ads:
DÉBORA ASTONI MOREIRA
REMOÇÃO DE METAIS PESADOS DO PERCOLADO DE
ATERRO SANITÁRIO USANDO RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS
E DE CONSTRUÇÃO CIVIL
Tese apresentada à Universidade
Federal de Viçosa, como parte das
exigências do Programa de Pós-
Graduação em Engenharia Agrícola,
para obtenção do título de Doctor
Scientiae.
VIÇOSA
MINAS GERAIS - BRASIL
2008
ads:
Livros Grátis
http://www.livrosgratis.com.br
Milhares de livros grátis para download.
Ficha catalográfica preparada pela Seção de Catalogação e
Classificação da Biblioteca Central da UFV
T
Moreira, Débora Astoni, 1979-
M838r Remoção de metais pesados do percolado de aterro
2008 sanitário usando resíduos sólidos urbanos e de construção
civil / Débora Astoni Moreira. – Viçosa, MG, 2008.
xvii, 76f.: il. ; 29cm.
Orientador: Mauro Aparecido Martinez.
Tese (doutorado) - Universidade Federal de Viçosa.
Referências bibliográficas: f. 68-76.
1. Resíduos sólidos. 2. Resíduos urbanos. 3. Metais
pesados - Adsorção. 4. Metais pesados - Fator de
retardamento. 5. Langmuir - Modelos matemáticos.
I. Universidade Federal de Viçosa. II.Título.
CDD 22.ed. 628.44
ads:
DÉBORA ASTONI MOREIRA
REMOÇÃO DE METAIS PESADOS DO PERCOLADO DE
ATERRO SANITÁRIO USANDO RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS
E DE CONSTRUÇÃO CIVIL
Tese apresentada à
Universidade Federal de Viçosa, como
parte das exigências do Programa de
Pós-Graduação em Engenharia
Agrícola, para obtenção do título de
Doctor Scientiae.
Aprovada em: 24 de setembro de 2008.
_________________________________
Prof. Antonio Teixeira de Matos
(Co-Orientador)
_________________________________
Prof. Alisson Carraro Borges
_________________________________
Prof. Efraim Lázaro Reis
_________________________________
Profª. Ana Augusta Passos Rezende
_________________________________
Prof. Mauro Aparecido Martinez
(Orientador)
ii
“De tudo, ficaram três coisas:
a certeza de que estamos sempre começando...
a certeza de é preciso continuar...
a certeza de que seremos interrompidos antes de terminar...
Portanto devemos
fazer da interrupção um caminho novo...
da queda um passo de dança...
do medo, uma escada...
do sonho, uma ponte...
da procura um encontro...
do encontro uma conquista”
Fernando Pessoa
iii
À Deus,
Aos meus pais Darcy e Elvira pelo amor, dedicação e carinho.
Aos meus irmãos Zaqueu e Raquel, pelo apoio e pela amizade.
A José Antonio pelo companheirismo, força, paciência e carinho.
iv
AGRADECIMENTOS
A Deus, em primeiro lugar, de quem recebi o dom da vida, sem o qual
nada disto seria possível.
A Universidade Federal de Viçosa, em especial ao Departamento de
Engenharia Agrícola, pela oportunidade a mim oferecida.
Ao Prof. Mauro Martinez, pela oportunidade, amizade, orientação e
incentivo durante o desenvolvimento deste trabalho.
Ao Prof. Antonio Matos, pela amizade, incentivo, dedicação e confiança
a mim depositada.
Ao Prof. César Reis, pela constante disponibilidade em ajudar e pela
amizade.
Aos professores Alisson Borges, Efraim Lazáro Reis e Ana Augusta
Rezende pela atenção e sugestões.
Ao Fundo de Amparo à Pesquisa do Estado de Minas Gerais
(FAPEMIG), pela concessão da bolsa de estudos.
Aos amigos Denise, Fátima, Ronaldo, José de Alencar, Helder, Keles,
Flávia, Márcia, Nara, Rafael, Fernando, Renata e Roberta pelo agradável
convívio ao longo do trabalho.
Ao Simão, pelos ensinamentos e ajuda no laboratório.
Aos estagiários Gheila, Rafael e Suymara, pela amizade e convívio
harmonioso.
As amigas Claudety, Cinara, Sandra e Vivian, pela força.
Aos funcionários do Departamento de Engenharia Agrícola: Galinari,
Juvercino, Marcos, Edna e Renato, pela atenção, simpatia e profissionalismo.
v
Ao amigo Ricardo Natalino, pela realização das análises químicas de
absorção atômica.
A tia Landinha e tio Geraldo, pelo carinho e pelo apoio.
A Duza e Papai Dois, pelo carinho e pelas orações.
A Fernanda e a Odilaine, pela ajuda nas titulações potenciométricas.
Á todas as pessoas que contribuíram, direta e indiretamente, para a
realização deste trabalho.
vi
BIOGRAFIA
DÉBORA ASTONI MOREIRA, filha de Darcy Botelho Moreira e Elvira
Paula Astoni Moreira, nasceu em 22 de janeiro de 1979, na cidade de Ponte
Nova, Minas Gerais.
Em 1996, conclui o curso de magistério na Escola Nossa Senhora
Auxiliadora, em Ponte Nova.
Em março de 1998, ingressou no curso de Bacharelado e Licenciatura
em Química da Universidade Federal de Viçosa (UFV), concluindo-o em
setembro de 2002.
Em setembro de 2002, ingressou no programa de Pós-graduação em
Agroquímica, em nível de Mestrado, concluindo-o em 16 de dezembro de 2004.
Em fevereiro de 2005, ingressou no Programa de Doutorado em
Engenharia Agrícola, área de concentração em Recursos Hídricos e
Ambientais, na Universidade Federal de Viçosa, submetendo-se à defesa da
tese em 24 setembro de 2008.
vii
CONTEÚDO
LISTA DE FIGURAS...........................................................................................x
LISTA DE QUADROS.......................................................................................xiii
RESUMO .......................................................................................................... xv
ABSTRACT......................................................................................................xvii
1. INTRODUÇÃO................................................................................................1
2. REVISÃO DE LITERATURA...........................................................................3
2.1 . Resíduos Sólidos Urbanos .......................................................3
2.2 . Percolado.................................................................................6
2.3 . Tratamento do Percolado .........................................................9
2.4 . Metais Pesados ......................................................................12
2.4.1. Cobre........................................................................................14
2.4.2. Zinco.........................................................................................15
2.4.3. Chumbo ....................................................................................16
2.4.4. Cádmio .....................................................................................18
2.5 . Mecanismo de Transporte ......................................................19
3. MATERIAL E MÉTODOS..............................................................................24
3.1 . Coleta e caracterização dos resíduos.....................................24
3.1.1. Coleta e caracterização do resíduo sólido urbano....................24
3.1.2. Coleta e caracterização do resíduo da construção civil............25
3.1.3. Análises física, química e mineralógica dos resíduos...............25
3.1.3.1. pH .............................................................................................25
3.1.3.2. Carbono Orgânico ....................................................................25
3.1.3.3. Espectros no Infravermelho......................................................26
3.1.3.4. Titulação potenciométrica.........................................................26
viii
3.1.3.5. Concentração de metais...........................................................26
3.1.3.6. Extração, fracionamento e quantificação das substâncias
húmicas ....................................................................................26
3.1.3.7. Determinação do poder de neutralização .................................27
3.1.3.8. Determinação da massa específica dos resíduos e das
partículas ..................................................................................28
3.2 Obtenção e caracterização do percolado .................................28
3.3 Obtenção das isotermas de adsorção de metais pesados .......30
3.4 Remoção de metais pesados em colunas de lixiviação............31
4. RESULTADOS E DISCUSSÕES..................................................................34
4.1 Caracterização física e química das amostras de RSU_Antigo,
RSU_Maduro e RCC. ...............................................................34
4.2. Isotermas de Adsorção.............................................................39
4.2.1. Resíduo Sólido Urbano.............................................................39
4.2.2. Resíduo da Construção Civil ....................................................43
4.3 Parâmetros de transporte dos metais Pb, Cu, Cd e Zn nos
resíduos....................................................................................51
4.3.1. Resíduo Sólido Urbano.............................................................51
4.3.2 Resíduo da Construção Civil ....................................................58
5. CONCLUSÕES.............................................................................................66
6. REFERÊNCIAS ............................................................................................68
ix
LISTA DE FIGURAS
Figura 1 - Sistema montado para estudo da remoção de metais em colunas de
lixiviação. ..........................................................................................32
Figura 2 - Espectro de absorção no infravermelho do RSU_Antigo. ...................36
Figura 3 - Espectro de absorção no infravermelho do RSU_Maduro. .................37
Figura 4 - Curvas de titulação experimental e ajustada, de amostra de
RSU_Antigo com NaOH. ..................................................................37
Figura 5 - Curvas de titulação experimental e ajustada, de amostra de
RSU_Maduro com NaOH. ................................................................38
Figura 6 - Adsorção de íons Pb
2+
no RSU_Antigo e RSU_Maduro. ....................40
Figura 7 - Adsorção de íons Cu
2+
no RSU_Antigo e RSU_Maduro.....................40
Figura 8 - Adsorção de íons Cd
2+
no RSU_Antigo e RSU_Maduro. ....................41
Figura 9 - Adsorção de íons Zn
2+
no RSU_Antigo e RSU_Maduro. ....................41
Figura 10 - Adsorção de íons Pb
2+
no RCC, nas frações granulométricas 0,5 a 1;
2 a 4 e 4 a 7,5 mm............................................................................45
Figura 11 - Adsorção de íons Cu
2+
no RCC, nas frações granulométricas 0,5 a 1;
2 a 4 e 4 a 7,5 mm............................................................................46
Figura 12 - Adsorção de íons Cd
2+
no RCC, nas frações granulométricas 0,5 a 1;
2 a 4 e 4 a 7,5 mm............................................................................47
Figura 13 - Adsorção de íons Zn
2+
no RCC, nas frações granulométricas 0,5 a 1;
2 a 4 e 4 a 7,5 mm............................................................................48
Figura 14 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio no
RSU_Antigo, obtidas utilizando-se as concentrações médias
encontradas em percolados de aterros sanitários. ...........................52
x
Figura 15 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio no
RSU_Maduro, obtidas utilizando-se as concentrações médias
encontradas em percolados de aterros sanitários. ...........................52
Figura 16 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio no
RSU_Antigo, obtidas utilizando-se concentrações 5 vezes maiores
que as médias encontradas em percolados de aterros sanitários. ...53
Figura 17 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio no
RSU_Maduro, obtidas utilizando-se concentrações 5 vezes maiores
que as médias encontradas em percolados de aterros sanitários. ...53
Figura 18 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio no
RSU_Antigo, obtidas utilizando-se concentrações 25 vezes maiores
que as médias encontradas em percolados de aterros sanitários. ...54
Figura 19 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio no
RSU_Maduro, obtidas utilizando-se concentrações 25 vezes maiores
que as médias encontradas em percolados de aterros sanitários. ...54
Figura 20 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio
(concentrações médias de percolados encontrados em aterros
sanitários) no RCC, na fração granulométrica 0,5 a 1 mm. ..............58
Figura 21 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio
(concentrações 5 vezes os valores médios encontrados em
percolados de aterros sanitários) no RCC, na fração granulométrica
0,5 a 1 mm........................................................................................58
Figura 22 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio
(concentrações 25 vezes os valores médios encontrados em
percolados de aterros sanitários) no RCC, na fração granulométrica
0,5 a 1 mm........................................................................................59
Figura 23 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio
(concentrações médias de percolados encontrados em aterros
sanitários) no RCC, na fração granulométrica 2 a 4 mm. .................59
Figura 24 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio
(concentrações 5 vezes os valores médios encontrados em
percolados de aterros sanitários) no RCC, na fração granulométrica 2
a 4 mm..............................................................................................60
Figura 25 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio
(concentrações 25 vezes os valores médios encontrados em
xi
percolados de aterros sanitários) no RCC, na fração granulométrica 2
a 4 mm..............................................................................................60
Figura 26 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio
(concentrações médias de percolados encontrados em aterros
sanitários) no RCC, na fração granulométrica 4 a 7,5 mm. ..............61
Figura 27 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio
(concentrações 5 vezes os valores médios encontrados em
percolados de aterros sanitários) no RCC, na fração granulométrica 4
a 7,5 mm...........................................................................................61
Figura 28 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio
(concentrações 25 vezes os valores médios encontrados em
percolados de aterros sanitários) no RCC, na fração granulométrica 4
a 7,5 mm...........................................................................................62
xii
LISTA DE QUADROS
Quadro 1 - Classificação dos resíduos sólidos quanto à periculosidade...............4
Quadro 2 - Exemplos de alguns íons presentes no chorume e suas possíveis
fontes..................................................................................................7
Quadro 3 - Composição do percolado de três aterros sanitários dos Estados
Unidos, com diferentes idades............................................................8
Quadro 4 - Processos e tipos de tratamento do chorume ...................................10
Quadro 5 - Composição química e bioquímica do percolado de RSU.................34
Quadro 6 - Características físicas e químicas das amostras de RSU_Antigo,
RSU_Maduro e RCC ........................................................................35
Quadro 7 – Concentração dos metais nos resíduos em amostras de RSU_Antigo,
RSU_Maduro e RCC ........................................................................36
Quadro 8 - Valores de pK
a
obtidos do ajuste por regressão não-linear da curva
de titulação potenciométrica para amostras de RSU_Antigo e
RSU_Maduro, e valores encontrados na literatura ...........................39
Quadro 9 - Parâmetros da equação de Langmuir para adsorção de Cu, Pb, Cd e
Zn no RSU_Antigo e RSU_Maduro e, respectivos coeficientes de
determinação (R
2
).............................................................................42
Quadro 10 - Parâmetros da equação de Langmuir para adsorção de Cu, Pb, Cd
e Zn no RCC, nas três frações granulométricas avaliadas, e
respectivos coeficientes de determinação (R
2
).................................49
Quadro 11 - Valores médios do número de Peclet, fator de retardamento (R) e
coeficiente dipersão–difusão (D cm
2
h
-1
) do cádmio, chumbo, cobre e
zinco para o RSU_Antigo e RSU_Maduro........................................55
xiii
Quadro 12 - Valores médios do número de Peclet, fator de retardamento (R) e
coeficiente dipersão -difusão (D, cm
2
h
-1
) do cádmio, chumbo, cobre
e zinco para o RCC nas três frações granulométricas......................63
xiv
RESUMO
MOREIRA, Débora Astoni, D. Sc., Universidade Federal de Viçosa, setembro
de 2008. Remoção de metais pesados do percolado de aterro sanitário
usando resíduos sólidos urbanos e de construção civil. Orientador:
Mauro Aparecido Martinez. Co-Orientadores: Antonio Teixeira de Matos e
César Reis.
A alta toxicidade e o caráter cumulativo dos metais pesados têm sido motivos
de grande preocupação mundial, proporcionando o aumento significativo de
trabalhos que objetivem desenvolver tecnologias para remoção destas
substâncias potencialmente nocivas ao meio ambiente. Com o objetivo de
estudar a capacidade de remoção de metais pesados em percolado de resíduo
sólido urbano recém coletado (RSU_Fresco) pelo resíduo sólido urbano e
resíduo da construção civil (RCC), realizaram-se ensaios de adsorção de
metais e de mobilidade em colunas de lixiviação. Foram utilizados resíduos
sólidos urbanos com 15 anos (RSU_Antigo) e 8 anos (RSU_Maduro) de
aterramento, RCC em três frações granulométricas (0,5 a 1; 2 a 4 e 4 a 7,5
mm), e percolado com concentração média de 0,146 mg L
-1
de Cu,
0,046 mg L
-1
de Cd, 17,2 mg L
-1
de Zn e 0,135 mg L
-1
de Pb e, 5 e 25 vezes
esses valores. Os resultados possibilitaram concluir que: (a) os melhores
ajustes das isotermas de adsorção foram obtidos utilizando-se o modelo de
Langmuir; (b) a capacidade máxima de adsorção para o RSU_Antigo e RCC,
nas frações granulométricas de 2 a 4 mm e 4 a 7,5 mm, apresentou a
seqüência Zn>Pb>Cu>Cd; Já para o RSU_Maduro e RCC, na fração
granulométrica de 0,5 a 1 mm, a seqüência foi Zn>Cu>Pb>Cd; (c) para os
resíduos estudados (RSU_Antigo, RSU_Maduro e RCC), obtiveram-se fatores
xv
de retardamento na seguinte seqüência Pb>Cu>Zn>Cd; (d) o aumento da
granulometria do RCC resultou em menores valores do fator de retardamento;
(e) o RSU_Antigo apresentou maior capacidade de retenção dos metais do
percolado de aterro sanitário, seguido pelo RSU_Maduro e RCC nas
granulometrias 0,5 a 1 mm; 2 a 4 mm e 4 a 7,5 mm; (f) a maior capacidade do
RSU_Antigo em reter os metais pesados que o RSU_Maduro indica ser
recomendável a recirculação do percolado coletado em células de RSU_Fresco
em células já estabilizadas do aterro sanitário.
xvi
ABSTRACT
MOREIRA, Débora Astoni, D. Sc., Universidade Federal de Viçosa, september
2008. Removal of heavy metals in the percolate of the landfill using
urban solid and of building demolition wastes. Adviser: Mauro Aparecido
Martinez. Co-adviser: Antonio Teixeira de Matos and César Reis.
The high toxicity and the cumulative nature of the heavy metals have been the
reason of great concern worldwide, providing a significant increase of works
that objectify to develop technologies to remove of these potentially harmful
substances to the environment. With the objective of studying the heavy metals
removal capacity in percolate produced by newly collected solid residue
waste were used stabilized urban solid and building demolition (BD) waste,
analyses of metals adsorption and of mobility in leaching columns were
realized. 15-year (SRU_Old) and 8 year stabilized (SRU_Mature) urban solid
waste, BD in three granulation fractions (0.5 to 1; 2 to 4 and 4 to 7.5 mm), and
percolate with average concentration of 0.146 mg L
-1
Cu, 0.046 mg L
-1
Cd,
17.2 mg L
-1
Zn and 0.135 mg L
-1
of Pb were used and the values increase 5
and 25 fold. The results showed: (a) the best adjustment of the isothermal of
adsorption were obtained using Langmuir's Model; (b) the maximum adsorption
capacity for SRU_Old and BD, in the 2 – 4 mm granulation fractions and 4 – 7.5
mm granulation factors, presented the following sequence: Zn>Pb>Cu>Cd; but
for SRU-Mature and BD, in the 0.5 – 1 mm granulation, the sequence was
Zn>Cu>Pb>Cd; (c) in the studied residues (SRU-Old, SRU-Mature and BD), it
was obtained retardation factors, that present the following sequence:
Pb>Cu>Zn>Cd; (d) SRU_Old presented metal retention larger capacity of the
xvii
landfill percolate, followed by the SRU_Mature and BD 0.5 – 1 mm, 2 – 4 mm,
and 4 – 7.5 mm; (f) the higher SRU_Old capacity in retain the heavy metal than
SRU_Mature indicates to be recommendable the recirculation of the percolated
by newly collected solid residue in older cells in the landfill.
1
1. INTRODUÇÃO
A alta toxicidade e o caráter cumulativo dos metais pesados têm sido
motivos de grande preocupação mundial, proporcionando o aumento
significativo de trabalhos que objetivem desenvolver tecnologias para remoção
destas substâncias potencialmente nocivas ao meio ambiente.
Dentre as alternativas tecnológicas para disposição de resíduos sólidos
urbanos (RSU), o aterro sanitário ainda é a técnica mais utilizada (Leahy e
Shreve, 2000), pois, apresenta menor custo para comunidades com poucos
recursos financeiros e humanos (D’Almeida e Vilhena, 2000). Entretanto, a
liberação de percolado apresenta-se como um dos principais problemas
ambientais dos aterros, em virtude das altas concentrações de matéria
orgânica e de metais pesados, podendo resultar na contaminação do solo e da
água.
O tratamento do percolado representa grande desafio devido à variação
de suas características, causadas pelos diferentes resíduos dispostos e idade
do aterro (Serafim et al., 2003). As dificuldades no tratamento desse resíduo
estão relacionadas à alta concentração de matéria orgânica, de nitrogênio,
principalmente na forma amoniacal (Özturk et al., 2003; Silva, 2002), e de
componentes tóxicos, como os íons metálicos (Kargi et al., 2003).
A recirculação em células de RSU tem sido apontada como uma técnica
de grande viabilidade no tratamento de percolado, ocorrendo, nesse caso,
rápido declínio no potencial poluidor do líquido, além de acelerar a
estabilização do resíduo sólido urbano aterrado (Carvalho et al., 2006; Guidolini
2
et al. 2005 e He et al., 2003). É uma técnica que se adapta às condições
ambientais do Brasil, como temperatura, ventos e irradiação solar que
favorecem a evaporação da água contida no percolado (Moraes, 2004 e Silva,
2002).
A maior ou menor remoção dos metais é determinada pelos atributos
físicos, químicos e mineralógicos dos solos, como o teor e tipo de argila, a
capacidade de troca catiônica, o teor de matéria orgânica, pH, entre outros.
Estes atributos influenciam as reações de adsorção/dessorção,
precipitação/dissolução, complexação que, em conjunto, governam as formas
de ocorrência dos elementos no solo. Entretanto, face às mudanças nos
equilíbrios e formas químicas dos metais e no solo e à possibilidade de
superação da capacidade de retenção dos poluentes pelo mesmo, os metais
poderão ficar disponíveis para lixiviação, especialmente, em condições ácidas,
podendo vir a atingir as águas subterrâneas (Matos et al., 1999).
A interação entre os diferentes componentes da fração sólida dos aterros e
os metais pesados tem sido estudada (Gutierrez, 2006; Carvalho, 2005),
porém, a capacidade de retenção destas substâncias pelo RSU estabilizado e
pelos resíduos da construção civil (RCC), em percolados gerados pelos aterros
sanitários, é pouco conhecida. Assim, objetivou-se, no presente trabalho:
• Caracterizar física e quimicamente amostras de RSU_Maduro,
RSU_Antigo e RCC;
• Avaliar a capacidade do material orgânico estabilizado, RSU_Maduro e
RSU_Antigo, em remover metais pesados no percolado produzido por
RSU_Fresco;
• Avaliar a capacidade de resíduo da construção civil (RCC), de diferentes
granulometrias, em remover metais pesados no percolado produzido por
RSU_Fresco;
• Avaliar a influência dos resíduos RSU e RCC nos parâmetros de
transporte dos metais pesados contidos no percolado produzido por
RSU_Fresco.
3
2. REVISÃO DE LITERATURA
2.1 . Resíduos Sólidos Urbanos
A NBR 10004, da ABNT (2004), define Resíduos Sólidos (RS) como
todos aqueles resíduos nos estados sólidos e semi-sólidos que resultam da
atividade da comunidade, de origem doméstica, industrial, comercial, agrícola,
de serviços de varrição, de saúde e de transporte. Incluem-se lodos de ETAs
(Estações de Tratamento de Água) e ETEs (Estação de Tratamentos de
Esgotos), resíduos gerados em equipamentos e instalações de controle da
poluição e líquidos que não possam ser lançados na rede pública de esgotos,
em função de suas particularidades.
Os resíduos são classificados quanto à periculosidade, segundo a ABNT
(2004), em três categorias: perigosos, não inertes e inertes (Quadro 1).
4
Quadro 1 - Classificação dos resíduos sólidos quanto à periculosidade
Categoria Características
Classe I
(Perigosos)
Apresenta risco à saúde pública ou ao meio ambiente,
caracterizando-se por possuir uma ou mais das seguintes
propriedades: inflamabilidade, corrosividade, reatividade,
toxicidade e patogenicidade.
Classe II A
(Não-inertes)
Podem ter propriedades como: combustilidade, solubilidade
ou biodegradabilidade, porém, não se enquadram como
resíduo I ou II B. Estão incluídos nessa categoria os papéis,
papelão, restos vegetais e outros.
Classe II B
(Inertes)
Não têm constituinte algum solubilizado em concentração
superior ao padrão de potabilidade da água, excetuando-se
aspecto, cor, turbidez, dureza e sabor. São as rochas, tijolos,
vidros e certos plásticos e borrachas que não são
decompostos facilmente.
Outra forma de classificação está relacionada com o grau de
degradabilidade dos resíduos sólidos: a) facilmente degradáveis: matéria
orgânica presente nos resíduos sólidos de origem urbana; b) moderadamente
degradáveis: papéis, papelão e material celulósico; c) dificilmente degradáveis:
são os pedaços de pano, retalhos, aparas de couro, borracha e madeira; d)
não-degradáveis: vidros, metais, plásticos, pedras, solo, entre outros (Bidone e
Povinelli, 1999).
O avanço tecnológico em diversas áreas das indústrias proporcionou um
aumento vertiginoso na produção de resíduos das mais diversas naturezas que
agridem ao meio ambiente. A inadequada forma de disposição final destes
resíduos pode proporcionar sérios danos à qualidade de vida do homem e a do
meio ambiente.
No Brasil, a responsabilidade de coletar, tratar e assegurar a correta
destinação final dos resíduos sólidos urbanos (RSU) é de competência
municipal. De acordo com Jucá (2002), estas tarefas nem sempre são
executadas de forma eficiente, em função de vários fatores tais como: a
inexistência de uma política brasileira de limpeza pública, limitações de ordem
financeira decorrente de orçamentos inadequados, fluxos de caixa
desequilibrados, tarifas desatualizadas, deficiência na capacitação técnica e
profissional além da descontinuidade política e administrativa dos governos.
Historicamente, existem três formas básicas adotadas pela sociedade
urbana para a disposição final de resíduos sólidos: lixão ou vazadouro a céu
aberto, aterro controlado e aterro sanitário.
5
Os lixões ainda são uma prática muito comum de disposição final dos
resíduos sólidos urbanos no Brasil (IBGE, 2002). Este processo caracteriza-se
pela simples descarga de resíduos sobre o solo, a céu aberto, sem qualquer
técnica de proteção ao meio ambiente, acarretando problemas de saúde
pública, como conseqüência da proliferação de vetores, como mosca
doméstica, mosquitos, baratas e roedores. Esta forma de disposição está
relacionada à liberação de maus odores e a poluição das águas superficiais e
subterrâneas, pela infiltração/percolação do chorume (Nagali, 2005).
Nos aterros controlados, os resíduos são cobertos periodicamente com
terra. No entanto, o solo não é impermeabilizado e nem sempre existe sistema
de drenagem dos líquidos percolados, tampouco captação de gases formados
durante a decomposição dos resíduos sólidos. Devido a essas características,
a disposição do lixo em aterros controlados também foi considerada
inadequada, principalmente pelo potencial poluidor representado pelo chorume
que não é controlado neste tipo de destinação final (IBGE, 2002).
A norma brasileira NBR 8419 da ABNT (1992) define aterro sanitário de
resíduos sólidos urbanos como a técnica de disposição de resíduos sólidos no
solo, sem causar danos à saúde pública, minimizando os impactos ambientais.
Este método utiliza princípios de engenharia para confinar os resíduos à menor
área possível e reduzi-los ao menor volume permissível, cobrindo-os com uma
camada de terra na conclusão de cada jornada de trabalho ou a intervalos
menores, se necessário.
Segundo D’Almeida e Vilhena (2000), o aterro sanitário é um método
atraente e de menor custo para a comunidade com poucos recursos financeiros
e humanos, e que pode satisfazer as condições de preservação do meio
ambiente. No mundo inteiro, com algumas poucas exceções, os aterros
sanitários representam a principal destinação final dos RSU, apesar do imenso
esforço em reduzir sua produção, reutilizar e reciclá-los (Leahy e Shreve,
2000).
A geração de resíduos depende de fatores culturais, nível e hábito de
consumo, rendas e padrão de vida das populações, fatores climáticos e das
características de sexo e idade dos grupos populacionais (Bidone e Povinelli,
1999).
Estima-se que cada brasileiro produza 1,3 kg de lixo por dia, o que
representa a geração diária, no Brasil, de aproximadamente 230 mil toneladas.
6
A disposição final deste lixo varia conforme a região onde é coletado, mas, em
média, cerca de 71% é destinado a aterros (sanitários ou controlados) e 26% a
lixões a céu aberto. Outras formas de disposição, como compostagem e
incineração, são menos significativas (IBGE, 2002; Pacheco e Peralta-Zamora,
2004).
O processo de coleta não seletiva do RSU leva à mistura de materiais
contendo substâncias tóxicas, como lâmpadas, pilhas, latas, etc., com a fração
orgânica do lixo domiciliar. Estes materiais podem liberar metais pesados,
como Cd, Cu, Pb, Mn, Zn, Ni, Hg ampliando as formas de poluição e
contaminação que estes resíduos podem causar ao meio ambiente e,
conseqüentemente, as populações, se não forem manipulados e tratados
convenientemente (Pereira Neto, 1989).
2.2 . Percolado
Um dos principais problemas ambientais dos aterros é a liberação de
percolado no local, resultando na contaminação do solo e da água. O
percolado representa um dos vários fatores de risco para o meio ambiente,
uma vez que apresenta altas concentrações de matéria orgânica, bem como
quantidades consideráveis de metais pesados. É um problema de poluição
potencial para as águas superficiais e, principalmente, para as subterrâneas
(Schalch e Moraes, 1988).
A NBR 8419 da ABNT (1992) define chorume como líquido produzido
pela decomposição de substâncias contidas nos resíduos sólidos, que tem
como características a cor escura, o mau cheiro e a elevada DBO; constituído
de uma mistura de substâncias inorgânicas, compostos em solução e em
estado coloidal e diversas espécies de microrganismos.
De maneira geral, o chorume pode ser considerado como uma matriz de
extrema complexidade, composta por quatro frações principais: matéria
orgânica dissolvida (formada principalmente por ácidos graxos voláteis,
compostos húmicos e fúlvicos), compostos orgânicos xenobióticos
(representados por hidrocarbonetos aromáticos, compostos de natureza
fenólica e compostos organoclorados alifáticos), macrocomponentes
inorgânicos (dentre os quais se destacam Ca
2+
, Mg
2+
, Na
+
, K
+
, NH
4
+
, Fe
2+
, Fe
3+
,
7
Mn
2+
, Cl
-
, SO
4
2-
e HCO
3
-
) e metais potencialmente tóxicos (Cd, Cr, Cu, Pb, Ni e
Zn) (Morais et al., 2006).
No chorume é possível detectar a presença de diversos metais
considerados perigosos aos ecossistemas. A principal fonte de introdução é a
decomposição de embalagens metálicas, pilhas, baterias e outros materiais
descartados. A mobilização dos metais em decomposição no lixo para o
chorume se processa por meio da formação de íons hidratados e pela
complexação com substratos inorgânicos e orgânicos de baixo peso molecular
(aminoácidos e açúcares, por exemplo), com polímeros (ácidos fúlvicos e
húmicos), e com os colóides de alto peso molecular (Kang et al., 2002).
No Quadro 2 estão apresentados exemplos de alguns íons presentes no
chorume e suas possíveis fontes.
Quadro 2 - Exemplos de alguns íons presentes no chorume e suas possíveis
fontes
Íons Possíveis fontes
Na
+
, K
+
, Ca
2+
, Mg
2+
Material orgânico, entulhos de construção e casca de ovos
PO
4
3-
, NO
3
–
, CO
3
2-
Material orgânico
Cu
2+
, Fe
2+
, Sn
2+
Material eletrônico, latas e tampas de garrafas
Hg
2+
, Mn
2+
Pilhas comuns e alcalinas e lâmpadas fluorescentes
Ni
2+
, Cd
2+
, Pb
2+
Baterias recarregáveis (celular, telefone sem fio e automóveis)
Al
3+
Latas descartáveis, utensílios domésticos, cosméticos e
embalagens laminadas em geral
Cl
-
, Br
-
, Ag
+
Tubos de PVC, negativos de filmes e raios-X
As
3+
,
Sb
3+
, Cr
3+
Embalagens de tintas, vernizes e solventes orgânicos
Fonte: IPT/CEMPRE (2000)
A concentração de metais em chorume depende do tipo de lixo
depositado no aterro, sendo relativamente baixas para o lixo doméstico,
podendo aumentar para os despejos industriais. Variam de acordo com o
estágio de decomposição do lixo, sendo maiores durante a fase de
fermentação ácida, quando estes elementos estão mais solúveis, e menores
nas ultimas fases de estabilização, quando o meio é mais alcalino (Hypolito e
Ezaki, 2006; Silva, 2002; Christensen et al., 1998).
Segundo Orth (1981), o percolado de aterros sanitários é resultante da
mistura do chorume com águas provenientes da precipitação, que infiltra na
cobertura final do aterro, de nascentes próximas e de águas subterrâneas.
8
A composição do percolado em aterro depende basicamente da
composição dos resíduos sólidos e das condições internas do aterro, tais como
temperatura, teor de água, altura do aterro, fase da decomposição e a
qualidade da água que entra no aterro (Leahy e Shreve, 2000). No Quadro 3
estão apresentadas as composições típicas do percolado de três aterros dos
Estados Unidos, com idade de 1, 5 e 16 anos, observadas por Qasim e Chiang
(1994).
Quadro 3 - Composição do percolado de três aterros sanitários dos Estados
Unidos, com diferentes idades
Idade (anos)
Variáveis
1 5 16
DBO (mg L
-1
) 7.500 - 28.000 4.000 80
DQO (mg L
-1
) 10.000 - 40.000 8.000 400
pH 5,2-6,4 6,3 -
Sólidos dissolvidos totais (mg L
-1
) 10.000-14.000 6.794 1.200
Sólidos suspensos totais (mg L
-1
) 100-700 - -
Condutividade elétrica (μS cm
-1
) 600-9.000
Alcalinidade (mg L
-1
) 800-4.000 5.810 2.250
Dureza (CaCO
3
) (mg L
-1
) 3.500-5.000 2.200 540
Fósforo total (mg L
-1
) 25-35 12 8
Ortofosfato (mg L
-1
) 23-33 - -
N-NH
4
+
(mg L
-1
) 56-482 - -
Nitrato (mg L
-1
) 0,2-0,8 0,5 1,6
Cálcio (mg L
-1
) 900-1.700 308 109
Cloro (mg L
-1
) 600-800 1.330 70
Sódio (mg L
-1
) 450-500 810 34
Potássio (mg L
-1
) 295-310 610 39
Sulfato (mg L
-1
) 400-650 2 2
Manganês (mg L
-1
) 75-125 0,06 0,06
Magnésio (mg L
-1
) 160-250 450 90
Ferro (mg L
-1
) 210-325 6,3 0,6
Zinco (mg L
-1
) 10-30 0,4 0,1
Cobre (mg L
-1
) - < 0,5 < 0,5
Cádmio (mg L
-1
) - < 0,05 < 0,05
Chumbo (mg L
-1
) - 0,5 1,0
Fonte: Qasim e Chiang (1994)
A solubilidade de metais em percolado de RSU depende do pH, do
potencial redox e da solubilidade das espécies dos metais presentes no
mesmo, concentração de agentes complexantes (ácidos húmicos) e força
iônica da solução (Carvalho, 2005 e Gutierrez, 2006). Ainda, segundo esses
autores, a solubilidade dos metais no chorume aumenta em função do
decréscimo do pH.
9
O impacto produzido pelo percolado de aterros sanitários no meio
ambiente é bastante acentuado. Estudos recentes demonstram que efeitos
adversos podem ser observados no solo, mesmo em distâncias superiores a
100 m do aterro, assim como alterações na biota aquática, principalmente nas
imediações da descarga (Morais et al., 2006). Por este motivo, a
implementação de sistemas de coleta e tratamento é essencial.
2.3 . Tratamento do Percolado
A não captação, tratamento e disposição adequados para o percolado
produzido em aterros sanitários é, sem dúvida, um dos problemas ambientais e
de saúde pública, associados ao RSU, mais relevantes (Meira, 2003 e Moraes,
2004).
O tratamento do percolado representa grande desafio, devido à variação
das suas características, causadas pelos diferentes resíduos dispostos e pela
idade do aterro (Serafim et al., 2003). Esses fatores tornam difícil a
determinação e adoção de uma única técnica eficaz, já que a técnica adotada
para determinado aterro nem sempre é aplicável a outro. As principais variáveis
utilizadas para monitorar efluentes provenientes de aterros sanitários são: pH,
turbidez, Demanda Química de Oxigênio (DQO) e concentração de metais
pesados (Silva, 2002).
No Quadro 4 estão apresentados alguns processos e tipos de
tratamento utilizados no Brasil.
10
Quadro 4 - Processos e tipos de tratamento do chorume
Processo Tipo de tratamento
Canalização do percolado Recirculação do percolado.
Processos biológicos
Tratamento conjunto com outras águas residuárias;
Tratamento aeróbio;
Tratamento anaeróbio.
Processos físicos
Precipitação química;
Oxidação química;
Adsorção com carvão ativado;
Filtração;
Osmose inversa.
Tratamento natural
Disposição no solo;
Jardinagem, com aplicação no solo.
Tratamentos Mistos
Diferentes combinações de várias formas de
tratamento.
Fonte: Adaptado de Jucá (2002)
As dificuldades do tratamento do percolado estão relacionadas com as
altas concentrações de matéria orgânica (que podem ser expressa em DQO) e
nitrogênio, principalmente na forma amoniacal (Ozturk et al., 2003; Silva, 2002),
além de componentes tóxicos como os íons metálicos (Kargi et al., 2003)
presentes nessa água residuária. Também deve ser ressaltado que, cada
aterro sanitário gera percolado com características particulares e, ainda num
mesmo aterro, essas características são muito variáveis com a idade de
aterramento do RSU.
As técnicas comumente empregadas para tratamento de rejeitos
industriais têm sido empregadas para tratamento de percolados. No entanto,
segundo Iwai (2005), processos biológicos apresentam baixa eficiência na
remoção de carga orgânica. Processos físico-químicos produzem grandes
quantidades de lodo, necessitando ainda de maiores recursos para seu manejo
(D’Almeida e Vilhena 2000, Serafim et al., 2003). Assim, tornam-se necessárias
formas alternativas que auxiliem ou substituam os processos convencionais
com custos reduzidos.
A recirculação em células de RSU tem sido apontada como técnica de
grande viabilidade no tratamento de percolado, ocorrendo, nesse caso, um
rápido declínio no potencial poluidor do líquido, além de acelerar a
estabilização do resíduo sólido urbano aterrado (Carvalho et al., 2006; Guidolini
et al., 2005 e He et al., 2006). É uma técnica que se adapta às condições
ambientais do Brasil, como temperatura, ventos e irradiação solar que
favorecem a evaporação da água aplicada no aterro.
11
Este tipo de tratamento está associado ao retorno do percolado para o
interior do aterro, feito, em geral, por meio de processo de aplicação por
aspersão (Silva, 2002). No processo, ocorre distribuição da água, matéria
orgânica e microrganismos ao longo das células de aterro, o que acelera a
decomposição dos resíduos ali depositados (San e Onay, 2001; Swati e
Joseph, 2008). O volume de percolado também é reduzido, principalmente
devido às perdas por evaporação durante o processo de recirculação (Morais
et al., 2006).
A redução dos componentes orgânicos e inorgânicos (como metais
pesados) presentes no percolado durante o processo de recirculação se dá em
razão da ocorrência de processos de adsorção, precipitação e
quelação/complexação, que ocorrem quando há contato do líquido com o
material aterrado (Carvalho, 2005; Chan et al., 2002). Todavia, segundo Jucá
(2002), a recirculação de percolado só deve ser aplicada quando se monitora o
conteúdo de água ou o grau de saturação do lixo, pois, além de elevar seu
peso específico, pode provocar inibição do processo de biodegradação.
As substâncias húmicas, conhecidas como polímeros naturais,
resultantes da estabilização do RSU, são ricas em grupos funcionais que
podem gerar cargas negativas, tais como ácidos carboxílicos e hidroxilas
fenólicas e alcoólicas, e podem interagir com metais e compostos orgânicos
(Stevenson, 1994; Petroni et al., 2000; Rosa et al., 2000).
A presença de camada de resíduo da construção civil (RCC) na base
das pilhas de RSU, em aterros sanitários, pode funcionar como barreira
química para metais pesados presentes no percolado (Souza et al. 2002;
Carvalho et al., 2006). Por esta razão, pesquisas têm sido realizadas com o
objetivo de conhecer a capacidade do RSU estabilizado e RCC em remover
metais pesados do percolado de aterro sanitário (Carvalho, 2005 e Gutierrez,
2006).
Os resíduos da construção civil (RCC) são constituídos, segundo Angulo
et al. (2003), em cerca de 90% (massa/massa) por frações de natureza mineral
(concreto, argamassa, rocha, solo e cerâmicas). Lima (1999), ao analisar a
constituição química do RCC, concluiu que os compostos de maior abundância
são SiO
2
, Fe
2
O
3
, Al
2
O
3
, Ca(OH)
2
, Mg(OH)
2
, NaOH, KOH, TiO
2
, P
2
O
5
e CaCO
3
.
Sabe-se que o produto que contém como “princípio ativo” óxido, hidróxido,
carbonato ou silicato de cálcio e/ou magnésio pode ser utilizado na correção de
12
acidez (Amaral e Anghinoni, 2001), sendo, portanto, útil na neutralização da
acidez de solo ou de líquidos.
Em amostras de solo coletadas abaixo das células-base do Aterro
Sanitário de Belo Horizonte, onde o RSU foi depositado sobre uma camada de
RCC, Sousa (1998) encontrou menores concentrações de metais pesados do
que nas amostras de solo coletadas em áreas que não receberam este
resíduo. Este fato foi atribuído ao pH (9,0) do RCC o que o torna capaz de reter
grande quantidade de metais. O autor recomendou o uso do RCC como base
de pilhas de RSU, podendo, inclusive, substituir a calagem, prática
recomendável na criação de barreira química para contaminantes em aterro
sanitário.
2.4 . Metais Pesados
A expressão metal pesado se aplica a elementos que têm massa
específica maior que 5 g cm
-3
e, também, é usada para designar os metais
classificados como poluentes do meio ambiente (Malavolta, 1994; Gonçalves
Junior et al., 2000).
O desenvolvimento tecnológico referente ao uso de metais foi de grande
importância no contexto socioeconômico da humanidade. Por outro lado,
contribuiu decisivamente para a poluição ambiental, afetando todas as formas
de vida, pois eles são integrantes do meio ambiente e dos seres vivos.
Os metais pesados representam um grupo de poluentes que requer
tratamento especial, pois, não são degradados biológica ou quimicamente, de
forma natural, principalmente em ambientes terrestres e em sedimentos
aquáticos. Ao contrário, são acumulados e podem se tornar ainda mais
perigosos quando interagem com alguns componentes existentes no solo
(Aguiar et al., 2002).
Os metais pesados são extremamente tóxicos e no ambiente
possibilitam a bioacumulação e a biomagnificação na cadeia alimentar,
proporcionando distúrbios nos processos metabólicos dos seres vivos. Os
metais pesados podem afetar o funcionamento dos rins, fígado, sistema
reprodutivo, cérebro e sistema nervoso central (Aguiar et al., 2002; Gupta et al.,
2003).
13
A preocupação com o nível de metais pesados no ambiente advém da
capacidade de sua retenção pelo solo, da sua movimentação no perfil deste, da
possibilidade de atingirem o lençol freático e, sobretudo, da sua absorção pelas
plantas, podendo atingir, assim, a cadeia alimentar. Nos seres vivos, tais
elementos reagem com ligantes presentes em membranas, o que, muitas
vezes, lhes conferem propriedades de bioacumulação na cadeia alimentar,
persistindo no ambiente e provocando distúrbios nos processos metabólicos
(Fialho, 2003).
Na lista dos metais pesados estão com maior freqüência os seguintes
elementos: Cu, Fe, Mn, Mo, Zn, Co, Ni, V, Ag, Cd, Cr, Hg e Pb. Enquanto
alguns dos metais são considerados benéficos, outros são danosos aos
sistemas biológicos, dependendo da dose e da forma química. Entre os
micronutrientes aparecem vários metais pesados classificados como a)
essenciais: Cu, Fe, Mn, Mo e Zn, que são elementos benéficos e
indispensáveis para o desenvolvimento das plantas; b) benéficos: Co, Ni, V,
que são elementos que colaboram com o desenvolvimento das plantas, mas a
sua falta não é considerada fator limitante; c) não essenciais ou tóxicos: Cd, Cr,
Hg, Pb, entre outros, sendo elementos prejudiciais às plantas (Malavolta, 1994;
Sheng et al., 2004).
Embora alguns metais sejam biogenéticos, isto é, sua presença é
essencial para permitir o funcionamento normal de algumas rotas metabólicas,
a maioria dos metais pesados, se ingeridos em concentrações demasiadas,
são venenos acumulativos para o organismo.
Mesmo em concentrações reduzidas, os cátions de metais pesados,
uma vez lançados num corpo receptor, como por exemplo, em rios, mares e
lagoas, ao atingirem as águas de um estuário, sofrem o efeito denominado
“amplificação biológica”. Este efeito ocorre em virtude desses compostos não
integrarem o ciclo metabólico dos organismos vivos, sendo neles armazenados
e, em conseqüência, sua concentração é ampliada nos tecidos dos seres vivos
que integram a cadeia alimentar do ecossistema (Aguiar et al., 2002).
Com exceção dos casos de exposição a altos níveis de poluição pelos
efluentes ou emissões industriais ricas em metais pesados, o alimento e a água
são as principais fontes de chumbo, cádmio e mercúrio. A proporção destes
metais que alcançam o homem por meio dos alimentos e da água potável é de
14
80% para o cádmio, 40% para o chumbo e 98% para o mercúrio (Albertini et
al., 2007).
2.4.1. Cobre
O cobre é um metal de transição pertencendo ao 4º período e ao grupo
11 da tabela periódica. O número atômico, a massa atômica e a massa
específica são, respectivamente, 29; 63,54 g mol
-1
e 8,95 g cm
-3
. É um metal
vermelho-claro, macio, maleável e dúctil.
O cobre tem configuração eletrônica igual a [Ar]3d
10
4s
1
, mas, embora
possua um único elétron de valência, não apresenta comportamento
semelhante aos metais alcalinos. Em seus compostos, o cobre demonstra dois
números de oxidação, +1 e +2, sendo este último o mais comum.
A eletronegatividade do Cu(II) é 1,9 e o raio iônico, determinado por
Shannon (1976), é 96 pm. O primeiro, segundo, terceiro e quarto potencial de
ionização são 745,5; 1.957,9; 3.555 e 5.536 kJ mol
-1
, respectivamente.
A concentração do cobre na crosta terrestre é de aproximadamente
68 mg kg
-1
. É encontrado na natureza, principalmente como sulfato, óxido, ou
carbonato (Greenwood e Earnshaw, 1984). A concentração média deste metal
no solo é de 20 mg kg
-1
com variações na faixa de 6 a 80 mg kg
-1
, porém, pode
ser acrescido ao meio por resíduos urbanos e industriais, pesticidas e
fertilizantes, entre outros. Quanto ao material de origem, o Cu é mais
abundante nas rochas ígneas básicas. Nas rochas sedimentares está
adsorvido as partículas mais finas (Lindsay, 1979; Sodré et al., 2001).
O cobre é classificado como micronutriente, pois, atende aos critérios de
essencialidade para plantas e microrganismos, mas em dose excessiva é
tóxico ao ser humano.
Um ser humano adulto necessita de um consumo diário de 0,03 mg kg
-1
.
Tal qual o ferro, contribui na formação de glóbulos vermelhos e na manutenção
dos vasos sanguíneos, sistema imunológico e ossos. O cobre é encontrado em
algumas enzimas como a citocromo c oxidase, a lisil oxidase e a superóxido
dismutase e como elemento central da proteína hemocianina de artrópodes e
moluscos, equivalente a hemoglobina humana, para o transporte do oxigênio e,
pelo fato dessas proteínas sanguíneas terem átomos de cobre, caracteriza a
15
coloração azulada do sangue desses animais. O cobre é encontrado em ostras,
mariscos, legumes, vísceras e nozes (entre outros), assim como na água
potável.
A absorção do cobre em excesso pelo o homem pode resultar no mal de
Wilson, no qual o elemento é depositado no cérebro, ossos, pâncreas,
miocárdio e fígado (Brown et al., 2000).
Existem muitas fontes de poluição de cobre. Processos industriais ou até
mesmo caseiros que utilizam este metal podem contaminar os produtos tais
como o alimento, a água, ou a bebida (Çay et al., 2004).
As águas consideradas não poluídas apresentam concentrações de Cu
inferiores a 0,020 mg L
-1
. A concentração de cobre acima de 5 mg L
-1
torna a
água colorida com sabor desagradável. A Legislação Brasileira, tomando-se
por base a Resolução CONAMA 357/2005, estabelece como limite máximo
para a emissão de cobre dissolvido em efluentes o valor de 1,0 mg L
-1
.
De acordo com Fleck (2003), as fontes de cobre nos resíduos sólidos
estão nos metais ferrosos e não ferrosos, matéria orgânica, couros, borrachas,
plásticos, resíduos de tintas, inseticidas, etc. Na indústria, o cobre é utilizado na
produção de materiais condutores de eletricidade (fios e cabos) e em ligas
metálicas como latão e bronze. A concentração típica nos resíduos sólidos
brasileiros deste metal é de 156 mg kg
-1
de resíduo.
2.4.2. Zinco
O zinco é um metal de transição pertencendo ao 4º período e ao grupo
12 da tabela periódica. O número atômico, a massa atômica e a massa
específica são, respectivamente, 30; 65,38 g mol
-1
e 7,14 g cm
-3
. É um metal
branco azulado, moderadamente maleável e dúctil, sendo que o metal puro
dissolve-se muito lentamente em ácidos e em álcalis.
A eletronegatividade do Zn (II) é 1,65 e o raio iônico do Zn(II),
determinado por Shannon (1976), é 83 pm. O primeiro, segundo, terceiro e
quarto potencial de ionização são, respectivamente, 906,4; 1733,3; 3833,0 e
5731,0 kJ mol
-1
.
16
O zinco é um elemento essencial para plantas e animais. Sendo que ele
entra no solo, principalmente, por meio de fertilizantes, pesticidas, estercos,
rejeitos e produtos galvanizados (Alloway, 1993).
O Zn é um elemento químico essencial ao ser humano, participa no
metabolismo de proteínas e ácidos nucleicos, estimula a atividade de mais de
100 enzimas, colabora no bom funcionamento do sistema imunológico, é
necessário para cicatrização dos ferimentos, nas percepções do sabor e olfato
e na síntese do DNA. O zinco é encontrado em diversos alimentos como nas
ostras, carnes vermelhas, aves, alguns pescados, mariscos, favas e nozes. A
ingestão diária recomendada de zinco é em torno de 10 mg, menor para bebês,
crianças e adolescentes (devido ao menor peso corporal), e algo maior para as
mulheres grávidas e durante o aleitamento. O metal pode, no entanto, ser
tóxico em altas doses, podendo provocar secura na garganta, tosse, fraqueza,
náuseas, vômitos e câncer.
A concentração de Zn no solo depende, diretamente, da concentração
de Zn na rocha de origem. Porém, também depende de fatores, tais como pH e
conteúdo de matéria orgânica. Segundo Kabata-Pendias e Pendias (2000), a
faixa de concentração comumente encontrada nos solos é 10-300 mg kg
-1
,
sendo o valor médio 50 mg kg
-1
. De acordo com o que está estabelecido na
Resolução do CONAMA n° 357/2005, a concentração limite de zinco em um
efluente, para seu lançamento em corpos hídricos, é de 5,0 mg L
-1
.
2.4.3. Chumbo
O chumbo é um metal pertencente ao 6º período e ao grupo 14 da
tabela periódica. O número atômico, a massa atômica e a massa específica
são, respectivamente, 82, 207,19 g mol
-1
e 11,29 g cm
-3
É um metal cinza
azulado, dissolve-se facilmente em concentração média de ácido nítrico,
apresentando como principais características ser muito macio, altamente
maleável, apresentar baixa condutividade elétrica e ser altamente resistente à
corrosão.
A eletronegatividade do Pb(II) é 2,33 e o raio iônico, determinado por
Shannon (1976), é 132 pm. O primeiro, segundo, terceiro, quarto e quinto
potencial de ionização são 715,6; 1450,5; 3081,5; 4083,0 e 6640,0 kJ mol
-1
,
17
respectivamente. O chumbo tem configuração eletrônica igual a
[Xe].4f
14
.5d
10
.6s
2
.6p, apresentando os estados de oxidação +2 e +4.
A concentração média de Pb na crosta terrestre é de 15 mg kg
-1
; no
solo, as concentrações naturais estão entre 10 e 70 mg kg
-1
e, em solos
próximos a estradas, os valores podem chegar a 138 mg kg
-1
(Matos, 2007). As
maiores fontes naturais de Pb são emissões vulcânicas e intemperismo
geoquímico.
O Pb é usado na construção civil, na confecção de munição, proteção
contra raios X, e forma parte de ligas metálicas para a produção de soldas,
fusíveis, revestimentos de cabos elétricos, metais de tipografia, etc. Tem sido,
também bastante utilizado nas formulações de tintas e pigmentos corantes
(Ortiz, 2000), sendo, ainda, utilizado como anticorrosivo de outros metais.
Em animais, estudos demonstram que o chumbo produz tumores
malignos e benignos. Em seres humanos, o chumbo pode causar aberrações
cromossômicas e uma morfologia anormal no espermatozóide. Porém, não
existem evidências da ação cancerígena do chumbo no homem. Uma vez
absorvido, o Pb entra na corrente sanguínea, onde aproximadamente 95% se
liga aos eritrócitos, causando aumento da fragilidade e redução do tempo de
vida das células (Gupta e Ali, 2004).
O chumbo é fortemente adsorvido à argila do solo (caulinita, óxidos de
Fe e Al, etc.), apresentando difícil dessorção, em vista da adsorção específica
do cátion, entretanto, a competição iônica pode reduzir sua adsorção no solo
(Matos et al., 1996). As características químicas do Pb, em alguns casos, se
assemelham ao grupo dos metais alcalinos terrosos, o que determina a
habilidade do Pb em deslocar K, Ba, Sr e Ca dos sítios de adsorção. Por isso, o
Pb é considerado um dos metais pesados menos móveis, apresentando-se
acumulado naturalmente nos horizontes superficiais. A forma em que Pb
encontra-se nos solos pode variar consideravelmente de um tipo de solo para
outro. Em alguns solos, Pb pode estar concentrado em partículas de CaCO
3
ou
em fosfatos (Kabata-Pendias e Pendias, 1984).
De acordo com o que está estabelecido na Resolução do CONAMA n°
357/2005, a concentração limite de chumbo presente em um efluente a ser
lançado em corpo hídrico receptor é de 0,5 mg L
-1
.
18
2.4.4. Cádmio
O cádmio é um metal de transição pertencendo ao 5º período e ao grupo
12 da tabela periódica. O número atômico, a massa atômica e a massa
específica são, respectivamente, 48, 112,4 g mol
-1
e 8,6 g cm
-3
. A configuração
eletrônica do Cd é [Kr]4d
10
5s
2
.
O cádmio é um metal branco prateado, dúctil, maleável, com ponto de
fusão de 321 ºC e dissolve-se lentamente em ácidos diluídos, com liberação de
hidrogênio. Seu estado de oxidação mais comum é o +2. Pode apresentar o
estado de oxidação +1, mas que é muito instável.
A eletronegatividade do Cd(II) é 1,69 e o raio iônico, determinado por
Shannon (1976), é 103 pm. O primeiro, segundo e terceiro potencial de
ionização são 867,8; 1631,4 e 3616,0 kJ mol
-1
,
respectivamente.
A degradação de rochas é uma das principais fontes de cádmio em
solos. A concentração média de Cd na crosta terrestre é de 0,2 mg kg
-1
,
concentrações naturais no solo, variam de 0,1 a 0,4 mg kg
-1
, podendo atingir
4,5 mg kg
-1
em rochas vulcânicas.
O Cd é utilizado em indústrias de galvanoplastia, na fabricação de
baterias, em tubos de televisão, lâmpadas fluorescentes, sendo utilizado,
também, como pigmento e estabilizador de plásticos polivinílicos (Carvalho et
al., 2006).
O cádmio é um elemento altamente tóxico e vem sendo descrito como
um dos elementos traços mais perigosos de todos os metais contaminantes
presentes nos alimentos e no ambiente (Albertini et al., 2007). O cádmio
tornou-se um dos metais mais pesquisados, não só pelo fato de ser um
elemento de excreção lenta, mas por apresentar uma meia vida biológica longa
em todo o organismo humano.
As águas não poluídas contêm menos do que 1 μg L
-1
. As principais
fontes de contaminação ambiental são a mineração, produção de metais não
ferrosos, aterro sanitário e lodo de efluentes domésticos (Matos, 2007 e
Carvalho et al., 2006).
Em áreas contaminadas com Cd, como as do entorno de indústrias de
processamento de metais, podem ser obtidos valores de concentração de até
160 mg kg
-1
(Matos, 2007). Este elemento apresenta tempo de meia vida no
solo que pode variar de 15 a 1100 anos.
19
De acordo com o que está estabelecido na Resolução do CONAMA n°
357/2005, a concentração limite de cádmio presente em um efluente, para
lançamento em corpo hídrico, é de 0,2 mg L
-1
.
2.5 . Mecanismo de Transporte
São diversos os fenômenos que controlam o transporte de substâncias
contaminantes em meios porosos, sendo que estas substâncias atravessam os
vazios do solo em forma dissolvida. Assim, o transporte de contaminantes no
meio poroso depende do fluxo da solução, no qual ele está dissolvido, e de
processos interativos por meio dos quais a sua concentração pode sofrer
alterações (Gonçalves, 2007).
Os principais fatores que controlam a migração de contaminantes
através de meios porosos podem ser classificados em processos físicos,
químicos e biológicos. Os mecanismos físicos de transporte de contaminantes
são: a advecção, a dispersão mecânica e a difusão molecular (Lange et al.,
2002).
A advecção é o mecanismo de transporte ocasionado pelo fluxo de
água, uma vez que, com o deslocamento da água, os contaminantes (solutos)
presentes na mesma se movem na direção das linhas de fluxo, sem alterar sua
concentração na solução, com uma velocidade que, em princípio, é igual à
velocidade média linear da água (Lange et al., 2002).
A dispersão mecânica é decorrente da dispersão em canais individuais,
do desenvolvimento de velocidades médias diferentes em canais diferentes,
devidas à variação nas dimensões dos poros ao longo das linhas de fluxo, e do
desvio da trajetória das partículas em decorrência da tortuosidade, reentrâncias
e interligações entre os canais (Lange et al., 2002; Gonçalves, 2007). A
dispersão que ocorre na direção do fluxo é chamada de dispersão longitudinal
e a que ocorre na direção normal ao fluxo é chamada de dispersão transversal.
Em razão do gradiente de concentração existente em um fluido, ocorre o
transporte de contaminantes por difusão molecular ou simplesmente difusão,
ou seja, o soluto em água desloca-se de uma área de maior concentração para
outra de menor concentração. Este fenômeno ocorre independente da
20
velocidade do fluido, mas é acentuado pela turbulência resultante dos
mecanismos de mistura mecânica (Azevedo et al., 2005).
O processo de difusão molecular não pode ser separado da dispersão
mecânica no fluxo de água pelo solo. Esses dois processos são combinados
para definir um parâmetro denominado coeficiente de dispersão hidrodinâmica.
A dispersão hidrodinâmica é o aspecto macroscópico dos movimentos das
moléculas e íons dissolvidos e dos vários fenômenos físicos e químicos que
ocorrem dentro dos poros (Lange et al., 2002).
Quanto aos mecanismos químicos, diversos processos podem ocorrer
dependendo do meio poroso e da solução contaminada. Geralmente, essas
reações causam retardamento do fenômeno de transporte de poluentes em
meio poroso. As reações de adsorção-dessorção e precipitação-dissolução
podem causar transferência real de poluente da fase líquida para a fase sólida.
Os outros processos, oxidação-redução, complexação e quelação, podem
atuar afetando a disponibilidade dos poluentes para os processos de
transferência ou alterando a forma do poluente, aumentando ou diminuindo
seus efeitos de contaminação. As atividades biológicas também podem atuar
em processos de transferência ou como processo de oxi-redução.
O transporte de metais pesados no resíduo pode ser simulado por meio
de modelos físico-matemáticos. Em condições de escoamento permanente, o
movimento de solutos no solo pode ser simulado pela aplicação de modelos
fundamentados na equação de transporte dispersivo-convectivo (Van
Genuchten & Wierenga, 1986):
⎟
⎠
⎞
⎜
⎝
⎛
∂
∂
−
⎟
⎟
⎠
⎞
⎜
⎜
⎝
⎛
∂
∂
=
⎟
⎠
⎞
⎜
⎝
⎛
∂
∂
+
⎟
⎠
⎞
⎜
⎝
⎛
∂
∂
⎟
⎠
⎞
⎜
⎝
⎛
x
C
x
C
D
t
C
t
S
ν
θ
ρ
2
2
(1)
em que:
ρ = massa especifica do solo, M L
-3
;
θ = teor de água do solo, L
3
L
-3
;
S = concentração adsorvida à fase sólida, em unidades de massa do
soluto por massa da fase sólida, M M
-1
;
t = tempo, T;
C = concentração do soluto na solução do meio, ML
-3
;
D = coeficiente de dispersão-difusão, L
2
T
-1
;
21
ν = velocidade média de avanço da solução percolante nos poros, L T
-1
;e
x = distância, L.
O primeiro e o segundo termo da equação representam mudanças na
concentração do soluto associadas à matriz do solo e à solução,
respectivamente, em relação ao tempo. O terceiro e o quarto representam,
respectivamente, os fluxos dispersivo-difusivo e convectivo (Matos, 1995).
A relação existente entre as concentrações dos solutos adsorvidos na
fase sólida e as existentes na solução do solo pode ser expressa por meio das
isotermas de equilíbrio entre as duas fases. Existem vários tipos de isotermas,
sendo as mais utilizadas as do tipo Linear, de Freundlich (potencial), de Temkin
(logarítmica) e a de Langmuir (Chiron et al., 2003; Pereira e Arruda, 2003).
A isoterma do tipo Linear, representada na Equação 2, tem sido a mais
empregada devido à simplicidade na solução da equação de transporte
dispersivo-difusivo.
CkS
d
= (2)
em que:
K
d
= coeficiente empírico de distribuição, ou coeficiente de partição
(L
3
M
-1
)
Nas isotermas de Freundlich e de Temkin, apresentadas nas Equações
3 e 4, a adsorção de íons ou moléculas, na superfície das partículas sólidas do
solo, é descrita por modelos sensíveis ao decréscimo na afinidade entre o
metal e a fase sólida, em razão da saturação do complexo de troca (Ramos,
1998).
n
f
CkS = (3)
ln(C)kaS
t
+
= (4)
em que:
k
f
, k
t
, a e n - são os parâmetros de ajuste das curvas, para cada modelo.
A Isoterma do Modelo de Langmuir, Equação 5, descreve o sistema em
equilíbrio com base em um modelo preestabelecido de interação soluto-
substrato e dão boa previsão para a quantidade máxima adsorvida, mas pouca
22
informação sobre o mecanismo cinético envolvido nas reações de adsorção
(Reis et al., 1995).
()
K.C1
.K.CS
S
m
+
=
(5)
em que:
S
m
= adsorção máxima, M M
-1
; e
K = coeficiente relacionado à energia de ligação, L
3
M
-1
.
Portanto, a substituição de
S, na Equação 1, por uma das isotermas de
equilíbrio, Equações 2, 3, 4 ou 5 resulta na Equação 6:
⎟
⎠
⎞
⎜
⎝
⎛
∂
∂
−
⎟
⎟
⎠
⎞
⎜
⎜
⎝
⎛
∂
∂
=
⎟
⎠
⎞
⎜
⎝
⎛
∂
∂
x
C
ν
x
C
D
t
C
R
2
2
(6)
em que:
R = fator de retardamento.
Quando as equações 2, 3, 4 e 5 são substituídas na Equação 1, obtem-
se as seguintes expressões, respectivamente, para o fator de retardamento.
θ
)k(
1R
l
l
ρ
+= (7)
θ
)Cnk(
1R
1n
f
f
−
+=
ρ
(8)
()
θ.C
)k(
1R
t
t
ρ
+=
(9)
2
m
L
CK)(1
KS
θ
ρ
1R
+
+=
(10)
em que:
R
l
, R
f
, R
t
e R
L
= fator de retardamento originado pelo uso da isoterma
linear, Freundlich, Temkim e Langmuir, respectivamente.
23
Para Valocchi (1984) o fator de retardamento representa a defasagem
entre a velocidade de avanço do soluto e a velocidade de avanço da frente de
molhamento da solução percolante. Se não existirem interações entre o soluto
e o solo, o valor de k
d
(coeficiente de partição) é zero e o fator de retardamento
torna-se unitário. Se R for menor que a unidade, significa que apenas uma
fração líquida participa do processo de transporte, como ocorre, por exemplo,
em agregados muito densos contendo poros de diâmetro muito pequeno (Van
Genuchten & Wierenga, 1986) ou na superfície da fração do solo onde há
predomínio de cargas de mesmo sinal à do íon presente na solução em
deslocamento. Existe uma correlação negativa entre a velocidade da solução
no poro (v) e k
d
, implicando que R
e v, também, estão inversamente
correlacionados.
A determinação de R pode ser feita, indiretamente, por meio de
realização de ensaios de adsorção (isotermas de adsorção) ou, diretamente, a
partir de análise da curva de efluente, obtidas em colunas de lixiviação (Matos,
1995).
No método da coluna de lixiviação, a solução contendo metais pesados
é aplicada sobre uma coluna contendo o material em estudo, sendo o efluente,
coletado para análise das concentrações dos metais. O valor de R poderá ser
estimado, preliminarmente, como sendo o corresponde ao número de volume
de poros (define-se volume de poros como sendo o volume da coluna ocupado,
exclusivamente, pelos poros do material presente na coluna) de efluente no
qual a concentração de soluto é igual a 50% da sua concentração na solução
aplicada (Van Genuchte e Wierenga, 1986).
Para a obtenção dos parâmetros de transporte, o método mais comum,
é o ajuste dos modelos teóricos a dados experimentais de laboratório,
empregando-se programas computacionais.
O número de Peclet (P), fator de retardamento (R) e o coeficiente de
dipersão-difusão (D) podem ser obtidos utilizando-se o programa DISP (Borges
Junior e Ferreira, 2006). No DISP, usa-se um método que consiste em adotar
os estimadores que minimizam a soma dos quadrados dos desvios (Rs), entre
os valores estimados e observados da concentração do soluto no efluente.
24
3. MATERIAL E MÉTODOS
O presente trabalho foi conduzido no Laboratório de Solo e Resíduos
Sólidos, do Departamento de Engenharia Agrícola, da Universidade Federal de
Viçosa, em Viçosa, MG.
3.1 . Coleta e caracterização dos resíduos
3.1.1. Coleta e caracterização do resíduo sólido urbano
O resíduo sólido urbano (RSU) foi coletado no antigo lixão da cidade de
Visconde do Rio Branco, MG. Utilizaram-se amostras de RSU enterradas há 8
anos (RSU_Maduro) e 15 anos (RSU_Antigo), as quais foram trituradas e
peneiradas para separação das frações menores que 2 mm.
A caracterização física e química das amostras foi obtida com a
realização das análises de: massa especifica do resíduo e da partícula, pH em
água (1:2,5), carbono orgânico, espectrometria no infravermelho, titulação
potenciométrica, concentração dos metais (Zn, Cd, Cu, Pb, Ni, Mg, Mn, Fe e
Cr) e quantificação das substâncias húmicas.
25
3.1.2. Coleta e caracterização do resíduo da construção civil
O resíduo da construção civil (RCC) foi coletado em área de disposição
de entulhos, da obra de construção do Departamento de Engenharia de
Produção, da Universidade Federal de Viçosa, em Viçosa, MG. O material foi
triturado, peneirado e separado em três frações granulométricas (0,5 a 1, 2 a 4
e 4 a 7,5 mm).
O RCC é composto por uma mistura de brita, areia, concreto,
argamassa, tijolos cerâmicos e blocos de concreto, restos de madeira, caixas
de papelão, ferro e plástico.
A caracterização física e química do RCC foi constituída das seguintes
análises: massa especifica do resíduo e da partícula, pH em água (1:2,5),
concentração dos metais (Zn, Cd, Cu, Pb, Ni, Mg, Mn, Fe e Cr) e determinação
do poder de neutralização.
3.1.3. Análises física, química e mineralógica dos resíduos
3.1.3.1. pH
Foram preparadas suspensões aquosas dos resíduos RSU e RCC, na
razão de 1:2,5 (sólido:líquido), em água deionizada. As suspensões foram
agitadas por 5 minutos e ficaram em repouso por uma hora, sendo, em
seguida, feita a determinação do pH (Kiehl, 1985).
3.1.3.2. Carbono Orgânico
Pesou-se 0,5000 g da amostra do RSU_Antigo e RSU_Maduro em
frasco de Erlenmeyer de 250 mL. Em seguida, foram adicionados 10 mL de
solução de K
2
Cr
2
O
7
0,5 mol L
-1
e 20 mL de H
2
SO
4
concentrado. A mistura foi
agitada por um minuto, deixando-se em repouso entre 20 e 30 min.
Posteriormente, adicionaram-se 200 mL de água deionizada, 10 mL de H
3
PO
4
concentrado, 0,2 g de NaF e dez gotas de difenilamina a 1 %. A titulação foi
efetuada com solução de sulfato ferroso amoniacal 0,5 mol L
-1
até obtenção de
coloração verde (Defelipo e Ribeiro, 1981).
26
3.1.3.3. Espectros no Infravermelho
Os espectros na região do infravermelho das amostras RSU_Antigo e
RSU_Maduro foram obtidos conforme metodologia descrita por Lamim et al.
(1996). Em almofariz, foram misturados 1 mg de amostra previamente
pulverizada e 100 mg de KBr, secos a 65 ºC. A mistura foi prensada para a
confecção da pastilha. A varredura foi feita entre 500 e 4500 cm
-1
.
3.1.3.4. Titulação potenciométrica
As titulações potenciométricas das amostras de RSU_Antigo e
RSU_Maduro foram realizadas em titulador automatizado. Pesou-se 1,0000 g
da amostra, peneirada a 80 mesh. Adicionaram-se 25 mL de solução de NaCl
0,5 mol L
-1
e algumas gotas de HCl 1,0 mol L
-1
para obter pH 2,0. A amostra foi
titulada com solução padronizada de NaOH 0,1 mol L
-1
até pH 12,0 (Fonseca,
2005). O gráfico da curva de titulação foi obtido por meio do programa
computacional gráfico Origin 6.0 (Microcal, 1999).
3.1.3.5. Concentração de metais
Pesaram-se, em béquer de teflon, 500,0 mg de amostras de resíduos e
adicionaram-se 10 mL de HNO
3
a 65%, que foram levados para aquecimento
em chapa, a 300 ºC, até quase secura. Adicionaram-se 2 mL HClO
4
a 70% e
10 mL de HF a 40%. Repetiu-se esta ultima operação por mais duas vezes,
aquecendo-se até quase secura, e finalizando com a adição de 5 mL de HCl
37%. Retirou-se, posteriormente, o béquer, da chapa aquecedora, deixando-se
esfriar. Filtrou-se em papel filtro e aferiu-se em balão de 25 mL. Determinou-se
a concentração dos metais no filtrado por espectrofotometria de absorção
atômica (Jordão et al., 2000).
3.1.3.6. Extração, fracionamento e quantificação das substâncias
húmicas
As substâncias húmicas contidas nos resíduos orgânicos (RSU_Maduro
e RSU_Antigo) foram extraídas conforme a técnica padrão adotada pela
Sociedade Internacional de Substâncias Húmicas (IHSS) (Swift, 1996). Pesou-
se 1,0000 g do resíduo em frasco de vidro de 300 mL. Adicionaram-se 10,0 mL
27
de NaOH 0,1 mol L
-1
e, em seguida, borbulhou-se N
2
em cada frasco,
fechando-os com balões de borracha preenchidos com N
2
. As misturas de
residuos/NaOH foram agitadas por 24 horas, após este tempo o sobrenadante
foi separado, por centrifugação, a 3.000 g (FCR), por oito minutos. Este
procedimento foi repetido três vezes, reunindo-se os extratos obtidos. O
resíduo foi recolhido e reservado para determinação de carbono na forma de
humina. Ao sobrenadante contendo frações de ácidos húmicos (FAH) e ácidos
fúlvicos (FAF), adicionou-se ácido clorídrico concentrado até que o pH se
tornasse próximo de 1, colocando a suspensão para aquecer a 70 ºC por,
aproximadamente, 10 minutos. O precipitado FAH foi separado da fração
solúvel por centrifugação, a 3.000 g (FCR), por 5 min, rediluído em solução de
NaOH 0,1 mol L
-1
, tendo seu volume aferido para 50,0 mL. A porção solúvel no
extrato acidificado, fração de ácidos fúlvicos, teve seu volume aferido para 50,0
mL, utilizando-se água destilada. A determinação quantitativa de carbono foi
feita conforme método de Yoemans & Bremner (1988), cujo método está
descrito no item 3.1.3.2, sendo utilizadas alíquotas de 5,0 mL de extrato e 2,5
mL de dicromato de potássio, mantendo-se a relação 1:2 solução:ácido
sulfúrico. As concentrações de dicromato de potássio utilizadas foram 0,5 e 1,0
mol L
-1
para frações de ácidos fúlvicos e ácidos húmicos, respectivamente.
3.1.3.7. Determinação do poder de neutralização
Pesaram-se 100 g das amostras RCC em frasco de Erlenmeyer de 500
mL. Adicionaram-se, com auxílio de uma pipeta volumétrica, exatamente 200
mL de solução de ácido clorídrico padronizada; fervendo lentamente a mistura
por 5 minutos, dentro da capela de exaustão, deixando-se esfriar sob
temperatura ambiente. Posteriormente, adicionaram-se 3 gotas do indicador de
fenolftaleína a 10 g L
-1
e titulou-se com solução de hidróxido de sódio
padronizada (EMBRAPA, 1999).
28
3.1.3.8. Determinação da massa específica dos resíduos e das partículas
Para determinação da massa especifica dos resíduos utilizou-se o
método da proveta, conforme EMBRAPA (1997): Fez-se o enchimento de uma
proveta, de massa e volume aferidos, com amostras do resíduo, promovendo
batimentos sucessivos de seu fundo em uma superfície plana para
acomodação das partículas, até nivelamento com traço de aferimento da
proveta. Determinaram-se a massa da proveta e a relação entre massa e
volume por ela ocupado, determinou-se a densidade do resíduo.
Para determinação da massa especifica das partículas dos resíduos
utilizou-se o método do balão volumétrico, conforme EMBRAPA (1997):
Amostras de resíduos foram destorroadas, secas em estufa a 105 ºC e
passadas em peneiras de 2 mm. Transferiram-se 20 g de amostra peneirada
para um balão volumétrico de 50 mL, previamente aferido. Adicionou-se
volume conhecido de álcool etílico até cobrir toda amostra do resíduo,
agitando-o, cuidadosamente, de modo a eliminar bolhas de ar. Tampou-se o
balão volumétrico, deixando-o em repouso por 30 min. Completou-se o volume
do balão com álcool etílico, registrando o volume total de álcool gasto.
3.2 Obtenção e caracterização do percolado
O percolado de RSU_Fresco (recém coletado), foi obtido utilizando-se
uma caixa de fibra de vidro, com capacidade de 10.000 L, a qual foi preenchida
com RSU, coletado na cidade de Viçosa, MG. O enchimento do reservatório foi
feito, retirando-se as sacolas plásticas, para liberação do RSU nelas contido,
sendo utilizados dois carrinhos de mão para transporte. Em seguida, os
resíduos foram despejados no interior do reservatório e compactados,
manualmente, com a ajuda de soquete de madeira. No fundo do reservatório
foram instalados tubos de drenagem, cobertos por telas plásticas de 1,0 cm² de
malha, os quais eram conectados a tubulações de PVC, que conduzia o
percolado para um reservatório de 1.000 L. Para garantir disponibilidade de
percolado em períodos não chuvosos, periodicamente era aplicado água na
parte superior da caixa.
29
A caracterização do percolado foi feita por meio de análises de pH,
condutividade elétrica, DQO, DBO, turbidez, cloreto e metais (Zn, Cd, Cu, Pb,
Ni, Mg, Mn, Fe e Cr).
3.2.1 Análise química e bioquímica do percolado
3.2.1.1 Demanda Química de Oxigênio (DQO)
O método utilizado foi o do refluxo aberto que consistiu em se fazer a
digestão da amostra em solução fortemente ácida e com excesso de dicromato
de potássio (K
2
Cr
2
O
7
). Após a digestão, o remanescente de K
2
Cr
2
O
7
que não
foi reduzido, foi titulado com sulfato ferroso amoniacal para a determinação da
quantidade de dicromato consumida ou, de outra forma, a quantidade de
oxigênio do dicromato que foi utilizada para a oxidação do material orgânico
presente na amostra (APHA, 1998).
3.2.1.2 Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO)
O teste foi realizado pelo método iodométrico, o qual consistiu em
colocar uma amostra em um frasco de 300 mL vedado e completamente cheio
e incubar o mesmo em condições específicas (temperatura 20 ºC) e durante
um tempo específico (5 dias). O oxigênio dissolvido (OD) é medido inicialmente
e após a incubação. A DBO é dada pela diferença de OD inicial e final (APHA,
1998).
3.2.1.3 Concentração de metais
A preparação das amostras consistiu na adição de 5,0 mL de solução
nítrico-perclórico para cada 5 mL de amostra. As amostras foram colocadas em
tubos e levadas para o bloco digestor. Após digestão, as amostras foram
colocadas em balões volumétricos de 25 mL e completada com água
deionizada para posterior determinação das concentrações dos metais por
espectrofotometria de absorção atômica (APHA, 1998).
30
3.2.1.4 Cloreto
O teste foi realizado pelo Método de Mohr. Pipetaram-se 50 mL da
amostra em erlenmeyer de 250 mL, adicionou-se 1 mL de cromato de potássio,
titulando-se, em seguida, com nitrato da prata (APHA, 1998).
3.2.1.5 pH e condutividade elétrica
Para determinação de pH, foi utilizado o medidor de pH da Quimis
modelo Q400, digital, equipado com eletrodos combinados de vidro (indicador)
e prata/cloreto de prata, com precisão de duas casas decimais. Calibrado com
tampão pH 7 e 9.
Para determinação da condutividade elétrica utilizou-se um
condutivimetro de bancada, da Tecnopol, calibrado com uma solução padrão
de KCl 0,01mol L
-1
com condutividade elétrica a 25 ºC igual a 1412 μS cm
-1
.
3.3 Obtenção das isotermas de adsorção de metais pesados
Foram desenvolvidos ensaios de adsorção para analisar o
comportamento adsortivo dos metais (Cu, Cd, Zn e Pb) nos diferentes resíduos
avaliados (RSU_Maduro e RSU_Antigo e RCC).
Em tubos de centrífuga de 50 mL, foram pesadas 5 g de amostras dos
resíduos avaliados, adicionando-se a cada um dos tubos, 40 mL de percolado
contendo Cd, Cu, Pb e Zn nas concentrações apresentadas no Quadro 5. A
mistura material sólido-solução foi agitada por 18 horas, sob temperatura
ambiente, em agitador horizontal, procedendo-se, posteriormente, a separação
do sobrenadante por centrifugação, a 3500 rpm, por 5 minutos. No
sobrenadante filtrado, foram quantificadas as concentrações de Cu, Cd, Zn e
Pb, por espectrofotometria de absorção atômica.
O mesmo procedimento foi realizado, para água deionizada e percolado,
com as concentrações dos metais variando de 0,146 a 700; 0,046 a 700; 0,135
a 700 e 17,2 a 8600 mg L
-1
para o cobre, cádmio, chumbo e zinco,
respectivamente. As soluções adicionadas ao percolado para o aumento da
concentração dos metais foram preparadas a partir de cobre, cádmio, chumbo
31
e zinco metálico. A ampla faixa de concentração foi utilizada para garantir a
saturação dos sítios de adsorção, e assim, calcular a capacidade máxima de
adsorção.
A quantidade dos metais adsorvida pelo material orgânico foi
considerada como sendo a diferença entre as concentrações iniciais e finais do
mesmo metal na solução de equilíbrio, conforme Gutierrez (2006).
O estudo do fenômeno de sorção de metais pesados no RCC foi
realizado com a concentração dos metais variando de 0,146 a 200; 0,046 a
150; 0,135 a 200 e 17,2 a 9000 mg L
-1
para o cobre, cádmio, chumbo e zinco,
respectivamente.
Os dados obtidos foram utilizados para ajuste das isotermas de
adsorção Linear, de Langmuir, Freundlich ou Temkin, utilizando-se o programa
computacional gráfico Origin 6.0 (Microcal, 1999).
3.4 Remoção de metais pesados em colunas de lixiviação
Para avaliação da capacidade do material orgânico (RSU_Maduro e
RSU_Antigo) em reter metais contidos no percolado de RSU_Fresco, foi
adotada a metodologia de ensaios de mobilidade em colunas de lixiviação,
apresentada por Matos (1995).
Na confecção das colunas de lixiviação foram utilizados tubos de PVC
com 4,7 cm de diâmetro e 20,0 cm de comprimento, cujas paredes internas
foram cobertas com uma mistura de cola e areia, a fim de impedir o
escoamento preferencial neste local. Na extremidade inferior das colunas foram
dispostos um disco de lã de vidro e uma tela plástica, para impedir a perda de
material sólido.
Cada coluna foi preenchida com um único tipo do resíduo avaliado. Este
preenchimento foi realizado, com auxílio de um funil de haste longa, formando-
se camadas de dois centímetros de espessura, que foram compactadas,
utilizando-se um êmbolo de menor diâmetro, colocadas de forma sucessiva até
a coluna de material atingir 15 cm de altura. Desta forma, procurou-se
proporcionar a mesma massa específica, daquela anteriormente determinada
pelo método da proveta, obtendo-se uma coluna homogênea e evitando a
ocorrência de fluxo preferencial dentro da coluna de resíduo. Sobre a coluna
32
com os resíduos foi disposto um disco de lã de vidro, de modo a evitar
turbilhonamento do percolado e selamento da superfície do mesmo.
As colunas com os resíduos foram saturadas com água deionizada
promovendo, assim, a expulsão de bolhas de ar que pudessem obstruir o fluxo
da solução nos poros. Essa saturação foi feita por capilaridade, colocando-se
as colunas dentro de um recipiente contendo água, cujo nível era de, no
mínimo, dois terços da altura da coluna de solo (Ferreira, 1987), por um
período de 72 horas.
Após a saturação, as colunas foram acondicionadas em estruturas de
madeira para sua sustentação, iniciando-se, então, a aplicação de água
deionizada, com o auxílio de frascos de Mariotte. Após a infiltração de toda a
água deionizada, que se encontrava sobre a coluna de resíduos, iniciou-se a
aplicação de percolado (Figura 1).
Figura 1 - Sistema montado para estudo da remoção de metais em colunas de lixiviação.
O sistema foi montado de modo a aplicar, simultaneamente para um
mesmo resíduo avaliado, água deionizada (testemunha) e percolado em três
diferentes concentrações de metais pesados (concentração média; 5 e 25
vezes a concentração média). A aplicação do percolado foi feito por meio de
frascos de Mariotte, posicionados próximos à extremidade superior das
colunas, mantendo-se uma carga hidráulica média de 2 cm. O experimento foi
montado e conduzido, por três vezes, para cada resíduo avaliado.
Para obtenção das curvas de efluente, os efluentes foram coletados em
frascos de numeração seqüenciada e volumes conhecidos, para acompanhar a
variação da concentração dos metais e do volume do efluente, até a obtenção
33
de no mínimo 15 volumes de poros (VP) (Matos et al., 1999). O volume de
poros foi calculado empregando a Equação 11.
⎟
⎟
⎠
⎞
⎜
⎜
⎝
⎛
−==
p
s2
ρ
ρ
1hrπVαVp (11)
em que,
Vp – volume de poros, cm
3
;
V – volume da coluna de resíduo, cm
3
;
α – porosidade, cm
3
cm
-3
;
r – raio interno da coluna, cm;
h – altura da coluna de resíduo, cm;
ρ
s
– massa específica do resíduo, g cm
-3
; e
ρ
p
– massa específica das partículas do resíduo, g cm
-3
.
Nos efluentes, foram determinadas as concentrações de Cu, Cd, Zn e
Pb, por espectrofotometria de absorção atômica, e os valores das
concentrações médias foram relacionados ao do volume total de efluente
drenado. De posse da correlação entre os dados de concentração relativa C/C
0
(relação entre a concentração do metal no efluente e a concentração no
percolado aplicado) e o volume de poros, além do fluxo, massa específica do
resíduo, teor de água e comprimento da coluna, determinaram-se o fator de
retardamento (R) e o coeficiente dispersivo-difusivo (D), por meio do programa
computacional DISP 1.1 (Borges Junior e Ferreira, 2006).
34
4. RESULTADOS E DISCUSSÕES
Os resultados das análises de caracterização do percolado estão
apresentados no Quadro 5.
Quadro 5 - Composição química e bioquímica do percolado de RSU
Características Valores
pH 5,80
CE (mS cm
-1
) 12,47
DQO (mg L
-1
) 11.258
DBO (mg L
-1
) 6.543
Cu (mg L
-1
) 0,146
Cd (mg L
-1
) 0,046
Pb (mg L
-1
) 0,135
Zn (mg L
-1
) 17,20
Ni (mg L
-1
) 0,085
Mg (mg L
-1
) 2,700
Fe (mg L
-1
) 85,80
Cr (mg L
-1
) 0,028
Ca (mg L
-1
) 184,90
Cloreto (mg L
-1
) 450,00
4.1 Caracterização física e química das amostras de RSU_Antigo,
RSU_Maduro e RCC.
As características físicas e químicas das amostras de RSU_Antigo,
RSU_Maduro e RCC estão apresentadas no Quadro 6.
35
Quadro 6 - Características físicas e químicas das amostras de RSU_Antigo,
RSU_Maduro e RCC
Características RSU_Antigo RSU_Maduro RCC
pH 7,78 7,50 9,1
Carbono (dag kg
-1
) 21,37 18,78 -
Matéria orgânica (dag kg
-1
) 36,84 32,38 -
Fração residual (humina) (dag kg
-1
) 11,05 7,3 -
Frações ácidos húmicos (dag kg
-1
) 4,7 3,87 -
Frações ácidos fúlvicos (dag kg
-1
) 2,6 4,61 -
Poder neutralização (dag kg
-1
CaCO
3
) - - 28,5
Massa especifica (g cm
-3
) 1,11 1,15 1,17
Massa especifica da partícula (g cm
-3
) 2,57 2,42 2,60
- não determinado
O RCC apresentou o maior valor de pH (Quadro 6), devido aos
compostos químicos presentes na amostra, principalmente Ca(OH)
2
e CaCO
3
.
Os valores de pH do RSU_Antigo e RSU_Maduro foram menores que o
encontrado por Mattos et al., 2005 para composto orgânico de lixo urbano. O
valor de pH encontrado para o RSU_Antigo foi igual ao encontrado por Lamin
et al., (1996) para vermicomposto de esterco bovino.
A composição química das amostras de RSU_Antigo e RSU_Maduro
apresentam relativamente grandes porcentagens de carbono orgânico. O
RSU_Antigo, resíduo com mais tempo de aterramento, apresentou maiores
teores de carbono orgânico e ácidos húmicos, indicando um alto grau de
humificação. A porcentagem de matéria orgânica dos dois resíduos foi superior
ao encontrado por Mattos et al (2005) para composto de lixo urbano.
O poder de neutralização (PN) do RCC foi 28,5 dag kg
-1
CaCO
3
. Dessa
forma, 100 kg do RCC apresenta o mesmo potencial reativo que 28,5 kg de
CaCO
3
.
As concentrações dos íons metálicos encontradas nas amostras de
RSU_Antigo, RSU_Maduro e RCC estão apresentadas no Quadro 7. Estão
presentes elementos não essenciais, essenciais e alguns metais pesados.
36
Quadro 7 – Concentração dos metais nos resíduos em amostras de
RSU_Antigo, RSU_Maduro e RCC
Metais RSU_Antigo RSU_Maduro RCC
Cd (mg kg
-1
) 3,51 1,62 2,68
Cu (mg kg
-1
) 74,05 65,07 14,80
Cr (mg kg
-1
) 116,56 107,19 41,80
Fe (mg kg
-1
) 28.891,05 34.821,43 10.053,11
Mg (mg kg
-1
) 13,73 7,00 18,37
Mn (mg kg
-1
) 357,97 281,43 392,63
Ni (mg kg
-1
) 32,73 43,60 18,30
Pb (mg kg
-1
) 46,24 28,62 12,62
Zn (mg kg
-1
) 1,32 0,78 0,00
Nas Figuras 2 e 3 estão apresentados os espectros na região do
infravermelho do RSU_Antigo e RSU_Maduro. Os espectros apresentaram
bandas na região de 3700, 3695 e 3616, característica de estiramento N-H de
amina, e/ou de aminoácidos. Na região de 3447 cm
-1
, a banda larga pode ser
atribuída ao estiramento da ligação OH, que corresponde a vários grupos
contendo hidroxila. A absorção de 1622 e 1630 cm
-1
é normalmente atribuída à
vibração que envolve estiramento das ligações C=C de anel aromático. A
absorção na região de 1020 - 1100 cm
-1
é característica de ligações Si-O de
silicatos presentes na amostra.
4000 3500 3000 2500 2000 1500 1000 500 0
1100
1020
1622
3447
3616
3700
Transmitância
Número de onda (cm
-1
)
Figura 2 - Espectro de absorção no infravermelho do RSU_Antigo.
37
4000 3500 3000 2500 2000 1500 1000 500 0
1020
1100
1630
3447
3695
3616
Transmitância
Número de onda (cm
-1
)
Figura 3 - Espectro de absorção no infravermelho do RSU_Maduro.
As curvas de titulação potenciométrica com aproximadamente 300
pontos dos RSU_Antigo e RSU_Maduro, estão apresentadas nas Figuras 4 e
5.
0 5 10 15 20 25
2
4
6
8
10
12
pH
VNaOH/mL
Experimental
Ajustada
Figura 4 - Curvas de titulação experimental e ajustada, de amostra de RSU_Antigo
com NaOH.
38
0 5 10 15 20 25 30
2
4
6
8
10
12
pH
VNaOH/mL
Experimental
Ajustada
Figura 5 - Curvas de titulação experimental e ajustada, de amostra de RSU_Maduro
com NaOH.
Nas curvas de titulação obtidas é quase impossível verificar visualmente
mais do um ponto de inflexão, por se tratar de ácido com valores de pK
a
próximos. Para facilitar tal visualização, os dados de titulações dos resíduos
foram derivados e pelos gráficos estimaram-se os volumes parciais
aproximados para neutralizar cada grupo carboxílico e fenólico. As constantes
de dissociação de grupos carboxílicos e fenólicos
foram determinadas em um
programa de regressão multíparamétrica não-linear utilizando Newton-Raphson
(Fonseca, 2005)
Para o RSU_Antigo determinou-se os volumes de NaOH gastos, sendo
o primeiro volume (V
o
= 4,40 mL) correspondente ao excesso de ácido
clorídrico, e os outros cincos volumes (V
1
= 7,45; V
2
= 10,71; V
3
= 12,71;
V
4
= 15,38 e V
5
= 18,49 mL) correspondentes ao volume de equivalência para
cada grupo titulável, sendo os volumes parciais iguais a (V
HCl
= 4,40;
V
HA1
= 3,04; V
HA2
= 3,26; V
HA3
= 2,0; V
HA4
= 2,67 e V
HA5
= 3,11 mL).
Para o RSU_Maduro o primeiro volume (V
o
= 3,99 mL) correspondente
ao excesso de ácido clorídrico, e os outros cincos volumes (V
1
= 6,50;
V
2
= 8,58; V
3
= 10,53; V
4
= 11,53 e V
5
= 14,37 mL) correspondentes ao volume
de equivalência para cada grupo titulável, sendo os volumes parciais iguais a
(V
HCl
=3,99; V
HA1
=2,51; V
HA2
= 2,08; V
HA3
= 1,95; V
HA4
= 1,0 e V
HA5
= 2,84 mL).
Analisando os dados tratados pelo programa de regressão não-linear,
foram determinadas cinco classes de grupos tituláveis (Quadro 8), sendo HA
1
,
HA
2
(pK
a
< 7), tituladas em uma região de pH típica para grupamentos
39
carboxílicos e as três últimas, HA
3,
HA
4
e HA
5
(pK
a
> 7), atribuídas a
grupamentos fenólicos e aminas. A curva de titulação ajustada pelo programa
de regressão ficou muito próxima da curva experimental.
Quadro 8 - Valores de pK
a
obtidos do ajuste por regressão não-linear da curva
de titulação potenciométrica para amostras de RSU_Antigo e
RSU_Maduro, e valores encontrados na literatura
pK
a
Materiais
HA
1
HA
2
HA
3
HA
4
HA
5
RSU_Antigo 3,91 5,99 7,72 9,20 10,40
RSU_Maduro 3,86 5,89 7,90 9,36 10,00
Ácido Húmico* 4,28 4,96 6,07 7,48 9,31
Vermicomposto** 3,50 4,42 7,06 9,16 11,17
pK
a
= forma exponencial da constante de dissociação
*Valores obtidos por Guimarães (2000) para ácidos húmicos extraídos de
vermicomposto de esterco bovino.
**Valores obtidos por Moreira (2004
b
) para vermicomposto de esterco bovino.
Os resultados obtidos para os 5 grupos tituláveis do material orgânico
estabilizado foram compatíveis com os resultados da literatura para
substâncias húmicas (Quadro 8).
Com os valores obtidos pela titulação potenciometrica, calculou-se a
quantidade de cargas dos RSUs, no valor de pH apresentado no Quadro 5.
Para o RSU_Antigo, a quantidade de cargas foi 54,9 cmol
c
kg
-1
e para o
RSU_Maduro 25,5 cmol
c
kg
-1
.
4.2. Isotermas de Adsorção
4.2.1. Resíduo Sólido Urbano
A importância do estudo de isotermas de adsorção de metais pesados
está no conhecimento que pode ser obtido sobre o comportamento adsortivo
desses elementos. Por esta razão, tentou-se o ajuste dos modelos Langmuir,
Freundlich e Temkin aos dados obtidos. Todavia, nas condições do presente
estudo, as isotermas de Freundlich e Temkin não representaram bem a
adsorção dos metais, resultando em baixos coeficientes de determinação.
Isotermas de Langmuir (Equação 5), ajustadas aos dados experimentais
de adsorção dos metais Cd, Cu, Pb e Zn, são apresentadas nas Figuras 6 a 9,
40
e, seus parâmetros e coeficiente de determinação (R
2
) estão apresentados no
Quadro 9.
0 100 200 300 400 500 600 7000 100 200 300 400 500 600
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
()
990
10801
51401080
2
,
,
,,
.
.
=
+
=
R
C
Cx
S
eq
eq
m
()
980
28201
32602820
2
,
,
,,
.
.
=
+
=
R
C
Cx
S
eq
eq
m
RSU_Maduro
Concentração de equilíbrio (mg L
-1
)
RSU_Antigo
Chumbo adsorvido (mg g
-1
)
Figura 6 - Adsorção de íons Pb
2+
no RSU_Antigo e RSU_Maduro.
0 100 200 300 400 500 600 7000 100 200 300 400 500 600
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
()
990
52401
47205240
2
,
,
,,
.
.
=
+
=
R
C
Cx
S
eq
eq
m
()
990
43101
44104310
2
,
,
,,
.
.
=
+
=
R
C
Cx
S
eq
eq
m
RSU_Maduro
Concentração de equilíbrio (mg L
-1
)
RSU_Antigo
Cobre adsorvido (mg g
-1
)
Figura 7 - Adsorção de íons Cu
2+
no RSU_Antigo e RSU_Maduro.
41
0 100 200 300 400 500 600 700
0,00
0,01
0,02
0,03
0,04
0,05
0,06
0 100 200 300 400 500 600 700 800
()
980
29901
04902990
2
,
,
,,
.
.
=
+
=
R
C
Cx
S
eq
eq
m
RSU_Antigo
Cádmio adsorvido (mg g
-1
)
()
960
27901
05502790
2
,
,
,,
.
.
=
+
=
R
C
Cx
S
eq
eq
m
RSU_Maduro
Concentração de equilíbrio (mg L
-1
)
Figura 8 - Adsorção de íons Cd
2+
no RSU_Antigo e RSU_Maduro.
0
2
4
6
8
10
12
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000
0
2
4
6
8
10
12
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 80000 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Zinco adsorvido (mg g
-1
)
RSU_Maduro
RSU_Antigo
Concentração de equilíbrio (mg L
-1
)
()
990
10141
343151014
2
2
4
4
,
,
,,
Reª
.
.
=
+
=
−
−
R
Cx
Cxx
S
gião
eq
eq
m
()
990
31461
52013146
1
2
,
,
,,
Reª
.
.
=
+
=
R
C
Cx
S
gião
eq
eq
m
()
970
102411
148710241
2
2
3
3
,
,
,,
Reª
.
.
=
+
=
−
−
R
Cx
Cxx
S
gião
eq
eq
m
()
970
89061
66918906
1
2
,
,
,,
Reª
.
.
=
+
=
R
C
Cx
S
gião
eq
eq
m
Figura 9 - Adsorção de íons Zn
2+
no RSU_Antigo e RSU_Maduro.
A análise das formas das curvas de adsorção indica que há grande
afinidade entre os íons metálicos e os sítios de adsorção existentes nos RSUs.
Conforme Gutierrez (2006), a alta afinidade dos metais pelo RSU,
principalmente Cu, Pb e Zn, pode ter ocorrido em virtude da diversidade de
42
composição do material, que apresenta várias frações simultâneas para
retenção dos metais.
O comportamento sortivo dos metais no material está, provavelmente,
relacionado com os teores de matéria orgânica e ácidos húmicos (Quadro 6)
contido nas amostras de RSU_Antigo e RSU_Maduro. Verifica-se, nas Figuras
6 a 9, que os metais foram mais adsorvidos no RSU_Antigo do que no
RSU_Maduro, confirmando a influência positiva do tempo de aterramento na
atividade química do material.
Quadro 9 - Parâmetros da equação de Langmuir para adsorção de Cu, Pb, Cd
e Zn no RSU_Antigo e RSU_Maduro e, respectivos coeficientes de
determinação (R
2
)
RSU_Antigo RSU_Maduro
Metais
K S
m
R
2
K S
m
R
2
Cu 0,524 0,472 0,99 0,431 0,441 0,99
Pb 0,108 0,514 0,99 0,282 0,326 0,98
Cd 0,279 0,055 0,96 0,299 0,049 0,98
6,314 1,520 0,99 6,890 1,669 0,97
Zn 1ª Região
2ª Região
4,1 x 10
-4
15,343 0,99 1,24 x 10
-3
7,148 0,97
K = coeficiente relacionado com a energia de ligação (L mg
-1
) e
S
m
= capacidade máxima de adsorção (mg g
-1
).
Os valores de R
2
variaram de 0,96 a 0,99, indicando excelente
ajustamento da isoterma de Langmuir aos dados e descrevendo bem o
fenômeno de adsorção dos metais cádmio, cobre, chumbo e zinco no
RSU_Antigo e RSU_Maduro.
Verifica-se, no Quadro 9, que o coeficiente relacionado com a energia de
ligação (K) apresentou, para os RSUs, a seqüência Zn>Cu>Cd>Pb. Já a
capacidade máxima de adsorção (S
m
) apresentou, para o RSU_Antigo, a
seqüência Zn>Pb>Cu>Cd, enquanto no RSU_Maduro, houve inversão entre o
Cu e Pb.
Em soluções mistas, a ordem de adsorção é seguida pela
eletronegatividade dos íons (Pb>Cu>Cd>Zn). Todavia, em virtude de diversos
fatores, incluindo tipo de adsorbato e condições experimentais (ex.:
concentração do metal, pH da solução, eletrólito suporte, força iônica etc.),
diferentes seqüências de afinidade podem surgir, sendo praticamente
impossível estabelecer uma seqüência universal (Moreira, 2004a; Matos e
Arruda, 2003; Sodré et al., 2001; Lamin et al., 1996; Siqueira, 1988).
43
Segundo McBride (1994), um dos fatores que explica o comportamento
competitivo dos metais é o tipo de interação metal-superfície do solo, sendo a
retenção de Zn e Cd mais dependente de interações eletrostáticas com os
sítios de troca da fase sólida, e a retenção de Cu e Pb mais dependente de
interações covalentes com as estruturas dos minerais.
O cádmio apresentou menor capacidade de adsorção e alto coeficiente
relacionado com a energia de ligação. Isto indica que o metal ficou fortemente
adsorvido aos RSU’s, formando complexos altamente estáveis. Elevados
valores de K indicam forte afinidade do íon pelos sítios do material, oferecendo
menor risco de contaminação ambiental. Resultado semelhante foi obtido por
Elliot et al (1986), onde a quantidade de cádmio adsorvida por solos de planície
da Costa Atlântica foi menor em relação aos metais Pb, Cu e Zn. Çay et al.
(2004) também observaram que o Cd é menos adsorvido quando o cobre está
presente na solução.
O fato de o zinco apresentar maior capacidade máxima de adsorção nos
RSUs pode estar associado a alta concentração (Quadro 5) deste íons, em
relação aos outros íons competidores, no percolado, demonstrando a
importância da força iônica no processo de adsorção/dessorção. Al-Degsa et
al., (2006), avaliando a remoção de Zn, Pb e Co por um material contendo
silicato e carbonato, também obtiveram maior capacidade máxima de adsorção
para o Zn.
As isotermas de Langmuir nos RSUs apresentaram duas regiões de
adsorção para o zinco, sugerindo que este elemento possa estar ligado aos
sítios de adsorção das partículas de duas formas diferentes. Na primeira
região, elevados valores de K e baixos valores de S
m
, indicam que os RSUs
adsorvem quantidade relativamente baixa de zinco, mas a energia que o
mantém adsorvido é caracterizada pela formação de complexos altamente
estáveis. Na segunda região, baixos valores de K e elevados valores de S
m
indicam, conforme Sodré et al (2001), ocorrência de ligações de caráter
eletrostático e, ou, força de van der Waals.
4.2.2. Resíduo da Construção Civil
O RCC apresentou elevado pH (9,1) e, ao entrar em contato com a
solução, possibilitou a reação dos metais com a formação de hidróxido,
precipitando-os na superfície do RCC.
44
Isotermas de Langmuir (Equação 5) ajustadas aos dados experimentais
de adsorção dos metais Cd, Cu, Pb e Zn, são apresentadas nas Figuras 10 a
13 e, seus parâmetros e coeficiente de determinação (R
2
) estão apresentados
no Quadro 10.
45
0 20 40 60 80 100 120 140 160 180
0,00
0,05
0,10
0,15
0,20
0,25
0,30
0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200
()
970
08001
17400800
2
,
,
,,
.
.
=
+
=
R
C
Cx
S
eq
eq
m
()
990
08201
18300820
2
,
,
,,
.
.
=
+
=
R
C
Cx
S
eq
eq
m
()
990
10801
26401080
2
,
,
,,
.
.
=
+
=
R
C
Cx
S
eq
eq
m
0,5 a 1 mm
Chumbo adsorvido (mg g
-1
)
2 a 4 mm
Concentração de equilíbrio (mg L
-1
)
4 a 7,5 mm
Figura 10 - Adsorção de íons Pb
2+
no RCC, nas frações granulométricas 0,5 a 1; 2 a 4 e 4 a 7,5 mm.
46
0 50 100 150 2000 50 100 150 200
0,00
0,05
0,10
0,15
0,20
0,25
0,30
0 50 100 150 2000 50 100 150 200
4 a 7,5 mm
0,5 a 1 mm
Cobre adsorvido (mg g
-1
)
2 a 4 mm
()
970
03601
15900360
2
,
,
,,
.
.
=
+
=
R
C
Cx
S
eq
eq
m
()
970
06801
15800680
2
,
,
,,
.
.
=
+
=
R
C
Cx
S
eq
eq
m
()
970
02701
32200270
2
,
,
,,
.
.
=
+
=
R
C
Cx
S
eq
eq
m
Concentração de equilíbrio (mg L
-1
)
Figura 11 - Adsorção de íons Cu
2+
no RCC, nas frações granulométricas 0,5 a 1; 2 a 4 e 4 a 7,5 mm.
47
0 20 40 60 80 100 120 140
0 20406080100120140
0,000
0,005
0,010
0,015
0,020
0,025
0,030
0 20 40 60 80 100 120 140 1600 20 40 60 80 100 120 140 160
4 a 7,5 mm
2 a 4 mm
Concentração de equilíbrio (mg L
-1
)
()
980
35001
00803500
2
,
,
,,
.
.
=
+
=
R
C
Cx
S
eq
eq
m
()
980
34001
00803400
2
,
,
,,
.
.
=
+
=
R
C
Cx
S
eq
eq
m
()
980
13801
02701380
2
,
,
,,
.
.
=
+
=
R
C
Cx
S
eq
eq
m
0,5 a 1 mm
Cádmio adsorvido (mg g
-1
)
Figura 12 - Adsorção de íons Cd
2+
no RCC, nas frações granulométricas 0,5 a 1; 2 a 4 e 4 a 7,5 mm.
48
0 2000 4000 6000 8000
0
2
4
6
8
10
0 2000 4000 6000 8000 0 2000 4000 6000 8000
Zinco adsorvido (mg g
-1
)
()
950
0023601
2716002360
2
,
,
,,
.
.
=
+
=
R
C
Cx
S
eq
eq
m
()
960
0023901
2856002390
2
,
,
,,
.
.
=
+
=
R
C
Cx
S
eq
eq
m
()
980
0019601
7188001960
2
,
,
,,
.
.
=
+
=
R
C
Cx
S
eq
eq
m
Concentração de equilíbrio (mg L
-1
)
2 a 4 mm
0,5 a 1 mm
4 a 7,5 mm
Figura 13 - Adsorção de íons Zn
2+
no RCC, nas frações granulométricas 0,5 a 1; 2 a 4 e 4 a 7,5 mm.
49
Como previsto, a sorção apresentou relação direta com a superfície de
contato (Figuras 10 a 13), ocorrendo maior sorção nas menores frações
granulometrias, as quais apresentam maiores superfícies de contato. Os
coeficientes de determinação (R
2
) para os ajustes das equações de Langmuir
variaram de 0,95 a 0,98, indicando excelente ajustamento aos dados e
descrevendo bem o fenômeno de sorção do cádmio, cobre, chumbo e zinco no
RCC.
A sorção, por ser um fenômeno de superfície, é dependente da área
superficial do adsorvente. O processo de pulverização da amostra faz com que
aumente a superfície específica do material e que os sítios ativos fiquem mais
expostos, facilitando a reação. Moreira (2004b), avaliando remoção de Cu
2+
,
Ni
2+
e Zn
2+
de efluentes da galvanoplastia por vermicomposto de esterco
bovino, observou acréscimos de 18, 26 e 13% na adsorção destes metais,
respectivamente, quando o tamanho da partícula variou de 2 para 0,21 mm.
Também, Matos e Arruda (2003) obtiveram acréscimo de 37, 36, 32 e 5% na
adsorção de Zn
2+
, Cu
2+
, Cd
2+
e Pb
2+
, respectivamente, quando o tamanho da
partícula de vermicomposto variou de 600 para 150 μm.
Quadro 10 - Parâmetros da equação de Langmuir para adsorção de Cu, Pb, Cd
e Zn no RCC, nas três frações granulométricas avaliadas, e
respectivos coeficientes de determinação (R
2
)
Frações granulométricas
0,5 a 1 mm 2 a 4 mm 4 a 7,5 mm
Metais
K S
m
R
2
K S
m
R
2
K S
m
R
2
Cu
0,027 0,322 0,97 0,068 0,158 0,97 0,036 0,159 0,97
Pb
0,108 0,264 0,99 0,082 0,183 0,98 0,080 0,174 0,97
Cd
0,138 0,027 0,98 0,34 0,008 0,98 0,350 0,008 0,98
Zn
1,96 x 10
-3
8,718 0,98 2,39 x 10
-3
6,285 0,96 2,36 x 10
-3
6,271 0,95
K= coeficiente relacionado com a energia de ligação (L mg
-1
) e
S
m
= Capacidade máxima de adsorção (mg g
-1
).
Pode-se observar, no Quadro 10, que a capacidade máxima de
adsorção (S
m
), para a fração granulométrica de 0,5 a 1 mm, apresentou a
seqüência Zn>Cu>Pb>Cd. Já para as frações 2 a 4 mm e 4 a 7,5 mm. ocorreu
inversão entre Pb e Cu. Para os valores do coeficiente relacionado com a
energia de ligação (K), nas três frações granulometricas, a seqüência foi
Cd>Pb>Cu>Zn.
50
Comparando-se o RSU e RCC (Quadros 9 e 10), observa-se que a
seqüência de adsorção para a menor fração granulométrica foi a mesma obtida
para o RSU_Maduro, enquanto para as demais frações, a seqüência foi a
mesma do RSU_Antigo. Assim, para ambos os resíduos, o Zn e o Cd foram os
metais mais retidos e menos retidos, respectivamente, enquanto para o Pb e
Cu ocorreu inversão na seqüência de adsorção, quando os resíduos
apresentaram menor teor de matéria e menor granulometria. Todavia, diversos
fatores podem influenciar a afinidade do metal pelo resíduo, resultando em
diferentes seqüências de adsorção (Moreira, 2004a; Matos e Arruda, 2003;
Sodré et al., 2001; Lamin et al., 1996; Siqueira, 1988).
Também, verifica-se que o RSU_Antigo apresentou maior capacidade de
retenção dos metais, seguido pelo RSU_Maduro e o RCC nas granulometrias
0,5 a 1 mm; 2 a 4 mm e 4 a 7,5 mm. Assim, maior eficiência de remoção foi
obtida quando o resíduo apresentou maior tempo de aterramento (RSU_Antigo)
e, no caso do RCC, aquele de menor granulometria (0,5 a 1 mm). Quando o
tempo de aterramento aumenta, ocorre maior estabilização da matéria
orgânica, enquanto, que a menor granulometria proporciona maior área
específica, ocorrendo maior interação do resíduo com os metais no percolado,
reduzindo o potencial poluidor.
Carvalho (2005) verificou que a presença de RCC em sistema com
recirculação de percolado de RSU diminui o potencial poluidor, reduzindo
concentrações de metais e matéria orgânica. Nos estudos efetuados por
Gutierrez (2006) confirmaram que a camada de RCC foi importante para a
melhoria geral da qualidade do percolado recirculado em colunas de RSU.
Sousa (1998) encontrou menores concentrações de metais pesados em
amostras de solo coletadas abaixo das células-base do Aterro Sanitário de
Belo Horizonte, onde o RSU foi depositado sobre uma camada de RCC, do que
nas amostras de solo coletadas em áreas que não receberam este resíduo.
Os resultados obtidos neste trabalho (Quadros 10) corroboram os
apresentados na literatura (Gutierrez, 2006; Carvalho, 2005; Sousa, 1998) de
que o RCC proporciona eficiente remoção de metais dos percolados, podendo
ser utilizado na base de aterro sanitário, inclusive no inicio da operação do
aterro, quando ainda não há resíduo orgânico estabilizado para receber o
percolado de RSU_Fresco. Apesar da capacidade máxima de adsorção do
51
RCC ter sido menor que a do RSU (Quadros 9 e 10), para todos os metais
avaliados, há de se ressaltar o potencial de seu uso em aterros sanitários, onde
a presença de camada de RCC na base dos aterros pode funcionar como
barreira “química” para metais pesados presentes no percolado.
4.3 Parâmetros de transporte dos metais Pb, Cu, Cd e Zn nos resíduos
4.3.1. Resíduo Sólido Urbano
Segundo Nielsen e Biggar (1962), as curvas de efluente são importantes
para se estudar o transporte de solutos em meios porosos, uma vez que a
obtenção do fator de retardamento e coeficiente de dispersão-difusão são
parâmetros importantes para a modelagem matemática do transporte de
poluentes em meios porosos. O formato da curva deslocada para direita
(maiores valores do fator de retardamento) é indicativo da existência de
interação solo-soluto, resultando em retenção do metal por quaisquer dos
mecanismos: adsorção ao complexo de troca, adsorção específica e
precipitação.
No experimento de mobilidade de metais foram necessários, em média,
quatro dias de coleta ininterrupta de efluentes, por repetição, para que todo o
líquido contido no frasco de Mariotte, de 5 L de volume, percolasse nas colunas
de lixiviação, devido a baixa permeabilidade apresentada pelos RSUs ao
percolado.
Nas colunas de lixiviação contendo RSUs foram utilizados água
deionizada, percolado contendo concentrações médias de Pb, Cu, Cd e Zn, 5 e
25 vezes estas concentrações. Em virtude da alta concentração de cloreto no
percolado (450 mg L
-1
), ao adicionar chumbo ocorria a sua precipitação na
forma de cloreto de chumbo (PbCl
2
), sendo, portanto, necessário adicionar Pb
em excesso de modo a conseguir concentração de Pb igual a 0,135 mg L
-1
.
As curvas de efluente do cádmio, chumbo, cobre e zinco, para as
concentrações médias destes metais no percolado de aterro sanitário, 5 e 25
vezes esses valores, estão apresentadas nas Figuras 14 a 19, tendo sido
obtidas após ajustamento teórico aos dados experimentais, utilizando-se o
programa computacional DISP (2006).
52
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
0 5 10 15 20 25 30 35
Volume de poros
C/C
0
Pb
Cu
Zn
Cd
Figura 14 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio no RSU_Antigo,
obtidas utilizando-se as concentrações médias encontradas em
percolados de aterros sanitários.
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
0 5 10 15 20 25 30 35
Volume de poros
C/C
0
Pb
Cu
Zn
Cd
Figura 15 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio no RSU_Maduro,
obtidas utilizando-se as concentrações médias encontradas em
percolados de aterros sanitários.
53
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20
Volume de poros
C/C
0
Pb
Cu
Zn
Cd
Figura 16 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio no RSU_Antigo,
obtidas utilizando-se concentrações 5 vezes maiores que as médias
encontradas em percolados de aterros sanitários.
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
0246810121416
Volume de poros
C/C
0
Pb
Cu
Zn
Cd
Figura 17 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio no RSU_Maduro,
obtidas utilizando-se concentrações 5 vezes maiores que as médias
encontradas em percolados de aterros sanitários.
54
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18
Volume de poros
C/C
0
Pb
Cu
Zn
Cd
Figura 19 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio no RSU_Maduro,
obtidas utilizando-se concentrações 25 vezes maiores que as médias
encontradas em percolados de aterros sanitários.
No Quadro 11 estão apresentados os valores do número de Peclet, do
fator de retardamento e coeficientes de dispersão-difusão do cádmio, chumbo,
cobre e zinco para o RSU_Antigo e RSU_Maduro.
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
0 5 10 15 20 25
Volume de poros
C/C
0
Pb
Cu
Zn
Cd
Figura 18 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio no RSU_Antigo,
obtidas utilizando-se concentrações 25 vezes maiores que as médias
encontradas em percolados de aterros sanitários.
55
Quadro 11 - Valores médios do número de Peclet, fator de retardamento (R) e coeficiente dipersão–difusão (D
cm
2
h
-1
) do
cádmio, chumbo, cobre e zinco para o RSU_Antigo e RSU_Maduro.
Metais
Material Percolado*
Pb Cu Zn Cd
Peclet R D Peclet R D Peclet R D Peclet R D
1 13,55 16,30 9,79 14,14 12,43 9,38 17,69 10,60 7,49 20,91 8,34 6,40
2 14,46 10,75 7,41 13,72 7,56 7,81 15,27 7,07 7,01 15,57 5,41 6,88
RSU_Antigo
3
17,45 8,39 7,44 18,32 6,90 7,09 18,97 4,82 6,85 20,12 2,05 6,42
1
13,93 14,37 9,37 15,45 8,53 8,45 12,94 7,16 10,08 17,95 5,22 7,27
2
16,25 9,28 7,23 18,29 7,14 7,94 16,21 5,67 8,96 20,48 2,88 7,09
RSU_Maduro
3 19,62 6,72 7,14 20,29 5,89 6,90 18,12 4,80 7,73 20,17 2,02 4,97
*Percolado com concentração médias dos metais (1), 5 vezes a concentração média destes metais no percolado (2) e 25 vezes a
concentração média destes metais no percolado (3).
56
No Quadro 11, pode-se observar que, para todos os resíduos e, nas três
concentrações estudadas, o chumbo e o cobre apresentaram maiores valores
do fator de retardamento do que o cádmio e zinco. Resultado semelhante foi
obtido por Matos (1995), que também encontrou maior interação do cobre e
chumbo em solo, que as obtidas para o cádmio e zinco.
O chumbo foi o metal que apresentou maior interação com os RSUs, nas
três concentrações estudadas, o que pode ser verificado pelo maior valor do
fator de retardamento, quando comparados aos obtidos para os demais metais
estudados. Para Nielsen e Biggar (1962), maiores valores do fator de
retardamento representam maior interação entre o soluto e o solo.
Os valores de retenção para os RSUs foram superiores àqueles obtidos
por Carvalho (2001) e Lange et al. (2002), porém, inferiores aos obtidos
Chalermyanont et al. (2008), que estudaram adsorção destes metais em solo
de área de disposição de resíduos sólidos urbanos.
A seqüência de retenção, para os RSUs, nas três concentrações, foi
Pb>Cu>Zn>Cd. Seqüência semelhante foi obtida por Carvalho (2001), Lange et
al. (2002) e Chalermyanont et al. (2008).
Considerando as concentrações dos metais cádmio, chumbo, cobre e
zincos no fluido deslocador (Quadro 11), verificam-se maiores valores do fator
retardamento nas menores concentrações, em virtude da menor disputa pelos
sítios de troca disponíveis. Para Elbachá (1989), o aumento na concentração
dos metais na solução provoca aumento da velocidade de reação, fazendo com
que elas ocorram num menor intervalo de tempo, esgotando mais rapidamente
a capacidade reativa do material poroso.
Os valores do fator de retardamento indicam que o RSU_Antigo
apresentou maior capacidade em reter metais pesados que o RSU_Maduro,
uma vez que este parâmetro expressa indiretamente a capacidade do resíduo
em reter íons. Este fato confirma os resultados obtidos nos ensaios de
determinação da capacidade máxima de adsorção, indicando, portanto, que é
recomendável a recirculação do percolado coletado em células de RSU_Fresco
em células mais antigas do aterro sanitário.
A seqüência de valores de D, para os RSUs, nas três concentrações,
foram as mesmas obtidas para o fator de retardamento Pb>Cu>Zn>Cd.
O número de Peclet (P) é um parâmetro que ajuda na determinação do
tipo de transporte predominante. Segundo classificação proposta por
57
Gonçalves (2007) e Sun (1995), os RSUs, nas três concentrações,
apresentaram como processo predominante de transporte a dispersão
mecânica, uma vez que P foi superior a 10 e inferior a 100.
Assim, em RSU_Antigo, onde há maior quantidade de matéria orgânica
estabilizada, ocorre menor permeabilidade e conseqüente velocidade de
avanço do percolado menor, havendo maior tempo de contato dos cátions com
os sítios de adsorção, resultando numa maior remoção dos metais.
58
4.3.2 Resíduo da Construção Civil
As curvas de efluente do cádmio, chumbo, cobre e zinco, nas três
frações granulométricas do RCC (0,5 a 1 mm, 1 a 2 mm e 4 a 7,5 mm), para a
concentração médias destes metais no percolado de aterro sanitário, 5 e 25
vezes estes valores de concentração média, foram obtidas pelo ajustamento de
modelos teóricos aos dados experimentais, usando o programa computacional
DISP e estão apresentadas nas Figuras 20 a 28.
Figura 20 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio (concentrações
médias de percolados encontrados em aterros sanitários) no RCC, na
fração granulométrica 0,5 a 1 mm.
Figura 21 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio (concentrações 5
vezes os valores médios encontrados em percolados de aterros
sanitários) no RCC, na fração granulométrica 0,5 a 1 mm.
59
Figura 22 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio (concentrações 25
vezes os valores médios encontrados em percolados de aterros
sanitários) no RCC, na fração granulométrica 0,5 a 1 mm.
Figura 23 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio (concentrações
médias de percolados encontrados em aterros sanitários) no RCC, na
fração granulométrica 2 a 4 mm.
60
Figura 24 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio (concentrações 5
vezes os valores médios encontrados em percolados de aterros
sanitários) no RCC, na fração granulométrica 2 a 4 mm.
Figura 25 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio (concentrações 25
vezes os valores médios encontrados em percolados de aterros
sanitários) no RCC, na fração granulométrica 2 a 4 mm.
61
Figura 27 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio (concentrações 5
vezes os valores médios encontrados em percolados de aterros
sanitários) no RCC, na fração granulométrica 4 a 7,5 mm.
Figura 26 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio (concentrações
médias de percolados encontrados em aterros sanitários) no RCC, na
fração granulométrica 4 a 7,5 mm.
62
Figura 28 – Curvas de efluente de chumbo, cobre, zinco e cádmio (concentrações 25
vezes os valores médios encontrados em percolados de aterros
sanitários) no RCC, na fração granulométrica 4 a 7,5 mm.
No Quadro 12 estão apresentados os valores do número de Peclet, do
fator de retardamento e coeficientes de dispersão-difusão do cádmio, chumbo,
cobre e zinco para as três frações granulométricas de RCC estudadas.
Lima (1999), analisando a constituição química do RCC, concluiu que os
compostos de maior abundância são SiO
2
, Fe
2
O
3
, Al
2
O
3
, Ca(OH)
2
, Mg(OH)
2
,
NaOH, KOH, TiO
2
, P
2
O
5
e CaCO
3
. Considerando-se que esses compostos
químicos podem se dissociar em meio aquoso, proporcionando, além de
aumento no pH do meio, a formação de hidróxidos com os metais, acredita-se
que as remoções dos metais, ocorreram devido à presença deles no RCC.
Segundo Dal Bosco et al. (2004), a remoção de metais de efluentes aquosos
tem sido feita, na maior parte das vezes, pela precipitação com CaO, composto
que está presente em grandes concentrações no RCC. A reação destes
compostos, com os metais em solução pode proporcionar a precipitação deles
como hidróxidos, sendo, desta forma, removidos do percolado. O que pode ser
verificado pelo elevado valor do fator de retardamento (Quadro 12).
63
Quadro 12 - Valores médios do número de Peclet, fator de retardamento (R) e coeficiente dipersão -difusão (D,
cm
2
h
-1
) do
cádmio, chumbo, cobre e zinco para o RCC nas três frações granulométricas
Metais
Pb Cu Zn Cd
Fração
granulométrica
do RCC
Percolado*
Peclet R D Peclet R D Peclet R D Peclet R D
1
20,34 7,48 38,89 20,91 6,40 37,64 32,62 5,97 26,34 27,95 3,49 32,92
2
23,64 5,51 38,62 48,33 4,41 23,55 33,60 2,82 27,17 31,14 1,86 19,22
0,5 a 1 mm
3
23,62 4,09 30,20 49,47 3,20 14,42 34,02 2,07 20,97 69,11 0,96 10,32
1
30,53 6,52 34,07 29,30 5,55 35,50 39,48 4,89 26,34 164,27 3,00 18,33
2
38,50 5,31 25,72 65,75 3,60 17,40 62,71 2,72 27,17 47,41 1,73 22,26
2 a 4 mm
3
78,08 3,16 20,93 69,94 2,73 23,37 97,84 1,51 20,92 92,52 0,90 17,76
1
21,35 5,37 40,19 39,01 4,81 22,00 82,08 4,06 10,46 53,25 2,97 16,11
2
55,52 4,04 20,61 68,83 3,44 14,25 55,55 2,16 17,66 52,81 1,78 18,57
4 a 7,5 mm
3
88,49 2,93 12,67 77,84 2,32 14,68 51,16 1,02 22,36 60,17 0,67 19,01
*Percolado com concentração médias dos metais (1), 5 vezes a concentração média destes metais no percolado (2) e 25 vezes a
concentração média destes metais no percolado (3).
64
No Quadro 12, verifica-se que a diminuição do tamanho das partículas
do RCC (menor granulometria) ocasionou aumento fator de retardamento,
fazendo com que as curvas de eluição, para um mesmo metal, se deslocassem
para a direita. Como o fator de retardamento (R) depende das interações entre
as fases líquida e sólida que ocorrem durante a percolação da solução na
coluna contendo RCC, maiores valores de R são esperados para menores
granulometrias, em virtude da ocorrência da maior interação íon-colóide e
menor velocidade de avanço. Este comportamento também ocorreu nas
isotermas de adsorção, já que a sorção é um fenômeno de superfície.
Menores valores de R no RCC foram obtidos com aumento da
concentração dos metais no percolado. Aumentando-se a concentração dos
metais no fluido deslocador, mais rapidamente os sítios de adsorção serão
saturados e, conseqüentemente, menores valores de R são obtidos.
A seqüência de interação entre os metais presentes no percolado e o
RCC (Pb>Cu>Zn>Cd), nas três frações granulométricas, foi a mesma obtida
para os RSUs, sendo o chumbo o metal com maior valor de R.
Também, no Quadro 12, pode-se observar que o Cd, na maior
concentração, apresentou valores de R inferiores a unidade. Segundo Ferreira
(2003), isto indica que apenas uma fração da fase liquida participa do processo
de transporte de soluto, ocorrendo exclusão catiônica.
A seqüência de valores de D, para os RCC, nas três frações
granulométricas, foram as mesmas obtidas para o fator de retardamento
Pb>Cu>Zn>Cd.
Em relação ao número de Peclet (P), observam-se, no RCC em todas as
frações granulométricas, valores superiores a 10 e inferiores a 100, resultando,
segundo Gonçalves (2007) e Sun (1995), num transporte de soluto
predominantemente por dispersão mecânica.
Comparando-se os diferentes resíduos estudados (Quadros 11 e 12)
observa-se que o teor de matéria orgânica e a granulometria influenciaram a
mobilidade dos metais. O RSU_Antigo apresentou menor mobilidade dos
metais, o que pode ser verificado pela maior capacidade de adsorção e fator de
retardamento, enquanto nas diferentes granulometrias de RCC avaliadas,
menores granulometria proporcionaram menor mobilidade aos metais. Assim,
maiores eficiências de remoção dos metais foram obtidas pela seguinte ordem:
65
RSU_Antigo> RSU_Maduro>RCC (0,5 a 1mm) >RCC (2 a 4mm) >RCC (4 a 7
mm).
66
5. CONCLUSÕES
Para as condições do experimento e de acordo com os resultados
concluiu-se que:
- os melhores ajustes das isotermas de adsorção foram obtidos utilizando-se o
modelo de Langmuir;
- a capacidade máxima de adsorção para o RSU_Antigo e RCC nas frações
granulométricas de 2 a 4 mm e 4 a 7,5 mm apresentou a seqüência Zn>
Pb>Cu>Cd; Já para o RSU_Maduro e RCC na fração granulométrica de 0,5 a
1 mm, a seqüência foi Zn>Cu>Pb>Cd;
- para os resíduos estudados (RSU_Antigo, RSU_Maduro e RCC), obteve-se
fatores de retardamento na seguinte seqüência Pb>Cu>Zn>Cd;
- o aumento da granulometria do RCC resultou em menores valores do fator de
retardamento;
- o RSU_Antigo apresentou maior capacidade de retenção dos metais do
percolado de aterro sanitário, seguido pelo RSU_Maduro e RCC nas
granulometrias 0,5 a 1 mm; 2 a 4 mm e 4 a 7,5 mm;
- a maior capacidade do RSU_Antigo em reter os metais pesados que o
RSU_Maduro indica ser recomendável a recirculação do percolado coletado
em células de RSU_Fresco em células mais antigas do aterro sanitário;
- apesar do RCC não apresentar igual capacidade de retenção de metais que
os RSUs, há de se ressaltar o potencial de seu uso em aterros sanitários,
notadamente nos mais novos, tendo em vista que pode funcionar como
67
barreira “química” para metais pesados presentes no percolado, enquanto
não se dispõe de células de lixo mais velhos para fazer a recirculação.
68
6. REFERÊNCIAS
AGUIAR, M. R. M. P.; NOVAES. A. C.; GUARINO, A. W. S. Remoção de
metais pesados de efluentes industriais por aluminossilicatos.
Quimica Nova,
v.25, n.6B, p.1145-1154, 2002.
ALBERTINI, S., CARMO, L. F.; PRADO FILHO, L. G. Determinação de
isotermas de adsorção de
Saccharomyces cerevisiae empregando acetato e
sulfato de cádmio.
Ciênc. Tecnol. Aliment., v. 27, n.2, p. 248-253, 2007
AL-DEGSA, Y. S.; EL-BARGHOUTHIA, M. I.; ISSAA, A. A.; KHRAISHEHB, M.
A.; WALKERC, G. M. Sorption of Zn(II), Pb(II), and Co(II) using natural
sorbents: Equilibrium and kinetic studies.
Water Research, n. 40, p. 2645 –
2658, 2006.
ALLOWAY, B.J.
Heavy metals in soils. 2.ed. New York: John Wiley and Sons,
1993. 338p.
AMARAL, A. S.; ANGHINONI, I. Alteração de parâmetros químicos do solo pela
reaplicação superficial de calcário no sistema plantio direto.
Pesquisa
Agropecuária Brasileira
, vol. 36, nº 4, p.695-702, 2001.
ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS (ABNT) -
Resíduos
Sólidos - Classificação - NBR 10.004 - 2004.
ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS (ABNT) -
Apresentação de Projetos de Aterros Sanitários de Resíduos Sólidos
Urbanos – NBR 8419 – 1992.
AWWA/APHA/WEF.
Standard methods for the examination of water and
wastewater
, 20th edition. New York, 1998
69
AZEVEDO, I. C. D.; NASCENTES, C. R.; MATOS, A. T.; AZEVEDO, R. F.
Determinação de parâmetros de transporte de metais pesados em Latossolo
compactado.
Revista Brasileira de Engenharia Agrícola e Ambiental,
Campina Grande, v.9, n.4, p.623-630, 2005.
BIDONE, F. R. A.; POVINELLI, J.
Conceitos Básicos de Resíduos Sólidos,
1
a
ed, v.1, São Carlos, EESC-USP, 1999.
BORGES JÚNIOR, J. C. F.; FERREIRA, P. A. Equações e programa
computacional para cálculo do transporte de solutos do solo.
Revista
Brasileira de Engenharia Agrícola e Ambiental, v.10, n.3, p.604–611, 2006.
BROWN, P. A.; GILL, S. A.; ALLEN, S. J. Review paper: metal removal from
wastewater using peat.
Water Research, v.34, n.16, p. 3907-3916, 2000.
CARVALHO, A. L.
Contaminação de águas subsuperficiais em área de
disposição de resíduos sólidos urbanos – o caso do antigo lixão de
Viçosa (MG). Viçosa, MG: UFV, 2001. 147p. Dissertação (Mestrado em
Engenharia Civil). Universidade Federal de Viçosa, Viçosa.
CARVALHO, A. L.
Efeitos da recirculação do percolado sobre a qualidade
do efluente de lixo doméstico de diferentes idades. Viçosa, MG: UFV, 2005.
116p. Tese (Doutorado em Engenharia Agrícola) - Universidade Federal de
Viçosa, Viçosa.
CARVALHO, A. L., MATOS, A. T.; HAMAKAWA, P. J.; AZEVEDO, R. F.
Produção de percolado por resíduos sólidos urbanos de diferentes idades, na
presença de resíduos da construção civil e sob recirculação.
Revista
Engenharia na Agricultura, v.14, n. 2, p 131-138, 2006.
ÇAY, S.; UYANÝK, A.; ÖZASÝK, A. Single and binary component adsorption of
copper(II) and cadmium(II) from aqueous solutions using tea-industry waste.
Separation and Purification Technology, v. 38, p. 273–280. 2004.
CHALERMYANONT, T.; ARRYKUL, S.; CHAROENTHAISONG. N. Potential
use of lateritic and marine clay soils as landfill liners to retain heavy metals.
Waste Management, 2008, "no prelo".
CHAN, G. Y. S.; CHU, L. M.; WONG, M. H. Effects of leachate recirculation on
biogas production from landfill co-disposal of municipal solid waste, sewage
sludge and marine sediment.
Environmental Pollution. v. 118, p. 393-399,
2002.
CHRISTENSEN, J. B.; JENSEN, D. L.; GRON, C.; FILIP, Z.; CHRISTENSEN,
T. Characterization of dissolved organic carbon in landfill leachate-polluted
groundwater.
Water Research. V. 32 (1), p. 125-135, 1998.
CHIRON, N.; GUILET, R.; DEYDIER, E. Adsorption of Cu(II) and Pb(II) onto a
grafted silica: isotherms and kinetic models.
Water Research, v. 37, p. 3079–
3086, 2003.
70
CONAMA. Conselho Nacional do Meio Ambiente. Resolução n. 357 de 17 de
março de 2005. Diário Oficial da União n.53, de 18 de março de 2005.
D’ALMEIDA, M. L. O.; VILHENA, A.
Lixo Municipal: Manual de
Gerenciamento Integrado. São Paulo-SP. 2a ed. IPT/CEMPRE, 2000.
DAL BOSCO, S. M.; JIMENEZ, R. S.; CARVALHO, W. A. Aplicação da zeólita
natural escolecita na remoção de metais pesados de efluentes industriais:
competição entre os cátions e processo de dessorção.
Eclética Química, v.
29, n.1, 2004.
DEFELIPO, B. V.; RIBEIRO, A. C.
Análise Química do Solo (Metodologia).
Viçosa: UFV, Impr. Univ., 1981. 17p. (Boletim de Extensão, 29).
ELBACHÁ, A. T. -
Estudo da Influência de Alguns Parâmetros no
Transporte de Massa em Solos Argilosos
. Rio de Janeiro, RJ: PUC. 1989.
178 p. Dissertação (Mestrado em Engenharia Civil)- Pontifícia Universidade
Católica do Rio de Janeiro, Rio de Janeiro.
ELLIOT, H.A.; LIBERATI, M.R.; HAUNG, C. P. Competitive adsorption of heavy
metals by soils. J
ournal of Environmental Quality, v. 15, p. 214–217, 1986.
EMBRAPA.
Manual de métodos de análise do solo. 2 ed. Rio de Janeiro:
EMBRAPA - Centro Nacional de Pesquisa de Solos, 247p, 1997.
EMBRAPA -
Embrapa Informática Agropecuária. Manual de análises
químicas de solos, plantas e fertilizantes. Brasília: Embrapa Comunicação
para Transferência de Tecnologia, 370p, 1999.
FERREIRA, P. A.
Drenagem. Brasília, DF: ABEAS, Curso de Engenharia de
Irrigação, 1987. (Módulo 11).
FERREIRA, P. A.
Manejo de água planta em solos salinos. Viçosa: UFV,
2003. 111p. Apostila de aula do Curso de Pós-graduação em Engenharia
Agrícola.
FLECK, E.
Sistema Integrado por Filtro Anaeróbio, Filtro Biológico de
Baixa Taxa e Banhado Construído Aplicado ao Tratamento de Lixiviado de
Aterro Sanitário
, Dissertação de Mestrado, Universidade Federal do Rio
Grande do Sul, Porto Alegre – RS. 2003.
FIALHO, L. L.
Avaliação de vermicomposto como filtro para retenção de
cobre, níquel e zinco de efluentes da indústria de galvanoplastia e sua
aplicação no cultivo da alface. Viçosa, MG: UFV. 2003. 87p. Dissertação
(Mestrado em Agroquímica). Universidade Federal de Viçosa, Viçosa.
FONSECA, R. A. D.
Caracterização potenciométrica de ácidos húmicos
utilizando análise das componentes principais. Viçosa, MG: UFV. 2005.
83p. Dissertação (Mestrado em Agroquímica). Universidade Federal de Viçosa,
Viçosa.
71
GONÇALVES, A. D. M. A.
Efeito da temperatura no transporte dos íons
potássio e nitrato no solo. São Paulo, SP: ESALQ/USP. 2007. 83 p.
Dissertação (Mestrado em Agronomia) - Escola Superior de Agricultura “Luiz de
Queiroz”, USP, São Paulo.
GONÇALVES JUNIOR, A. C.; LUCHESE, E. B.; LENZI, E. Avaliação da
fitodisponibilidade de cádmio, chumbo e crômio, em soja cultivada em latossolo
vermelho escuro tratado com fertilizantes comerciais.
Química Nova, v. 23, n.
2, p. 173-177, 2000.
GREENWOOD, N. N.; EARNSHAW. A.
Chemistry of the elements. Maxwell
Macmillan International Editions. 1544 p, 1984
GUIDOLINI, J.; BARCELLOS, I.; PUGET, F. P.; HALASZ, M. R. T. Arranjos
alternativos para o pré-tratamento do chorume do depósito municipal de
Aracruz.
Revista Educação e Tecnologia. v. 1, nº1, p 1 – 11, 2005.
GUIMARÃES, C. R.
Avaliação das características físico-químicas de
ácidos húmicos em diferentes etapas da vermicompostagem através de
técnicas quimiométricas de reconhecimento de padrões. Viçosa, MG: UFV,
2000. 163p. Dissertação (Mestrado em Agroquímica). Universidade Federal de
Viçosa, 2000.
GUTIERREZ, K. G.
Remoção de metais pesados de percolado submetido à
recirculação em células de resíduo sólido urbano. Viçosa, MG: UFV. 2006.
87p Dissertação (Mestrado em Engenharia Agrícola). Universidade Federal de
Viçosa, 2006.
GUPTA, V. K.; JAIN, C.K.; ALI, I.; SHARMA M.; SAINI, V. K. Removal of
cadmium and nickel from wastewater using bagasse fly ash—a sugar industry
waste.
Water Research. v. 37, p. 4038-4044, 2003.
GUPTA, V. K.; ALI, I. Removal of lead and chromium from wastewater using
bagasse fly ash—a sugar industry waste.
Journal of Colloid and Interface
Science
, v. 271, p. 321-328, 2004.
HE, P. J., XUE, J. F., SHO, L. M. LI, G. J.; LEE, D. J. Dissolved organic matter
(DOM) in recycled leachate of bioreactor landfill. .
Water Research. v. 40, p.
1465-1473, 2006.
HYPOLITO, R.; EZAKI, S. Íons de metais pesados em sistema solo-lixo-
chorume-água de aterros sanitários da região metropolitana de São Saulo-SP.
Águas Subterrâneas, v. 20, n. 1, p.99-114, 2006
INSTITUTO BRASILEIRO DE GEOGRAFIA E ESTATÍSTICA – IBGE.
Pesquisa Nacional de Saneamento Básico 2002. Disponível em :
http://www.ibge.gov.br
. Acesso em: 10 de Agosto de 2008.
INSTITUTO DE PESQUISAS TECNOLÓGICAS – IPT. COMPROMISSO
EMPRESARIAL PARA RECICLAGEM - CEMPRE.
Lixo municipal. Manual de
gerenciamento integrado. 2. edição. São Paulo: CEMPRE, 2000, 370p.
72
IWAI, C. K.
Tratamento de chorume através de percolação em solos
empregados como material de cobertura de aterros para resíduos sólidos
urbanos. Bauru, SP, 2005. 205p. Dissertação (Mestrado em Engenharia
Industrial) – Faculdade de Engenharia e Tecnologia, Universidade Estadual
Paulista.
JORDÃO, C. P.; ALVES, N. M.; PEREIRA, J. L.; BELLATO, C. R.; ALVAREZ,
V. H. Adsorção de íons Cu
2+
em latossolo vermelho-amarelo húmico. Química
Nova, v. 23, n. 1, p. 5-11 , 2000.
JUCÁ, J. F. T. Destinação final dos resíduos sólidos no Brasil: situação atual e
perspectivas. In: X SILUBESA - Simpósio Luso-Brasileiro de Engenharia
Sanitária e Ambiental. Braga, Portugal – 16 a 19 de Setembro de 2002.
KANG, K. H., SHIN, H. S.; PARKA, H. Characterization of humic substances
present in landfill leachates with different landfill ages and its implications.
Water Research. v. 36, p. 4023-4032, 2002.
KABATA-PENDIAS, A.; PENDIAS, H.
Trace elements in soils and plants.
Boca Raton, Florida: CRC Press, 1984.
KARGI, F.; PAMUKOGLU, M. Y. Aerobic biological treatment of pre-treated
landfill leachate by fed-batch operation.
Enzyme an Microbial Technology. v.
33, p.588-595, 2003.
KIEHL, E. J.
Fertilizantes orgânicos. Piracicaba: Ed. Agronômica "CERES",
1985. cap.3, p.85.
LANGE, L. C.; SIMÕES, G. F.; FERREIRA, C. F. A.; COELHO, H. M. G. Estudo
do transporte de contaminantes em meios porosos aplicado a aterros de
disposição de resíduos sólidos urbanos. In: Armando Borges de Castilhos Jr.;
Liséte Celina Lange; Luciana Paulo Gomes; Neide Pessin. (Org.). Alternativas
de Disposição de Resíduos Sólidos Urbanos para Pequenas Comunidades. Rio
de Janeiro: RIMa/ABES, 2002, v. 1, p. 85-92.
LAMIN, S. S. M.; JORDÃO, C. P.; BRUNE, W.; PEREIRA, J. L. Caracterização
química e físico-química de residuos de esterco bovino e avaliação da
adsorção competitiva por cádmio e chumbo.
Química Nova, v. 19, n. 5, p. 457
- 463, 1996.
LEAHY, J. G.; SHREVE, G. S. The effect of organic carbon on the sequential
reductive dehalogenation of tetrachloroethylene in landfill leachates.
Water
Research, v. 34, n. 8, p. 2390 - 2396, 2000
LINDSAY, W. L.
Chemical equilibria in soils. New York, John Wiley, 1979.
449p.
LIMA, J. A. R.
Proposição de diretrizes para produção e normalização de
resíduo de construção reciclado e de suas aplicações em argamassas e
concretos
. São Paulo, SP: USP. 1999. 204p. Dissertação (Mestrado em
Arquitetura e Urbanismo) – Universidade de São Paulo, São Paulo.
73
MALAVOLTA, E.
Fertilizantes e seu Impacto Ambiental: Micronutrientes e
Metais Pesados, Mitos, Mistificação e Fatos. São Paulo: ProduQuímica,
1994. 153 p.
MATOS, A. T.
Fatores de retardamento e coeficientes de dispersão-
difusão do zinco, cádmio, cobre e chumbo em solos do município de
Viçosa-MG. Viçosa, MG: UFV. 1995. 110p. Tese (Doutorado em Solos e
Nutrição de Plantas). Universidade Federal de Viçosa, Viçosa.
MATOS, A. T.; COSTA, L. M.; FONTES, M. P. F.; MARTINEZ, M. A.
Retardation factors and the dispersion-diffusion coefficientes of Zn, Cd, Cu, and
Pb, in soils from Viçosa-MG, Brazil.
American Society of Agricultural
Engineeers, v. 42, n.4, p.903-910, 1999.
MATOS, A. T.
Disposição de Águas Residuárias no Solo. Caderno Didático
38. Engenharia na Agricultura. 2007. 142p.
MATOS, G. D.; ARRUDA, M. A. Z. Vermicompost as natural adsorvent for
removing metal ions from laboratory effluents.
Process Biochemistry, v.39,
p.81-88, 2003.
MATTOS, L. V.; JESUS, M. J.; VASCONCELOS, S. M.; BELLATO, C. R.;
VENEGAS, V. H. A.; ANDRADE, V. M. Avaliação das Características Físico-
Químicas e da Disponibilidade de Fósforo em Composto de Lixo Urbano. In
:
XIX ENCONTRO REGIONAL DA SOCIEDADE BRASILEIRA DE QUÍMICA,
Anais, 2005.
McBRIDE, M. B.
Environmental Chemistry of Soils. New York: Oxford
University Press, 1994. 415p.
MEIRA, J. C. R.
Chorume do aterro sanitário de Goiânia: tratamento por
floculação/coagulação/degradação fotoquímica e custos operacionais.
Florianópolis, SC: 2006. 127 p. Dissertação (Mestrado em Engenharia de
Produção). Universidade Federal de Santa Catarina, Santa Catarina.
MICROCAL,
Origin 6.0, Microcal, Northamfton, MA, 1999.
MORAES, P. B.
Tratamento de chorume de aterro sanitário usando
eletrólise foto-assistida
. Campinas, SP: UNICAMP, 2004. 146 p. Tese
(Doutorado em Engenharia Mecânica ) - Universidade Estadual de Campinas,
Campinas.
MORAIS, J. L.; SIRTORI, C.; PERALTA-ZAMORA, P. G. Tratamento de
chorume de aterro sanitário por fotocatálise heterogênea integrada a processo
biológico convencional.
Química Nova, v. 29, n. 1, p. 20-23, 2006.
MOREIRA, C. S.
Adsorção competitiva de cádmio, cobre, níquel e zinco
em solos.
Piracicaba, SP: ESALQ/USP. 2004a. 120p. Dissertação (Mestrado
em Agronomia). Escola Superior de Agricultura "Luiz de Queiroz", Piracicaba.
74
MOREIRA, D. A. Adsorção de cobre (II), níquel (II) e zinco (II) de efluentes
de galvanoplastia por vermicomposto. Viçosa, MG: UFV. 2004b. 69p.
Dissertação (Mestrado em Agroquímica) - Universidade Federal de Viçosa,
Viçosa.
NAGALI, A.
Diagnóstico e Avaliação dos Impactos Ambientais de Aterros
de Disposição de Resíduos no estado do Paraná – Estudo de Caso dos
Municípios de Jacarezinho e Barra do Jacaré. Curitiba, PR: UFPR. 2005.
Dissertação (Mestrado em Engenharia de Recursos Hídricos e Ambiental) –
Universidade Federal do Paraná, Curitiba.
NIELSEN, D. R.; BIGGAR, J. W. Miscible displacemente: III Theoretical
considerations.
Soil Sciense Society of American Proceeding. Madison,
v.26, p.216-221, 1962.
ORTH, M.H. de A. Aterros sanitários.
Revista de Limpeza Pública, v.8, n.20,
p.26-34, 1981.
ORTIZ, N.
Estudo de utilização de magnetita como material adsorvedor de
metais de Cu
2+
, Pb
2+
, Ni
2+
e Cd
2+
, em solução. São Paulo, SP: USP. 2000.
176p. Tese (Doutorado em Ciências – Tecnologia Nuclear) – Universidade de
São Paulo, São Paulo.
OZTURK, I.; ALTINBAS, M.; KOYUNCU, I.; ARIKAN, O.; GOMEC-YANGIN, C.
Advanced physico-chemical treatment experiences on young municipal landfill
leachates.
Waste Management. v. 23, p. 441-446, 2003.
PACHECO, J. R.; PERALTA-ZAMORA, P. Integração de processos físico-
químicos e oxidativos avançados para remediação de percolado de aterro
sanitário (chorume).
Engenharia Sanitária e Ambiental, v. 9, nº4, p.306-311,
2004.
PEREIRA, M. G.; ARRUDA, M. A. Z. Vermicompost as a natural adsorbent
material: characterization and potentialities for cadmiun adsorption.
J. Braz.
Chem. Soc., v. 14, n. 1, p. 39-47, 2003.
PEREIRA NETO, J. T.
Conceitos modernos de compostagem. Engenharia
Sanitária. Viçosa: UFV, 1989. 42p
PETRONI, S. L. G.; PIRES, M. A. F.; MUNITA, C. S. Adsorção de zinco e
cádmio em coluna de turfa.
Química Nova, v. 23, n. 4, p. 477-481, 2000.
QASIM, R. S; CHIANG, W.
Sanitary Landfill Leachate: Generation, Control
and Treatment. 339p, 1994.
REIS, C.; FABRIS, J. D.; NOVAIS, R. F.; BAHIA FILHO, A. F. C.; SANTANA, D.
P.; CURI, N.; COEY, J. M. D. Cinética de sorção de fósforo em alguns solos de
Minas Gerais.
Revista Brasileira de Ciências do Solo, Campinas, v.19,
p.337-344, 1995.
75
RAMOS. V. B. N.
Fatores de retardamento e coeficientes de dispersão-
difusão de zinco e cobre obtidos usando soluções mono e multiespécies.
Viçosa, MG: UFV. 1998. 65p. Dissertação (Mestrado em Engenharia Agrícola)
– Universidade Federal de Viçosa, UFV, 1998.
ROSA, A. H.; ROCHA, J. C. e FURLAN, M. Substâncias húmicas de turfa:
estudo dos parâmetros que influenciam no processo de extração alcalina.
Química Nova, v. 23, n. 4, p. 472-476, 2000.
SAN, I.; ONAY, T. T. Impact of various leachate recirculation regimes on
municipal solid waste degradation.
Journal of Hazardous Materials. v. B87, p.
259-271, 2001.
SCHALCH, V., MORAES, A.J. Biogás - A energia vinda do lixo e sua relação
com a produção e características do chorume.
Revista de Limpeza Pública.
São Paulo, jul-ago, p.21-30, 1988.
SERAFIM, A. C.; GUSSAKOV, K. C.; SILVA, F.; CONEGLIAN, C. M. R.;
BRITO, N. N.; DRAGONI SOBRINHO, G; TONSO, S.; PELEGRINI, R.
Chorume, impactos ambientais e possibilidades de tratamentos.
In.: III Fórum
de Estudos Contábeis, Faculdades Integradas Claretianas – Rio Claro – SP
– Brasil, 2003
SHENG, P. X.; TING, YEN-PENG; CHEN, J. P.; HONG, L. Sorption of lead,
copper, cadmium, zinc, and nickel by marine algal biomass: characterization of
biosorptive capacity and investigation of mechanisms.
Journal of Colloid and
Interface Science, v. 275, p.131–141, 2004.
SILVA, A. C.
Tratamento do percolado de aterro sanitário e avaliação da
toxicidade do efluente bruto tratado. Rio de Janeiro, RJ: 2002. Dissertação
(Mestrado em Engenharia Civil) - Universidade Federal do Rio de Janeiro, Rio
de Janeiro.
SIQUEIRA, R. N. B.
Competição e extração seletiva de íons metálicos
associados a ácidos húmicos
. Viçosa, MG: UFV. 1988. 82p. Dissertação
(Mestrado em Agroquímica). Universidade Federal de Viçosa, Viçosa.
SODRÉ, F. F.; LENZI, E.; COSTA, A. C. S. Utilização de Modelos Físico-
Químicos de Adsorção no Estudo do Comportamento do Cobre em Solos
Argilosos.
Química Nova, v. 24, n. 3, p 324-330, 2001.
SOUSA, H. A.; ROESER, H. M. P.; MATOS, A. T. Métodos e técnicas aplicados
na avaliação ambiental do aterro BR-040 da Prefeitura Municipal de Belo
Horizonte –MG.
Rev. Esc. Minas, Ouro Preto, vol. 55, nº 4, p. 291-300, 2002.
SOUZA, H. A.
Estudo da contaminação ambiental na área do aterro
sanitário da BR-040, da prefeitura municipal de Belo Horizonte (MG). Ouro
Preto, MG: UFOP, 1998. 147p. Dissertação (Mestrado em Geologia).
Universidade Federal de Ouro Preto.
76
SUN, N-Z. Mathematical modeling of groundwater pollution. Geological
publishing,
Beijing, 1995 377p
STEVENSON, F. J.
Humus chemistry: genesis, composition, reactions. 2ª
Ed. New York, John Wiley, 1994. 496 p.
SWATI, M. e JOSEPH, K. Settlement analysis of fresh and partially stabilised
municipal solid waste in simulated controlled dumps and bioreactor landfills.
Waste Management, v. 28, p. 1355–1363, 2008.
SWIFT, R. S. Organic matter characterization. In: SPARKS et al. (Eds.)
Methods of soil analysis.: Chemical methods. Madison, 1996. part 3, p. 1011-
1020.
VALOCCHI, A. J. Describing the transport of ion-exchanging contaminants
using an effective Kd approach.
Water Resource Research. Washington, v.
20, n. 4, p.499-503, 1984.
Van GENUCHTEN, M. T. e WIERENGA, P. T. Solute dispersion: coefficients
and retardation factors. In: Klute, A. (ed.).
Methods of soil analysis. Part. I:
physical and mineralogical methods. Madison, ASA, SSSA, 1986. p. 1025-31.
Livros Grátis
( http://www.livrosgratis.com.br )
Milhares de Livros para Download:
Baixar livros de Administração
Baixar livros de Agronomia
Baixar livros de Arquitetura
Baixar livros de Artes
Baixar livros de Astronomia
Baixar livros de Biologia Geral
Baixar livros de Ciência da Computação
Baixar livros de Ciência da Informação
Baixar livros de Ciência Política
Baixar livros de Ciências da Saúde
Baixar livros de Comunicação
Baixar livros do Conselho Nacional de Educação - CNE
Baixar livros de Defesa civil
Baixar livros de Direito
Baixar livros de Direitos humanos
Baixar livros de Economia
Baixar livros de Economia Doméstica
Baixar livros de Educação
Baixar livros de Educação - Trânsito
Baixar livros de Educação Física
Baixar livros de Engenharia Aeroespacial
Baixar livros de Farmácia
Baixar livros de Filosofia
Baixar livros de Física
Baixar livros de Geociências
Baixar livros de Geografia
Baixar livros de História
Baixar livros de Línguas
Baixar livros de Literatura
Baixar livros de Literatura de Cordel
Baixar livros de Literatura Infantil
Baixar livros de Matemática
Baixar livros de Medicina
Baixar livros de Medicina Veterinária
Baixar livros de Meio Ambiente
Baixar livros de Meteorologia
Baixar Monografias e TCC
Baixar livros Multidisciplinar
Baixar livros de Música
Baixar livros de Psicologia
Baixar livros de Química
Baixar livros de Saúde Coletiva
Baixar livros de Serviço Social
Baixar livros de Sociologia
Baixar livros de Teologia
Baixar livros de Trabalho
Baixar livros de Turismo
