapa, até
que a solução se tornasse límpida. Refere-se que o ácido clorídrico teve
a função de “lavar” as paredes do recipiente, garantindo que não
ficassem metais retidos nas mesmas. Após o esfriamento das amostras,
a suspensão foi transferida para balão volumétrico de 50 mL,
completando-se o volume com água destilada e, após decantação do
102
solo, fez-se a retirada da solução sobrenadante, que foi levada para
leitura no espectrofotômetro de absorção atômica.
Na primeira extração, as concentrações do elemento químico analisado
(mg/L) foram determinadas utilizando-se a equação 6-1, onde se supõe que as
densidades das solução extratora e da água são iguais.
w
wsol
m
'
v
vv
cc
(6-1)
Nesta equação,
w
wsol
v
vv
é o fator de diluição, c
m
é a concentração
medida; v
sol
é o volume da solução extratora adicionado ao tubo de centrífuga; e
v
w
é o volume de água presente na porção do solo centrifugado.
Nas outras três extrações, o cálculo das concentrações (mg.kg
-1
)
processou-se através da equação 6-2.
TFSA
wsol
m
'
m
vv
cc
(6-2)
Nesta equação, c
m
é a concentração medida, em mg/L, (v
sol
+ v
w
) é o
volume de solução adicionada mais volume presente no solo, em litros, e m
TFSA
é a massa seca de solo utilizada, em quilos.
6.4. Resultados
6.4.1. Parâmetros eletrocinéticos
A Tabela 6-2 apresenta parâmetros geotécnicos dos solos em estudo
obtidos antes e após a realização dos ensaios de descontaminação via
eletrosmose.
103
Tabela 6-2. Parâmetros geotécnicos dos ensaios de descontaminação
eletrosmótica realizados: teor de umidade inicial (W
o
); teor de umidade final (W
f
);
grau de saturação inicial (Sr
i
); grau de saturação final (Sr
f
); coeficiente de
condutividade eletrosmótica após estabilização de fluxo (k
e estabilizado
)
Solo
Tempo de
incubação
[dias]
Duração
(horas)
W
0
(%)
w
f
(%)
Sr
i
Sr
f
K
e estabilizado
[cm
2
/s*V]
1
1
215,20
29,95
34,33
86,89
98,63
7,404 x 10
-7
10
219,75
29,95
32,86
87,19
97,16
12,043 x 10
-7
20
217,12
29,95
36,31
86,97
100,00
10,918 x 10
-7
2
1
217,17
21,21
24,35
78,75
93,68
50,093 x 10
-7
10
218,93
21,21
25,17
80,89
96,04
38,147 x 10
-7
20
220,48
21,21
24,35
78,67
94,32
44,434 x 10
-7
3
1
217,32
37,19
42,22
86,99
97,74
21,268 x 10
-7
10
217,54
37,19
43,34
86,84
98,61
40,711 x 10
-7
20
216,78
36,51
41,39
86,43
95,39
29,919 x 10
-7
Em todos os ensaios de descontaminação realizados, o comportamento
dos parâmetros de ensaio foi, em geral, similar, observando-se que corrente
elétrica apresentou comportamento decrescente com o tempo e o fluxo
eletrosmótico teve um comportamento crescente no começo, tendendo a uma
estabilização ao final do processo. No entanto, os solos 1 e 3, argilosos, mas de
comportamentos geotécnicos e classificações pedológicas diferentes,
apresentaram fluxo reverso, no sentido cátodo-ânodo. A principal explicação
para esse fato fundamenta-se no comportamento do seu parâmetro
eletroquímico denominado Ponto de Carga Zero (PCZ).
O PCZ de um solo pode ser definido como o valor de pH em que a sua rede
de carga da superfície é zero, ou seja, é um valor característico de pH em que a
quantidade de cargas positivas presentes é igual à quantidade de cargas
negativas (FONTES et al., 2001). Segundo Yang (1998), se o pH do solo está
acima do PCZ, predominam cargas superficiais negativas, fazendo com que o
mesmo esteja mais propenso à troca catiônica, implicando em um fluxo
104
eletrosmótico no sentido normal. Entretanto, se o pH do solo está abaixo do seu
PCZ, predominam cargas superficiais positivas, fazendo com que o mesmo
apresente troca aniônica, implicando em um fluxo eletrosmótico reverso.
Normalmente, a primeira situação (pH>PCZ) é o caso da maior parte dos
solos de regiões temperadas, observando-se a ocorrência de fluxo eletrosmótico
do anodo para o catodo. No entanto, em regiões com alto grau de
intemperização, ou seja, em regiões de clima tropical, como o Brasil, podem-se
vivenciar situações em que os solos apresentam valores de pH abaixos
daqueles dos seus PCZ. Isso ocorre, por exemplo, em solos do horizonte B ou
horizontes mais superficiais, devido à absorção química de matéria orgânica, ou,
mais provavelmente, à presença de óxidos de ferro e alumínio, em especial
goethita, hematita e gibbsita, que são minerais que favorecem o aumento do
PCZ dos solos. A situação muda mais ainda quando se acrescenta algum
elemento químico ao solo, em especial um metal, pois ele tende a interagir e ser
adsorvido especificamente pelos minerais argilosos do solo, fazendo com que se
aumente o número de cargas positivas e, por conseqüência, o PCZ. Assim, em
solos tropicais, o fluxo eletrosmótico pode ocorrer no sentido catodo-anodo ou
reverso, como se observou nos ensaios eletrosmóticos realizados nos solos 1 e
3 do presente trabalho.
6.4.2. Descontaminação via Fenômenos Eletrocinéticos
Durante a realização dos ensaios de descontaminação eletrosmótica para
dada tempo de incubação (1, 10 e 20 dias), os líquidos presentes nos
compartimentos do ânodo e do cátodo foram recolhidos de três em três dias,
para se determinar a quantidade de cádmio que migrava durante os ensaios.
Determinaram-se, também, os valores de pH dos solos em cada seção dos
corpos-de-prova empregados, antes e após a realização dos ensaios de
descontaminação. As Figuras 6-2, 6-3 e 6-4 mostram esses resultados,
respectivamente, para os solos 1, 2 e 3.
105
3 4 5 6 7 8 9
Tempo de ensaio [dias]
0.00
0.05
0.10
0.15
0.20
0.25
0.30
0.35
0.40
Concentração [mg*L
-1
]
1 Dia - ânodo
10 Dias - ânodo
20 Dias - ânodo
1 Dia - cátodo
10 Dias - cátodo
20 Dias - cátodo
Solo 1
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
4.8
5.1
5.4
5.7
6.0
6.3
6.6
pH
1 Dia - inicial
10 Dias - inicial
20 Dias - inicial
1 Dia - final
10 Dias - final
20 Dias - final
pH - Solo 1
Figura 6-2. Concentrações de cádmio nos compartimentos do ânodo e do
cátodo, para diferentes tempos de incubação, e valores de pH determinados nos
corpos-de-prova antes e após a realização dos ensaios de descontaminação no
solo 1.
3 4 5 6 7 8 9
Tempo de ensaio [dias]
0.00
0.05
0.10
0.15
0.20
0.25
0.30
0.35
0.40
Concentração [mg*L
-1
]
1 Dia - ânodo
10 Dias - ânodo
20 Dias - ânodo
1 Dia - cátodo
10 Dias - cátodo
20 Dias - cátodo
Solo 2
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
3.6
3.9
4.2
4.5
4.8
5.1
5.4
5.7
6.0
pH
1 Dia - inicial
10 Dias - inicial
1 Dia - final
10 Dias - final
pH - Solo 2
106
Nota: Não foi medido o pH para 20 dias de incubação, devido a problemas laboratoriais.
Figura 6-3. Concentrações de cádmio nos compartimentos do ânodo e do
cátodo, para diferentes tempos de incubação, e valores de pH determinados nos
corpos-de-prova antes e após a realização dos ensaios de descontaminação no
solo 2.
3 4 5 6 7 8 9
Tempo de ensaio [dias]
0.00
0.05
0.10
0.15
0.20
0.25
0.30
0.35
0.40
Concentração [mg*L
-1
]
1 Dia - ânodo
10 Dias - ânodo
20 Dias - ânodo
1 Dia - cátodo
10 Dias - cátodo
20 Dias - cátodo
Solo 3
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
5.2
5.4
5.6
5.8
6.0
6.2
6.4
6.6
pH
1 Dia - inicial
10 Dias - inicial
20 Dias - inicial
1 Dia - final
10 Dias - final
20 Dias - final
pH - Solo 3
Figura 6-4. Concentrações de cádmio nos compartimentos do ânodo e do
cátodo, para diferentes tempos de incubação, e valores de pH determinados nos
corpos-de-prova antes e após a realização dos ensaios de descontaminação no
solo 3.
Em linhas gerais, nos solos 1 e 3, ambos de textura argilosa e com pH
abaixo do PCZ, portanto exibindo fluxo reverso, pode-se observar que as
concentrações de cádmio nos compartimentos do ânodo e do cátodo
decresceram com o tempo de ensaio e as concentrações de cádmio no
compartimento do ânodo, nos três primeiros dias de ensaio, eram maiores que
aquelas no compartimento do cátodo, sendo que a partir desse tempo observou-
se comportamento oposto. Mas, para o solo 2, de textura arenosa e com pH
107
acima do PCZ, as concentrações de cádmio no compartimento do ânodo
diminuíram com o tempo, como nos solos anteriores, mas no compartimento do
cátodo aumentaram com o tempo.
Com relação ao pH dos solos medidos antes e após a realização dos
ensaios de descontaminação, observou-se que o pH ao final do ensaio, para os
solos 1 e 3, apresentou comportamento crescente no sentido ânodo-cátodo
ficando em conformidade com dados da literatura especializada (YANG et al.,
1998). Além disso, observou-se que, em linhas gerais, os valores de pH
determinados após a realização dos ensaios de descontaminação ficaram acima
dos valores iniciais de pH, mais precisamente para o solo 1.
Nas situações de fluxo normal, isto é no sentido ânodo-cátodo, é comum
que o pH do solo decresça nas proximidades do ânodo e aumente nas
proximidades do cátodo, devido ao potencial elétrico induzido e à eletrólise da
água que se processa nos eletrodos. Com isso, nas situações de fluxo direto, os
íons H
+
gerados nas proximidades do ânodo migram na direção do cátodo
(eletrodo negativo) e os íons OH
-
gerados nas proximidades do cátodo migram
para o ânodo (eletrodo positivo), fazendo com que o pH atinja valores baixos no
ânodo, e alto no cátodo. Segundo Reddy et al. (2001), essa distribuição
diferenciada do pH no corpo-de-prova leva a que se processem modificações
profundas e diversas na distribuição e migração do contaminante no solo
durante um processo de descontaminação.
6.4.3. Análise de Extração Seqüencial
Nas Figuras 6-5 a 6-7 apresentam-se os resultados obtidos com a extração
seqüencial, antes e após a realização dos ensaios de descontaminação
eletrosmótica realizados nos solos, considerando-se os tempos de incubação
estudados e as distâncias das seções dos corpos-de-prova em relação ao
cátodo.
108
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
0
0.1
0.2
0.3
0.4
0.5
0.6
0.7
C [mg L
-1
]
1 Dia - inicial
1 Dia - final
10 Dias - inicial
10 Dias - final
20 Dias - inicial
20 Dias - final
Cd
2+
solúvel - solo 1
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
0
1
2
3
4
5
6
7
C [mg kg
-1
]
1 Dia - inicial
1 Dia - final
10 Dias - inicial
10 Dias - final
20 Dias - inicial
20 Dias - final
Cd
2+
trocável - solo 1
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
0
4
8
12
16
20
C [mg kg
-1
]
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
0
1
2
3
4
5
6
7
C [mg kg
-1
]
1 Dia - inicial
1 Dia - final
10 Dias - inicial
10 Dias - final
20 Dias - inicial
20 Dias - final
Cd
2+
residual - solo 1
Solo 1
Figura 6-5. Resultados de extração seqüencial obtidos antes e após a realização
dos ensaios de descontaminação realizados no solo 1, considerando-se os
tempos de incubação estudados e as distâncias das seções dos corpos-de-
prova em relação ao catodo.
109
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
3.0
3.5
C [mg L
-1
]
1 Dia - inicial
1 Dia - final
10 Dias - inicial
10 Dias - final
20 Dias - inicial
20 Dias - final
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
0
3
6
9
12
15
18
21
C [mg kg
-1
]
1 Dia - inicial
1 Dia - final
10 Dias - inicial
10 Dias - final
20 Dias - inicial
20 Dias - final
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
0
2
4
6
8
C [mg kg
-1
]
1 Dia - inicial
1 Dia - final
10 Dias - inicial
10 Dias - final
20 Dias - inicial
20 Dias - final
Não foi detectado quantidades expressivas
de Cd
2+
na extração D
Solo 2
Figura 6-6. Resultados de extração seqüencial obtidos antes e após a realização
dos ensaios de descontaminação realizados no solo 2, considerando-se os
tempos de incubação estudados e as distâncias das seções dos corpos-de-
prova em relação ao catodo.
110
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
0.0
0.1
0.1
0.2
0.2
C [mg L
-1
]
1 Dia - inicial
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
3.0
C [mg kg
-1
]
1 Dia - inicial
1 Dia - final
10 Dias - inicial
10 Dias - final
20 Dias - inicial
20 Dias - final
Cd
2+
trocável - solo 3
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
0
4
8
12
16
20
C [mg kg
-1
]
1 Dia - inicial
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
0
2
4
6
8
10
12
C [mg kg
-1
]
1 Dia - inicial
1 Dia - final
10 Dias - inicial
10 Dias - final
20 Dias - inicial
20 Dias - final
Cd
2+
residual - solo 3
Solo 3
Figura 6-7. Resultados de extração seqüencial obtidos antes e após a realização
dos ensaios de descontaminação realizados no solo 3, considerando-se os
111
tempos de incubação estudados e as distâncias das seções dos corpos-de-
prova em relação ao catodo.
As Figuras 6-5 a 6-7 ilustram, para todos os solos, que a atividade de íons
cádmio no início do ensaio e em todas as formas extraídas, praticamente, não
sofreu alteração com o tempo de incubação. O solo 3 apresentou algumas
discrepâncias de valores iniciais, quando se variou o tempo de incubação,
principalmente, na extração B, ou fração atraída eletrostaticamente; mas, no
geral, a atividade desses íons antes dos ensaios de descontaminação não se
alterou de forma considerável em todas as quatro extrações. No entanto, com
relação à quantidade final, que é aquela retida no solo após a realização do
ensaio de descontaminação, observou-se que ela variou de forma expressiva
com o tempo de incubação.
Para o solo 1, de comportamento geotécnico laterítico, o contaminante
migrou no sentido cátodo-ânodo, ou seja, do pólo negativo para o pólo positivo,
pois em todos os períodos de incubação e também no estado natural se
observou o caso de valores de pH menores do que os de PCZ, condição esta
que favoreceu a ocorrência de adsorção aniônica. Notou-se, também, que à
medida que se aumentava o tempo de incubação, retirava-se mais contaminante
do solo, em especial nas extrações A, C e D. No caso da extração B, que é a
fração atraída eletrostaticamente pela fase coloidal do solo, ocorreu o inverso,
ou seja, a quantidade extraída decresceu com o aumento do tempo de
incubação. Uma possível explicação para esse comportamento é que, com o
aumento do tempo de incubação, a fração fortemente adsorvida ficou atraída
pelos colóides do solo com menos força, fazendo com que os metais na mesma
fossem mais dessorvidos com a aplicação do potencial elétrico, ficando mais na
forma eletrostática, o que fez com o seu quantitativo aumentasse e ficasse em
quantidade tal que não pode ser retirada nos tempos empregados. Essa visão
pode ser comprovada, considerando-se o fato de que o pH do solo, em linhas
gerais, aumentou com o aumento do tempo de incubação, crescendo, assim, a
quantidade de cargas negativas e fazendo com que a atração eletrostática entre
112
os íons contaminantes (cátions) aumentasse. Conseqüentemente, ocorreu no
solo um acréscimo da fração atraída eletrostaticamente. Logo, a tendência foi
que, com o acréscimo do tempo de incubação, as reações do solo e a aplicação
da diferença de potencial elétrico fizessem com que os íons cádmio ficassem
menos fortemente adsorvidos e mais atraídos eletrostaticamente pelos colóides
do solo. Logo, observou-se que parte do metal que estava fortemente adsorvido
ter ficado mais fracamente adsorvido, devido ao potencial elétrico aplicado,
fazendo com que acumulasse os metais nessa fração. Uma possível solução
para diminuir essa fração no solo seria aumentar o tempo de aplicação da
técnica
Para o solo 2, de comportamento geotécnico não laterítico, o contaminante
migrou no sentido anodo-cátodo, ou seja, do pólo positivo para o negativo, haja
vista que em todos os tempos de incubação e também no estado natural se
observaram valores de pH maiores do que os de PCZ, o que favoreceu a
ocorrência de reações de troca catiônica. Além disso, também, para esse solo
notou-se que a eficiência da descontaminação cresceu com o aumento do
tempo de incubação, em todas as frações da extração seqüencial, o que pode
estar associado ao fato de que o solo 2 apresenta textura mais arenosa e
apresenta pouca quantidade de óxidos de ferro e de alumínio, que são os
principais minerais responsáveis pela adsorção de cátions. No entanto, quando
se passou de 10 para 20 dias de tempo de incubação, as diferenças não foram
tão significativas. Assim, os resultados obtidos indicam que fatores químicos e
mineralógicos do solo 2, bem como o tempo de incubação, não influenciaram de
forma significativa o seu processo de descontaminação eletrosmótica.
Com relação ao solo 3, argiloso e de comportamento não laterítico, ocorreu
o fluxo dos contaminantes no sentido anodo-catodo, o que se justifica pelo fato
de que ele apresenta relações de pH e PCZ similares ao que se observou no
caso do solo 1, o que, se por um lado ressalta a importância dos parâmetros
eletroquímicos no processo, relega ao segundo plano a influência da
classificação geotécnica no processo. Notou-se, também, que o aumento do
tempo de incubação levou a que ocorresse aumento na quantidade extraída de
113
cádmio, em todas as frações da extração seqüencial, sendo possível inferir que
a ocorreu diminuição da fração atraída eletrostaticamente e aumento da fração
fortemente adsorvida com o crescimento do tempo de incubação, tanto antes
quanto depois do processo de remediação. Uma possível explicação para isso
pode estar no fato desse solo apresentar maior quantidade de óxidos de ferro
que os solos 1 e 2, em especial na forma de goethita, o que favorece fenômenos
de adsorção específica de cátions com o tempo.
Para se analisar com mais precisão a quantidade extraída de cádmio em
cada extrator da extração seqüencial, fez-se comparação das áreas inicial e
final, localizadas abaixo da curva Concentração versus Distância do Cátodo
obtida em cada extração. Com isso, pode-se comprovar e precisar os
comentários feitos anteriormente. Na Tabela 6-3 apresenta-se o resultado final
da quantidade de cádmio retirada em cada extração, em comparação com a
quantidade inicial, em porcentagem.
Tabela 6-3. Porcentagem de cádmio removida pelo processo eletrocinético em
cada etapa da extração seqüencial, para os três solos analisados
Solo
Tempo de
incubação
[dias]
% de cádmio removida durante o processo
eletrocinético em cada etapa da extração seqüencial
Solúvel
Trocável
Adsorvido
especificamente
Residual
Solo 1
1
93,89
52,13
-3,57
57,08
10
92,59
19,92
9,70
63,40
20
96,98
12,91
29,94
69,11
Solo 2
1
98,76
32,77
40,68
100,00
10
96,57
41,37
52,39
100,00
20
96,59
51,32
52,28
100,00
Solo 3
1
31,96
-15,12
10,98
58,68
10
38,16
42,75
-4,46
61,48
20
100,00
40,37
16,18
77,30
114
Os valores de porcentagens negativas encontradas nos solos 1 e 3 podem
ser explicados pelo fato de ter ficado mais contaminante naquela fração no final
do ensaio do que antes. No entanto, isso não significa que não houve
descontaminação, pois as outras frações resultaram positivas e altas, superando
a fração negativa da outra extração. Quando a fração negativa ocorreu na etapa
B, aventa-se a possibilidade de acúmulo desta fração com a aplicação da
diferença de potencial, devido à grande quantidade extraída na fração C. Mas,
quando a fração negativa ocorreu na etapa C, isto pode se dever ao fato de que
uma parte da fração D ou da fração B ficou mais fortemente adsorvida. No
entanto, embora o comportamento do solo 3 fosse um pouco diferente daquele
observado para os solos 1 e 2, as considerações anteriores corroboram o que se
apresentou na Tabela 6-3.
Com base nos resultados apresentados nas Figuras 6-5 a 6-7 e na Tabela
6-3 e considerando os tempos de incubação de estudados, é possível concluir
que: (i) para os solos 1 e 3, ambos argilosos, o tempo de incubação de 20 dias
resultou ser o melhor para a realização dos ensaios de descontaminação
eletrosmótica; (ii) para o solo 2, de textura predominantemente arenosa, os
resultados de descontaminação foram relativamente próximos em todos os
tempos de incubação, em especial para os 10 e a 20 dias, podendo-se destacar
o tempo de incubação de 10 dias como o mais adequado para a realização de
ensaios de descontaminação eletrosmótica.
6.5. Conclusões
Com a análise dos resultados obtidos nesse trabalho, chegou-se às
seguintes conclusões:
o PCZ dos solos teve influencia marcante nos fenômenos de migração
do cádmio com a aplicação da diferença de potencial elétrico, em
especial para os solos 1 e 3;
115
os solos 1 e 3 apresentaram fluxo eletrosmótico reverso, no sentido
cátodo-ânodo e o solo 2 apresentou fluxo normal, no sentido ânodo-
cátodo. Provavelmente pelo fato do pH estar acima do seu PCZ.
com relação à migração de cádmio com a aplicação da diferença de
potencial elétrico, observou-se migração de cádmio no sentido do fluxo
eletrosmótico, com exceção do solo 2, em que se observou migração do
contaminante no sentido ânodo-cátodo
nos solos analisados, em geral, os valores de pH determinados após a
realização dos ensaios de descontaminação ficaram acima daqueles de
pH iniciais, observando-se o seu aumento no sentido ânodo-cátodo,
relacionando-se esse comportamento à ocorrência de fenômenos de
eletrólise da água durante o processo, ocorrendo acidificação do ânodo,
devido a produção de íons hidrogênio, e formação de hidroxilas no
cátodo;
o solo 1 apresentou grande quantidade de cádmio retida na fração
fracamente adsorvida ou atraída eletrostaticamente;
o solo 2, de textura predominantemente arenosa e baixos teores de
óxidos de ferro e alumínio, apresentou os melhores resultados
referentes a descontaminação de cádmio em solução ou na forma
trocável;
o solo 3, de textura argilosa, apresentou frações negativas na extração
seqüencial, exibindo, no entanto, os resultados mais marcantes no
processo de descontaminação, comprovando que a química de
superfície e a mineralogia dos solos são fatores influentes na
remediação eletrosmótica; e
considerando os tempos de incubação estudados nos ensaios de
descontaminação eletrosmótica, o período de 10 dias resultou ser o
mais adequado para o solo 2 e o de 20 dias para os solos 1 e 3.
116
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120
7. EFEITO DA DIFERENÇA DE POTENCIAL ELÉTRICO NA
DESCONTAMINAÇÃO DE SOLOS TROPICAIS VIA FENÔMENOS
ELETROCINÉTICOS
Resumo: O emprego de fenômenos eletrocinéticos tem-se mostrado uma
técnica efetiva pivENOS
121
comportamento inverso; e (iii) quanto maior a ddp aplicada, maior o quantitativo
de contaminante extraído dos solos em estudo. Dos resultados obtidos pode-se
inferir que aspectos químicos e mineralógicos dos solos, em especial da fração
argila dos mesmos, voltaram a ser fatores significativos e influenciadores dos
processos eletrocinéticos.
Palavras chave: Diferença de potencial elétrico; Fenômenos eletrocinéticos;
Descontaminação de solos.
Abstract: Application of electrokinetic phenomena has been a useful technique
for remediation of soils contaminated with different pollutants, such as element-
traces, organic composites and radionuclide and/or mining tailings. However,
before in situ application of this remediation technique, there are practical
aspects that must be considered, as follows: soil type; contaminant type,
concentration and admixture; applied electric potential difference; effluent
chemistry; electrode type and configuration; and, energy consumption. Amongst
these aspects, the study of the influence of the applied electric potential
difference (ddp) has been little reported in the specialized technical literature,
mainly regarding the behavior of tropical soils. This paper addresses the
influence of ddp in the electrokinetic remediation of three soils from the Zona da
Mata Norte de Minas Gerais, Brazil, contaminated with cadmium, using the
sequential extraction technique for the quantitative evaluation of the process. The
laboratory testing program encompassed the application of three different ddp (5,
15 and 30 V) in the process of decontamination of a silty-sandy-clay soil
presenting lateritic geotechnical behavior (soil 1), and of remediation of a clayey-
silty-sand (soil 2) and of a sandy-silty-clay (soil 3) presenting non-lateritic
geotechnical behavior. Analysis of the testing program data supports that: (i) the
coefficient of eletrosmotic conductivity of the tested soils did not present
significant variation with the applied ddp; (ii) in soils 1 and 3, the amount of
cadmium present in the compartments of the anode and the cathode decreased
with the testing time, although in soil 2, mainly in the cathode compartment,
122
reverse behavior was observed; and (iii) increase in the applied ddp was
responsible for increase in the amount of extractable contaminant.
Keywords: Difference of electric potencial; Electrokinetic phenomena;
Decontamination of soils.
7.1. Introdução
O impacto ambiental causado pela adição de elementos-traço ao solo
depende, fundamentalmente, de três processos que controlam o destino e a
biodisponibilidade dos metais, como segue (PIERANGELI et al., 2005): (i)
remoção dos metais da solução do solo por meio da adsorção pelos seus
colóides; (ii) liberação do metal das partículas do solo por dessorção; e (iii)
dissolução-precipitação do metal como fase independente da matriz do solo. No
entanto, segundo esse autor, a biodisponibilidade dos elementos-traço é função
de suas concentrações na solução do solo, que dependem da liberação dos
elementos retidos em seus componentes sólidos, por meio da dessorção. Por
sua vez, a dessorção depende da força de ligação com que esses elementos
são retidos nos colóides do solo, a qual pode ser gerada por ligações
eletrostáticas ou por forças coulombianas, resultando na formação de complexos
de esfera externa, sendo este um processo facilmente reversível. Mas, outros
processos de ligação dos elementos-traço resultam na formação de complexos
de esfera interna, de liberação mais lenta e difícil (adsorção específica de
cátions).
De acordo com a literatura técnica, os principais fatores que influenciam na
adsorção-dessorção de elementos-traço, em especial o cádmio, nos solos são
(CHRISTENSEN, 1989; BOEKHOLD et al., 1993; NAIDU et al., 1994; POMBO,
1989; PIERANGELI, 2005): pH; potencial de oxirredução; força iônica; textura;
presença de cátions competindo pelos mesmos sítios de adsorção; e teores de
matéria orgânica e de óxidos de ferro e alumínio presentes. Dentre todos esses
fatores, tem-se dado maior importância ao pH, pelo fato do mesmo exercer
123
influência na própria especiação do metal e em atributos relacionados com a sua
adsorção, como o balanço de cargas na superfície dos colóides
(CHRISTENSEN, 1989; FILIUS et al., 1998; SALAM & HELMKE, 1998;
PIERANGELI, 2005).
Além de influenciar significativamente na ocorrência de fenômenos
químicos de um solo, o pH tem importância expressiva, também, na aplicação
dos fenômenos eletrocinéticos para a sua descontaminação, destacando-se que
a aplicação de uma ddp elétrica ao solo tem alguns efeitos (ACAR et al, 1995),
como segue: (i) produz H
+
no compartimento do ânodo, o qual é transportado
através do solo e acarreta dessorção dos contaminantes da superfície das
partículas do solo; (ii) dá início a eletromigração de espécies livres no meio
poroso e aqueles introduzidos nos eletrodos; e (iii) estabelece uma diferença de
potencial elétrico (d.d.p.) que pode levar ao bombeamento ou extração de
espécies geradas pelos fenômenos eletrocinéticos.
Considerando-se que na literatura técnica especializada há carência de
relatos que analisem o efeito da ddp no processo de descontaminação
eletrocinética dos solos, em especial dos solos tropicais, aborda-se no presente
artigo a influência desta variável na remediação de três solos tropicais
contaminados com o elemento-traço cádmio.
7.2. Revisão de Literatura
De acordo com Chang e Liao (2006), os fenômenos eletrocinéticos têm-se
mostrado um meio efetivo para a remediação de áreas contaminadas por
diferentes poluentes, tais como elementos-traço, compostos orgânicos e rejeitos
de radionuclídeos e/ou mineração. Segundo esse autor, aspectos de interesse
prático da técnica de descontaminação via fenômenos eletrocinéticos são, como
segue: (i) servem tanto como tecnologia in-situ quanto para estudos de
laboratório; (ii) possui alta eficiência na remoção de diferentes contaminantes;
(iii) há produção de fluxo eletrosmótico mesmo em solos heterogêneos; (iv) há
aplicabilidade em solos contaminados de baixa condutividade hidráulica; (v)
124
exerce alta eficiência econômica; e (vi) pode interagir ou integrar com outras
técnicas químicas ou biológicas de remediação. Contudo, embora apresente
vantagens, essa técnica de descontaminação dos solos apresenta, também,
desvantagens, podendo-se referir, geralmente, à acidificação do ânodo durante
o processo, a qual pode ser benéfica porque libera metais do solo, mas,
também, à destruição de constituintes do mesmo.
A ocorrência de acidificação do ânodo durante a aplicação dos fenômenos
eletrocinéticos no solo é resultado dos fenômenos de eletrólise da água que
ocorre no solo durante o processo, resultando em duas situações distintas, como
segue: (i) acidificação no ânodo, diminuindo a condutividade eletrosmótica; e (ii)
alcalinização no cátodo, o que pode causar precipitação e/ou deposição de
minerais, tais como carbonatos e hidróxidos. Nesse sentido, é comum
recomendar-se utilizar eletrodos neutros, como grafite, platina, entre outros, de
modo a se minimizar a ocorrência de decomposição, o que pode, porém,
influenciar os resultados do processo de descontaminação. Hunter (1981)
destaca, também, que pode ocorrer um decréscimo do coeficiente de
condutividade eletrosmótica com a queda do pH, devido à redução
correspondente do potencial Zeta, gerando sucção no compartimento do cátodo.
Outros estudos a respeito do efeito do pH na absorção de metais pesados
(HARTER, 1983; YOUNG et al., 1990) mostram que valores elevados de pH
(pH>7) podem levar à ocorrência de quedas na taxa de descontaminação dos
solos, devido à precipitação desses metais, com solubilização limitada de seus
hidróxidos. Contudo, por outro lado, Pourbaix (1974) nota que o chumbo e
outros metais, como o zinco, por exemplo, se existentes em concentrações na
solução que aumentem o pH, podem formar complexos carregados
negativamente que diminuem as suas adsorções pelos minerais argilosos do
solo.
Segundo Chan e Lynch (2002), no caso de solos contaminados com
elementos-traco, a precipitação se torna um problema persistente no processo
eletrocinético, pois com um campo elétrico aplicado à massa de solo, íons
metálicos são, comumente, atraídos no sentido do cátodo, onde se tem uma
125
zona de valores de pH elevados. Estudos prévios revelam que íons metálicos
originados de precipitados, tais como os hidróxidos, em regiões de pH elevado,
bloqueiam os poros do solo e impedem o fluxo eletrocinético de partículas, íons
e água. Como resultado, essa é a maior causa da queda contínua de corrente
elétrica passando através do solo e, por fim, limita a eficiência do processo de
remediação eletrocinética. Portanto, em trabalhos de descontaminação de solos
é de interesse monitorar a variação do pH no processo.
Segundo Acar et al. (1993), dentre outros fatores que influenciam o
transporte de contaminantes em um solo, a aplicação de uma corrente elétrica
contínua na sua massa sólida gera um campo elétrico que causa migração
iônica. Os íons no solo estão presentes na sua dupla camada difusa e na forma
de íons livre na sua água livre, fazendo com que o mesmo conduza, por
migração, os íons para os eletrodos com cargas opostas. Sabe-se que a
condutividade volumétrica de um solo é dependente diretamente da
concentração e da mobilidade dos seus íons, sendo que para uma condição de
corrente elétrica constante, o gradiente elétrico gerado é função da sua
condutividade eletrosmótica. Assim, aumentando-se a condutividade há
diminuição na ddp aplicada e, consequentemente, no fluxo eletrosmótico.
Com relação ao transporte de contaminantes no solo, Alshawabkeh et al.
(1999) citam alguns aspectos práticos que devem ser considerados de modo
criterioso, antes de se aplicar de forma bem sucedida a técnica de remediação
eletrocinética in-situ, como segue:
tipo de solo: Mitchell (1993) mostrou que o tipo de solo não apresenta
limitação significativa para o uso da técnica de remediação eletrocinética.
Entretanto, a vazão de transporte de contaminantes e a eficiência da
técnica dependem, significativamente, do tipo de solo e variáveis
ambientais, pois solos com teores de umidade, graus de saturação
elevados e índices de atividade baixos produzem as condições mais
favoráveis para o transporte de contaminantes por eletrosmose e
migração iônica. Mas, solos com alto índice de atividade, como as ilitas,
as montmorilonitas e as caulinítas impuras, exibem alta capacidade
126
ácido/base e requerem excessivo meio ácido e/ou agentes que auxiliem
nos mecanismos de dessorção e solubilização dos contaminantes que
estão adsorvidos na superfície das partículas sólidas do solo, antes que
eles possam ser transportados. Além disso, a técnica pode ser aplicada
para o tratamento de depósitos de solos heterogêneos de forma efetiva;
tipo, concentração e mistura de contaminantes: a técnica de remoção em
questão é usada, principalmente, para a extração de contaminantes
tóxicos iônicos. Avaliações experimentais indicam que a remoção de
elementos-traço, radionuclídeos e compostos orgânicos por remediação
eletrocinética é viável. Mitchell (1993) mostrou que a remoção de
compostos orgânicos não polares também pode ser possível, se estes
apresentarem pequenas bolhas que possam ser carregadas por
advecção eletrosmótica. No entanto, é antecipado que sais como o óxido
de chumbo (PbO) podem ser dissolvidos e migrar devido ao avanço da
frente ácida gerada no processo. Com relação à concentração, dados
experimentais mostram que uma baixa concentração faz com que a
advecção e a migração sejam fenômenos participativos na remoção de
contaminantes. Já com relação à mistura de contaminantes, Langeman et
al. (1989) indicam, em resultados experimentais, que a geração de ácidos
no ânodo causa dissolução de sais presentes, sendo a eficiência da
remoção afetada pela mobilidade de cada íon. Outros resultados de
experimentos realizados em capilares de diferentes diâmetros indicam
que a magnitude e a velocidade das partículas dependem da magnitude
do campo elétrico aplicado e do diâmetro dos poros dos capilares em
análise. Portanto, pode-se citar que o tipo de contaminante não é uma
limitação significativa para o emprego da técnica de remoção
eletrocinética, desde que os mesmos não estejam adsorvidos na
superfície das partículas do solo e/ou nem precipitados no seu meio
poroso;
nível de corrente e potencial elétrico: embora uma alta intensidade de
corrente elétrica possa gerar mais ácidos e aumentar a vazão de
127
transporte para facilitar o processo de remoção dos contaminantes, este
aumento causa, também, elevação significativa do consumo de energia
elétrica. Dados experimentais indicam que uma densidade de corrente de,
aproximadamente, 30-50 A/cm
2
tem-se mostrado eficiente para a
efetivação do processo eletrocinético. Entretanto, a seleção apropriada da
densidade de corrente e da diferença de potencial elétrico depende das
propriedades eletroquímicas do solo a ser tratado, em particular da sua
condutividade elétrica. Uma diferença de potencial elétrico da ordem de
50 V/m pode ser usada como uma estimativa inicial para o processo.
Mas, a densidade de corrente ótima ou uma diferença de potencial ótima
deve ser selecionada com base nas propriedades do solo, espaçamento
dos eletrodos e tempo que o processo eletrocinético requer;
efluente químico: os contaminantes podem existir em diferentes formas
químicas na sub-superfície, dependendo das condições ambientais. Eles
podem existir como precipitados sólidos, solutos dissolvidos no meio
poroso do solo ou no lençol de água, complexos sorvidos na superfície
das partículas sólidas do solo e/ou espécies obrigatórias em matéria
orgânica presente no solo. Entre essas diferentes formas, somente os
solutos são mobilizados e removíveis pela extração eletrocinética e outras
técnicas de remediação. No entanto, em geral devido à geração de um
meio alcalino na região do cátodo, formam-se precipitados de
contaminantes nesta região, o que decresce a eficiência do processo. O
controle do pH no cátodo pode ser necessário para aumentar a eficiência
da remoção. Em alguns casos, é preciso injetar reagentes dentro do solo
para melhorar a solubilização e o transporte de contaminantes metálicos,
sendo que, neste caso, suas características de interesse são: (i) não
devem formar sais insolúveis com os contaminantes, para que não
ocorram aumentos do pH durante o processo; (ii) devem formar
complexos solúveis com o contaminante, o qual pode, eficientemente,
eletromigrar sob uma fonte de campo elétrico; (iii) devem ser
quimicamente estáveis, quanto às variações dos valores de pH; (iv)
128
devem ter maior afinidade para os contaminantes do que para com as
partículas do solo, bem como eles e os seus complexos resultantes não
devem ter uma alta afinidade para com as partículas do solo; (v) não
devem gerar resíduos tóxicos no solo tratado; (vi) não devem gerar uma
quantidade excessiva de água contaminada ou os produtos do final do
processo de tratamento devem ser receptivos a concentrações e
precipitação após o uso; (vii) devem apresentar baixo custo efetivo,
incluindo aquele com reagentes e para o tratamento dos rejeitos
coletados e/ou da água gerada; (viii) não devem induzir uma excessiva
solubilização dos minerais do solo ou o aumento das concentrações de
quaisquer espécies reguladoras no seu meio poroso; e (ix) não devem, se
possível, se complexarem com o alvo de espécies seletivas;
tipo, configuração e espaçamento dos eletrodos: materiais condutores
elétricos e quimicamente inertes, tais como grafite, titânio revestido ou
platina devem ser usados como ânodos, para se prevenir a dissolução
dos eletrodos e geração de produtos corrosivos desconhecidos em um
meio ácido; se necessário, eletrodos de sacrifício, também, podem ser
usados como ânodo. Para o cátodo, qualquer material condutor que não
sofra corrosão em um meio básico pode ser empregado. Para a escolha
do material do eletrodo, algumas considerações devem ser feitas, como
segue: (i) propriedades do material de condução elétrica; (ii)
disponibilidade do material; (iii) facilidade de fabricação do material na
forma requerida no processo; (iv) facilidade de instalação no campo; e (v)
custos referentes ao material, à fabricação e à instalação. Os eletrodos
devem ser eletricamente condutores, quimicamente inertes, porosos e
vazios. O vazio dos eletrodos facilita à remoção da solução contaminada
da sub-superfície e/ou a injeção de uma solução padrão para a sub-
superfície. Os eletrodos podem ser instalados horizontalmente ou
verticalmente. Pesquisas limitadas têm sido conduzidas para estudar os
efeitos da configuração dos eletrodos na eficiência da extração
eletrocinética. Para a implementação 2D no campo, podem ser usadas as
129
configurações hexagonal, quadrada ou triangular dos eletrodos, em que o
cátodo fica localizado no meio e os eletrodos do ânodo são espaçados ao
redor do cátodo formando uma das configurações citadas anteriormente
e, ao mesmo tempo, formando superfícies equipotenciais. Para a
configuração 1D, a densidade de corrente, por exemplo, e a corrente
elétrica por unidade de área são independentes da localização; já na
configuração 2D, entretanto, a densidade de corrente elétrica aumenta
linearmente com a distância em direção ao cátodo. Portanto, se conclui
que o potencial elétrico aumenta linearmente com a distância em direção
ao cátodo. Dentre os fatores que afetam a seleção da configuração dos
eletrodos para implementação no campo, destacam-se: (i) localização e
tamanho de qualquer campo elétrico inativo local que possa ser
desenvolvido; (ii) número e custo dos eletrodos por unidade de área
tratada; e (iii) tempo requerido para o projeto de remediação. Já os
fatores que afetam a escolha do espaçamento dos eletrodos têm-se: (i)
custo; e (ii) tempo requerido para o processo;
gastos de energia: o total de energia gasto para tratar uma quantidade de
solo contaminado depende de muitos fatores, incluindo: (i) propriedades
do solo; (ii) propriedades dos contaminantes; e (iii) configuração e
espaçamento dos eletrodos;
custos: para a implementação da técnica no campo, o custo total do
processo pode ser visualizado como a soma de cinco dos principais
custos, podendo-se referir a: (i) custo de fabricação e instalação dos
eletrodos; (ii) custo de energia elétrica; (iii) custo do agente de
melhoramento, se necessário; (iv) custo de qualquer pós-tratamento, se
necessário; e (v) custos fixos.
Observa-se, pois, que há uma carência expressiva de literatura técnica
sobre o efeito da variação da ddp aplicada no processo de descontaminação
eletrocinética dos solos, em especial dos solos tropicais, o que traz significância
e atualidade ao presente trabalho.
130
7.3. Métodos
O presente trabalho teve como objetivo estudar a influência da ddp aplicada
na descontaminação de solos via fenômenos eletrocinéticos, utilizando-se para
isto três diferenças de potencial aplicados em três solos com características de
química de superfície coloidal e mineralogia diversas.
O programa de estudo abrangeu:
preparação de corpos-de-prova cilíndricos nos parâmetros ótimos de
compactação da energia Proctor normal, para a realização dos ensaios
de descontaminação;
realização dos ensaios de descontaminação via fenômenos
eletrocinéticos, aplicando-se as diferenças de potencial elétrico de 5, 15 e
30 V, empregando-se uma célula eletrocinética desenvolvida no
Departamento de Engenharia Civil (DEC) da Universidade Federal de
Viçosa (UFV) por Damasceno (2003); e
coleta de amostras dos corpos-de-prova antes e após a realização dos
ensaios de descontaminação, para análise química através do método de
extração seqüencial proposto por Egreja Filho (2000).
7.3.1. Descontaminação via fenômenos eletrocinéticos
Para a realização dos ensaios de descontaminação de solos via fenômenos
eletrocinéticos, adotou-se a seguinte seqüência:
secagem ao ar das amostras de solo (TFSA);
adição de água e solução de nitrato de cádmio de concentração
conhecida a cada amostra de solo, com a finalidade de levá-la à sua
umidade ótima e, também, à concentração de cádmio na faixa de 10 –
12 mg de Cd/kg de solo seco;
após a adição da solução contaminadora, deixou-se a amostra de solo
em repouso por 20 dias para os solos 1 e 3, e por 10 dias para o solo 2,
131
para depois prosseguir os ensaios. Esses tempos de repouso para cada
solo foram determinados em estudos prévios realizados com o intuito de
se analisar o efeito da incubação na descontaminação de solos via
fenômenos eletrocinéticos;
ao fim de cada período de repouso adotado para cada solo, foram
coletadas amostras para:
o realização de ensaios químicos de extração seqüencial (EGREJA
FILHO, 2000) e determinação do pH no Laboratório de
Mineralogia do Departamento de Solos (DPS) da UFV,
o moldagem de corpos-de-prova em um molde cilíndrico de acrílico
de 5,0 cm de diâmetro por 10,0 cm de altura na energia do
ensaio Proctor normal.
após a confecção dos corpos-de-prova, os mesmos foram colocados na
célula eletrocinética desenvolvida por Damasceno (2003) para a
realização dos ensaios de descontaminação, preenchendo-se os
compartimentos do ânodo e do cátodo com água destilada, além dos
tubos de entrada e saída de água, no nível desejado, finalizando a
montagem das células;
depois da montagem, a célula eletrocinética foi deixada em repouso por
24 horas, para verificação da ocorrência de possíveis problemas
operacionais, tais como vazamentos;
decorrido o tempo de 24 horas, realizou-se o ensaio de
descontaminação por um período de tempo de, aproximadamente, 216
horas (9 dias), em que os corpos-de-prova foram submetidos a uma
diferença de potencial de 5, 15 ou 30 V, deixando-se a corrente elétrica
variar no decorrer do ensaio; os eletrodos, um no cátodo e outro no
ânodo, ficaram espaçados de uma distância de 180 mm, implicando
num gradiente elétrico de 28, 83 e 167 V/m, respectivamente;
durante a realização dos ensaios de descontaminação, a solução
presente nos compartimentos do ânodo e do cátodo foram recolhidas de
3 em 3 dias, para fins de determinação dos seus pH e da atividade dos
132
íons cádmio presentes. Os ensaios foram realizados à temperatura
controlada de 20°C ±1°C.
ao final do ensaio, a amostra de solo foi extraída da célula eletrocinética
com o intuito de se determinar o seu teor de umidade, pH e
concentração de cádmio através do método de extração seqüencial
proposto por Egreja Filho (2000), em cinco seções diferentes.
Para a determinação da concentração de cádmio presente na solução e
nos extratos das extrações seqüenciais feitas nas amostras de solo antes do
processo de descontaminação e no corpo-de-prova ao final do ensaio, utilizou-
se o método de Espectrofotometria de Absorção Atômica de Chama (AAS), no
Laboratório de Espectrofotometria Atômica do DPS/UFV.
7.3.2. Análises químicas
Empregou-se a técnica de análise de extração seqüencial com o objetivo
de se determinar as diferentes formas químicas que o elemento químico
contaminante pudesse estar ligado ou interagindo com os minerais do solo,
principalmente os minerais que constituem a fração argila. Nessa metodologia
de extração seqüencial, uma amostra de solo foi submetida a contínuas
extrações, com extratores diferentes em cada etapa e com poder de extração
maior à medida que o processo foi prosseguindo, sendo que o extrator atuou
modificando a interação do metal com a fase sólida, promovendo a sua
solubilização para que pudesse ser dosado por um método analítico conveniente
(EGREJA FILHO, 2000). Para isso, foi necessário determinar o teor de umidade
do solo antes da extração ser iniciada.
Após a realização dos ensaios de descontaminação via fenômenos
eletrocinéticos, o corpo-de-prova foi seccionado em cinco partes
aproximadamente iguais, identificadas, e, 24h depois, as amostras foram
submetidas às análises químicas de extração seqüencial. A extração foi
133
realizada em quatro etapas, como se mostra na Tabela 7-1 e se ilustra na Figura
7-1.
Tabela 7-1. As quatro etapas do processo de extração seqüencial, com o
extrator usado e a forma química determinada em cada uma delas
Etapa
Extrator
Determinação
A
Água destilada
Metais solúveis na solução do
solo
B
0,1 mol L
-1
de CaCl
2
Metais trocáveis (fracamente
adsorvidos)
C
Solução composta por 0,167 mol L
-1
de Na
2
HPO
4
, 0,03 mol L
-1
de NaF e
0,0083 mol L
-1
de EDTA
Metais adsorvidos
especificamente (fortemente
adsorvidos)
D
Digestão nítrico-perclórico
Metais na fração residual
134
Procedimento
- Agitar a 50 rpm por 16 horas;
- Centrifugar a 3000 rpm por 10 minutos; e
- Ler Cd por AAS.
Fração de Cd
Cd solúvel
- Agitar a 50 rpm por 16 horas;
- Centrifugar a 3000 rpm por 10 minutos; e
- Ler Cd por AAS.
Cd trocável
- Agitar a 50 rpm por 16 horas;
- Centrifugar a 3000 rpm por 10 minutos; e
- Ler Cd por AAS.
Cd adsorvido
especificamente
Extrator
EXTRAÇÃO A
- 10,0 g de solo seco
- 20 mL de água destilada (relação 2:1)
EXTRAÇÃO B
- 10,0 g de solo seco (resultante da
extração anterior)
- 20 mL de CaCl2 (relação 2:1)
EXTRAÇÃO C
- 5,0 g de solo seco
- 50 mL de solução com 0,167mol/L de
Na2HPO4; 0,03 mol/L de NaF; e 0,0083 mol/L
de EDTA (relação 50 mL para cada 5,0 g de
solo seco)
- Relação 5:1
Determinar teor de umidade do solo
- Aquecer em chapa quente o solo mais o HNO3 e o HClO4 até
evaporação completa do ácido;
- Adição do HCl e voltar a chapa até que a solução se torne límpida;
e
- Colocar a solução num balão volumétrico de 50 mL,
completando-o com água destilada
Cd residual
EXTRAÇÃO D
- 1,0 g de solo seco ao ar;
- 10 mL de solução nítrico-perclórico (HNO3 e
HClO4), com relação 3:1; e
- 10 mL de HCl
- Relação 20:1
Figura 7-1. Croqui esquemático do processo de extração seqüencial.
Na primeira extração, a água destilada atuou apenas como um agente que
lavou o solo e retirou o metal solúvel.
Na segunda extração, utilizou-se o cloreto de cálcio. Esse composto é um
sal solúvel que libera o cátion Ca
2+
em solução, o qual é um cátion divalente e
que tem alto poder de adsorção eletrostática pelos minerais presentes no solo;
com isso, os outros metais ou elementos químicos, em especial cátions, que
135
possam estar apenas ligados eletrostaticamente na superfície do solo
(fracamente adsorvidos), são deslocados pelo íon cálcio.
Na terceira extração, definida por Egreja Filho (2000) como um processo
que envolve a substituição de ligantes na superfície argilosa, em especial dos
óxidos de ferro e alumínio presentes, e formação de complexos mono e
binucleares, o EDTA foi adicionado para garantir que o metal extraído fosse
mantido em solução, evitando-se a sua precipitação ou readsorção em outra
fase. Sua concentração foi baixa, tendo em vista que é um reagente de pouca
seletividade, evitando assim que se extraísse metais de outras fases, como
destaca Nascentes (2006).
E, por fim, para a determinação da fração residual ou aquela que ficou
entranhada no mineral do solo, utilizou-se a digestão com ácido nítrico e ácido
perclórico, os quais são ácidos fortes. Com isso, foi feita uma abertura da
amostra, restando apenas o silicato do material de origem.
O método de ensaio empregado para a extração seqüencial está descrito a
seguir:
de cada camada, previamente homogeneizada, foram retiradas três
porções de solo que foram colocadas em tubos de centrífuga. Água
destilada foi adicionada ao solo a uma proporção de 1:2, equivalente à
massa seca do solo seco, em gramas, para duas vezes o volume da
solução, em mililitros. Os tubos foram selados e agitados por 16 horas em
agitador vertical, a 50 rpm. Após a agitação, as amostras foram
centrifugadas a 3000 rpm durante 10 minutos. A suspensão, após ser
submetida à centrifugação, foi filtrada em papel filtro rápido, recolhido em
frasco de plástico e mantida sob refrigeração, para posterior
determinação das concentrações dos metais, utilizando-se
espectrofotômetro de absorção atômica. As concentrações dos metais,
em cada camada, foram definidas como a média das três repetições;
posteriormente, a cada tubo de solo centrifugado, foi acrescentada uma
solução de CaCl
2
, usando-se a mesma proporção da etapa anterior.
Seguindo-se o mesmo procedimento, as amostras foram agitadas e
136
centrifugadas, sendo a suspensão resultante filtrada e conservada em
frascos plásticos, mantidos sob refrigeração até a realização das análises
químicas. Após essa extração, as amostras foram retiradas dos tubos e
parte delas foi utilizada para determinação do teor de água. Os valores de
teor de água obtidos após a segunda extração foram utilizados nos
cálculos das segunda e terceira extrações, supondo-se ser o mesmo valor
nas duas etapas. A outra parte foi utilizada para a execução da terceira
etapa da marcha seqüencial da extração; 39.59 cET/Image2 TJDo Q</MCID 1>> BDC q21(2 0 0 1 126.02 708.8213m[(42m[ET EMC /P <</126.02 563.95 Tm[(42m[ET )-112(a)-3( )-171(e)-3(x)1074(z)10(a)-3(çã)-3(o)-3( )-31(d)-3(a)-3074(dir)4(a)-3-3( v-3( d))-3074(açã)-6(o)-3(, )-123(a)-3(s )-63i )-109(u)-3-121(retirad)47s)10( )ETc 3(s d3(raç(e)6( )] T7s)5-3(a)-3074(g)6a)-3074(dir)4(a)-3 rlo adrc EMC /P <</126.02 563.95 Tm[(21.71[ETP)6(u(u)-3-ém(s )91(se)-3(g)9traçã)-6(o)-3( )-311(fo)-5(ra81(u)-3(tili)79(z)10(a)-3(çã)-3(o)-3( -111(t)8(e)-39trcfo)-5retirad)81(fo)-5(ra94()-31(rlo)-383)10( )] TJ(ra94( )-4d)6(e)-3( )8(dir)4(a)-3a tedfil91oaTBT1 0 0 1 126.02 626.02 Tm[500] TJETao
137
Na primeira extração, as concentrações do elemento químico analisado
(mg/L) foram determinadas utilizando-se a equação 7-1.
w
wsol
m
'
v
vv
cc
(7-
1)
Nessa equação, tem-se que:
w
wsol
v
vv
é o fator de diluição, c
m
é a
concentração medida; v
sol
é o volume da solução extratora adicionado ao tubo
de centrífuga; e v
w
é o volume de água presente na porção do solo centrifugado.
Na equação 7-1, supõe-se que as densidades da solução extratora e da água
são iguais.
Nas outras três extrações, o cálculo das concentrações (mg/kg) foi obtido
com o emprego da equação 7-2.
TFSA
wsol
m
'
m
vv
cc
(7-2)
Nessa equação tem-se que: c
m
é a concentração medida, em mg/L; (v
sol
+ v
w
) é
o volume de solução adicionada mais volume presente no solo, em litros; e
m
TFSA
é a massa seca de solo utilizada, em quilos.
7.4. Resultados
7.4.1.
138
de saturação inicial (Sr
i
); grau de saturação final (Sr
f
); coeficiente de
condutividade eletrosmótica após estabilização de fluxo(k
e estabilizado
)
Solo
ddp aplicada
(V)
Duração
(h)
w
0
(%)
w
f
(%)
Sr
i
Sr
f
k
e estabilizado
(cm
2
/s*V)
1
5
216,48
29,95
35,59
88,61
99,01
27,988 x 10
-7
15
222,92
30,50
37,07
88,20
99,35
10,704 x 10
-7
30
217,12
29,95
36,31
86,97
100,00
10,918 x 10
-7
2
5
218,33
20,50
23,08
78,96
89,85
43,421 x 10
-7
15
220,53
20,50
25,99
79,97
94,79
43,871 x 10
-7
30
218,93
21,21
25,17
80,89
96,04
38,147 x 10
-7
3
5
216,67
33,68
39,35
85,62
96,13
20,599 x 10
-7
15
223,25
36,51
44,47
99,79
100,00
27,912 x 10
-7
30
216,78
36,51
41,39
86,43
95,39
29,919 x 10
-7
Em todos os ensaios, o comportamento observado nos ensaios de
descontaminação eletrocinética foi, no geral, similar, pois a corrente elétrica
apresentou comportamento decrescente com o tempo, e o fluxo eletrosmótico
teve um comportamento crescente no começo, tendendo a uma estabilização ao
final do processo. No entanto, os solos 1 e 3, ambos argilosos mas de
comportamentos geotécnicos diferentes, apresentaram fluxo reverso, no sentido
cátodo-ânodo. O principal motivo e explicação para o fato estão relacionados a
um parâmetro eletroquímico dos solos chamado PCZ, observando-se que os
solos 1 e 3 apresentaram valores de pH abaixo do PCZ e que o solo 2
apresentou pH acima do seu PCZ, o que gerou situações de fluxo reverso, nos
solos 1 e 3, e de fluxo normal, no solo 2.
Outro fato observado nos dados apresentados na Tabela 7-2 é que os
valores de k
e
para os solos 1 e 2 diminuiram com o aumento da diferença de
potencial aplicada, de forma mais expressiva para o primeiro solo, sendo que
para o solo 3 este parâmetro aumentou ligeiramente com o aumento da
diferença de potencial elétrico aplicado. No entanto, para fins práticos, destaca-
se que os valores obtidos podem ser considerados da mesma ordem de
grandeza. Para fins de comparação de resultados, refere-se que Chang e Liao
139
(2006), usando gradientes elétricos de 2, 1 e 0,5 V/cm, mostraram que o fluxo
eletrosmótico sob o gradiente elétrico de 2 V/cm foi duas vezes e seis vezes
maior que para 1 e 0,5 v/cm, respectivamente; no entanto, o coeficiente de
condutividade eletrosmótico foi da mesma ordem de grandeza, independente do
gradiente elétrico aplicado.
7.4.2. Descontaminação via Fenômenos Eletrocinéticos
Durante os ensaios de descontaminação via fenômenos eletrocinéticos, o
líquido presente nos compartimentos do ânodo e do cátodo foi recolhido de três
em três dias, para se determinar a quantidade de cádmio que migrou para os
mesmos durante os ensaios. Além disso, determinou-se, também, o pH dos
solos antes e após a realização dos ensaios. As Figuras 7-2, 7-3 e 7-4 ilustram
esses resultados.
3 4 5 6 7 8 9
Tempo de ensaio [dias]
0.00
0.05
0.10
0.15
0.20
0.25
Concentração [mg*L
-1
]
5 V - ânodo
15 V - ânodo
30 V - ânodo
5 V - cátodo
15 V - cátodo
30 V - cátodo
Solo 1
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
4.8
5.1
5.4
5.7
6.0
6.3
6.6
pH
5 V - inicial
15 V - inicial
30 V - inicial
5 V - final
15 V - final
30 V - final
pH - Solo 1
140
Figura 7-2. Concentração de cádmio nos compartimentos do ânodo e do cátodo,
para o solo 1 durante a realização dos ensaios de descontaminação via
fenômenos eletrocinéticos e valores de pH mesmos antes e após a realização
dos ensaios.
3 4 5 6 7 8 9
Tempo de ensaio [dias]
0.00
0.05
0.10
0.15
0.20
0.25
Concentração [mg*L
-1
]
5 V - ânodo
15 V - ânodo
30 V - ânodo
5 V - cátodo
15 V
30 V - cátodo
Solo 2
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
4.6
4.8
5.0
5.2
5.4
5.6
5.8
6.0
pH
5 V - inicial
15 V - inicial
30 V - inicial
5 V - final
15 V - final
30 V - final
pH - Solo 2
Figura 7-3. Concentração de cádmio nos compartimentos do ânodo e do cátodo,
para o solo 2 durante a realização dos ensaios de descontaminação via
fenômenos eletrocinéticos e valores de pH mesmos antes e após a realização
dos ensaios.
141
3 4 5 6 7 8 9
Tempo de ensaio [dias]
0.00
0.05
0.10
0.15
0.20
0.25
Concentração [mg*L
-1
]
5 V - ânodo
15 V - ânodo
30 V - ânodo
5 V - cátodo
15 V - cátodo
30 V - cátodo
Solo 3
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
5.4
5.6
5.8
6.0
6.2
6.4
6.6
6.8
pH
5 V - inicial
15 V - inicial
30 V - inicial
5 V - final
15 V - final
30 V - final
pH - Solo 3
Figura 7-4. Concentração de cádmio nos compartimentos do ânodo e do cátodo,
para o solo 3 durante a realização dos ensaios de descontaminação via
fenômenos eletrocinéticos e valores de pH mesmos antes e após a realização
dos ensaios.
Pelos dados apresentados nas Figuras 7-2, 7-3 e 7-4 pode-se observar
que, para os solos 1 e 3, ambos de texturas predominantemente argilosas, a
atividade de íons cádmio tanto no compartimento do ânodo como no do cátodo
diminuíram com o tempo de ensaio. Isso indica que, associado com os
fenômenos de eletrólise da água, a textura pode ter influenciado no fluxo de
contaminantes do solo, principalmente nos solos finos. Já para o solo 2, de
textura predominantemente arenosa, a atividade do cádmio, em linhas gerais e
em ambos compartimentos, decresceu quando se passou de 3 para 6 dias de
ensaio, mas voltou a crescer quando se atingiu 9 dias, superando inclusive a
atividade obtida em 3 dias.
Analisando-se o comportamento do pH dos solos medidos em cinco seções
dos corpos-de-prova antes e após a realização dos ensaios de descontaminação
via fenômenos eletrocinéticos, observou-se que os valores ao final do ensaio,
142
para os três solos analisados, apresentaram comportamentos crescentes no
sentido ânodo-cátodo, ficando em conformidade com dados da literatura
relatados por Mitchell (1993) e Damasceno (2003), pois independente do fluxo
ser normal ou reverso, a carga das partículas e dos eletrodos é constante. Além
143
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
3.0
3.5
4.0
4.5
C [mg L
-1
]
5 V - inicial
5 V - final
15 V - inicial
15 V - final
30 V - inicial
30 V - final
Cd
2+
solúvel - solo 1
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
C [mg kg
-1
]
5 V - inicial
5 V - final
15 V - inicial
15 V - final
30 V - inicial
30 V - final
Cd
2+
trocável - solo 1
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
0
4
8
12
16
20
C [mg kg
-1
]
5 V - inicial
5 V - final
15 V - inicial
15 V - final
30 V - inicial
30 V - final
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
0
1
2
3
4
5
6
7
8
C [mg kg
-1
]
5 V - inicial
5 V - final
15 V - inicial
15 V - final
30 V - inicial
30 V - final
Solo 1
Figura 7-5. Resultados de extração seqüencial obtidos antes e após os ensaios
de descontaminação via fenômenos eletrocinéticos realizados no solo 1.
144
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
3.0
3.5
C [mg L
-1
]
5 V - inicial
5 V - final
15 V - inicial
15 V - final
30 V - inicial
30 V - final
Cd
2+
solúvel - Solo 2
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
0
3
6
9
12
15
18
21
C [mg kg
-1
]
5 V - inicial
5 V - final
15 V - inicial
15 V - final
30 V - inicial
30 V - final
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
0
2
4
6
8
C [mg kg
-1
]
5 V - inicial
5 V - final
15 V - inicial
15 V - final
30 V - inicial
30 V - final
Cd
2+
adsorvido especificamente - Solo 2
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
0
0.3
0.6
0.9
1.2
1.5
C [mg kg
-1
]
5 V - inicial
5 V - final
15 V - inicial
15 V - final
30 V - inicial
30 V - final
Cd
2+
residual - Solo 2
Solo 2
Figura 7-6. Resultados de extração seqüencial obtidos antes e após os ensaios
de descontaminação via fenômenos eletrocinéticos realizados no solo 2.
145
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
0.00
0.05
0.10
0.15
0.20
C [mg L
-1
]
5 V - inicial
5 V - final
15 V - inicial
15 V - final
30 V - inicial
30 V - final
Cd
2+
solúvel - solo 3
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
3.0
3.5
4.0
C [mg kg
-1
]
5 V - inicial
5 V - final
15 V - inicial
15 V - final
30 V - inicial
30 V - final
Cd
2+
trocável - solo 3
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
0
4
8
12
16
20
24
C [mg kg
-1
]
5 V - inicial
1 2 3 4 5
Distância em Relação ao Cátodo [x 2,0 cm]
0
2
4
6
8
10
12
C [mg kg
-1
]
5 V - inicial
5 V - final
15 V - inicial
15 V - final
30 V - inicial
30 V - final
Solo 3
Figura 7-7
--
146
Segundo os dados apresentados nas Figuras 7-5 a 7-7, pode-se observar
que cada solo teve comportamento diferente com a variação da diferença de
potencial aplicada. Os solos 2 e 3, ambos de comportamentos não-lateríticos,
exibiram respostas semelhantes, mesmo apresentando diferentes texturas. No
entanto, aventa-se a possibilidade de que a mineralogia dos solos possa ter sido
um fator que influenciou significativamente os resultados.
Para o solo 1, de comportamento laterítico, o contaminante migrou no
sentido cátodo-ânodo, em especial nas frações solúvel para 5 V e atraídas
eletrostaticamente para 30 V, com o aumento do potencial aplicado. Já para a
fração fortemente adsorvida (extração C), o comportamento foi quase constante
em cada seção do corpo-de-prova, para todas as diferenças de potencial elétrico
aplicado. Mas, os resultados obtidos para 15 V nessa fração não foram tão
similares como para as outras duas ddp estudadas, sendo que o melhor
resultado para a extração B foi obtido com essa ddp; e, além disso, pelos
gráficos de valores de pH inicial e final versus distância do cátodo, o valor inicial
para 15 V foi menor que aquele inicial para as outras duas ddp aplicadas,
observando-se que os valores de pH final apresentaram comportamento inverso,
ou seja, crescente no sentido cátodo-ânodo. E, por fim, com relação à fração
residual (extração D), os contaminantes migraram no sentido ânodo-cátodo e,
também, observou-se que a concentração final diminuíu à medida que
aumentou-se a ddp aplicada.
Já para o solo 2, de comportamento não laterítico e textura areno-silto-
argilosa, o contaminante cádmio, em linhas gerais, apresentou comportamento
crescente no sentido ânodo-cátodo, em especial com o aumento da ddp
aplicada. Esse comportamento foi observado em todas as etapas da extração
seqüencial realizada. Uma ressalva deve ser feita com relação à fração solúvel
(extração A) para 5 V, pois houve um acúmulo de cádmio nas seções mais
próximas do ânodo, implicando em pouca remoção do contaminante nessa
fração. Isso pode ser explicado como um possível acúmulo de metal nessa
fração derivado das outras extrações e que não foi totalmente removido ou por
147
falta de tempo de ensaio, ou pela baixa ddp aplicada. Para esse solo, em todas
as frações que o contaminante pode assumir na matriz sólida do solo (solúvel,
atraído eletrostaticamente, fortemente adsorvido e residual), o contaminante
migrou no sentido ânodo-cátodo e, nas proximidades do cátodo, com o aumento
da diferença de potencial elétrico aplicado houve um aumento da atividade de
íons cádmio presentes. Já nas seções médias e mais próximas do ânodo,
observou-se que a atividade de íons cádmio diminuíu com o aumento do
potencial elétrico aplicado, o que destacou a influencia da ddp aplicada na
remoção de contaminantes deste solo.
Por fim, o solo 3, também de comportamento geotécnico não laterítico mas
de textura argilo-silto-arenosa, o fluxo dos contaminantes mostrou-se reverso,
isto é, no sentido ânodo-cátodo. Duas possíveis explicações para esse
comportamento são o fato da carga dos eletrodos não mudar e esse solo
apresentar uma tendência de apresentar estrutura mais floculada do que os
outros dois solos analisados, como se depreende dos valores de índice de
vazios no estado natural apresentados na Tabela 5-1. A fração solúvel não foi
detectada para esse solo, já a fração atraída eletrostaticamente apresentou
comportamento quase constante em todas as seções do corpo-de-prova, sendo
que em algumas seções do mesmo a concentração de íons cádmio ficou acima
da atividade dos mesmos antes do ensaio. Já para a fração fortemente
adsorvida e a fração residual, o contaminante migrou no sentido ânodo-cátodo,
mas para a fração fortemente adsorvida a atividade de íons cádmio aumentou
nas proximidades do cátodo, sendo que para a fração residual houve
comportamento inverso, ou seja, a atividade de íons cádmio diminuiu com o
aumento do potencial elétrico aplicado.
Para se analisar com mais precisão a quantidade extraída de cádmio em
cada extrator da extração seqüencial, comparou-se as áreas inicial e final abaixo
da curva concentração versus distância do cátodo obtida em cada extração.
Com isso, pode-se comprovar melhor e verificar com mais precisão os
comentários feitos acima. A Tabela 7-3 apresenta os resultados finais das
148
quantidades de cádmio retiradas em cada extração, em comparação com as
quantidades iniciais, em porcentagem.
Tabela 7-3. Porcentagem de cádmio removida pelo processo eletrocinético em
cada etapa da extração seqüencial, para os três solos analisados
Solo
ddp aplicada
(V)
% de cádmio removida durante o processo
eletrocinético em cada etapa da extração seqüencial
Solúvel
Trocável
Adsorvido
especificamente
Residual
Solo 1
5
50,64
15,38
30,09
28,13
15
-18,07
20,49
6,90
61,19
30
96,98
12,91
29,94
69,11
Solo 2
5
26,05
8,23
24,59
48,00
15
97,92
41,16
37,54
55,00
30
96,57
41,37
52,39
100,00
Solo 3
5
-
-5,66
24,02
36,04
15
-
-0,48
8,76
39,77
30
100,00
40,37
16,18
77,30
149
Os valores de porcentagens negativas encontradas nos solos 1 e 3 podem
ser explicados pelo fato de se ter mais contaminante naquelas frações no final
dos ensaios. No entanto, isso não significa que não houve descontaminação,
pois as outras frações ficaram positivas e altas, superando a fração negativa da
outra extração. A fração B (atraída eletrostaticamente) negativa pode ser
explicada como um acúmulo dessa fração, com a aplicação da diferença de
potencial, devido à grande quantidade extraída da fração C (fortemente
adsorvida). Para o solo 1, Figura 7-5, a extração A com 15 V apresentou
porcentagem negativa, também pelo mesmo motivo, mas, observando-se o
gráfico da atividade de cádmio versus distância do cátodo, nota-se que em uma
seção próxima ao cátodo a atividade de cádmio foi 4,5 vezes maior que a inicial.
No entanto, em contrapartida com esses comportamentos um pouco
diferenciados obtidos para os solos 1 e 3, os comentários feitos anteriormente
concordam com o que foi apresentado na Tabela 7-3. Assim, para o solo 1, de
comportamento geotécnico laterítico, os resultados mostraram houve forte
influencia do potencial elétrico aplicado, sendo que um aumento da ddp aplicada
resultou em maior extração de contaminante. Observou-se que o solo 2 foi,
também, fortemente influenciado pelo da ddp aplicada, mas os resultados
obtidos para 15 V não diferiram significativamente dos obtidos para 30 V, para
as frações solúvel e atraída eletrostaticamente; logo, conclui-se que um
gradiente elétrico de 50 V/cm, como mostrado na literatura, seria uma boa
estimativa de potencial elétrico a ser adotado quando não se tem dados
concretos sobre o comportamento eletrocinético do solo, em especial para solos
similares ao solo 2. E, por fim, o solo 3 foi o que mais apresentou efeito da
mineralogia do solo nos resultados, em especial devido á grande quantidade de
óxidos de ferro presentes em sua constituição, principalmente na forma de
goethita. A mobilidade do cádmio para este solo foi maior para a ddp aplicada de
de 30 V, que foi o ensaio que apresentou valores finais de pH quase todos
abaixos dos iniciais, resultando em menor quantidade de cargas negativas no
solo e, conseqüentemente, maior mobilidade. Logo, conclui-se que a presença
de goethita e outros óxidos de ferro como a hematita, e também óxidos de
150
alumínio, como a gibbsita, influi consideravelmente nos fenômenos de adsorção
e remoção de contaminantes do solo.
Outro fato observado com os resultados obtidos foi o acúmulo de cádmio
na fração residual para todos os solos estudados e em todas as ddp aplicadas
nas proximidades do cátodo. Isso comprova o que foi relatado na literatura, em
que a forte acidificação do solo no ânodo resulta em destruição até dos minerais
do solo, resultando em facilidade de remoção de contaminantes, bem como que
a forte alcalinização do cátodo pode provocar fenômenos de precipitação dos
contaminantes na forma de hidróxidos ou sais insolúveis, podendo bloquear o
meio poroso. Por isso, observou-se esse comportamento para essa fração
estudada. E, também, segundo Chang e Liao (2006), um alto potencial elétrico
pode melhorar a mobilidade iônica dos contaminantes e aumentar os índices de
reações eletroquímicas, particularmente no ânodo, produzindo, portanto, mais
prótons e decrescendo assim o transporte eletrosmótico. E, em contraste, o
baixo potencial elétrico pode não ser suficiente para a remoção dos
contaminantes do solo.
Logo, observa-se que os melhores resultados obtidos para todos os solos
estudados foi para a diferença de potencial elétrico aplicado de 30 V, o que
resultou num maior gradiente elétrico.
7.5. Conclusões
A análise dos resultados obtidos no presente trabalho permite concluir que:
para fins práticos, a diferença de potencial elétrico não foi fator
significativo na determinação do coeficiente de condutividade
eletrosmótica dos solos, com exceção do solo 1, para uma ddp de 5V,
pois para todos potenciais elétricos aplicados o mesmo ficou na mesma
ordem de grandeza, para todos os solos estudados;
a atividade de íons cádmio presentes nas soluções do cátodo e do ânodo
durante os ensaios diminuíram com o tempo, para os solos 1 e 3, ambos
151
de texturas predominantemente argilosas. Para o solo 2, de textura
predominantemente arenosa, observou-se comportamento oposto, ou
seja, a quantidade de íons cádmio, em especial no compartimento do
cátodo, aumentou com o tempo de ensaio, para todas as ddp aplicadas;
para todos os solos estudados e para todas as ddp aplicadas, exceto para
30 V e o solo 3, os valores finais de pH após a realização dos ensaios de
descontaminação ficaram acima daqueles iniciais. Também, se observou
que que os valores de pH medidos após a realização dos ensaios
apresentaram comportamentos crescentes no sentido ânodo-cátodo,
exceto para o solo 1 a 15 V, inferindo-se que os resultados estão de
acordo com aqueles relatados na literatura técnica, pois independente do
fluxo ser normal ou reverso, a carga dos eletrodos não mudou;
para o solo 1, de comportamento geotécnico laterítico e textura
predominantemente argilosa, o gradiente elétrico se mostrou fator
significativo para a remoção de cádmio, pois com o aumento do potencial
elétrico aplicado, houve maior extração de contaminante, para todas as
frações que o contaminante pode assumir quando interagiu com a matriz
sólida do solo, sendo que este mesmo comportamento não foi observado
para os resultados obtidos a 15 V. No entanto, os valores de pH finais
medidos após os ensaios para este potencial elétrico apresentaram
comportamento oposto em relação aos outros ensaios, o que pode trazer
à tona a importância para o processo de descontaminação da mineralogia
do solo e do gradiente elétrico empregado na extração do contaminante;
já para o solo 2, de comportamento geotécnico não laterítico e textura
predominantemente arenosa, os resultados mostraram que a extração de
cádmio aumentou significativamente com o aumento do potencial elétrico
aplicado e que os resultados obtidos para 15 V foram similares àqueles
obtidos para 30 V. Portanto, o gradiente elétrico de 50 V/m para solos
com aspectos químicos e mineralógicos semelhantes a esse pode ser
uma boa estimativa a ser empregado, quando não se dispõe de dados
mais concretos do solo em análise;
152
para o solo 3, de comportamento geotécnico não laterítico e textura
predominantemente argilosa, a grande presença de óxidos de ferro na
forma de goethita pode ter sido um fator preponderante para a remoção
de cádmio, pois apenas com um alto gradiente elétrico é que se pode
remover significativamente o contaminante do solo, em especial das
frações atraída eletrostaticamente e fortemente adsorvida;
em todos os solos e para todas as ddp aplicadas, observou-se que o
cádmio na fração residual migrou no sentido ânodo-cátodo, comprovando
que a forte acidificação do ânodo resulta em destruição dos constituintes
do solo, facilitando, assim, a remoção de elementos químicos, bem como
que a alcalinização do cátodo resulta em deposição e precipitação de
contaminantes no mesmo; e
os melhores resultados, em geral, foram obtidos com uma ddp aplicada
de 30 V, trabalhando-se, pois, com gradiente elétrico maior.
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155
8. CONCLUSÕES GERAIS
Com base na análise dos resultados do presente trabalho, conclui-se que:
a análise mineralógica mostrou que o quartzo foi o principal mineral
constituinte da fração areia dos três solos estudados. Já as suas frações
argila e silte apresentaram caulinita como mineral predominante, sendo
que outros minerais também foram encontrados, tais como: goethita,
gibbsita, hematita e VHE;
as análises químicas de rotina mostraram que a adição de cádmio aos
solos altera significativamente os valores de algumas bases trocáveis,
como o sódio e o potássio, resultando em mudanças de valores em
outros índices que são obtidos indiretamente pelas análises de rotina.
Além disso, elas mostraram também que os valores do P-rem dos solos 1
e 3 aumentaram consideravelmente com a adição de cádmio, o que pode
indicar que esses dois solos apresentaram adsorção específica do
cádmio pelos minerais secundários do solo;
o solo 2 apresenta baixos valores de CTZ e PCZ antes de contaminados
(estado natural), e variações pouco expressivas destes parâmetros
químicos após sua contaminação. Já os solos 1 e 3, em especial o solo 3,
apresentam variações mais significativas nos valores desses parâmetros
após a adição de cádmio, sendo que o período de incubação não exerce
influência marcante em seus valores;
os parâmetros eletrocinéticos dos solos, exceto para o solo 3, não
apresentaram mudanças significativas de valores, ficando na mesma
ordem de grandeza, quando se variou a diferença de potencial aplicada e
a energia de compactação;
o PCZ dos solos teve influencia marcante nos fenômenos de migração do
cádmio com a aplicação da diferença de potencial elétrico, em especial
para os solos 1 e 3, pois estes solos apresentaram fluxo eletrosmótico
156
reverso, no sentido cátodo-ânodo e o solo 2 apresentou fluxo normal, no
sentido ânodo-cátodo;
nos solos analisados, em geral, os valores de pH determinados após a
realização dos ensaios de descontaminação ficaram acima daqueles de
pH iniciais;
a análise de extração seqüencial empregada mostrou-se uma boa
ferramenta para a avaliação do processo de descontaminação
eletrocinética; observando-se que a aplicação da corrente elétrica
diminuiu a atividade de íons fortemente adsorvidos, aumentando, assim, a
atividade daqueles atraídos eletrostaticamente nos solos, principalmente
para os solos 1 e 3;
os resultados de descontaminação via fenômenos eletrocinéticos
mostraram que, para os solos 1 e 3, de textura argilosa, o aumento do
período de incubação favoreceu a retirada de cádmio, não ocorrendo, no
entanto, variações significativas para o solo 2;
O solo 2, de textura predominantemente arenosa e baixos teores de
óxidos de ferro e alumínio, apresentou os melhores resultados referentes
a descontaminação de cádmio em solução ou na forma trocável; e
em todos os solos e para todas as ddp aplicadas, observou-se que o
cádmio na fração residual migrou no sentido ânodo-cátodo, comprovando
que a forte acidificação do ânodo resulta em destruição dos constituintes
do solo, facilitando, assim, a remoção de elementos químicos, bem como
que a alcalinização do cátodo resulta em deposição e precipitação de
contaminantes no mesmo; e
os melb6 coma721(resu)-4(lta)-3(d)6(o)6s(, )-123(e)-3(m)-6( )-241(g)6(e)-3(ral, )-228(f)-11(o)-3(r)13aem otidos com ma ddp plicada
de3i , tabiando
157
9. RECOMENDAÇÕES PARA TRABALHOS FUTUROS
Sugestões para trabalhos futuros são, como segue:
analisar mais detalhadamente a influencia da mineralogia no
processo;
aumentar o horizonte de solos estudados, incluindo uma gama maior
de texturas, aspectos químicos e aspectos mineralógicos,
trabalhando-se, também, com amostras indeformadas;
empregar mais de um elemento-traço, em especial aqueles que
apresentem adsorção específica pelos colóides do solo, tais como o
chumbo e o cobre, e outros que apresentam elevada mobilidade nos
solos, como o zinco e o manganês;
ampliar os tipos de contaminantes, incluindo, também, elementos
radioativos, produtos orgânicos, em especial aqueles derivados do
petróleo, bem como rejeitos de mineração;
fazer experimentos de campo ou estudos laboratoriais em amostras
de grandes dimensões;
utilizar tempos de incubação maiores, pois na prática o tempo de
contato solo/contaminante é bem elevado; e
testar a diferença de comportamento entre sais puros e resíduos
contaminados.
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