Celina Aida Bittencourt Schmidt_D

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APLICAÇÃO DE TÉCNICA ELETROCINÉTICA EM LABORATÓRIO A DOIS 
TIPOS DE SOLOS ARGILOSOS 
 
Celina Aída Bittencourt Schmidt 
 
TESE SUBMETIDA AO CORPO DOCENTE DA COORDENAÇÃO DOS 
PROGRAMAS DE PÓS-GRADUAÇÃO DE ENGENHARIA DA UNIVERSIDADE 
FEDERAL DO RIO DE JANEIRO COMO PARTE DOS REQUISISTOS 
NECESSÁRIOS PARA A OBTENÇÃO DO GRAU DE DOUTOR EM CIÊNCIAS 
EM ENGENHARIA CIVIL. 
 
Aprovada por: 
 
 
Prof ª Maria Claudia Barbosa, D.Sc. 
 
 
Prof. Márcio de Souza Soares de Almeida, Ph.D. 
 
 
Dra. Antônia Garcia Torres Volpon, D.Sc. 
 
 
Prof ª Denize Dias de Carvalho, D.Sc. 
 
 
Prof ª Elisabeth Ritter, D.Sc. 
 
 
Prof. Jacques de Medina, Livre Docente 
 
RIO DE JANEIRO, RJ-BRASIL 
OUTUBRO DE 2004 
i 
SCHMIDT, CELINA AÍDA BITTENCOURT 
 Aplicação de Técnica Eletrocinética em 
Laboratório a Dois Tipos de Solos Argilosos 
[Rio de Janeiro] 2004 
 XIV, 336 p. 29,7 cm (COPPE/UFRJ, 
D.Sc., Engenharia Civil, 2004) 
 Tese – Universidade Federal do Rio de 
Janeiro, COPPE 
1. Remediação Eletrocinética 
 I. COPPE/UFRJ II. Título (série) 
 
ii 
ÁGUAS QUE MOVEM MOINHOS 
 SÃO AS MESMAS ÁGUAS QUE ENCHARCAM O CHÃO 
 E SEMPRE VOLTAM HUMILDES 
 PRO FUNDO DA TERRA, PRO FUNDO DA TERRA ... 
(Guilherme Arantes) 
 
 
 
iii 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Ao meu filho Matheus 
À minha mãe Lêda 
 
 
À minha avó Celina (“in memoriam”) 
Ao meu pai Salvador (“in memoriam”) 
Saudades 
iv 
AGRADECIMENTOS 
 
Aos meus orientadores Maria Claudia Barbosa e Márcio de Souza Soares de Almeida 
pelo apoio, amizade e respeito. 
 
Ao Professor Akram Alshawabkeh pela orientação na concepção geral do equipamento 
e pelas informações preciosas que me deu ao longo do trabalho, respondendo 
rapidamente a meus emails aflitos. 
 
À química Maria da Glória Marcondes pelo profissionalismo, boa vontade, competência 
e infinita paciência com que trabalhou nas centenas de análises químicas que minha 
pesquisa demandou. Minha grande admiração. 
 
Ao engenheiro Ricardo Gil pela execução física e programação do sistema de aquisição 
de dados, que foram fundamentais para este trabalho. 
 
Ao aluno de Iniciação Científica da Escola Politécnica da UFRJ, Anselmo Borba, que 
me prestou uma ajuda inestimável em todas as atividades de laboratório. 
 
À aluna de doutorado da Área de Geotecnia da UFRJ, Ana Júlia Pereira Pinto, pela 
colaboração, pelo bom astral e pela troca de idéias. 
 
Ao aluno de mestrado da Área de Geotecnia da COPPE/UFRJ, Leonardo Deotti, pelo 
apoio nos ensaios finais e disponibilização dos resultados de permeabilidade para os 
solos estudados. 
 
A todos os colegas, professores e funcionários técnicos e administrativos da Área de 
Geotecnia da COPPE/UFRJ, que de forma direta ou indireta contribuíram para a 
realização desta pesquisa. 
 
À Márcia da Incomplast, pelas sugestões valiosas e execução da maior parte da célula 
eletrocinética.. 
 
v 
À Professora Lucy Seldin do Instituto de Microbiologia da UFRJ, por gentilmente 
disponibilizar seu laboratório e seu tempo para as análises microbiológicas. À aluna de 
doutorado do IM, Sílvia, pela grande ajuda na execução dos ensaios. 
 
Às Professoras da Escola de Química da UFRJ, Magali Cammarota e Denize Carvalho e 
à Gisele, pelas análises de óleos e graxas. 
 
À Samira Mohamed Hassan pelas aulas de Química e pela amizade. 
 
A Silvio Tavares, Daniel Gómez e Flávio Barbosa da Embrapa pela colaboração. 
 
À Universidade do Estado do Rio de Janeiro pela licença concedida através do 
PROCAD (Programa de Capacitação Docente), sem a qual teria sido impossível a 
conclusão deste trabalho. 
 
À PETROBRAS, Petróleo Brasileiro S/A, pelo apoio financeiro, através do Projeto CT-
PETRO-703, e pelo fornecimento do material para esta pesquisa. 
 
À Bióloga da Petrobrás, Antônia Volpon, pelo empenho pessoal na coleta de amostras 
de solo e interesse na pesquisa. 
 
Ao Professor Marcus Pacheco, pelo incentivo constante e entusiasmado. 
 
Aos companheiros do Coral da COPPE e ao regente, Sérgio Sansão, pela alegria de 
fazer música. 
 
Ao Jairo, à Beth e à Bruna, da Secretaria do PEC, pelo atendimento correto e atencioso 
que sempre me dispensaram. 
 
Aos médicos Dr Camilo e Dr Francisco, do Hospital Evangélico, que salvaram minha 
vida. 
 
A Sonia Maria Pires por cuidar com carinho da minha casa, meu filho, meus gatos e 
minhas plantas. 
vi 
 
Aos amigos, Álvaro, Beth, Cláudia, Emília, Maria Ercília, Marisa e Teresa, sempre 
presentes para me dar uma força. 
 
A minha afilhada, Iasmim, por ser o motivo das breves pausas no meu árduo trabalho, 
enchendo minha casa de alegria. 
 
A minhas queridas sobrinhas Janina e Flávia pelo carinho e pelas ajudinhas no 
AUTOCAD. 
 
A minha irmã Lúcia, por todo o apoio e dedicação nas horas mais difíceis do meu 
período de tese: em todos os momentos no hospital e no acompanhamento das minhas 
obras. Ao Flávio que segurou a barra também. 
 
A minha irmã Sônia por ter sempre uma palavra amiga e pela colaboração na confecção 
da tese e da apresentação. Ao André pelo apoio e pela “trilha sonora”. 
 
À minha mãe, Lêda, pelo colo nas horas mais difíceis. 
 
Ao meu querido filho, Matheus, pela compreensão, carinho e enorme apoio e felicidade 
que sempre me deu. 
 
vii 
Resumo da Tese apresentada à COPPE/UFRJ, como parte dos requisitos necessários 
para a obtenção do grau de Doutor em Ciências (D.Sc.) 
 
APLICAÇÃO DE TÉCNICA ELETROCINÉTICA EM LABORATÓRIO A DOIS 
TIPOS DE SOLOS ARGILOSOS 
 
Celina Aída Bittencourt Schmidt 
 
Outubro/2004 
 
Orientadores: Maria Claudia Barbosa 
 Márcio de Souza Soares de Almeida 
 
Programa: Engenharia Civil 
 
 
Este trabalho apresenta o programa de ensaios eletrocinéticos realizados em um modelo 
físico de laboratório (célula eletrocinética) com dois solos: um solo fabricado com 
caulim e bentonita e um solo natural orgânico, silto-argiloso, contaminado por óleo cru. 
A célula eletrocinética e seu sistema de instrumentação e aquisição de dados foram 
desenvolvidos durante a pesquisa. Utilizou-se o solo fabricado durante a fase de 
desenvolvimento do equipamento. O solo natural, coletado em área contaminada para a 
qual foi feito um diagnóstico de biorremediação eletrocinética, foi usado nos ensaios 
finais para avaliação da possibilidade de injeção de nutrientes no solo em processos de 
bioestimulação. Análises microbiológicas e de teores de óleos e graxas foram realizadas 
para esse solo. Diversos parâmetros foram monitorados ao longo dos ensaios e após os 
ensaios foram realizadas análises químicas de solo e água intersticial. Mostrou-se viável 
o transporte de amônio e nitrato no solo natural, sendo necessário, porém, o controle do 
pH, a fim de otimizar a aplicação da técnica e evitar impactos nos microorganismos. A 
aplicação da técnica modificou a composição do fluido intersticial e do complexo 
sortivo do solo. Os aspectos construtivos, o tipo de eletrodo e os fluidos injetados 
influenciaram o comportamento dos ensaios. Verificou-se também que houve remoção 
de óleo do solo em dois ensaios realizados com o solo natural. 
viii 
Abstract of Thesis presented to COPPE/UFRJ as a partial fulfillment of the 
requirements for the degree of Doctor of Science (D.Sc.) 
 
ELECTROKINETIC LABORATORY EXPERIMENTS ON CLAYEY SOILS 
 
Celina Aída Bittencourt Schmidt 
 
October/2004 
 
Advisors: Maria Claudia Barbosa 
 Márcio de Souza Soares de Almeida 
 
Department: Civil EngineeringThis work presents the electrokinetic experiments done in a laboratory cell using two 
kinds of soil: one prepared with kaolin and betonite; the other, a natural, organic, silty 
clayey soil contaminated by crude oil. The electrokinetic cell, its instrumentation and 
data aquisition system were developed during the research, when it was used the 
prepared soil. The natural soil, which has been collected in a contaminated area that had 
gone through a diagnosis of electrokinetic remediation, was used in the final 
experiments, in order to evaluated the possibility of injecting nutrients in the soil in a 
bioestimulation process. This soil has suffered microbiological and oil contet analysis. 
Many parameters were monitored, in both soils, during the experiments; and after them, 
the soil and the pore water were chemically analyzed, what has allowed a full evaluation 
on the effects of the application of the electrokinetic technique. It has been observed the 
possibility of ammonium and nitrate transportation through the natural soil, but it is 
necessary to control the pH in order to achieve the better application of the technique 
and to avoid impact on the microorganisms. The application of the technique changed 
the composition of the pore fluid and the CEC of the soil. The constructive aspects, the 
kind of electrode used and the fluids injected has affected the behaviour of the 
experiments. It has been observed oil removal from natural soil in two experiments. 
ix 
INDICE 
 
1. INTRODUÇÃO 1 
 1.1. RETROSPECTIVA E APRESENTAÇÃO 1 
 1.2. OBJETIVOS DA PESQUISA 3 
 1.3. RELEVÂNCIA 4 
 1.4. ORGANIZAÇÃO DO PRESENTE TRABALHO 5 
 
2. MIGRAÇÃO DE CONTAMINANTES EM SOLOS 6 
 2.1. TRANSPORTE DE CONTAMINANTES DISSOLVIDOS ATRAVÉS DE 
 SOLOS SATURADOS 8 
 2.1.1. Advecção 8 
 2.1.2. Dispersão Hidrodinâmica: Difusão e Dispersão Mecânica 10 
 2.1.3. Equação Diferencial do Transporte de Massa Advectivo-Dispersivo 
 Unidimensional 14 
 2.1.4. Processos que Influenciam o Fluxo 19 
 2.1.5. Equação do Transporte Advectivo-Dispersivo para Compostos Reativos 23 
 2.2. MIGRAÇÃO DE LÍQUIDOS NÃO MISCÍVEIS NOS SOLOS 25 
 2.2.1. Migração de LNAPLs 26 
 2.2.2. Migração de DNAPLs 27 
 2.2.3. Sorção para Compostos não Miscíveis 28 
 
3. PROPRIEDADES FÍSICO-QUÍMICAS DAS ARGILAS 30 
 3.1. INTRODUÇÃO 30 
 3.2.UNIDADES CRISTALOGRÁFICAS BÁSICAS 31 
 3.3. ARRANJOS DAS UNIDADES CRISTALOGRÁFICAS BÁSICAS 32 
 3.4. ARGILO-MINERAIS MAIS COMUNS 33 
 3.5. SUBSTITUIÇÕES ISOMÓRFICAS 35 
 3.6. SUPERFÍCIE ESPECÍFICA 36 
 3.7. SITEMA ARGILA-ÁGUA: CÁTIONS TROCÁVEIS, CAPACIDADE DE 
 TROCA CATIÔNICA E DUPLA CAMADA DIFUSA. 36 
 3.8. CARGA DEPENDENTE DO pH DO MEIO PARA SOLOS TROPICAIS 42 
 3.9. CAPACIDADE TAMPÃO DO SOLO 44 
 
x 
 
4. BIORREMEDIAÇÃO 45 
 4.1. INTRODUÇÃO 45 
 4.2. BIODEGRADAÇÃO E TIPOS DE TRANSFORMAÇÕES BIOLÓGICAS 45 
 4.3. REQUISITOS BÁSICOS PARA A BIODEGRADAÇÃO 47 
 4.4. BIODEGRADABILIDADE DOS COMPOSTOS E DO MEIO 50 
 4.5. SUBSTRATOS PRIMÁRIOS E SECUNDÁRIOS, COMETABOLISMO 52 
 4.6. BIODEGRADAÇÃO AERÓBIA E ANAERÓBIA 52 
 4.7. TAXAS DE BIODEGRADAÇÃO 54 
 4.8. TÉCNICAS DE BIORREMEDIAÇÃO “IN SITU”: 56 
 4.8.1. Biorremediação “in-situ” versus Biorremediação “ex-situ” 57 
 4.8.2. Fatores que Influenciam as Técnicas de Remediação 57 
 4.8.3. Biorremediação Aeróbia “in-situ” 58 
 4.8.4. Biorremediação Intrínseca 60 
 
5. MÉTODOS ELETROCINÉTICOS 61 
 5.1. INTRODUÇÃO 61 
 5.2. FUNDAMENTOS DE ELETROQUÍMICA 62 
 5.2.1.Condutores Eletrônicos e Eletrolíticos 63 
 5.2.2. Corrente Elétrica, Carga Elétrica, Diferença de Potencial e Resistência 63 
 5.2.3. A Lei de Faraday para a Eletrólise 64 
 5.2.4. Resistividade e Condutividade Elétrica 65 
 5.2.5. Equilíbrio Químico 66 
 5.2.6. Reações Redox e Potencial Redox 70 
 5.2.7. Eletroquímica em Solos 75 
 5.3. PRINCÍPIOS DE REMEDIAÇÃO ELETROCINÉTICA DE SOLOS 77 
 5.3.1. Mecanismos de Transporte Eletrocinético 79 
 5.3.2. Reações de Eletrólise 84 
 5.3.3. Reações Geoquímicas e o pH 85 
 5.3.4. Melhorias dos processos eletrocinéticos por controle do pH 87 
 5.3.5. Equação do Fluxo de Massa no Transporte Eletrocinético 88 
 5.4. ESTUDOS RELEVANTES 91 
 
 
xi 
6. REMEDIAÇÃO DE AQUÍFEROS CONTAMINADOS / PROJETO DE 
 INVESTIGAÇÃO DE CAMPO EXECUTADO 95 
 6.1. Remediação de Aquíferos Contaminados 95 
 6.1.1. Introdução 95 
 6.1.2. Escolha da(s) Técnica(s) de Remediação 96 
 6.1.3. Avaliação de Risco 98 
 6.2. PROJETO DE INVESTIGAÇÃO DE CAMPO REALIZADO 99 
 6.2.1. Aspectos Gerais dos Locais e da Contaminação 100 
 6.2.2. Programa de Investigação 102 
 6.2.3. Investigações de Campo 102 
 6.2.4. Ensaios de Laboratório 106 
 6.2.5. Análise dos Resultados e Diagnóstico de remediação 114 
 
7. DESENVOLVIMENTO DOS EQUIPAMENTOS 118 
 7.1. CÉLULA ELETROCINÉTICA (EK) 118 
 7.1.1. Fonte de Alimentação Elétrica 119 
 7.1.2. Bombas Peristálticas 119 
 7.1.3. Tanques de Alimentação 120 
 7.1.4. Célula EK propriamente dita 122 
 7.2. INSTRUMENTAÇÃO E SISTEMA DE AQUISIÇÃO DE DADOS 134 
 7.2.1. Pinos de Voltagem 134 
 7.2.2. Medição de Temperatura 136 
 7.2.3 . Medição do Fluxo Eletroosmótico 138 
 7.2.4. Sistema de Aquisição Automática de Dados 139 
 7.3. ESQUEMA GERAL DE FUNCIONAMENTO DO EQUIPAMENTO DE 
 ENSAIO 141 
 7.4. APARATO DE MOLDAGEM 143 
 
8. MATERIAIS E METODOLOGIAS 148 
 8.1. DESCRIÇÃO DOS SOLOS UTILIZADOS 148 
 8.1.1. Solo Fabricado 148 
 8.1.2. Solo Natural 149 
 8.1.3. Ensaios de Caracterização Geotécnica 150 
 8.1.4. Determinação da Condutividade Hidráulica 151 
 8.1.5. Capacidade Tampão 152 
xii 
 8.1.6. Sais solúveis e condutividade elétrica do solo 153 
 8.2. PREPARAÇÃO DOS CORPOS DE PROVA 153 
8.2.1. Procedimentos para o Solo Fabricado 153 
 8.2.2. Moldagem das amostras de solo natural 156 
 8.3. METODOLOGIA PARA OS ENSAIOS ELETROCINÉTICOS 157 
 8.3.1. Procedimentos de Preparação do Ensaio 157 
 8.3.2. Procedimentos Durante os Ensaios 160 
 8.3.3. Procedimentos Após os Ensaios 161 
 8.4. ANÁLISES APÓS OS ENSAIOS 163 
 8.4.1. Análises Químicas dos Líquidos 163 
 8.4.2. Análise Químicas dos Solos 164 
 8.4.3. Análises dos Teores de Carbono Orgânico e Matéria Orgânica 165 
 8.4.4. Análises Microbiológicas 165 
 8.4.5. Análises de Óleos e Graxas 166 
 8.5. PROGRAMADE ENSAIOS 167 
 
9.APRESENTAÇÃO E ANÁLISE DOS RESULTADOS DE MONITORAMENTO 
 DOS ENSAIOS 171 
 9.1. PARÂMETROS ELÉTRICOS 171 
 9.1.1. Ensaios com Solo Fabricado 176 
 9.1.2. Ensaios com Solo Natural 192 
 9.1.3. Repetibilidade dos Resultados 201 
 9.2. ELETROOSMOSE 205 
 9.2.1. Apresentação dos Gráficos de Monitoramento 205 
 9.2.2. Análise dos parâmetros eletroosmóticos 207 
 9.3. VARIAÇÃO DO pH NOS ELETRÓLITOS 212 
 9.3.1. Ensaios com Solo Fabricado 212 
 9.3.2. Ensaios com Solo Natural 216 
 9.4. VARIAÇÃO DA TEMPERATURA NO CORPO DE PROVA 219 
 
10. ANÁLISES APÓS ENSAIOS – APRESENTAÇÃO E AVALIAÇÃO DOS 
RESULTADOS 224 
 10.1. ANÁLISES QUÍMICAS DOS LÍQUIDOS 225 
 10.1.1. Ensaios com Solo Fabricado 226 
 10.1.2. Ensaios com Solo Natural 241 
xiii 
 10.1.3. Análise do Ferro e Níquel Produzidos pela Oxidação dos Anodos 260 
 10.2. CARACTERIZAÇÃO QUÍMICA DOS SOLOS 265 
 10.2.1. Ensaios com Solo fabricado 266 
 10.2.2. Ensaios com Solo Natural 275 
 10.2.3. Conclusões Parciais 277 
 10.3. TEORES DE CARBONO ORGÂNICO E MATÉRIA ORGÂNICA 281 
 10.4. ANÁLISES MICROBIOLÓGICAS 282 
 10.5. ANÁLISES DE ÓLEOS E GRAXAS 285 
 
11. CONCLUSÕES E SUGESTÕES PARA PESQUISAS FUTURAS 287 
 11.1. CONCLUSÕES 287 
 11.2. SUGESTÕES PARA PESQUISAS FUTURAS 29312. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS 294 
 
APÊNDICE I: DESCRIÇÃO DAS MOLDAGENS E DOS ENSAIOS 
ELETROCINÉTICOS REALIZADOS 298 
 
APÊNDICE II: TABELAS DE RESULTADOS DAS ANÁLISES QUÍMICAS DA 
ÁGUA 329 
 
 
xiv 
CAPÍTULO 1 
 
INTRODUÇÃO 
 
1.1. RETROSPECTIVA E APRESENTAÇÃO 
 
Embora casos de contaminação de aqüíferos já sejam reportados em publicações 
técnicas desde o início da década de 60, somente a partir da década de 1980 o assunto 
passou a ganhar maior importância no meio técnico e científico, constituindo-se hoje em 
uma das grandes preocupações dos profissionais envolvidos com os problemas 
relacionados ao meio ambiente. O aumento da contaminação de subsolos e o 
conhecimento em relação a suas implicações nocivas levaram a uma maior 
conscientização da importância das águas subterrâneas para a existência humana e do 
meio ambiente como um todo. É nesse cenário que o engenheiro geotécnico passa a 
atuar mais ativamente nas questões ambientais que envolvem a contaminação de solos, 
notadamente na investigação geo-ambiental e aplicação de técnicas de remediação 
(descontaminação) “in situ”. 
 
Entende-se como contaminação, qualquer modificação nas características físico-
químicas do ambiente em relação à sua situação inicial, provocada pela intervenção 
humana. Uma contaminação caracteriza-se como poluição quando são introduzidos 
elementos perigosos aos seres humanos e nocivos ao meio ambiente em geral. Os 
líquidos contaminantes migram através do solo atingindo os aqüíferos subterrâneos. Os 
contaminantes têm seu comportamento no transporte através dos solos fortemente 
influenciado pela sua composição química, com relação à sua interação com a fase 
líquida e a fase sólida do solo. 
 
Diversas atividades humanas constituem-se em fontes potenciais de contaminação do 
subsolo, sendo as principais atividades geradoras de resíduos, o esgoto, o lixo, a 
agricultura (pesticidas) e atividades industriais diversas. Destaca-se também a 
contaminação subterrânea por derivados de petróleo em atividades de extração, 
produção, refino e distribuição. 
 
1 
Os líquidos presentes em contaminações de subsolo podem ser divididos em duas 
categorias quanto à sua interação com a água: líquidos miscíveis em água e líquidos não 
miscíveis em água, conhecidos como NAPLs (“non-aqueous phase liquids”). 
 
Os compostos orgânicos não miscíveis ou NAPLs estão presentes em numerosas 
contaminações no Brasil e no resto do mundo industrializado. Sua remediação, ou seja, 
restauração das condições do subsolo a níveis aceitáveis, é reconhecida como um dos 
maiores desafios da comunidade técnico-científica. As dificuldades devem-se às 
peculiaridades no transporte dos NAPLs através do subsolo e à sua interação com o solo 
e águas subterrâneas. Os NAPLs distribuem-se no subsolo sob várias formas: sorvidos 
na fase sólida, como líquidos não miscíveis em água (fase livre e fase residual), 
dissolvidos na água, e sob a forma gasosa, o que torna necessária a utilização de 
técnicas específicas para cada fase. Essas dificuldades levaram ao desenvolvimento de 
novas técnicas, ditas inovativas, para o tratamento de contaminações por NAPLs, sendo 
muitas vezes utilizada uma associação de técnicas visando otimizar os processos. 
 
Sob a denominação de técnica de remediação estão englobadas todas aquelas que visam 
a recuperação de uma área contaminada, por remoção do material contaminado, 
bloqueio parcial ou impedimento do caminho do contaminante através do solo e 
diminuição ou eliminação do potencial tóxico do contaminante (atenuação). 
 
As técnicas usuais de remediação in situ (no local) de subsolo baseiam-se, em geral, no 
fluxo hidráulico ou de gases através do solo. Desta forma sua aplicação depende 
fundamentalmente da condutividade hidráulica e permeabilidade do solo, sendo 
influenciadas também pelas heterogeneidades dos solos. 
 
As técnicas eletrocinéticas, objeto deste estudo, funcionam em solos de baixa 
permeabilidade e em meios heterogêneos. As técnicas eletrocinéticas podem ser 
também utilizadas para melhorar as condições de biorremediação, promovendo o 
transporte de elementos necessários para a biodegradação até a população de 
microorganismos do solo contaminado ou o transporte de bactérias até o local 
contaminado, em processos de biorremediação eletrocinética. 
 
2 
A área de Geotecnia da COPPE realizou entre 2000 e 2002 um programa de 
investigação geoambiental visando o desenvolvimento de um programa de remediação 
de solos contaminados em três áreas localizadas em um campo de produção de petróleo. 
 
Foi realizado um diagnóstico de contaminação, sendo apresentadas sugestões para a 
remediação dos solos afetados, para as condições locais. Com base nos resultados do 
programa de investigação realizado foi sugerida a aplicação de técnica de 
biorremediação eletrocinética “in situ” a uma das áreas, sendo realizada esta pesquisa 
em laboratório, como estudo preliminar para possível aplicação no campo. 
 
1.2. OBJETIVOS DA PESQUISA 
 
O estudo executado na presente pesquisa visou a verificação em laboratório da 
viabilidade do transporte de nutrientes e aceptores de elétrons em solos finos orgânicos, 
em processos de biorremediação eletrocinética. Tendo em vista o solo natural do estudo 
de campo realizado, o nutriente a ser suprido é o nitrogênio (N). O nitrogênio é, depois 
do carbono, o principal componente dos microorganismos e se apresentou como 
limitante das atividades microbiológicas do local estudado. O nitrogênio existe no solo 
de diversas formas orgânicas e inorgânicas, podendo funcionar como aceptor de elétrons 
em ambientes anaeróbios. 
 
A validação do funcionamento do equipamento desenvolvido, que a princípio se 
apresentava como um objetivo acessório, passou a ter importância no estudo realizado, 
devido à complexidade do equipamento, desenvolvido integralmente durante a pesquisa. 
Durante o desenvolvimento do equipamento foi usado também um solo fabricado, 
composto de bentonita e caulim, conhecido por ter sido utilizado em diversas pesquisas 
na COPPE. A quantidade limitada de solo natural disponível também determinou a 
escolha de um material fabricado durante os testes. 
 
Esta tese apresenta o desenvolvimento do programa de ensaios e análises de laboratório, 
incluindo a montagem de célula eletrocinética. Objetivou-se a avaliação em laboratório 
da viabilidade da aplicação da técnica de biorremediação eletrocinética ao material do 
local contaminado, com vistas à sua aplicação na área analisada e em áreas similares. 
3 
No desenvolvimento da pesquisa, diversos aspectos sobre a técnica eletrocinética foram 
abordados e analisados, através de monitoramento e análises de solo e líquidos. 
 
1.3. RELEVÂNCIA 
 
Sabe-se que cerca de 71% da superfície terrestre é coberta por água, porém, apenas 6% 
da hidrosfera corresponde à água doce, distribuída da seguinte maneira: 4,34 % nas 
águas subterrâneas, 0,01 % em rios e lagos e 1,65 % em capas de gelo e geleiras. 
Verifica-se, portanto, a importância do montante correspondente aos aqüíferos 
subterrâneos na sobrevivência de todas as formas de vida do planeta e no equilíbrio do 
ecossistema em geral. Assim o desenvolvimento e a aplicação de técnicas de 
remediação emergentes que possam se associar a outras técnicas conhecidas de forma a 
possibilitar a remediação das mais diversas situações é de grande relevância. 
 
O estudo de técnicas eletrocinéticas é relativamente recente em aplicação à remediação 
de solos, mas é crescente sua importância, tendo sido realizado em 2001 o “3rd 
Symposium and Status Report on Electrokinetic Remediation” (EREM2001) em 
Karlsruhe,Alemanha. Sua importância fundamental é o fato de ser uma técnica capaz 
de promover o transporte de contaminantes em processos de remediação em solos de 
baixa permeabilidade, onde outras técnicas não são capazes. 
 
Poucos são os trabalhos que se referem a compostos orgânicos não miscíveis (NAPLs), 
sendo a maior parte referente a metais, para os quais os métodos eletrocinéticos foram 
analisados inicialmente. Com relação aos orgânicos, a maior parte das pesquisas 
estudou o comportamento de orgânicos solúveis para os quais as técnicas eletrocinéticas 
têm aplicação direta. Mais recente é sua aplicação em processos de biorremediação para 
NAPLs, na adição de substâncias inorgânicas em solos de baixa permeabilidade. Raros 
também são os estudos em solos finos orgânicos, cujas características podem afetar 
significativamente as reações geoquímicas que interferem no transporte eletrocinético. 
As características do solo do local estudado, associadas ao tipo de contaminação e às 
condições anóxicas das áreas alagadas, tornam o estudo relevante para aplicação em 
locais com características semelhantes, não reportados pela bibliografia consultada. 
 
4 
1.4. ORGANIZAÇÃO DO PRESENTE TRABALHO 
 
Esta tese está organizada em doze capítulos. Um histórico dos ensaios realizados e das 
moldagens de corpos de prova é apresentado no apêndice 1. 
 
Os capítulos 2 a 5 apresentam, os fundamentos físico-químicos da migração de 
contaminantes, a natureza mineralógica das frações finas dos solos e as bases teóricas da 
biorremediação e do transporte eletrocinético. No capítulo 5 são apresentados, além da 
revisão teórica, alguns estudos relevantes na aplicação de técnicas eletrocinéticas de 
remediação. 
 
O capítulo 6 apresenta o trabalho de campo que deu origem a esta pesquisa e uma 
revisão sobre os principais aspectos de um projeto de remediação. 
 
O capítulo 7 mostra o desenvolvimento dos equipamentos utilizados. 
 
O capítulo 8 mostra os procedimentos padrão para os ensaios e preparo de amostras e 
apresenta as características dos dois solos utilizados nos ensaios eletrocinéticos. 
 
No capítulo 9 são apresentados e analisados os resultados do monitoramento dos 
ensaios. 
 
O capítulo 10 apresenta os resultados das análises realizadas após os ensaios, para solo e 
líquidos e sua avaliação. No apêndice 2 são apresentadas as tabelas referentes às 
análises químicas dos líquidos, que originaram os gráficos do capítulo 10. 
 
No capítulo 11 são apresentadas as conclusões e sugestões para pesquisas futuras. 
 
As referências bibliográficas são apresentadas no capítulo 12. 
5 
CAPÍTULO 2 
 
MIGRAÇÃO DE CONTAMINANTES EM SOLOS 
 
Este capítulo apresenta uma revisão teórica dos principais aspectos da geotecnia de 
meio ambiente, relativos à contaminação de águas subterrâneas. Os conceitos aqui 
apresentados se destinam ao entendimento global dos processos de transporte, não 
sendo objeto específico deste trabalho. Os compostos líquidos podem ser divididos em 
duas categorias quanto à sua interação com a água: líquidos miscíveis e líquidos não 
miscíveis ou imiscíveis, de comportamentos distintos quanto ao seu transporte através 
do solo. Uma classificação geral de líquidos contaminantes em função dos aspectos 
citados é mostrada na Figura 2.1. 
 
Os compostos miscíveis se solubilizam em água formando uma única fase e seu 
transporte se dá por processos de advecção, difusão e dispersão mecânica. A 
contaminação se distribui ao longo do tempo a partir de uma fonte, adquirindo a forma 
de uma pluma, denominada pluma de contaminação, cujo avanço pode ser modelado, 
obtendo-se a cada instante a concentração do soluto no espaço. Devem ser considerados, 
ainda, a sorção pelas partículas sólidas e outros processos físicos, químicos e biológicos. 
 
Os compostos orgânicos não miscíveis (NAPLs - non-aqueous phase liquids) são 
divididos quanto à sua densidade, em LNAPLs (light non-aqueous phase liquids), 
menos densos que a água, e DNAPLs (dense non-aqueous phase liquids), mais densos 
que a água. Os LNAPLs incluem uma série de derivados de petróleo presentes em 
combustíveis automotivos e de aviação. Os DNAPLs incluem hidrocarbonetos 
halogenados, hidrocarbonetos poliaromáticos, solventes e pesticidas. Os NAPLs 
formam fase separada no meio aquoso, caracterizando o fluxo como multifásico. A 
migração desses contaminantes depende primeiramente da sua quantidade e 
propriedades químicas e da estrutura do solo por onde se movem (YONG et al, 1992). 
6 
 
 LNAPLS – Light 
Non-Aqueous Phase 
Liquids 
(Ex: hidrocarbonetos 
aromáticos, como o 
grupo BTEX) 
 
 
DNAPLS – Dense 
Non-Aqueous Phase 
Liquids 
(Ex: tricloroetileno, 
hidrocarbonetos 
halogenados) 
Ácidos Orgânicos 
(Ex: Ácido acético) 
Compostos Polares 
Neutros. 
(Ex: cetonas, álcools) 
Bases Orgânicas 
(anilina) 
Ácidos Ex: (HCl) 
Sais Ex: (NaCl) 
Soluções 
Orgânicas 
Hidrofílicas 
Soluções 
Químicas 
Inorgânicas 
Líquidos 
Miscíveis 
(Aqueous) 
Fluidos 
Imiscíveis 
(Non-aqueous) 
 
Líquidos 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Bases Ex: (NaOH) 
 
 
 
 
Figura 2.1 - CLASSIFICAÇÃO DE LÍQUIDOS CONTAMINANTES (Shackelford, 
1999) 
7 
2.1. TRANSPORTE DE CONTAMINANTES DISSOLVIDOS ATRAVÉS DE SOLOS 
SATURADOS 
 
O transporte de contaminantes dissolvidos através de solos saturados depende de 
processos físicos, químicos e biológicos. Os principais e mais bem conhecidos 
processos de transporte de massa dissolvida no fluido dos poros do solo são os 
processos físicos de advecção, difusão e dispersão mecânica, sendo que os dois últimos 
compõem a dispersão hidrodinâmica. Processos químicos e biológicos de interação solo 
contaminante também influenciam o transporte de miscíveis. 
 
O fluxo de massa de um soluto é uma medida da taxa de transporte da substância 
dissolvida, dimensionalmente expresso em ML-2T-1 (M= unidade de massa, L= unidade 
de comprimento, T= unidade de tempo). O fluxo pode ser definido de forma genérica 
como o produto de um fator de proporcionalidade por uma força diretriz. 
 
Neste item são apresentadas a equações de transporte de massa em termos de fluxo de 
massa (J) e em termos de concentração em função do tempo. As equações podem ser 
estabelecidas para três dimensões, porém, aqui só serão apresentadas para fluxo 
unidimensional em meio saturado. 
 
Diferentes forças diretrizes são responsáveis pelos processos de advecção, difusão e 
dispersão mecânica. No transporte advectivo-dispersivo puro não são consideradas as 
interações durante o transporte que provocam produção ou destruição das espécies 
dissolvidas, admitindo-se conservar-se constante a massa total de um determinado 
soluto no sistema. 
 
2.1.1. Advecção 
 
A adveção é processo de transporte dos elementos dissolvidos na água intersticial, 
devido ao fluxo da hidráulico no subsolo. No transporte advectivo puro a água se move 
devido a um gradiente hidráulico na direção das linhas de fluxo, deslocando o 
contaminante como uma frente contínua em uma direção, sem que ocorra alteração da 
concentração dessa frente. 
 
8 
A figura 2.2 mostra dois exemplos de fluxo unidimensional devido a um gradiente 
hidráulico. Da hidráulica de solos temos que a vazão de água (Q) é controlada pela 
condutividade hidráulica do solo, obedecendo à lei de Darcy, dada pela equação 2.1. 
 
Q = v.A (L3T-1) (2.1) 
 
Onde, 
A é a seção transversal total do solo atravessada pelo fluxo (L2) 
v é a velocidade ap te ou de Darcy, dada por 
 
dL
dhkikv ×=×= (LT-1) 2)Onde 
k é a co tividade hidráulica do meio (LT-1); 
i é o gra
entre do
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Figura 
Fluxo H
 
A veloc
solo atr
formado
 
ndu
diente hidráulico (adimensional), onde dh é a diferença de potencial hid
is pontos do solo entre os quais ocorre o fluxo e dL é a distância entre ele
 dh 
 dh NA 
 dL 
 A 
 
 dL 
2.2- Fluxo unidimensional em meio poroso devido a um gradiente hidráu
orizontal, b) Fluxo vertical. 
idade aparente do fluido é obtida considerando a seção transversal, A, t
avessada pelo fluxo, porém o fluxo se dá na realidade através de cana
s pelos poros ou vazios do solo. 
fluxo h 
solo 
NA NA 
fluxo v 
9 
(2.
aren
ráulico 
s. 
A 
 dh 
 
lico, a) 
otal do 
lículos 
NA 
A velocidade advectiva leva em conta apenas a área dos poros por onde o fluido pode 
efetivamente percolar e varia de uma seção para outra. Em um solo saturado a 
velocidade advectiva média, va é igual à velocidade de Darcy, v, dividida pela 
porosidade, n, do solo (equação 2.3), o que equivale a considerar para o fluxo a área 
média dos poros ao longo do solo. 
 
 (LT-1) (2.3) 
n
vva =
 
logo, 
 
dL
dh
n
kva ×= (LT-1) (2.4) 
 
Para uma fonte contínua, o fluxo unidimensional de um soluto na direção x, Jx, devido à 
advecção em um meio poroso saturado é dado pelo produto da velocidade de Darcy na 
direção x, vx, pela concentração, C, do soluto no fluido que se desloca no meio (Eq. 
2.5). 
 
CvJ xx ×= (ML2T-1) (2.5) 
 
Ou em termos de velocidade advectiva média, 
 
CvnJ axx ××= (2.6) 
 
 
2.1.2. Dispersão Hidrodinâmica: Difusão e Dispersão Mecânica 
 
Ao longo do tempo verifica-se que os íons e moléculas dissolvidos na água se afastam 
das trajetórias e velocidades previstas no transporte advectivo puro. Esses efeitos 
ocorrem devido à dispersão hidrodinâmica, que é a soma dos processos de transporte de 
difusão e dispersão mecânica. A dispersão hidrodinâmica provoca mudanças de 
concentração dos contaminantes que se deslocam a diferentes velocidades e segundo 
10 
trajetórias que podem seguir diferentes direções, inclusive perpendiculares às linhas de 
fluxo. Esses mecanismos se traduzem em diluição da frente de contaminação. 
 
A difusão é o processo de transporte de massa provocado por um gradiente de 
concentração, onde a frente dissolvida se desloca no fluido, de um ponto de maior 
concentração para um ponto de menor concentração. A difusão não depende, portanto, 
de um gradiente hidráulico, mas sim de um gradiente de concentração. 
 
A dispersão mecânica é o espraiamento irregular da massa dissolvida no fluido 
intersticial, provocado por variações de velocidade e trajetórias do fluxo devido a 
heterogeneidades do meio, em escalas microscópicas e macroscópicas. Este processo 
depende da existência de um gradiente hidráulico. Em escala microscópica as variações 
ocorrem em relação aos canalículos formados pela interligação dos poros e podem ser 
de três naturezas; a) variações do atrito ao longo de um canal individual, onde o fluido 
se desloca com maior velocidade no centro do que próximo às partículas; b) variações 
de velocidade de um canal para outro, devido a diferenças entre os diâmetros dos 
canalículos e c) diferenças nos comprimentos das trajetórias das partículas, devido à 
tortuosidade do meio. 
 
Para a difusão a expressão do fluxo é dada pela 1a Lei de Fick, apresentada na equação 
2.7, onde De é o coeficiente de difusão efetivo do elemento no solo. 
 
dx
dCnDJ ex ××−= (2.7) 
 
O coeficiente de difusão molecular em água livre, Do, é tabelado para vários elementos. 
No solo, a difusão do elemento diminui, por ser afetada pela tortuosidade do meio, 
expressa pelo fator de tortuosidade, τ, que relaciona o coeficiente de difusão efetivo, De, 
e o coeficiente de difusão em água pura, Do, conforme a expressão 2.8. 
 
0DDe ×= τ (L2T-1) (2.8) 
 
O fluxo por dispersão mecânica é dado pela expressão 2.9. 
11 
 
dx
dCnDJ mx ××−= (2.9) 
 
onde, Dm é o coeficiente de dispersão mecânica, que é diretamente proporcional à 
velocidade advectiva média, como mostra a expressão 2.10. 
 
xaLm vD ×= α (2.10) 
 
onde αL é a dispersividade. Diversas expressões empíricas para a dispersividade são 
conhecidas, como a expressão 2.11, de Perkins & Johnson,1963. 
 
dL ×= 75,1α (L) (2.11) 
 
Onde d é o diâmetro característico do solo (diâmetro médio das partículas). 
 
O sinal negativo nas expressões 2.7 e 2.9 é utilizado porque o fluxo se dá no sentido da 
diminuição da concentração, ou seja, do ponto de maior concentração para o ponto de 
menor concentração de um determinado soluto. 
 
A expressão do fluxo por dispersão hidrodinâmica (2.12 e 2.13), é a soma das 
expressões 2.7 e 2.9 
 
dx
dCnD
dx
dCnDJ mex ××−××−= (2.12) 
 
Ou, 
 
( )
dx
dCnDDJ mex ××+−= (2.13) 
 
A soma dos coeficientes de difusão e dispersão mecânica é igual ao coeficiente de 
dispersão hidrodinâmica, D, como na expressão 2.14. 
12 
 
me DDD += (2.14) 
 
E a expressão do fluxo para dispersão hidrodinâmica em uma direção x fica, 
 
dx
dCnDJ xx ××−= 
 
A predominância da difu
depende fundamentalment
pode ser avaliada através 
dado pela expressão 2.16. 
 
0D
vdP ae
×= 
 
Perkins & Johnston,1963
D/Do em função do núme
Fetter,1993. 
 
 
 
D/Do 
difusão 
Figura 2.2 – Variaçã
hidrodinâmica e a difusão
Peclet (Perkins & Johnston
 
 (2.15) 
são ou da dispersão mecânica na dispersão hidrodinâmica 
e da granulometria do solo e da velocidade de advecção, e 
do número de Peclet (Pe), que é um número adimensional 
 (2.16) 
, obtiveram através de resultados experimentais, a relação 
ro de Peclet, expressa no gráfico da figura 2.2, mostrado em 
advecção 
dispersão 
o
a
D
vd ×
o da relação entre a dispersão 
 molecular em função do número de 
,1963) 
13 
2.1.3. Equação Diferencial do Transporte de Massa Advectivo-Dispersivo 
Unidimensional 
 
A expressão do fluxo de massa de um soluto, por advecção e dispersão hidrodinâmica 
na condição unidimensional (equação 2.17), é a soma das equações 2.6, 2.7 e 2.9. 
 
 nDCvnJ eax x ×−××=
nDCvnJ xax x ×−××=
 
Para o fluxo advectivo-d
há produção ou destruiçã
conservação de massa. D
haja produção ou destrui
quaisquer de um sistem
variação da massa dissol
 
A equação diferencial do
em um meio poroso pode
um elemento de solo de
água segundo a direção x
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Z 
 Jx 
Figura 2.3 – Elemento d
 
dCD
dx
dC −×
dx
dC× 
ispersivo 
o de uma
e acordo
ção da esp
a em um
vida da es
 transpor
 ser estab
 dimensõ
, como n
dz 
dx
e solo atr
dx
nm ×× , ou 
 (2.17) 
puro, admite-se uma condição conservativa, onde não 
 determinada espécie no sistema, sendo válida a lei de 
 com a lei de conservação de massa, desde que não 
écie no sistema, a variação do fluxo entre dois pontos 
 determinado intervalo de tempo deve ser igual à 
pécie analisada nesse intervalo. 
te de massa unidimensional de um soluto não reagente 
elecida, aplicando-se a lei da conservação de massa a 
es dx, dy e dz, que seja atravessado por um fluxo de 
a figura 2.3. 
dy 
X 
 
Y 
Jx + ∂Jx dx 
 ∂x 
avessado por um fluxo na direção X. 
14 
Para o elemento de solo da figura 2.3 a massade soluto que entra (Me) no elemento 
representativo de volume na direção x em um determinado intervalo de tempo é 
 
( dtdzdyJM xe ×××= ) (2.18) 
 
A massa de soluto que sai (Ms) do elemento de volume nesse intervalo de tempo é 
 
dtdzdydx
x
JJM xxs ×

 ××

 ×∂
∂+= (2.19) 
 
A diferença entre a massa que entra e a massa que sai do elemento de volume em um 
intervalo de tempo é, portanto 
 
dzdydx
x
J
dt
MM
dt
dM xes ×××∂
∂=−= (2.20) 
 
A massa dissolvida de um determinado soluto é igual à sua concentração multiplicada 
pelo volume de fluido considerado. Em meios porosos o fluido circula através dos 
canalículos formados pelos vazios, leva-se em conta apenas o volume de vazios do 
elemento, igual ao volume total multiplicado pela porosidade, ndo meio. Assim, a taxa 
de variação da massa de soluto com o tempo em um elemento representativo de volume 
em um meio poroso saturado, também pode ser dada pela expressão 2.21. 
 
dzdydx
t
Cn
dt
dM ×××∂
∂×−= (2.21) 
 
Igualando as expressões (2.20) e (2.21), obtém-se a equação da continuidade de massa, 
dada pela expressão (2.22) 
 
x
J
t
Cn x∂
∂−=∂
∂× (2.22) 
 
Assim, para o fluxo advectivo puro, aplicando-se (2.6) em (2.22) a equação diferencial 
do fluxo de massa fica 
15 
 
x
Cv
t
C
ax ∂
∂×−=∂
∂ (2.23) 
 
Para o fluxo dispersivo puro, aplicando-se (2.15) em (2.22) obtém-se a equação (2.24) 
que representa a Segunda Lei de Fick ou Lei da Conservação de massa para fluxo 
dispersivo. 
 
2
2
x
CD
t
C
∂
∂×=∂
∂ (2.24) 
 
Aplicando-se (2.17) em (2.22) obtém-se a Equação Diferencial de Fluxo Advectivo-
Dispersivo Unidimensional, dada pela equação (2.25). 
 
2
2
x
CD
x
Cv
t
C
ax ∂
∂×+∂
∂−=∂
∂ (2.25) 
 
A solução da equação diferencial do fluxo advectivo dispersivo pode ser apresentada 
graficamente através das curvas características de transporte ou “breakthrough curves”. 
Essas curvas podem ser obtidas experimentalmente para cada elemento, em ensaios de 
coluna, medindo-se a concentração do elemento no efluente de um corpo de prova de 
solo, atravessado por um fluido com concentração do soluto conhecida. 
 
A figura 2.4 mostra as curvas características do transporte em um gráfico de 
concentração ao longo da extensão do solo para um determinado tempo t, considerando 
uma fonte contínua de um soluto a uma concentração igual a Co, que se desloca em uma 
direção X, através de um meio poroso saturado, cujo fluido intersticial tem concentração 
desse soluto igual a zero. Para o fluxo advectivo puro, a frente avança continuamente 
substituindo o líquido inicial do meio poroso. É o chamado efeito pistão, onde a 
concentração de soluto para um determinado instante t, muda bruscamente de C inicial 
igual a zero para C igual a Co, em uma seção do solo distante X(t)=vx × t da fonte, 
como mostra a curva a) da figura 2.4. Para o fluxo advectivo-dispersivo, os processos de 
difusão e dispersão mecânica provocam a mudança da curva característica do transporte, 
que assume a forma da curva b) da figura 2.4. Nesse caso, para uma fonte contínua de 
16 
um elemento a uma concentração Co, a concentração de soluto para um determinado 
tempo t, na seção X(t), que deveria ser igual a Co para o fluxo advectivo puro, é igual a 
Co/2. A frente de contaminação atinge uma distância maior que a do fluxo hidráulico 
pelo deslocamento relativo das partículas em relação à água pelos processos de difusão 
e dispersão. Esse avanço provoca diminuição da concentração em seções anteriores a 
X(t), que apresentariam valor igual a Co ra o fluxo advectivo puro. 
 
 
 C 
 
 
 
 Co 
 
 Co 
 2 
 
 X = vx.t distância X da fonte 
 
Figura 2.4 – Curvas características de transporte de massa de soluto com 
concentração Co que infiltra na água dos poros, em um instante t. 
 
 
Na remediação, em geral, retira-se o líquido intersticial contaminado injetando-se água 
limpa. Nesse caso, considerando-se a concentração Co como a concentração inicial do 
contaminante no fluido intersticial e como nula a concentração no fluido injetado, as 
curvas características da concentração do fluido intersticial com o tempo são as 
apresentadas na figura 2.5. 
 
 
 C 
 
 
 
 Co 
 
 Co 
 2 
 
 X
b)
a)
a) fluxo advectivo puro 
b) fluxo advectivo-dispersivo 
 
Figura 2.5 – Curvas característica
concentração inicial Co removida 
 
 = vx
a
b
a)
s de t
da ág
 C
 pa
.t distância X da fonte 
) fluxo advectivo puro 
) fluxo advectivo-dispersivo 
b)
ransporte de massa de soluto com 
ua dos poros, em um instante t. 
17 
 
Nos ensaios de coluna faz-se infiltrar um fluido com concentração, Co, de um 
determinado soluto, verificando-se periodicamente a concentração do efluente. As 
curvas características são colocadas em gráficos de concentração, C, por volume de 
líquido percolado, V, normalizados, como na figura 2.6. Nessa figura o volume de 
fluido que drena do corpo de prova,V, é normalizado em relação ao volume de vazios 
do corpo de prova, Vv, e C é normalizada em relação à concentração inicial, Co, do 
fluido que infiltra no corpo de prova. O volume de vazios é dado pela equação 2.26, 
onde L e A são respectivamente o comprimento e área do CP, n é a porosidade e Av é a 
área dos vazios. 
 
Vv = L×Av = L × n ×A (2.26) 
 
 
 C/Co 
 a) fluxo advectivo puro 
b) fluxo advectivo-dispersivo 
 
a) 1 
 
 1 b)
 2 
 
 1 V/Vv 
 
Figura 2.5 – Curvas características de transporte normalizadas para um contaminante à 
concentração Co, que infiltra no corpo de prova com concentração inicial nula. 
 
A curva a) da figura 2.6 representa o fluxo advectivo puro, onde para um volume de 
efluente igual ao volume de vazios, todo o fluido intersticial inicial foi expulso do CP, 
passando a concentração de soluto imediatamente a ser igual à concentração de soluto 
na fonte de contaminação. A curva b) da figura 2.5 representa o fluxo advectivo-
dispersivo, mostrando que a concentração do efluente começa a ficar diferente de zero 
para um volume de efluente menor que o volume de vazios do CP, ou seja, antes de se 
completar toda a expulsão do fluido inicial. Para 1 (um) volume de vazios percolado a 
concentração do soluto no efluente é igual à metade da concentração do soluto na fonte 
e a concentração do efluente só atinge o valor Co para um volume percolado maior que 
o volume de vazios do CP (V/Vv>1). 
18 
 
2.1.4. Processos que Influenciam o Fluxo 
 
Os principais processos químicos e biológicos que afetam a migração de contaminantes 
miscíveis são, a sorção, o decaimento radioativo, a dissolução e precipitação, as reações 
ácido-base, a complexação, a hidrólise e substituição, as reações de oxi-redução e a 
biodegradação (Shackelford e Rowe, 1997). Esses processos modificam as 
concentrações de massa dissolvida no fluido, o que se traduz em alterações no fluxo de 
uma frente de contaminação, modificando a equação diferencial do transporte 
advectivo-dispersivo expressa naequação 2.25. 
 
2.1.4.1. Sorção 
 
A sorção, termo que engloba a adsorção e a dessorção, é uma interação de uma espécie 
química (contaminante) presente no fluido dos poros, com a fase sólida de um solo. É 
um processo de particionamento entre o material dissolvido em fase líquida e o material 
adsorvido na fase sólida. Na adsorção os contaminantes dissolvidos são removidos da 
solução e ficam “aderidos” à superfície sólida, sendo retirados da solução. Na dessorção 
os contaminantes são removidos das superfícies das partículas de solo, indo para a 
solução intersticial, aumentando sua concentração em água livre. 
 
Para os líquidos miscíveis em água, a sorção é função do contaminante e do tipo de 
solo. As características dos contaminantes que influenciam a sorção são a solubilidade 
em água, e características polares e iônicas. Com relação ao solo a sorção depende da 
densidade de carga superficial, características e concentração das espécies catiônicas, 
existência de matéria orgânica e carbonatos, permeabilidade, porosidade, 
homogeneidade e superfície específica. Os aspectos de sorção para os contaminantes 
orgânicos não miscíveis é descrito no item 2.2.3. 
 
O particionamento de contaminantes entre fase líquida e sólida em um meio poroso é 
normalmente expresso pelo coeficiente de distribuição, Kd , que, no caso dos compostos 
miscíveis, é a razão entre a concentração sorvida (Cs) e a concentração dissolvida (C), 
conforme a equação 2.27. 
 
19 
dC
dCK Sd = (ML-3) (2.27) 
 
O coeficiente de distribuição Kd é utilizado para calcular o fator de retardamento devido 
à sorção no transporte (item 2.2.5). Pode ser obtido experimentalmente em ensaios de 
sorção em laboratório, traçando-se curvas que relacionam a massa adsorvida por 
unidade de massa de solo seco (Cs) e a concentração do contaminante em solução (C). 
Essas relações gráficas são chamadas de isotermas. 
 
Para baixas concentrações dissolvidas a isoterma é linear e o coeficiente de distribuição 
Kd é constante e igual à inclinação da reta Cs = f (C). Para concentrações mais altas as 
isotermas não são lineares, o que dificulta a previsão da influência da sorção no 
transporte. Para a solução do problema é necessária a utilização de análises teóricas, 
onde as curvas de laboratório são ajustadas a modelos conhecidos de isotermas. 
 
As expressões de três tipos de isotermas; linear, de Freundlich e de Langmuir, 
mostradas a seguir, são descritas em RITTER,1998. 
 
• Isoterma Linear CKC dS ×=
 
• Isoterma de Freundlich ∈×= CKC fS
 
• Isoterma de Langmuir 
bC
bCSC mS += 1 
 
Onde Kf e ε são constantes determinadas experimentalmente, b é uma constante 
relacionada com a energia de adsorção e Sm é a capacidade máxima de adsorção pelo 
sólido (RITTER, 1998). 
 
O potencial de adsorção de cátions de metal pesado geralmente aumenta com o aumento 
da capacidade de troca catiônica do solo, dependendo fortemente desse parâmetro. No 
caso de compostos orgânicos não miscíveis, a adsorção está diretamente relacionada ao 
teor de matéria orgânica do solo. 
20 
 
A maior parte das técnicas de remediação “in situ” trata a fase dissolvida dos 
contaminantes, baseando-se no seu transporte através do solo. Nesse sentido, a adsorção 
retarda a remoção, pois retira o contaminante da solução, e a dessorção aumenta a taxa 
de remoção, pois aumenta a concentração de contaminantes na água. A adsorção, 
embora retire contaminantes do aqüífero, não pode ser considerada como um processo 
de imobilização de contaminantes por ser reversível. O material adsorvido pode ser 
dessorvido ao longo do tempo, sendo uma fonte de contaminação que deve ser 
removida, por particionamento para a fase líquida. 
 
O pH interfere nos processos de sorção de espécies iônicas, pois tem influência na 
capacidade de troca catiônica do solo e na forma química e mobilidade de espécies 
suscetíveis à perda e ganho de prótons. Valores de pH baixos (ácidos) provocam a 
dessorção de contaminantes nas superfícies das partículas de argila, sendo importantes 
para a extração de contaminantes em solos finos. Podem, porém, acarretar a dissolução 
dos argilo-minerais da fração sólida do solo. 
 
2.1.4.2. Complexação 
 
A complexação é uma reação química em que um cátion se combina com ânions e às 
vezes com moléculas, por ligações covalentes, formando um íon complexo. O cátion ou 
átomo central é, em geral, um metal. Os ânions ou moléculas são chamados de ligantes 
e, de acordo com BEDIENT et al (1994), incluem várias espécies inorgânicas 
comumente encontradas na água intersticial como, Cl, F, Br, SO4, PO4, CO3, podendo 
também ser ligantes moléculas orgânicas, como aminoácidos. Alguns metais são 
anfotéricos, ou seja, podem existir tanto sob a forma de íons negativos como positivos, 
dependendo do pH local. 
 
2.1.4.3. Precipitação/ Dissolução 
 
A precipitação ocorre quando espécies iônicas existentes na água intersticial reagem 
formando novas substâncias, que se estiverem a concentrações superiores ao seu limite 
de solubilidade, precipitam-se como fase sólida. Os metais pesados tendem a reagir com 
21 
carbonatos, formando compostos de baixa solubilidade, que se precipitam, sendo 
removidos do fluido intersticial, diminuindo a taxa de remoção de contaminantes. 
 
A dissolução é um processo inverso à precipitação, que remove as espécies químicas da 
fase sólida para a solução intersticial, aumenta a concentração de contaminantes 
dissolvidos na água dos poros, aumentando a taxa de remediação, na remoção por 
transporte de contaminantes. 
 
As equações que traduzem os processos de precipitação/dissolução, mostradas em 
ALSHAWABKEH & McGRATH, 2000, são baseadas no limite de solubilidade e no 
equilíbrio entre as espécies presentes, considerando-se que os metais só precipitam 
quando a concentração na água é superior ao limite de solubilidade. 
 
Condições de pH alto ou básico diminuem a solubilidade e causam precipitação de 
grande parte dos metais pesados e radíonuclídeos. A precipitação retira contaminante do 
fluido dos poros. Já os valores baixos de pH aumentam a taxa de dissolução e, portanto, 
a concentração iônica, o que pode ser considerado favorável para a remediação por 
extração de contaminantes. Para as espécies não polares, não iônicas, como os NAPLs, 
não ocorre precipitação e a dissolução não é influenciada pelo pH. A dissolução de 
NAPLs é influenciada pela temperatura. Uma elevação de temperatura aumenta a 
solubilização. 
 
2.1.4.4. Decaimento Radioativo 
 
O decaimento radioativo é o declínio irreversível na atividade de um radionuclídeo. É 
quantificado em termos da meia-vida do radionuclídeo, ou o tempo necessário para que 
a atividade radioativa diminua à metade. 
 
2.1.4.5. Reações ácido-base 
Reações ácido-base são aquelas que envolvem a transferência de prótons (H+). São 
importantes por controlarem outras reações, como as de precipitação e dissolução. 
 
 
22 
2.1.4.6. Reações de Oxi-Redução 
 
As reações de oxi-redução são aquelas que envolvem transferência de elétrons e são 
importantes por controlarem a precipitação de metais. Essas reações estão descritas em 
maiores detalhes no item 5.2.5. 
 
2.1.4.7. Biodegradação 
 
Reações controladas por microorganismos do solo, que degradam os contaminantes e 
diminuem sua concentração no meio. Principal processo de degradação para os 
compostos orgânicos, também influencia os compostos de nitrogênio e outras espécies 
utilizadas nos processos metabólicos dos microorganismos. Os processos de 
biodegradação estão apresentados com maiores detalhes no capítulo 4, referente à 
biorremediação. 
 
2.1.5.Equação do Transporte Advectivo-Dispersivo para Compostos Reativos 
 
Embora todos os processos citados sejam reconhecidos, somente os fenômenos de 
sorção e decaimento radioativo são correntemente incluídos em aplicações práticas de 
modelagem. Os demais processos são mais complexos e sua modelagem apresenta ainda 
grandes incertezas, sendo mais utilizada em projetos de pesquisa específicos. O 
decaimento radioativo é um processo restrito a radionuclídeos. Assim, para líquidos 
miscíveis reativos e não radioativos é utilizada geralmente a equação 2.28 para o 
transporte advectivo-dispersivo, considerando-se apenas a influência da sorção. 
 
t
C
nx
CD
x
Cv
t
C S
ax ∂
∂×−∂
∂×+∂
∂−=∂
∂
2
2 ρ (2.28) 
 
onde 
ρ é a massa específica aparente seca do solo, 
n é a porosidade, 
Cs é a concentração de soluto sorvida, ou seja a massa de soluto por unidade de massa 
de material sólido do solo. Pode significar adsorção ou dessorção. 
 
23 
Aplicando-se o valor de Kd definido pela equação 2.27 à equação 2.28, tem-se, 
 
t
CK
nx
CD
x
Cv
t
C
dax ∂
∂×−∂
∂×+∂
∂−=∂
∂
2
2 ρ (2.29) 
 
A maior parte das técnicas de remediação “in situ” trata a fase dissolvida dos 
contaminantes, baseando-se no seu transporte através do solo. Nesse sentido considera-
se que a adsorção retarda a remoção, pois retira o contaminante da solução, e a 
dessorção aumenta a taxa de remoção, pois aumenta a concentração de contaminantes 
na água. Definindo-se um fator de retardamento devido à sorção no transporte, Rf, 
através da expressão (2.30). 
 
df Kn
R ρ+= 1 (2.30) 
 
Rearranjando a equação 2.29, temos. 
 
2
2
x
CD
x
Cv
t
CK
nt
C
axd ∂
∂×+∂
∂−=∂
∂×+∂
∂ ρ ⇒ 2
2
1
x
CD
x
CvK
nt
C
axd ∂
∂×+∂
∂−=

 +∂
∂ ρ 
(2.31) 
 
Chegando-se à equação diferencial (2.32), em função do fator de retardamento. 
 
( ) 22xCDxCvRtC axf ∂∂×+∂∂−=∂∂ (2.32) 
 
Para processos de produção ou remoção de contaminantes, considera-se que tudo se 
passa como se a velocidade do fluxo de massa fosse multiplicada pelo fator de 
retardamento. O fator de retardamento é menor que a unidade para a adsorção, 
significando uma redução da velocidade do fluxo. O fator de retardamento é maior que 
a unidade para a dessorção, significando um aumento da velocidade do fluxo. A 
utilização do fator de retardamento na equação do fluxo de massa não é uma 
unanimidade entre os trabalhos pesquisados. 
 
24 
2.2. MIGRAÇÃO DE LÍQUIDOS NÃO MISCÍVEIS NOS SOLOS 
 
Um importante aspecto da contaminação hidrogeológica por orgânicos é o fluxo 
multifásico através do solo. O fluxo pode ser bifásico (água e NAPL), como na zona 
saturada, ou trifásico (ar, água e NAPL), como na zona vadosa ou não saturada do solo. 
O fluxo depende, com relação aos fluidos percolantes, das densidades, viscosidades e 
tensões interfaciais (GRUBB, 1998a). Os NAPLs podem se volatilizar, transformando-
se em vapor na zona vadosa. Os NAPLs podem ser também parcialmente solúveis, de 
forma a se apresentarem como uma fase dissolvida, para a qual valem as modelagens 
para os processos referentes aos líquidos miscíveis 
 
Assim, os contaminantes orgânicos não miscíveis em água (NAPL) podem se apresentar 
no solo como gás, como fase dissolvida, como NAPL em fase livre ou residual e 
sorvidos nas partículas sólidas. Grande parte das técnicas de remediação tem por 
objetivo a transferência de massa de uma fase para outra, o que obedece a leis 
específicas, de acordo com as respectivas propriedades físico-químicas do 
contaminantes. Como exemplos temos as técnicas que utilizam a volatilização, as que 
aumentam a solubilidade dos compostos, as que utilizam processos de sorção. Para os 
NAPLs são ainda limitadas as simulações por modelos numéricos por falta de 
informações de laboratório e de campo. 
 
Os NAPLs migram verticalmente através do solo a partir de uma fonte superficial, 
devido a pressões hidrostáticas em seu próprio corpo contínuo (BEDIENT et AL, 1994), 
descendo através da zona não saturada do solo em direção ao aquífero. Inicialmente 
como uma frente contínua ou fase livre (móvel), deixam ao longo do caminho bolhas ou 
gânglios, que ficam presos no interior de poros do solo, devido a forças geradas por 
tensões interfaciais (ver figura 2.6). Esses gânglios permanecem no interior do solo 
como fase residual, de difícil remoção e localização, mantendo-se como uma fonte 
contínua de contaminação ao se dissolverem na água subterrânea. 
 
O comportamento de LNAPLs e DNAPLs em contaminações do subsolo apresentam 
diferenças, sendo o comportamento dos DNAPLS mais complexo que o dos LNAPLs 
como descrito nos itens 2.2.1 e 2.2.2, a seguir. 
 
25 
 
 NAPL 
 Partículas sólidas 
 
 Poros 
 
 
 
 
 Figura 2.6 - Gânglios de NAPL, presos nos poros do solo- fase residual. 
 
 
2.2.1. Migração de LNAPLs 
 
Os LNAPLs, forçados pela fonte, por gravidade, migram através da zona não saturada 
do solo. A fase livre do LNAPL ao atingir o lençol d’água permanece sobre a franja 
capilar ou flutuando sobre o nível d’água, gerando uma pluma de LNAPL. Parte dessa 
pluma se dissolve pelo contato permanente com a água, gerando uma pluma dissolvida 
na água subterrânea. Quando a quantidade de NAPL é muito pequena, todo o 
contaminante pode ficar retido nos poros como fase residual. Nesse caso a 
contaminação atinge o aquífero por infiltração de água onde se dissolvem os NAPLs 
mais solúveis. A figura 2.7 apresenta as duas situações descritas, típicas de 
contaminação por LNAPLs. 
 
 a) b) 
 
 
 
 Tanque Tanque 
 N APL residual 
 
 
 NAPL dissol- 
 Pluma de NAPL vido por 
 Infiltração 
 
 Pluma dissolvida 
 
Figura 2.7 – Distribuições típicas de LNAPLs em contaminação do subsolo 
a) LNAPL atingindo o nível d’água como fase contínua, 
b) LNAPL, totalmente retido como fase residual. 
 
26 
Os LNAPLs não ultrapassam o nível d’água (na realidade nível da franja capilar) por 
terem a densidade mais baixa que a da água. Assim não deveria ocorrer LNAPL 
residual na zona saturada do solo. Apesar disso registra-se a existência de LNAPL 
residual na zona saturada, devido a variações do nível d’água. Ao rebaixar-se o nível 
d’água, por qualquer motivo, o LNAPL sobrenadante desce junto com a superfície do 
lençol. Ao retornar o nível à posição anterior, parte do LNAPL fica retida sob a forma 
de gânglios, agora na zona saturada.Os compostos do grupo BTEX (benzeno, tolueno, etil-benzeno e xilenos), presentes na 
gasolina, são exemplos de LNAPLs, que se constituem nos mais comuns alvos de 
remediação. Embora de baixa solubilidade, são os mais solúveis compostos orgânicos, 
sendo os primeiros a serem dissolvidos por infiltração. São reconhecidamente 
carcinogênicos e apresentam grau de toxicidade nociva ao ser humano mesmo para 
baixas concentrações. São compostos monoaromáticos, possuindo em sua cadeia um 
anel benzênico. 
 
2.2.2. Migração de DNAPLs 
 
Os DNAPLs são especialmente problemáticos devido à sua baixa solubilidade e alta 
densidade, que os permite que penetrar a maiores profundidades que os LNAPLs. Os 
DNAPLs, mais pesados que a água, ultrapassam a superfície da zona saturada e 
continuam migrando até encontrarem uma camada de permeabilidade muito baixa, onde 
permanecem sob a forma de piscinas (pools), que são regiões de alta saturação residual 
(entre 60 e 70%). Podem ainda romper a estrutura da camada de baixa permeabilidade e 
penetrar através de fissuras. Por esse motivo os DNAPLs atingem grandes 
profundidades e são de mais difícil remediação que os LNAPLs. Devido a 
heterogeneidades no solo a distribuição dos DNAPls no subsolo é irregular, o que torna 
ainda mais difíceis, tanto sua caracterização quanto sua remediação, em relação aos 
LNAPLs,. A figura 2.8 mostra uma distribuição típica de DNAPLs no subsolo. 
 
Exemplos de DNAPL são os hidrocarbonetos poliaromáticos (HPAs), ou seja, com mais 
de um anel benzênico em sua cadeia; os organo clorados como, dicloroeteno (DCE), 
tricloroeteno (TCE) e tetracloroeteno (PCE), pesticidas, etc.. 
27 
Figura 2.8 – Distribuição de DNAPL no subsolo (apud GRUBB,1998) 
FONTE
 
 
2.2.3. Sorção para Compostos não Miscíveis 
 
Para os NAPLs é usada a teoria hidrofóbica de acordo com a qual, a adsorção de um 
contaminante a um sólido é quase exclusivamente uma função da fração do carbono 
orgânico do solo (foc), desde que essa seja no mínimo igual a 1% em peso de solo seco 
(BEDIENT et al,1994). Para os compostos orgânicos neutros, o coeficiente de 
distribuição, Kd (ML
-3), tem uma forte correlação com a fração de carbono orgânico, foc 
(ML-3). Foi definido um termo de correlação, Koc (adimensional), ou coeficiente de 
partição orgânico-carbono, pela expressão 2.32 (KARICKHOFF et al, 1979, citado por 
BEDIENT et al, 1994). 
 
oc
d
oc f
KK = (2.32) 
 
Posteriormente uma forte correlação linear entre Koc e o coeficiente de partição água-
octanol, Kow, foi observada, sendo proposta por KARICKHOFF, 1981 (citado por 
BEDIENT et al, 1994), a expressão 2.33, que os correlaciona. 
 
Koc = 0,411. Kow (2.33) 
 
28 
O coeficiente de partição água-octanol, Kow (adimensional), é medido em laboratório, 
estando já definido e tabelado para vários compostos. Representa a distribuição de uma 
espécie química entre água e octanol em contato, na condição de equilíbrio. É dado pela 
razão entre a concentração do composto em octanol, Coctanol (ML
-3), e sua concentração 
na água, C (ML-3), pela expressão 2.34. 
 
 Kow = Coctanol/C (2.34) 
 
Na realidade Kow é uma medida de hidrofobicidade de um composto orgânico, mas está 
relacionado com a solubilidade e adsorção, pois, quanto mais hidrofóbico é um 
composto, maior é o potencial de adsorção e menor a solubilidade. 
 
29 
CAPÍTULO 3 
 
PROPRIEDADES FÍSICO-QUÍMICAS DAS ARGILAS 
 
3.1. INTRODUÇÃO 
 
O conhecimento da mineralogia dos solos é importante para o entendimento de seu 
comportamento, pois é o primeiro fator que controla o tamanho, forma e propriedades 
físico-químicas das partículas de solo. A revisão teórica apresentada neste capítulo 
baseou-se principalmente nos trabalhos de MITCHELL,1976; MITCHELL, 1993; 
RITTER, 1998; SCHMIDT, 2001, WHITLOW, 1995; PENN,1997, CASTRO,1989. 
 
A fase sólida de um solo (partículas sólidas) é composta em sua maioria por minerais 
cristalinos inorgânicos, divididos em argilo-minerais e minerais não argílicos. 
 
Os solos formados por minerais não argílicos são o produto do intemperismo físico de 
rochas, constituindo-se em fragmentos de rocha ou grãos dos próprios minerais que 
formam a rocha de origem, como o quartzo, nas areias. São estáveis em presença de 
água, pois suas partículas são eletricamente neutras. As estruturas dos solos formadas 
por minerais não argílicos são ditadas principalmente pelo tamanho e forma dos grãos, 
textura e distribuição granulométrica. A mineralogia desses solos, no entanto, tem 
influência em seu comportamento mecânico, constituindo-se a resistência do mineral 
que os forma uma parcela de grande importância na resistência e estabilidade dos solos. 
 
Os argilo-minerais, mesmo presentes nos solos em menor proporção que os minerais 
não argílicos, têm grande influência no comportamento dos solos. Têm dimensões 
coloidais, por vezes agregados em dimensões maiores, sendo a superfície das partículas 
eletricamente carregadas. A mineralogia das argilas, ou solos finos, é de particular 
importância para os problemas de contaminação de solos. Por suas características físico-
químicas, os argilo-minerais interagem com os contaminantes, interferindo de forma 
significativa no seu transporte e remediação. As partículas de solos finos são, 
geralmente, laminares, com superfícies eletronegativas e características plásticas quando 
misturados com água. 
30 
3.2.UNIDADES CRISTALOGRÁFICAS BÁSICAS 
 
As unidades cristalográficas básicas na estrutura dos argilo-minerais são os tetraedros 
de silício e os octaedros de alumínio ou magnésio, mostrados na figura 3.1. Os 
tetraedros de silício são unidades cristalográficas formadas por um átomo de silício (Si) 
coordenado com quatro átomos de oxigênio (O). Os octaedros de alumínio ou magnésio 
são formados por um átomo de alumínio (Al) ou magnésio (Mg), coordenado com seis 
átomos de oxigênio (O) ou hidroxilas (OH). 
 
 3.1a) Tetraedro de Silício 
 
 Si +4 (cátion Silício de nóx +4) 
 
 O - 2 (ânion Oxigênio de nóx -2) 
 
 
 
 
 
 3.1b) Octaedro de Alumínio ou Magnésio 
 
 
 
 Al+3 (cátion alumínio nóx.+3) 
 
 O-2 (ânion oxigênio nóx.-2) 
 
 
 
 
 
 
 
 Mg+2 (cátion magnésio nóx.+2) 
 
 OH-1 (ânion oxidrila nóx.-1) 
 
 
 
 
 
 
 
 
Figura 3.1- ARGILO-MINERAIS - UNIDADES CRISTALOGRÁFICAS BÁSICAS 
31 
3.3. ARRANJOS DAS UNIDADES CRISTALOGRÁFICAS BÁSICAS 
 
Nos argilo-minerais as estruturas são predominantemente em folha, forma sob a qual as 
unidades cristalográficas básicas se combinam ou arranjam 
 
Os tetraedros de silício se combinam para formar uma folha de sílica em ligações que 
compartilham íons oxigênio, como mostrado no diagrama da figura 3.2. 
 
Os octaedros de alumínio e magnésio se unem formando estruturas em folha 
denominadas, gibsita (G) e brucita (B), respectivamente, com ligações onde são 
compartilhadas as hidroxilas comuns (figura 3.3 e 3.4). 
 
Diagrama 
 (Si4O10)
4- 
 
 
 
 
 
 
 
 
Esquema: 
 
 
Figura 3.2 –Arranjos das unidades cristalográficas básicas de argilo-minerais: 
 Camada ou folha de sílica. 
 
 
♦ Diagrama 
 (Al4(OH)12) 
 
 
 
 
 
 
 
 Esquema G 
 
Figura 3.3 –Arranjos das unidades cristalográficas básicas de argilo-minerais: 
 Camada ou folha de octaedros de alumínio (gibsita). 
32 
 
 
♦ Diagrama 
 
 (Mg6 (OH)12)♦ Esquema B 
 
Figura 3.4 –Arranjos das unidades cristalográficas básicas de argilo-minerais: 
 Camada ou folha de octaedros de magnésio (brucita). 
 
 
3.4. ARGILO-MINERAIS MAIS COMUNS 
 
As unidades estruturais básicas dos argilo-minerais são camadas formadas pelo 
empilhamento de duas ou três folhas. Diferentes argilo-minerais são formados pelas 
combinações das folhas de tetraedros de silício, gibsita e brucita. As estruturas com 
duas folhas são formadas por uma folha de tetraedros e uma folha de octaedros, sendo 
ditas estruturas 1:1. As estruturas com três folhas são formadas por um “sanduíche” com 
duas folhas de octaedros tendo ao centro uma folha de tetraedros, sendo ditas estruturas 
2:1. Os argilo-minerais mais comuns são as caulinitas, as ilitas e as montmorilonitas, de 
plasticidades crescentes nesta ordem, cuja descrição sucinta é aqui apresentada. 
 
• Caulinitas 
 
Em geral, provenientes da degradação de feldspatos presentes no granito são o principal 
componente do caulim. A unidade estrutural básica característica, mostrada 
esquematicamente na figura 3.5, é formada por uma folha de tetraedros de silício e uma 
folha de octaedros de alumínio, sendo considerado um mineral 1:1. A ligação entre as 
camadas duplas é feita por forças de Van der Waals e por pontes de hidrogênio, bastante 
resistentes, o que lhes confere uma estrutura rígida e estável em presença de água. Sua 
fórmula teórica é Al4Si4O10(OH)8. 
 
33 
 
 
 G 
 
 G 
 
 
 
 Figura 3.5 – Estrutura Básica das Caulinitas 
 
Ilitas: 
 
As ilitas argilo-minerais do tipo mica (“micalike clay minerals”), provenientes, em 
geral, da decomposição de micas sob condições marinhas. A estrutura característica das 
ilitas consiste de camadas triplas com uma gibsita entre duas folhas de sílica, como 
mostra a figura 3.6, sendo considerado um mineral 2:1. As camadas combinadas são 
ligadas por íons K+, não trocáveis, que são ligações mais frágeis que as das caulinitas. 
Sua fórmula teórica é (OH)4K2(Si6Al2)Al4O20. Na vermiculita, argilo-mineral também 
do grupo das micas, íons cálcio e magnésio estão presentes nas ligações, junto com o 
potássio, conforme MITCHELL,1976. 
 
 
 
 
 G 
 
 
 K K K K K K 
 
 
 G 
 
 
 
 Figura 3.6 – Estrutura Básica das Ilitas 
 
• Montmorilonitas: 
 
Também chamadas de esmectitas, resultam, em geral, da degradação da ilita e pelo 
intemperismo de feldspatos em depósitos de cinzas vulcânicas. Consistem do principal 
componente das bentonitas, argilas formadas a partir de cinzas vulcânicas e solos pretos 
34 
tropicais de acordo com WHITLOW, 1994. Estruturalmente análogas às ilitas (mineral 
2:1), como mostra a figura 3.7, são mais expansivas e instáveis em presença de água, 
porque as ligações entre unidades de montmorilonita são mais frágeis. Os espaços entre 
as camadas combinadas são ocupados por moléculas de água e cátions trocáveis para 
balancear deficiências de cargas insatisfeitas. As ligações entre camadas são feitas por 
força de Van der Waals e pelos cátions presentes nos espaços interlamelares (entre as 
camadas), facilmente quebráveis por clivagem ou separadas pela adsorção de fluidos. 
Sua fórmula teórica é Al4Si8O20(OH)4.nH2O. 
 
 
 
 G 
 
 n.H2O 
 
 
 G 
 
 
 Figura 3.7 – Estrutura Básica das Montmorilonitas 
 
 
3.5. SUBSTITUIÇÕES ISOMÓRFICAS 
 
As substituições isomórficas são importante fator na estrutura e comportamento dos 
argilo-minerais. Entende-se por substituição isomórfica aquela que ocorre nas unidades 
cristalográficas básicas, onde um íon normalmente encontrado é substituído por outro, 
mantendo-se a mesma estrutura cristalográfica. O nome substituição é na realidade 
inadequado. Estas substituições ocorrem durante a formação do mineral, em todos os 
argilo-minerais, com uma possível exceção da caulinita. 
 
Em uma folha de gibsita ideal todos os cátions são de alumínio, em uma folha de brucita 
todos os cátions são de magnésio, em uma folha de tetraedros de silício todos os cátions 
são silício. Na formação dos argilo-minerais costumam ocorrer substituições 
isomórficas tais que algumas posições nas estruturas tetraédricas e octaédricas são 
ocupadas por cátions diferentes da estrutura ideal. Exemplos comuns são o Al no lugar 
do Si, o Mg no lugar do Al e o Fe no lugar do Mg. 
35 
 
3.6. SUPERFÍCIE ESPECÍFICA 
 
Outra importante característica para as argilas é a superfície específica, que é a razão 
entre a área superficial das partículas de solo e sua massa. A área superficial 
corresponde ao somatório das áreas superficiais de todos os grãos contidos em uma 
unidade de massa de solo Quanto menor é o tamanho das partículas maior será sua 
superfície específica. Assim, as argilas apresentam uma superfície específica maior que 
os solos granulares, como mostra a tabela 3.1. No caso da migração de líquidos através 
do solo, quanto maior é a superfície específica maior é o contato e portanto a interação 
do solo com o fluido dos poros, o que interfere nos processos de transporte. 
 
Tabela 3.1 Superfícies específicas típicas (adaptada deWHITLOW, 1995) 
SOLO SUPERFÍCIE ESPECÍFICA 
(m2/g) 
Areia (Quartzo) 0,02 
Caulinita 20 
Ilita 80 
Montmorilonita 800 
 
 
3.7. SITEMA ARGILA-ÁGUA: CÁTIONS TROCÁVEIS, CAPACIDADE DE 
TROCA CATIÔNICA E DUPLA CAMADA DIFUSA. 
 
A superfície das partículas apresenta, em geral, carga eletronegativa, devida 
principalmente às substituições isomórficas, que provocam um desequilíbrio de cargas. 
Para neutralizar a eletronegatividade das superfícies das partículas, cátions são atraídos 
e adsorvidos, permanecendo na superfície e bordos das partículas. 
 
Em um solo seco, os cátions em excesso e os ânions associados a estes, estão presentes 
como sais precipitados. Em presença de água os sais precipitados vão para a solução. 
Como a concentração dos cátions próximo às superfícies das partículas é maior há uma 
tendência desses cátions se difundirem para equilibrar a concentração na solução. Essa 
tendência é, porém, eletrostaticamente contida pela carga eletronegativa das superfícies 
das partículas, enquanto os ânions são excluídos pelo campo negativo de força das 
36 
partículas, dando origem a uma distribuição onde se encontra uma concentração maior 
de cátions próximo à superfície das partículas. A concentração de cátions decresce com 
a distância à superfície da partícula e a concentração de anions cresce, conforme 
distribuição mostrada na figura 3.8. 
 
A superfície eletronegativa e a distribuição de cargas adjacentes na água formam a 
chamada dupla camada difusa (DCD), que incorpora o balanço entre as forças de 
atração dos íons pela superfície das partículas e o gradiente de concentração de íons 
causando sua difusão a partir