07_Efluentes_Sanitarios_Industriais

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EFLUENTES SANITÁRIOS E
INDUSTRIAIS
Caro(a) aluno(a),
A Universidade Candido Mendes (UCAM), tem o interesse contínuo em
proporcionar um ensino de qualidade, com estratégias de acesso aos saberes que
conduzem ao conhecimento.
Todos os projetos são fortemente comprometidos com o progresso educacional
para o desempenho do aluno-profissional permissivo à busca do crescimento
intelectual. Através do conhecimento, homens e mulheres se comunicam, têm
acesso à informação, expressam opiniões, constroem visão de mundo, produzem
cultura, é desejo desta Instituição, garantir a todos os alunos, o direito às
informações necessárias para o exercício de suas variadas funções.
Expressamos nossa satisfação em apresentar o seu novo material de estudo,
totalmente reformulado e empenhado na facilitação de um construto melhor para
os respaldos teóricos e práticos exigidos ao longo do curso.
Dispensem tempo específico para a leitura deste material, produzido com muita
dedicação pelos Doutores, Mestres e Especialistas que compõem a equipe docente
da Universidade Candido Mendes (UCAM).
Leia com atenção os conteúdos aqui abordados, pois eles nortearão o princípio de
suas ideias, que se iniciam com um intenso processo de reflexão, análise e síntese
dos saberes.
Desejamos sucesso nesta caminhada e esperamos, mais uma vez, alcançar o
equilíbrio e contribuição profícua no processo de conhecimento de todos!
Atenciosamente,
Setor Pedagógico
 
Este módulo deverá ser utilizado apenas como base para estudos. Os créditos da autoria dos conteúdos aqui apresentados são dados aos seus respectivos autores. 3 
SUMÁRIO 
 
EFLUENTES SANITÁRIOS E INDUSTRIAIS ...................................................................................... 5 
AVALIAÇÃO DAS EMISSÕES SUPERFICIAIS DO GÁS DE ATERROS SANITÁRIOS DE 
GRANDE PORTE ...................................................................................................................................... 6 
ENSAIOS COM PLACA DE FLUXO ................................................................................................. 8 
ANÁLISE EM LABORATÓRIO ......................................................................................................... 9 
METODOLOGIA DO CÁLCULO DO FLUXO DE METANO ......................................................... 9 
PONTOS AMOSTRADOS NO ATERRO BANDEIRANTES ......................................................... 11 
PONTOS AMOSTRADOS NO ATERRO CAIEIRAS ..................................................................... 12 
ATERRO BANDEIRANTES ............................................................................................................. 13 
ATERRO CAIEIRAS ......................................................................................................................... 18 
 
SORÇÃO E MOBILIDADE DO LÍTIO EM SOLOS DE ÁREAS DE DISPOSIÇÃO FINAL DE 
RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS ......................................................................................................... 24 
 
CARACTERIZAÇÃO E CLASSIFICAÇÃO DOS RESÍDUOS DE CONSTRUÇÃO CIVIL DA 
CIDADE DE FORTALEZA (CE) ........................................................................................................... 44 
COMPOSIÇÃO GRAVIMÉTRICA E CLASSIFICAÇÃO SEGUNDO A RESOLUÇÃO CONAMA 
Nº 307/2002 ........................................................................................................................................ 47 
CLASSIFICAÇÃO QUÍMICA SEGUNDO A NBR 10004 (ABNT, 2004A) ....................................... 50 
ANÁLISE DE TOXICIDADE............................................................................................................ 50 
ANÁLISE DE SOLUBILIDADE ....................................................................................................... 52 
 
REMOÇÃO DE SULFATO DE EFLUENTES INDUSTRIAIS POR PRECIPITAÇÃO ................. 58 
PRECIPITAÇÃO DE JAROSITA ...................................................................................................... 60 
PRECIPITAÇÃO DE ETRINGITA ................................................................................................... 61 
ESTUDOS EM CONTÍNUO .............................................................................................................. 61 
CARACTERIZAÇÃO DOS PRECIPITADOS .................................................................................. 62 
REMOÇÃO DE ÍONS SULFATO EM MEIO ÁCIDO - PRECIPITAÇÃO DE JAROSITA ........... 63 
REMOÇÃO DE ÍONS SULFATO EM MEIO ALCALINO - PRECIPITAÇÃO DE ETRINGITA . 66 
REMOÇÃO DE ÍONS SULFATO EM ENSAIOS CONTÍNUOS - PRECIPITAÇÃO DE 
ETRINGITA ....................................................................................................................................... 69 
 
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PROPOSTA DE UM ÍNDICE DE DESTINAÇÃO DE RESÍDUOS SÓLIDOS INDUSTRIAIS ..... 73 
GERENCIAMENTO DE RESÍDUOS SÓLIDOS ................................................................................. 74 
ÍNDICES E INDICADORES AMBIENTAIS .................................................................................... 75 
O MÉTODO DELPHI ........................................................................................................................ 76 
DEFINIÇÃO DOS PESOS E NORMALIZAÇÃO DOS INDICADORES SELECIONADOS ........ 80 
DEFINIÇÃO DA FORMULAÇÃO MATEMÁTICA DO IDRSI ..................................................... 80 
DEFINIÇÃO DE VALORES PADRÃO DE DESEMPENHO DO IDRSI ............................................ 81 
DEFINIÇÃO DO TRATAMENTO DE DADOS INEXISTENTES ...................................................... 82 
CALIBRAÇÃO E SIMULAÇÕES DO CÁLCULO DO IDRSI ........................................................ 82 
COMPOSIÇÃO DO IDRSI ................................................................................................................ 84 
PESOS OBTIDOS PARA OS INDICADORES DO IDRSI .............................................................. 85 
DEFINIÇÃO DAS LIMITAÇÕES DO IDRSI ................................................................................... 86 
REFERÊNCIAS ........................................................................................................................................ 91 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
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EFLUENTES SANITÁRIOS E INDUSTRIAIS 
 
Neste módulo, trataremos dos efluentes sanitários e industriais, buscando o apoio e 
embasamento teórico, dos melhores e mais respeitados e renomados pesquisadores do tema, 
transcrevendo, integralmente, diversos de seus textos e publicações científicas, atuais e 
comprovadamente, utilizadas e com resultados muito positivos, no que tange à Engenharia 
Sanitária e Ambiental, em tempos de enorme preocupação com o meio ambiente e sua 
sustentabilidade. 
Em sendo, daremos inicio aos nossos estudos e análises, transcrevendo o artigo 
publicado pelos pesquisadores Tiago Nascimento Silva1, Fernando Souza Nazareth de Freitas2 e 
Giovano Candiani3, sob o título: Avaliação das emissões superficiais do gás de aterros 
sanitários de grande porte4. 
No texto em questão, os pesquisadores apresentaram os resultados das emissões de 
biogás pela superfície de dois aterros sanitários de grande porte. O trabalho consistiu na análise 
da fuga de biogás na superfície do aterro, por meio de uma placa de fluxo e análise laboratorial. 
A emissão média total no Aterro Bandeirantes foi de 0,00126 m3.CH4.m
-2.h-1 e no Aterro 
Caieiras de 0,01222 m3.CH4.m
-2.h-1. Com estes resultados foi possível determinar a fuga de 
biogás em ambos os locais. No Aterro Bandeirantes a fuga total de biogás representou16% e no 
Caieiras, 35%. As conclusões demonstraram que há uma perda significativa de biogás pela 
superfície dos dois aterros, comprometendo assim a eficiência do sistema de captação para 
aproveitamento do biogás. 
Vamos ao texto! 
 
 
1Engenheiro Ambiental pela Universidade São Marcos (USM). Oceanógrafo pela Universidade do Vale do Itajaí 
(Univali). Mestre em Ciência e Tecnologia Ambiental pela Univali. Engenheiro de Valorização de Resíduos na 
ESTRE Ambiental S.A. – São Paulo (SP), Brasil. 
2Engenheiro Civil pela Fundação Armando Alvares Penteado (FAAP). Pós-graduado em Gestão Ambiental (Senac). 
Coordenador Operacional na ESSENCIS Soluções Ambientais S.A. da CTVA – Caieiras (SP), Brasil. 
3Ecólogo pela Universidade Estadual Paulista "Júlio de Mesquita Filho" (Unesp). Doutor em Energia pela 
Universidade Federal do ABC (UFABC). Analista Ambiental na ESSENCIS Soluções Ambientais S.A. da CTVA – 
Caieiras (SP), Brasil. 
4 Publicado na revista de Engenharia Sanitaria e Ambiental. Versão impressa ISSN 1413-4152. Eng. 
Sanit.Ambient. vol.18 no.2 Rio de Janeiro abr./jun. 2013. http://dx.doi.org/10.1590/S1413-41522013000200001. 
Disponível em: <http://www.scielo.br/pdf/esa/v18n2/a01v18n2.pdf>. Acesso em: 20 ago. 2013. 
 
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 AVALIAÇÃO DAS EMISSÕES SUPERFICIAIS DO GÁS DE ATERROS 
SANITÁRIOS DE GRANDE PORTE 
 
INTRODUÇÃO 
Os resíduos sólidos urbanos são geralmente compostos por resíduos orgânicos, papéis, 
plásticos, madeiras, metais, vidros, entulhos, couro, tecidos, borrachas etc. O crescimento 
populacional, os hábitos culturais e sociais da população, as variações econômicas e a evolução 
tecnológica são fatores importantes para modificar a composição gravimétrica e a geração de 
resíduos sólidos urbanos (IPT, 2000). 
No Brasil, a maior parte do resíduo sólido urbano destina-se aos aterros sanitários, 
sendo estes caracterizados como uma forma de disposição dos resíduos sólidos no solo, a qual, 
fundamentada em critérios de engenharia e procedimentos operacionais, permite o confinamento 
seguro. Isso garante o controle da poluição ambiental e minimiza os impactos ambientais (IPT, 
2000; BOSCOV, 2008). 
No aterro sanitário, a biodegradação dos resíduos sólidos urbanos ocorre por processos 
físicos, químicos e biológicos, produzindo chorume e gases. O processo de biodegradação dos 
resíduos orgânicos envolve diferentes processos ao longo do tempo, podendo ser dividido em 
fases (aeróbia, anaeróbia não metanogênica e metanogênica). Cada uma apresenta característica 
específica e tempo de duração. Os gases gerados nos aterros sanitários são compostos 
essencialmente de metano e gás carbônico. O gás metano (CH4) é um dos responsáveis pelo 
efeito estufa, apresentando maior potencial de aquecimento global do que o gás carbônico (CO2). 
Os aterros sanitários são responsáveis por até 20% das emissões de metano geradas pelas 
atividades antrópicas (USEPA, 1998; 2005; IPCC, 2006; TEIXEIRA et al., 2009). 
Uma parte do gás gerado no aterro sanitário atravessa o sistema de cobertura dos 
resíduos (camada de solo) e escapa para a atmosfera, mesmo quando o aterro sanitário apresenta 
um sistema de captação de biogás. Estes não são capazes de captar com muita eficiência (40 a 
60%), e parcelas significativas de metano são emitidas ao meio ambiente (SWANA, 1998; 
SPOKAS, et al., 2006; BABILOTTE, et al., 2010; MACIEL e JUCÁ, 2011). 
O sistema de cobertura dos resíduos é um dos mecanismos para evitar ou minimizar o 
escape de metano no aterro sanitário. No sistema convencional, os resíduos são cobertos com 
 
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uma camada de solo compactada, formando uma barreira. Porém, ao longo do tempo e em 
contato com as condições ambientais, esta reduz a sua eficiência e, consequentemente, amplia a 
possibilidade de escape dos gases no aterro sanitário. Estudos realizados mostram que as taxas de 
emissões de metano em aterro sanitário variam de 0,004 a 14.794 g.m-2, por dia (MARIANO, 
2008; MARIANO e JUCÁ, 2010; MACIEL e JUCÁ, 2011). Tais variações nos valores das 
emissões de metano ocorrem devido a alguns aspectos relacionados à camada de cobertura 
(característica do solo, espessura, grau de compactação, etc.) no aterro, além da idade do resíduo, 
das características geotécnicas e dos aspectos climáticos (MARIANO e JUCÁ, 2010). 
Nesse contexto, a determinação do escape de metano em aterro sanitário contribui para 
monitorar a eficiência dos sistemas de captação de biogás, proporcionando maior disponibilidade 
de metano à comercialização dos créditos de carbono e geração de energia elétrica, a partir da 
combustão do metano em motores (MACIEL e JUCÁ, 2011). 
Assim, neste trabalho, apresentou-se uma avaliação das emissões fugitivas de metano 
pela camada de solo usada como cobertura final em dois aterros de resíduos sólidos urbanos de 
grande porte. Isso contribui para uma estimativa da determinação da eficiência dos sistemas de 
captação instalados para recuperação e aproveitamento do biogás na geração de créditos de 
carbono e/ou produção de energia elétrica. 
 
MATERIAIS E MÉTODOS 
LOCAL DE ESTUDO 
O estudo foi realizado nos seguintes aterros sanitários: Bandeirantes e Caieiras. O 
Aterro Bandeirantes está localizado na Rodovia Bandeirantes, km 26, no município de São 
Paulo, estado de São Paulo. O Aterro Caieiras localiza-se na Rodovia Bandeirantes, km 33, no 
município de Caieiras, também em São Paulo. 
O Aterro Bandeirantes foi implantado em 1978 e operou até 2007. Durante sua vida útil, 
este recebeu aproximadamente 30 milhões de toneladas de resíduos sólidos urbanos. Este aterro 
ocupa uma área de 140 hectares, e o maciço sanitário apresenta cerca de 90 m. O Aterro Caieiras 
foi instalado em 2002, ocupa uma área de 350 hectares. Atualmente, recebe 7.000 toneladas de 
resíduos sólidos urbanos por dia, atendendo principalmente o município de São Paulo. De 2002 
até 2012, foram tratados cerca de 13 milhões de toneladas de resíduos, apresentando um maciço 
 
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sanitário de aproximadamente 60 m. Tal aterro apresenta estimativa de vida útil de 
aproximadamente 20 anos. 
Os procedimentos operacionais nos dois aterros são similares. Após o recebimento dos 
resíduos, estes são compactados e cobertos por uma camada de solo com aproximadamente 50 
cm de espessura. A característica do solo nos dois aterros também é semelhante, sendo 
classificado como silte argiloso (TEIXEIRA et al., 2009). 
Ambos os aterros apresentam sistemas ativos de captação do biogás, com 
comercialização de créditos de carbono por meio do mecanismo de desenvolvimento limpo, 
sendo que, no Aterro Bandeirantes, existe a produção de energia elétrica (termoelétrica) e, no 
Caieiras, atualmente, está em fase de licenciamento ambiental uma unidade de geração de 
energia elétrica. 
 
ENSAIOS COM PLACA DE FLUXO 
Análise em campo 
As determinações dos fluxos de escape do metano, por meio da camada de solo da 
cobertura nos dois aterros, foram realizadas utilizando-se a metodologia do ensaio com placa de 
fluxo (TEIXEIRA et al., 2009; MARIANO & JUCÁ, 2010; MACIEL e JUCÁ, 2011). A placa 
de fluxo foi construída com chapa de aço galvanizada, medindo 84 cm de comprimento, 79 cm 
de largura e 5 cm de altura (0,66 m2 de área e 33,2 L de volume). 
Os pontos amostrados foram definidos de maneira a recobrir a maior parte da área total 
dos dois aterros sanitários (Figura 1). Para delimitar os pontos de amostragem, utilizou-se uma 
enxada.Em seguida, a placa de fluxo foi posicionada e, imediatamente, o solo foi retirado. 
Durante a instalação da placa, o solo foi recolocado e compactado manualmente em suas bordas, 
minimizando as trocas gasosas entre a placa de fluxo e o meio ambiente. Na parte superior da 
placa de fluxo existe um dispositivo de silicone, no qual se insere uma agulha hipodérmica para 
retirar uma alíquota do biogás. O procedimento de coleta foi realizado usando uma ampola 
gasométrica de vidro, com capacidade de 40ml (Figura 1). As ampolas gasométricas são feitas de 
vidro com tampas rosqueadas de alumínio, apresentando válvula e acessórios que garantem a 
coleta e o armazenamento das amostras do biogás, sendo estas transportadas e analisadas em 
laboratório por meio de cromatografia gasosa. As amostras foram coletadas em quatro tomadas, 
 
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com intervalos de um, dois e quatro minutos, a partir da tomada de tempo zero. A coleta neste 
intervalo de tempo é necessária para que não ocorra a saturação da concentração de metano na 
placa de fluxo. O resultado encontrado para a taxa de emissão média calculada nos pontos 
amostrados multiplicado pela área do aterro resulta em uma estimativa da taxa média de emissão 
de cada aterro (NETO, 2009). 
 
ANÁLISE EM LABORATÓRIO 
No laboratório, as amostras do biogás foram analisadas por meio de um cromatógrafo a 
gás, modelo U-13 (empresa Construmaq São Carlos, SP), que utiliza uma coluna cromatográfica 
empacotada com polímero HayeSep D e detector de ionização de chama com resolução (erro) de 
100 ppb (partes por bilhão) de CH4. 
Os resultados obtidos do volume de metano foram expressos em partes por milhão 
(ppm), sendo usados para calcular as emissões fugitivas na camada de solo da cobertura nos 
aterros sanitários. Estas foram então mensuradas em metros cúbicos de gás por hora e por metro 
quadrado de solo amostrado. A pressão atmosférica e a temperatura ambiente foram medidas 
durante as análises laboratoriais. A placa de fluxo e o cromatógrafo utilizado para realizar as 
análises foram construídos pela empresa Construmaq São Carlos, SP. 
 
METODOLOGIA DO CÁLCULO DO FLUXO DE METANO 
Os cálculos para a concentração do metano, medida em ppm, no ambiente dos aterros, 
foram feitos a partir de amostras de 40 mL coletadas do ar ambiente dos aterros sanitários, com 
anotação de condições ambientais do aterro (temperatura ambiente e do solo e pressão 
atmosférica). 
Os cálculos para medir a concentração de metano tiveram como procedimento básico os 
seguintes parâmetros: temperatura ambiente média do aterro no dia da coleta, pressão 
atmosférica do ambiente do aterro e número de moles, obtido da análise cromatográfica para 
metano. 
A medida de metano no ambiente dos aterros foi obtida por meio de uma amostra de ar, 
coletada a 2 m de altura da superfície do solo, as quais foram coletadas por meio de ampolas 
 
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gasométricas e encaminhadas para análise cromatográfica no laboratório da empresa Construmaq 
São Carlos. 
A partir dos resultados da concentração de metano obtidos das análises cromatográficas, 
foram considerados os quatro valores determinados em cada ponto amostrado, ao longo do 
tempo medido. Esses pontos foram plotados e analisados, atingindo-se um valor do coeficiente 
angular, que quantifica a taxa de emissão de metano do solo para a placa de fluxo. 
Os cálculos para determinar as emissões de metano nos dois aterros foram realizados 
considerando as condições normais de temperatura e pressão (CNTP), sendo necessário 
inicialmente mensurar o número de moles de metano existente em 1ppm do volume da placa 
(33,2 L). Foram consideradas as condições de pressão (684 mmHg) e temperatura (298,2 K) no 
laboratório onde foram realizadas as análises. 
 
A fim de determinar o número de moles, aplicou-se a equação de estado dos gases 
ideais (Equação 1), obtendo-se o número de moles por ppm. Considerando a quantia alcançada 
do coeficiente angular e multiplicando-a pelo número de moles, foi possível obter o número de 
moles de metano por minuto emitido em cada ponto de amostragem, ao longo do tempo medido 
(Equação 1): 
 
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onde: 
P: pressão atmosférica no aterro; 
V: volume; 
n: número de moles; 
R: constante dos gases ideais (62,4 mmHg) e 
T: temperatura (em graus K). 
 
Considerando as CNTP (pressão de 760 mmHg e temperatura de 273,2 K), foi possível 
calcular o volume ocupado pelo número de moles, utilizando a Equação 1. Portanto, a emissão 
de metano foi expressa em metros cúbicos por hora, por metro quadrado de solo amostrado, 
levando-se em conta a área da placa (0,66 m2). A partir deste dado, calculou-se o número de 
moles em um mL, volume utilizado na injeção cromatográfica do ar ambiente do aterro. A 
concentração (ppm) do gás metano na atmosfera dos aterros foi calculada dividindo-se o número 
de moles do gás metano obtido na cromatografia pelo número de moles de ar em um mililitro do 
ar ambiente do aterro no ensaio (NETO, 2009). 
Utilizando-se os dados obtidos, mensuraram-se as eficiências dos sistemas, 
considerando a eficiência total (baseada na vazão e emissão total) e a atual. 
 
PONTOS AMOSTRADOS NO ATERRO BANDEIRANTES 
No Aterro Bandeirantes foi amostrado um total de 30 pontos (Figura 2), distribuídos da 
seguinte maneira: 
 área 1 inclui 15 pontos no total de 121.522 m², caracterizada pela disposição de resíduo 
mais recente (2004 a 2007); 
 área 2 possui 15 pontos no total de 202.341 m², caracterizada pela disposição de resíduo 
mais antigo (2000 a 2005). 
 
 
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PONTOS AMOSTRADOS NO ATERRO CAIEIRAS 
No Aterro Caieiras foi amostrado um total de 25 pontos (Figura 3), distribuídos da 
seguinte maneira: 
 área 1 engloba a fase I, que ocupa um total de 55.000 m2, sendo depositadas 1.108.000 
toneladas (2002 a 2004); 
 área 2 inclui fase II, que ocupa um total de 165.000 m2, sendo depositadas 3.500.000 
toneladas (2005 a 2007); 
 área 3 com a fase III, que ocupa um total de 110.000 m2, sendo depositadas 4.400.000 
toneladas (2008 a 2011). 
 
 
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RESULTADOS E DISCUSSÃO 
ATERRO BANDEIRANTES 
A Tabela 1 apresenta os resultados obtidos nos pontos amostrados pelos ensaios de 
campo do fluxo de metano. 
Os valores foram calculados a partir das análises cromatográficas das amostras de cada 
um dos 30 pontos, durante as avaliações no laboratório. Foram tomadas as condições de pressão 
(686,2 mmHg) e temperatura (293,8 K) nos ambientes predominantes. 
Em cada um dos pontos amostrados, realizou-se o lançamento em gráfico dos quatro 
resultados tomados como série temporal da concentração (ppm) de metano (zero a quatro 
minutos), sendo possível determinar um valor de coeficiente angular (ppm CH4.min
-1) em cada 
ponto. Para demonstração desse cálculo, utilizou-se o ponto 2daTabela 1 como exemplo (Figura 
4). 
 
 
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A partir de tais resultados obtidos em cada um dos pontos amostrados, foi possível 
calcular o número dos moles de metano por volume. Considerando as CNTP, foi necessário 
determinar inicialmente quantos existem em 1ppm do volume (33,2 L) da placa de fluxo. Já com 
os valores de pressão e temperatura no laboratório e a Equação 1, foi possível obter o número de 
moles CH4/ppm. Utilizando o valor obtido de coeficiente angular e o número de moles de 
metano ao longo do tempo amostrado, mensurou-se os moles de CH4.min
-1. Nas CNTP (760 
mmHg de pressão e 273,2 K de temperatura), utilizando a Equação 1, pode-se determinar o 
volume que o número de moles obtido ocupa. Assim, a emissão de metano expressa em 
m3.CH4.m
-2.h-1 de solo amostrado em função da área da placa de fluxo (0,66 m2) foi 
determinada. 
A média geral da emissão de metano medida foi de 0,00126 m3.CH4.m
-2.h-1. A emissão 
média de metano na área 1 (resíduo mais recente) foi de 0,00054 m3.CH4.m
-2.h-1 e na 2 (resíduo 
mais antigo), 0,00198 m3.CH4.m
-2.h-1(Tabela 1). No Aterro Bandeirantes a área 1 é caracterizada 
pela deposição do resíduo mais recente (três a seis anos) e a 2, por aquela mais antiga (7 a 12 
anos). Comparativamente, a emissão de metano é menor na área com resíduo mais recente do 
que naquela com o mais antigo. As variações encontradas da emissão de metano mostram que 
diversos aspectos ambientais podem interferir nas emissões dos gases pela camada de cobertura 
do aterro, que variam desde as características do solo, tais como: tipo, grau de compactação e de 
saturação, qualidade da espessura da camada de cobertura, pressões dos gases no contato 
resíduo-solo-atmosfera, condições climáticas e idade dos resíduos, entre outros (MARIANO, 
2008; MARIANO e JUCÁ, 2010; MACIEL e JUCÁ, 2011). 
A Tabela 2 apresenta o número de drenos para captar biogás por área; a vazão média de 
metano medida nos drenos em cada área, obtida a partir do sistema de captação do biogás no 
aterro; a vazão total de metano, calculada a partir do número de drenos; a vazão média nos 
drenos e o total de emissão por área, calculado considerando a área e a emissão média obtida por 
meio dos ensaios de campo. 
Os valores do total de emissão obtidos foram: 65,86 (área 1 – resíduo mais recente) e 
401,64 m³.CH4.h
-1 (área 2 – resíduo mais antigo), como observado na Tabela 2. 
A Tabela 3 mostra os resultados obtidos considerando os dados gerais do Aterro 
Bandeirantes, incluindo informações do Documento de Concepção do Projeto – "Project Design 
 
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Document" (PDD) – MDL, dados medidos do sistema de captação do biogás no Aterro 
Bandeirantes e dados calculados. 
 
 
 
No Aterro Bandeirantes existem, no total, 276 drenos verticais para captação do biogás. 
A vazão total de metano nos drenos do aterro é de 2.610,60 m³.CH4.h
-1, sendo este valor obtido a 
partir das medições reais de metano, oriundo do sistema de captação de biogás no aterro. A área 
total do aterro é de 400.000 m2. A emissão média total no aterro foi de 0,00126 m3.CH4.m
-2.h-1, 
sendo este conseguido a partir dos ensaios de campo por meio da placa de fluxo (Tabela 1). 
O valor total de emissão (504,00 m³.CH4.h
-1) obtido foi calculado considerando a área e 
a emissão média total do aterro. O total de captação (3.114,60 m³.CH4.h
-1) obtido foi calculado a 
partir do valor da vazão total dos drenos (real) e o total de emissão (Tabela 3). 
A eficiência total (84%) foi obtida a partir do valor total real dos drenos e o total de 
captação (valor real + emissão). A fuga (16%) foi calculada considerando a eficiência total 
mensurada. A eficiência (75%) do PDD refere-se ao valor teórico utilizado no projeto de MDL 
 
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do aterro. A vazão total (4.658,50 m³.CH4.h
-1) foi obtida a partir do valor teórico aplicado no 
projeto de MDL do aterro. A eficiência (67%) obtida foi calculada utilizando o total de captação 
(valor real + emissão) e a vazão total na modelagem do projeto (PDD). A eficiência atual (56%) 
foi calculada por meio da vazão total real dos drenos e da vazão total usada na modelagem do 
projeto, PDD (Tabela 3). 
A eficiência atual (56%) é menor do que a anteriormente utilizada na modelagem do 
projeto, PDD (75%). Esse resultado pode ocorrer devido à influência da fuga de metano pela 
superfície do aterro, que foi calculada e representou 16%, sendo esta mensurada a partir da 
eficiência total calculada, considerando-se a vazão total real dos drenos e o total de captação 
(valor real + emissão). Estudos mostram que as emissões fugitivas de metano pela camada de 
cobertura representam até 22% do total das emissões de gases nos aterros sanitários (MARIANO 
e JUCÁ, 2010; MACIEL e JUCÁ, 2011). 
A produção de biogás ao longo do tempo nos aterros sanitários é estimada por meio de 
modelos matemáticos. A maioria dos modelos considera, para os cálculos dados, em sua maioria, 
empíricos, a quantidade de resíduos orgânicos, a condição operacional e de gerenciamento do 
aterro, a fração de metano do biogás e, principalmente, a eficiência de captação de biogás do 
projeto. O fato de a maioria das modelagens não considerarem dados reais, como a composição 
gravimétrica adequada, os aspectos climáticos e o tipo de cobertura final do aterro, por exemplo, 
tem resultado em grandes distorções entre os valores reais encontrados e os mensurados nos 
projetos de MDL (ENSINAS, 2003; BOSCOV, 2008; MACHADO et al., 2009; SILVA, 2010; 
MACIEL e JUCÁ, 2011). 
Estudos em 29 aterros sanitários com projetos de MDL registrados na United Nations 
Framework Conventionon Climate Change (ONU/UNFCCC), incluindo brasileiros e 
internacionais, mostram reduzidos valores (34%) de sucesso em relação à produção real de 
créditos de carbono comparados à modelagem teórica adotada em seus projetos (PDD). Um dos 
dados de entrada que mais afeta o cálculo final destas modelagens é a eficiência de captação do 
biogás. O que se usa atualmente é um valor padrão fixo que varia entre 60 a 80% de eficiência. 
Para uma correta estimativa deste valor faz-se necessário o estudo contínuo das emissões 
fugitivas superficiais de metano no aterro sanitário, pois essa questão depende muito das 
 
Este módulo deverá ser utilizado apenas como base para estudos. Os créditos da autoria dos conteúdos aqui apresentados são dados aos seus respectivos autores. 18 
particularidades de concepção dos projetos (SPOKAS et al., 2006; MACHADO et al., 2009; 
KWON; CHO; KIM, 2009, CANDIANI, 2011). 
 
ATERRO CAIEIRAS 
A Tabela 4 demonstra os resultados obtidos nos pontos amostrados pelos ensaios de 
campo da emissão de metano no Aterro Caieiras. Os cálculos realizados foram os mesmos 
descritos anteriormente, porém as emissões são apresentadas de acordo com cada fase de 
operação do aterro. Assim, as emissões médias obtidas foram as seguintes: fase I com 0,00134 
m3CH4.m
-2h-1, fase II com 0,01059 m3CH4.m
-2h-1 e Fase III com 0,01836 m3.CH4.m
-2.h-1, 
apresentando média geral de 0,01222 m3.CH4.m
-2.h-1. 
 
 
 
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A Tabela 5 mostra o número de drenos para captação do biogás por fase do aterro, a 
área total de cada fase, a emissão média de metano e o total de emissão, sendo este calculado a 
partir da área total de cada fase e a emissão média de metano. Destaca-se o total emitido pela 
fase III (resíduo mais recente) do aterro (2.019,6 m³.CH4.m
-2.h-1), maior valor comparado com as 
outras. Na fase I os resíduos foram depositados há seis e oito anos; portanto, é um resíduo maisantigo, comparando-se com a fase II em que os resíduos foram depositados entre três e cinco 
anos e com a III, na qual eles foram depositados mais recentemente, aproximadamente a dois 
anos. Analisando esse fato, observa-se que os valores das emissões são maiores nas fases mais 
recentes do aterro (Tabela 5). 
 
 
 
Esse resultado corrobora com a curva teórica da geração de metano em condições 
anaeróbias nos aterros sanitários, onde nos primeiros anos há um pico de geração (fase 
metanogênica) e gradativamente existe uma tendência de estabilização e finalmente queda na 
produção de biogás (FARQUHAR e ROWERS, 1973; POHLAND, 1975; HOEKS, 1983; 
TCHOBANOGLOUS; THEISEN; VINIL, 1993; OONK, 2010; CANDIANI, 2011). Porém, nos 
aterros sanitários brasileiros devido à infraestrutura, aos recursos financeiros e às condições 
operacionais, nas fases iniciais é que se caracterizam as menores taxas de eficiência em relação à 
captação dos gases, pois muitos aterros sanitários começam as operações sem a implantação 
adequada do sistema de captação do biogás (SILVA e CAMPOS, 2008). 
De forma geral, as curvas da produção de biogás nos aterros sanitários brasileiros 
apresentam uma tendência elevada na produção, enquanto o aterro está em operação, ou seja, 
recebendo os resíduos sólidos urbanos com altas frações orgânicas (50%). Porém, como os 
resíduos orgânicos presentes em maior quantidade apresentam taxas de biodegradação rápida, as 
maiores produções de biogás tendem a ocorrer, principalmente, nos anos iniciais de vida destes 
aterros. Após o encerramento de suas operações, ou seja, quando não há entrada mais de resíduo, 
 
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as taxas da produção de biogás se reduzem rapidamente (SILVA e CAMPOS, 2008; SILVA, 
2010; CANDIANI, 2011). 
A Tabela 6 apresenta os resultados, considerando os dados gerais do Aterro Caieiras, 
incluindo informações do PDD – MDL, dados medidos do sistema de captação do biogás no 
Aterro Caieiras e dados calculados. 
 
 
 
O Aterro Caieiras possui um total de 170 drenos verticais para captação do biogás. A 
vazão total de metano nos drenos do aterro é de 7.250,00 m³.CH4.h
-1, sendo este valor obtido a 
partir das medições reais de metano, proveniente do sistema de captação de biogás no aterro. Sua 
área total é de 330.000 m2. A emissão média total foi de 0,01222 m3.CH4.m
-2.h-1, sendo este 
valor obtido a partir dos ensaios de campo por meio da placa de fluxo (Tabela 4). O valor total 
de emissão (3.840,6 m³.CH4.h
-1) foi calculado considerando a área e a emissão média em cada 
fase do aterro. O total de captação (11.092,94 m³.CH4.h
-1) foi calculado a partir do valor da 
vazão total dos drenos (real) e do total de emissão (Tabela 5). 
A eficiência total (65%) foi determinada a partir do valor total real dos drenos e do total 
de captação (valor real + emissão). A fuga (35%) obtida foi calculada considerando-se a 
eficiência total mensurada. A eficiência (75%) do PDD refere-se ao número teórico utilizado no 
projeto de MDL do aterro. A vazão total (11.570,00 m³.CH4.h
-1) aplicada foi obtida a partir do 
valor teórico usado no projeto de MDL do aterro. A eficiência (96%) obtida foi calculada 
utilizando o total de captação (valor real + emissão) e a vazão total usada na modelagem do 
projeto (PDD). A eficiência atual (63%) foi calculada usando a vazão total real dos drenos e a 
vazão total usada na modelagem do projeto (PDD), como visto na Tabela 3. 
 
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A eficiência atual obtida (63%) é menor do que a anteriormente utilizada na modelagem 
do projeto, PDD (75%), resultado que corrobora com as diferenças apontadas entre os valores 
reais obtidos pelos sistemas de captação de biogás e aqueles dos projetos de MDL, a partir das 
modelagens matemáticas utilizadas. A fuga total encontrada (35%) no Aterro Caieiras é 
significativa e acaba influenciando os resultados de eficiência do sistema de captação de biogás 
no aterro. A emissão de biogás (fuga), por meio da camada de cobertura no aterro, representa 
impacto ambiental pela emissão do metano na atmosfera (efeito estufa) e também redução no 
aproveitamento dos créditos de carbono e energético do mesmo. Esse significativo escape de 
metano pela superfície do aterro pode ocorrer devido à perda de eficiência da camada de solo de 
cobertura (redução da qualidade em relação às condições ambientais e climáticas), ao número 
inadequado de drenos verticais ou necessidade de conectá-los ao sistema de captação de biogás, 
à presença de trincas e fissuras na camada de cobertura e à necessidade de aumentar pressão de 
sucção do biogás no aterro (ENSINAS, 2003; SILVA e CAMPOS, 2008; SCHEUTZ et al., 
2009; SILVA, 2010; CANDIANI, 2011). 
 
CONCLUSÕES 
O estudo realizou ensaios em campo (placa de fluxo) para determinação das emissões 
fugitivas de metano pela camada de solo de cobertura de dois aterros sanitários de grande porte, 
subsidiando análises da eficiência dos sistemas de captação de biogás neles. No Aterro 
Bandeirantes, os ensaios de campo foram realizados em 30 pontos e no Caieiras, em 25. Em cada 
ponto amostrado, determinou-se a concentração de metano por meio de uma série temporal de 
quatro medições, sendo que estes valores foram ajustados estatisticamente, resultando em um de 
coeficiente angular para cada um dos pontos avaliados. Com estes resultados, determinou-se a 
emissão de metano para cada um dos pontos. As eficiências obtidas foram calculadas a partir das 
emissões totais médias de metano dos aterros e também dos dados de vazão de metano real 
(medidos) dos drenos, obtidos dos sistemas de captação de biogás dos aterros. Com base nos 
resultados obtidos, pode-se concluir que: 
 embora os dois aterros sanitários estudados tenham infraestrutura adequada, nota-se a 
existência de emissões fugitivas de metano pela camada de cobertura (Aterro 
Bandeirantes com 0,00126 m3CH4.m
-2h-1 e Caieiras, 0,01222 m3CH4.m
-2h-1); 
 
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 o ensaio com a placa de fluxo pode contribuir para o mapeamento da fuga de metano pela 
superfície dos aterros. No Aterro Bandeirantes, a fuga total de metano representou 16% e 
no Caieiras, 35%; 
 as eficiências obtidas dos sistemas de captação de biogás nos aterros foram menores 
quando comparadas àquelas utilizadas na modelagem dos projetos de MDL (PDD) dos 
aterros. No Aterro Bandeirantes, a eficiência atual obtida foi de 56% e no Caieiras, 63%, 
valores inferiores se comparados com aquela usada nos PDDs (75%) dos aterros. A fuga 
de metano pela superfície é um dos fatores que influencia este resultado; 
 o maior controle da fuga de biogás nos aterros é de fundamental importância, 
principalmente em aterros que apresentam projetos de reaproveitamento do metano para 
produção de créditos de carbono e/ou energia elétrica; 
 estudos de emissão fugitiva de biogás pela superfície do aterro são essenciais para 
modelagens, planejamento e instalação de projetos futuros e também para o 
acompanhamento da eficiência de captação dos projetos implantados; 
 um maior aprofundamento dos estudos das emissões fugitivas em aterro deve ser feito 
para melhor avaliar as variações observadas, considerando os comportamentos sazonais 
ao longo do ano. A qualidade do solo de cobertura, que não foi contemplada no presente 
estudo, também pode ser uma ferramenta importante para o aperfeiçoamento dos estudos, 
correlacionando-se as emissões com o tipo de solo. Finalmente, estudos quanto à 
oxidação biológica de metano realizada por micro-organismos presentesno solo da 
cobertura dos aterros podem contribuir para reduzir a emissão de metano para a 
atmosfera. 
Referências deste texto: 
BABILOTTE, A.; LAGIER, T.; FIANI, E.; TARAMINI, V. (2010) Fugitive Methane Emissions from Landfills: 
Field Comparison of Five Methods on a French Landfill. Journal of Environmental Engineering, n. 139, p. 777-784. 
BOSCOV, M.E.G. (2008) GeotecniaAmbiental. São Paulo: Oficina de Textos. 
CANDIANI, G. (2011) Estudo da geração de metano em uma célula de aterro sanitário. Tese (Doutorado) em 
Energia. Centro de Engenharia, Modelagem e Ciências Sociais Aplicadas, Universidade Federal do ABC, Santo 
André, São Paulo, 152 p. 
ENSINAS, A.V. (2003) Estudo da geração de biogás no aterro sanitário Delta em Campinas – SP. Dissertação 
(Mestrado em Engenharia Mecânica), Universidade Estadual de Campinas, Campinas, São Paulo, 129 p. 
FARQUHAR, G.J; ROWERS, F.A. (1973) Gas production during refuse decomposition. Water, Air and Soil 
Pollution, v. 12, n. 14, p. 483-495. 
HOEKS, J. (1983) Significance of biogas reduction in waste tips. Waste Management & Research, v. 1, p. 323-325. 
IPCC – Intergovernmental Panel on Climate Change. (2006) Guidelines for National Greenhouse Inventories: 
Reference Manual, v. 3. Disponível em: <http://www.ipcc-nggip.iges.or.jp/public/gl/invs6>. Acesso em: mar. 2011. 
 
Este módulo deverá ser utilizado apenas como base para estudos. Os créditos da autoria dos conteúdos aqui apresentados são dados aos seus respectivos autores. 23 
IPT – Instituto de Pesquisas Tecnológicas. (2000) Lixo municipal: manual de gerenciamento integrado. São Paulo: 
IPT/CEMPRE. 
KWON, K.R.; CHO, H.S.; KIM, J.Y. (2009) Two Major Issues on Estimation of CER's Potential in CDM Landfill 
Projects.Proceedings Sardinia 2009, 20th International Waste Management and Landfill Symposium, Sardinia, Italy; 
05-09 October. 
MACHADO, S.L.; CARVALHO, M.F.; GOURC, J.P.; VILAR, O.M.; NASCIMENTO, J.C.F. (2009) Methane 
generation in tropical landfills: simplified methods and field results. Waste Management, v. 29, p. 153-161. 
MACIEL, F.J; JUCÁ, J.F.T. (2011) Evaluation of landfill gas production and emissions in a MSW large-scale 
Experimental Cell in Brazil. Waste Management, v. 31, p. 966-977. 
MARIANO, M.O.H. (2008) Avaliação da retenção de gases em camadas de cobertura de aterros de resíduos 
sólidos. Tese (Doutorado) em Engenharia Civil, Universidade Federal do Pernambuco, Recife, Pernambuco, 225 p. 
MARIANO, M.O.H; JUCÁ, J.F.T. (2010) Ensaios de campo para determinação de emissões de biogás em camadas 
de cobertura de aterros de resíduos sólidos. Revista Engenharia Sanitária Ambiental, v. 15, n. 3, p. 223-228. 
NETO, J.B. (2009) Medidas da emissão de gases em oito aterros de resíduos sólidos urbanos no estado de São 
Paulo, Brasil. Tese (Doutorado) em Engenharia Ambiental, Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de 
São Paulo, São Carlos, São Paulo, 530 p. 
OONK, H. (2010) Literature review: methane from landfills: methods to quantify generation, oxidation and 
emission. Innovations in Environmental Technology, The Netherlands, Oonkay. 
POHLAND, F.G. (1975) Sanitary landfill stabilization with leachate recycle and residual treatment.EPA-660/2-75-
043, US Environmental Protection Agency. 
SCHEUTZ, C.; KJELDSEN, P.; BOGNER, J.E.; DE VISSCHER, A.; GEBERT, J.; HILGER, H.A.; HUBER-
HUMER, M.; SPOKAS, K. (2009) Microbial methane oxidation processes and technologies for mitigation of 
landfill gas emissions.Waste Management & Research, v. 27, p. 409-455. 
SILVA, E.R. (2010) Modelagem Matemática da Produção e Transporte de Biogás em Aterros Sanitários. 
Dissertação (Mestrado em Energia), Universidade Federal do ABC, Santo André, São Paulo, 82 p. 
SILVA, T.N; CAMPOS, L.M.S. (2008) Avaliação da produção e qualidade do gás de aterro para energia no aterro 
sanitário dos Bandeirantes-SP. RevistaEngenhariaSanitáriaAmbiental, v. 13, n. 1, p. 88-96. 
SPOKAS, K.; BOGNER, J.; CHANTON, J.P.; MORCET, M.; ARAN, C.; GRAFF, C.; MOREAU-LE GOLVAN, 
Y.; HEBE, I. (2006) Methane mass balance at three landfill sites: What is the efficiency of capture by gas collection 
systems?Waste Management, v. 26, p. 516-525. 
SWANA – The Solid Waste Association of North America.(1998) Comparison of Models for Predicting Landfill 
Methane Recovery.Publication GR-LG 0075. SWANA: Dallas, TX-USA. 
TCHOBANOGLOUS, G.; THEISEN, H.; VINIL, S. (1993) Integrated Solid Waste Management: Engineering 
principles and management issues. New York, USA: McGraw-Hill Inc., 938 p. 
TEIXEIRA, C.E.; TORVES, J.C.; FINOTTI, A.R.; FEDRIZZI, F.; MARINHO, F.A.M. (2009) Estudos sobre a 
oxidação aeróbia do metano na cobertura de três aterros sanitários no Brasil. Revista Engenharia Sanitária 
Ambiental, v. 14, n. 1, p. 99-108. 
USEPA – United States Environmental Protection Agency. (1998) Landfill gas emissions model, version 3.02 user's 
guide – LandGEM.Disponível em: <http://www.epa.gov/ttncatc1/dir1/landgem-v302-guide.pdf>. Acessoemfev. 
2010. 
USEPA – United States Environmental Protection Agency (2005). First-order kinetic gas generation model 
parameters for wet landfills.EPA-600/R-05/072, EPA: Washington, DC-USA. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
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SORÇÃO E MOBILIDADE DO LÍTIO EM SOLOS DE ÁREAS DE 
DISPOSIÇÃO FINAL DE RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS 
Luiz Fernando Coutinho de OliveiraI; 
Jomara Gonçalves NogueiraII; 
Sthéfanny Sanchez FrizzarimIII; 
Ronaldo FiaIV; 
Jéssica Soares FreitasV; 
Fátima Resende Luiz FiaVI5 
 
RESUMO 
Um dos grandes problemas da atualidade é a disposição inadequada dos resíduos 
sólidos urbanos no solo, e seus efeitos recaem, principalmente, na contaminação das águas e do 
solo. Este trabalho6 objetivou o estudo da sorção e da mobilidade do Lítio nos solos das áreas de 
disposição de resíduos sólidos urbanos dos municípios de Lavras, Campo Belo e Pouso Alegre, 
MG. A partir dos ensaios de sorção em batelada e mobilidade do Li em colunas de solo, 
ajustaram-se os parâmetros das isotermas de Freundlich e da equação de transporte de solutos no 
solo. Pelos resultados obtidos verificou-se que, dentre os solos avaliados, o do município de 
Lavras foi o que apresentou a maior mobilidade do Li seguido dos solos de Pouso Alegre e 
Campo Belo, sendo, portanto, mais vulnerável à contaminação das águas subterrâneas. 
 
INTRODUÇÃO 
A geração de resíduos sólidos resulta em grave problema ambiental enfrentado pelos 
grandes centros urbanos. Esses resíduos são uma mistura complexa de materiais orgânicos e 
inorgânicos com propriedades físicas e químicas variáveis, cujas características acompanham as 
transformações tecnológicas e marcam o estágio de desenvolvimento de uma sociedade 
(ANICETO eHORBE, 2012). A preocupação com o meio ambiente e a necessidade de 
 
5IBolsista em Produtividade do CNPq; Professor do Departamento de Engenharia da Universidade Federal de Lavras 
(UFLA) – Lavras (MG), Brasil. IIEstudante de Graduação em Engenharia Ambiental e Sanitária pela UFLA – 
Lavras (MG), Brasil. IIIEstudante de Graduação em Engenharia Ambiental e Sanitária pela UFLA – Lavras (MG), 
Brasil. IVProfessor do Departamento de Engenharia da UFLA – Lavras (MG), Brasil. VEstudante de Graduação em 
Engenharia Ambiental e Sanitária pela UFLA – Lavras (MG), Brasil. VIProfessor do Departamento de Engenharia da 
UFLA – Lavras (MG), Brasil. 
6Publicado pela Revista de Engenharia Sanitaria e Ambiental. Versão impressa ISSN 1413-4152. Eng. Sanit. 
Ambient. vol.18 no.2. Rio de Janeiro abr./jun. 2013. http://dx.doi.org/10.1590/S1413-41522013000200006. 
Disponível em: <http://www.scielo.br/scielo.php?script=sci_arttext&pid=S1413-41522013000200006&lng=en&nrm=iso&tlng=pt>. Acesso em: 20 ago. 2013. 
 
 
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apresentar destino adequado aos resíduos sólidos são aspectos que estão sendo discutidos com 
frequência, devido principalmente ao descarte de aparelhos celulares em lixões, provocando a 
contaminação do solo, água e ar (Padilha et al., 2009). De acordo Piaz e Ferreira (2011), as 
pilhas e baterias apresentam elementos químicos altamente poluentes tanto ao homem quanto à 
natureza, dentre os quais destacam-se o Chumbo (Pb), o Mercúrio (Hg), o Cádmio (Cd),o Cobre 
(Cu), o Níquel (Ni), a Prata (Ag), o Lítio (Li), o Manganês (Mn) e o Zinco (Zn). 
Segundo Oliveira e Pasqual (2004), dentre os elementos mais presentes no percolado 
das áreas de disposição de resíduos sólidos urbanos, destacam-se o Cd, o Cu, o Li e o Zn. 
Concentrações anômalas de Li podem ocorrer pela introdução direta por meio de descarte de 
pilhas e baterias juntamente com o lixo comum, ou indiretamente pela incorporação aos 
aquíferos de espécies químicas que promovam a solubilização de fases minerais que contenham 
este metal, tais como a matéria orgânica e a diminuição do pH do meio (PROCHNOW; 
PROCHNOW; LIBERMAN, 2009). 
Como produto da biodegradação gerado pela passagem da água através do maciço dos 
aterramentos dos resíduos sólidos em processo de decomposição, tem-se o líquido chamado de 
percolado. Esse líquido possui elevada carga de poluentes orgânicos e inorgânicos e, ao entrar 
em contato com o solo, pode modificar, de forma intensa, suas características físicas, químicas e 
biológicas, bem como as das águas subterrâneas, caso consiga alcançá-las (OLIVEIRA e JUCÁ, 
2004). 
Segundo Korf et al. (2008), o transporte e a retenção de metais em solos de áreas de 
disposição de resíduos sólidos urbanos já têm sido motivo de estudo por vários autores. 
Substâncias poluentes presentes no percolado podem estar dissolvidas na água e sujeitas a 
mecanismos de transporte através do solo, ressaltando que a água é o principal agente 
transportador de substâncias no perfil do solo. Ao mesmo tempo, o perfil do solo pode servir 
como meio atenuante de contaminantes que, por meio de processos físicos, químicos e 
biológicos de interação solo-poluente, alteram a concentração da solução (CELERE et al., 2007). 
Segundo PROCHNOW, PROCHNOW e LIBERMAN (2009), as características do 
percolado dependem da composição, da origem e da idade dos resíduos originalmente dispostos, 
bem como da fase de decomposição do processo, contendo, em concentrações variadas, 
 
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compostos orgânicos e elementos traços que possam contaminar o meio ambiente e ser tóxicos 
aos seres vivos. 
Um aspecto fundamental na determinação das quantidades de elementos traços nos 
solos refere-se a sua movimentação no perfil, que não depende apenas das propriedades físico-
químicas do íon metálico, mas também das propriedades físicas e químicas de cada tipo de solo 
(CAMPOS, 2010). A modelagem da retenção e do transporte de poluentes no solo é uma 
importante ferramenta para se compreender e simular o movimento desses poluentes no meio 
poroso e auxiliar na tomada de decisão nas formas de reduzir os impactos ambientais advindos 
da contaminação do solo e das águas subterrâneas (VINHAL-FREITAS et al., 2010). 
No desenvolvimento e na utilização dos modelos, faz-se necessário a caracterização dos 
processos de sorção dos poluentes pela matriz do solo e a obtenção dos parâmetros das equações 
que regem o movimento da água e dos poluentes no meio poroso (OLIVEIRA et al., 2010a). 
Tais modelos são resultantes de soluções da equação do transporte de solutos no solo em relação 
ao avanço da interface entre o líquido deslocador e o deslocado, e têm como base, o fluxo de 
massa, a dispersão, a difusão e o retardamento dos solutos (ALCÂNTARA e CAMARGO, 
2010). Sendo assim, o conhecimento do funcionamento hidrodinâmico e hidrodispersivo do solo 
é de fundamental importância para prevenção e remediação dos danos causados ao meio 
ambiente, uma vez que o solo é um dos principais destinatários dos resíduos gerados pela 
sociedade (CARMO et al., 2010). 
Embora seja o solo uma barreira natural de proteção aos aquíferos subterrâneos, os 
fatores que governam sua capacidade em reter elementos traços são extremamente complexos, o 
que dificulta sobremaneira o seu entendimento e as possibilidades de previsões acerca do 
comportamento desses elementos, principalmente em longo prazo (OLIVEIRA e MATTIAZZO, 
2001). De acordo com Pierangeli et al. (2007), o efeito poluente dos elementos traços no 
ambiente depende, principalmente, da capacidade dos colóides do solo em sorvê-los e mantê-los 
retidos, sendo altamente impactante por persistir no ambiente. A distribuição dos elementos 
traços nos diversos sítios de adsorção das partículas reativas do solo pode ser usada para estimar 
a sua disponibilidade ou predizer contaminações do ambiente (KUMMER et al., 2011). 
O solo possui grande capacidade de retenção dos elementos traços, porém se esta 
capacidade for ultrapassada, os metais alterarão sua disponibilidade para o meio 
 
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(OLIVEIRA etal., 2010b). Portanto, para reduzir o risco potencial de contaminação por 
compostos nocivos, provenientes da reação de decomposição desses resíduos ao meio, é 
necessário conhecer as interações com o solo, sua distribuição ao longo do perfil e sua 
disponibilidade em ambientes de clima tropical e pela capacidade do solo em adsorver esses 
elementos traços (CORRÊA et al., 2008). 
A mobilidade de solutos no solo está inversamente relacionada à sorção dos mesmos à 
fração sólida ou às condições do meio que favoreçam a precipitação dos íons. A sorção iônica ao 
complexo de troca do solo faz com que os íons mantenham intercâmbio com a solução do solo, 
proporcionando ora sua retenção junto à fração sólida, ora sua disponibilização no meio aquoso 
(TAGLIAFERRO et al., 2011). Em solos intemperizados, a fração argila responsável pela sorção 
apresenta cargas em sua superfície dependentes do pH, sendo que em ambientes ácidos 
predominam as carga positivas e em ambientes alcalinos há o predomínio das cargas negativas 
(CORRÊA et al., 2008). 
Segundo Moreira et al. (2010), a mobilidade do soluto no meio poroso pode ser 
avaliada por meio de técnicas baseadas na análise do deslocamento miscível e a determinação do 
fator de retardamento pode ser feita, indiretamente, pelo ensaio de sorção, ou diretamente, pela 
análise da curva de eluição obtidas em colunas de lixiviação. O fator de retardamento representa 
a defasagem entre as velocidades de avanço do soluto e a da frente de molhamento da solução 
percolante, sendo, por essa razão, uma variável de grande importância no estudo do movimento 
de solutos no solo. 
Os métodos empregados no estudo de sorção e na avaliação da mobilidade de solutos no 
solo, segundo Nicochelliet al. (2012), Chaves e Tito (2011), Castro et al. (2010), Oliveira et al. 
(2010a; 2010b) são os de batelada e do deslocamento miscível unidimensional em colunas de 
solo. Os resultados dos ensaios de sorção e deslocamento miscível em colunas de solo, 
associados a modelos físico-matemáticos, possibilitam entender o comportamento dos solutos no 
meio poroso e os processos de difusão, dispersão, exclusão aniônica, sorção e mudanças durante 
o transporte. A maioria das análises da sorção e do transporte de solutos no meio poroso é 
baseada na aplicação das equações do transporte convectivo-dispersivo e das isotermas de sorção 
(RIBEIRO et al., 2011e ASSIS, 2010). 
 
Este módulo deverá ser utilizado apenas como base para estudos. Os créditos da autoria dos conteúdos aqui apresentados são dados aos seus respectivos autores. 28 
Em vista do exposto, objetivou-se com este trabalho a análise da sorção e da mobilidade 
do Li em solos de três formas distintas de disposição de resíduos urbanos gerados pelas cidades 
de Campo Belo, Lavras e Pouso Alegre, com finalidade de identificar a potencialidade de 
contaminação do solo e das águas subterrâneas em função dos resultados obtidos nos ensaios de 
sorção e deslocamento miscível. 
 
METODOLOGIA 
Para a realização deste trabalho, foram coletadas amostras deformadas de solo em três 
áreas de disposição final de resíduos sólidos urbanos (RSU) dos municípios de Campo Belo, 
Lavras e Pouso Alegre, sob jurisdição da Superintendência Regional de Meio Ambiente e 
Desenvolvimento Sustentável (Supram) do Sul de Minas Gerais. Em Campo Belo1, os resíduos 
sólidos urbanos são dispostos em um aterro sanitário municipal localizado nas coordenadas 
geográficas de 20º 51' 47" S e 45º 17' 46" W; em Lavras, em um vazadouro a céu aberto – lixão 
(21º 16' 23" S e 44º 55' 34" W) e em Pouso Alegre (22º 15' 33" S e 46º W) em um lixão, o qual 
foi encerrado a dois anos. Segundo o último censo do IBGE2 a população dos municípios de 
Pouso Alegre, Lavras e Campo Belo são respectivamente de 132.445, 93.231 e 51.725 
habitantes, e a geração diária de resíduos desses municípios, conforme Franco (2012), é de 
73,37; 51,65 e 28,66 t.dia-1, respectivamente. 
Inicialmente, as amostras de solo foram destorroadas e peneiradas com malha de 2,0 
mm de abertura e, posteriormente, secas em estufa a 105ºC para obtenção da TFSE (Terra Fina 
Seca em Estufa) por um período de 48h. Após secagem, as amostras foram armazenadas em 
sacos de polietileno e parte foi encaminhada ao Departamento de Ciência do Solo da 
Universidade Federal de Lavras para a caracterização química e física, segundo as metodologias 
preconizadas pela Embrapa (1979). 
O potencial de sorção e de lixiviação do Li nos solos estudados foi avaliado pela análise 
dos valores obtidos para o fator de retardamento e coeficiente de distribuição linear da isoterma 
de Freundlich. O coeficiente de distribuição linear e o fator de retardamento foram estimados por 
meio da análise das isotermas de sorção, curvas obtidas a partir de ensaios de equilíbrio em lote 
que, por sua vez, consistem na agitação de misturas compostas por uma porção de solo e uma 
solução contendo um contaminante com concentração inicial conhecida. A agitação mantém as 
 
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partículas sólidas em suspensão, disponibilizando toda sua área ao contato com a solução durante 
o tempo necessário para que ocorram as reações químicas de interação solo-contaminante. Em 
seguida, foi feita a separação das fases sólida e líquida e determinou-se a concentração de 
equilíbrio da solução, sendo que pela diferença entre as concentrações inicial e de equilíbrio 
obteve-se a concentração do contaminante que foi retida pelo solo (SOUZA; CHAVES; 
FERNANDES, 2006 e LANGE et al., 2002). Para tal, o elemento traço empregado nos estudos 
de sorção e deslocamento miscível em laboratório foi o Lítio, obtido de soluções previamente 
preparadas de Cloreto de Lítio. No ensaio de sorção, foram pesadas em balança de precisão 10g 
de TFSE de cada solo analisado, as quais foram transferidas para beckers em triplicatas e 
adicionados 15 mL das soluções de Cloreto de Lítio com concentrações de 1,1; 2,3; 5,2; 10,1; 
20,3; 30,1 e 50,0 mg.L-1 de Li. As concentrações de Li utilizadas nas soluções no estudo da 
sorção basearam-se na resolução nº 357 do Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA, 
2005), para águas doces Classe 1, que determina a concentração máxima de Li de 2,5 mg.L-1, 
sendo empregados valores abaixo e acima deste limite para a construção da isoterma de sorção. 
Os valores das concentrações de Li acima do limite preconizado pela resolução nº 357 são 
justificados pelo fato de que este valor se refere à concentração na água e, como o estudo está 
sendo realizado no solo, para se alcançar valor de concentração na água subterrânea deve-se ter 
em mente que parte da quantidade do íon Li aplicada na coluna do solo ficará retida no complexo 
de troca e parte estará disponível para a lixiviação. 
Os beckers contendo os solos e as soluções foram agitados de maneira contínua por um 
período de 15 minutos e logo após foram colocados em repouso por um período de 48h, para 
permitir um maior tempo de contato entre a solução e o solo, assim como a decantação da parte 
sólida. Em seguida, foram coletadas alíquotas de 10 mL do sobrenadante para a determinação 
das concentrações do Li em solução e adsorvida ao solo, ou seja: 
 
em que: 
Cs- concentração de Li adsorvido ao solo (mg.kg
-1); 
Ci e Cf- concentração inicial e final de Li em solução (mg.L
-1); 
m - massa da TFSE (kg); 
 
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Vol- volume da solução adicionada ao becker (L). 
 
A temperatura da solução durante o ensaio de sorção foi mantida em torno de 20º C, 
sendo monitorada com o auxílio de um termômetro de infravermelho modelo Minitemp MT4®, 
fabricado pela Raytek. 
Para a determinação da concentração de Li na solução sobrenadante, utilizou-se um 
fotômetro de chamas de fabricação da Quimis, modelo Q398®. A leitura do fotômetro indica a 
intensidade do espectro de luz para a determinação da concentração, sendo que para tal faz-se a 
necessidade de sua calibração. Empregando as concentrações de Li usadas neste trabalho, 
obteve-se a curva de calibração do equipamento (C = 1,332 L - 52,1; r2 = 0,98), o que a permitiu 
a transformação da leitura (L) em concentração (C). 
As isotermas de sorção são curvas que representam a concentração de espécie química 
sorvida pela sua concentração não sorvida a uma temperatura constante, podendo ser ajustado 
modelos matemáticos utilizados para quantificar a capacidade de sorção de um elemento pelo 
solo. As equações de Langmuir e Freundlich têm sido utilizadas com frequência para descrever a 
sorção de diferentes elementos químicos pela fase coloidal do solo (SODRÉ et al., 2001). 
Segundo Corrêa et al. (2011), a sorção de químicos no solo tem sido mais bem descrita pela 
isoterma de sorção de Freundlich (Equação 2), sendo a expressão mais comumente utilizada em 
problemas de contaminação de águas subterrânea. 
 
em que: 
Cw- concentração de Li em solução (mg.L
-1); 
Kf e N - coeficiente e expoente da isoterma de Freundlich. 
 
Quando o expoente N for unitário, tem-se uma isoterma linear que corresponde a um 
caso especial da isoterma de Freundlich. Neste caso, segundo CORREIA, LANGENBACH E 
CAMPOS (2010) e D'Agostinho e Flues (2006), o coeficiente de proporcionalidade da isoterma 
de Freundlich é chamado de coeficiente de partição (Kd), ou seja: 
 
 
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De posse dos resultados dos ensaios de sorção, para os ajustes das isotermas aos 
modelos potencial e linear, foi empregando o método da minimização da soma dos quadrados 
dos desvios. Com base no coeficiente angular das isotermas de sorção ajustadas (coeficiente de 
partição linear), fez-se a determinação dos fatores de retardamento do Li para os diferentes solos, 
empregando para tal a seguinte expressão: 
 
em que: 
Kd- coeficiente de distribuição linear; 
P - porosidade total do solo (m3); 
Ds- massa específica do solo (kg.m
-3). 
 
No ensaio de mobilidade dos elementos traços no solo, empregou-se a metodologia dodeslocamento miscível em colunas de solo, conforme descrito por Oliveira et al. (2010a). Para 
tal, foram preenchidas colunas de solo com a TFSE, empregando anéis de PVC com 5,11 cm de 
altura e 5,95 cm de diâmetro. As colunas foram preenchidas de forma a proporcionar 
uniformidade e homogeneidade em toda sua extensão, adicionando-se o solo em camadas de 
aproximadamente 2,0 cm de espessura até completar o volume da coluna. Cada camada 
sobreposta foi compactada por leve pressão com um auxílio de um pistilo de cerâmica. Durante o 
preenchimento das colunas, determinou-se a massa de TFSE utilizada para a determinação da 
massa específica do solo e da porosidade, ou seja: 
 
em que: 
mTFSE- massa de solo usada no preenchimento da coluna (kg); 
Vcol- volume da coluna de solo (m
3); 
P - porosidade (m3.m-3); 
Dp- massa específica de partículas (kg.m
-3). 
 
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As colunas foram colocadas para saturar em bandejas metálicas, de forma que a lâmina 
de submersão fosse de 2/3 da altura das colunas do solo, permitindo a expulsão do ar contido nos 
poros. Posteriormente, as colunas foram montadas em um permeâmetro de carga constante, 
composto de suporte metálico para prender a coluna de solo; anel superior para manter uma 
carga hidráulica constante; dois frascos de Mariotte, sendo um contendo água deionizada e o 
outro com a solução deslocadora de Cloreto de Lítio na concentração de 50 mg.L-1 de Li. 
Inicialmente, aplicou-se às colunas de solo água deionizada para garantir a lixiviação dos íons 
em solução possivelmente existente no solo. Durante o processo de lixiviação das colunas, fez-se 
a determinação do fluxo de água que atravessa a coluna do solo, do gradiente de potencial 
hidráulico, permitindo assim a determinação da condutividade hidráulica do solo saturado por 
intermédio da aplicação da equação de Darcy que descreve o escoamento em meios porosos. Em 
seguida, foi adicionada a solução deslocadora de Cloreto de Lítio e coletadas alíquotas de 
aproximadamente 10 mL da solução eluente com auxílio de provetas, correspondendo a 0,1 do 
volume total de poros. Para a determinação precisa do volume das alíquotas coletadas, 
determinou-se a massa da solução coletada com auxílio de balança de precisão e posteriormente 
fizeram-se a conversão de massa para volume, considerando a massa específica da solução igual 
1000 kg.m-3. 
As alíquotas das soluções eluentes coletadas nos ensaios de deslocamento miscível 
foram armazenadas em recipientes de vidro âmbar com tampas, para posterior determinação da 
concentração do Li no fotômetro de chamas, permitindo a obtenção dos pontos para o traçado da 
curva de eluição. Com os resultados do ensaio do deslocamento do Li nas colunas de solo, 
empregou-se o aplicativo Stanmod, desenvolvido por Simunek et al. (1999), para o ajuste do 
fator de retardamento (R) e do coeficiente de dispersão hidrodinâmica (D) da solução analítica 
da equação do transporte de solutos em colunas de solo,obtida por Van Genuchten e Wierenga 
(1986), ou seja: 
 
 
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em que: 
C - concentração do soluto para qualquer tempo t (mg.L-1); 
Co- concentração inicial da solução (mg.L
-1); 
R - fator de retardamento; 
L- comprimento da coluna de solo (cm); 
t - tempo de coleta da alíquota da solução deslocadora (h); 
D - coeficiente de dispersão hidrodinâmica (cm.h-1); 
v - velocidade média da solução deslocadora na coluna de solo (cm.h-1); 
erfc- função erro complementar. 
 
Para tal, o aplicativo Stanmod foi alimentado com os valores que caracterizam o meio 
poroso, as concentrações do Li nas alíquotas da solução eluente coletadas no ensaio do 
deslocamento miscível nas colunas dos solos avaliados, bem como os respectivos tempos de 
coleta dessas soluções. A partir das informações dos ensaios, o módulo solução inversa do 
Stanmod ajustou os parâmetros fator de retardamento (R), coeficiente de dispersão 
hidrodinâmica (D) para as condições de equilíbrio instantâneo (EI) e equilíbrio com um 
decaimento de primeira ordem (EPO) com o ajuste do coeficiente de transferência de massa de 
primeira ordem (m). 
Com os valores do coeficiente de dispersão hidrodinâmica, velocidade média da solução 
deslocadora e do comprimento da coluna de solo, calculou-se o número de Peclet (Pe) 
permitindo, assim, a análise do tipo de fluxo que predominou em cada coluna de solo. 
 
 
Quando Pe<0,01,há o predomínio de fluxo difusivoe para Pe>50, há predomínio do 
fluxo dispersivo (KORF et al., 2008). No intervalo entre esses limites ocorrem simultaneamente 
os fluxos difusivo e dispersivo. 
 
 
 
 
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RESULTADOS E DISCUSSÃO 
Na Tabela 1, encontram-se os resultados das análises física e química dos solos de 
disposição de RSU dos municípios de Campo Belo, Lavras e Pouso Alegre, MG, importantes 
para a análise da sorção e mobilidade do Li. Pelos resultados obtidos na análise granulométrica, 
o solo de Pouso Alegre foi classificado como muito argiloso, com 60% de argila. A princípio 
pode-se inferir que esse solo terá maior sorção do Li em comparação aos demais solos. Os solos 
de Campo Belo e Lavras foram classificados, segundo a Embrapa (1979), em argiloso e franco-
argiloso, respectivamente. Embora o solo de Pouso Alegre apresente maior quantidade da fração 
argila, sua capacidade de troca catiônica foi inferior ao solo de Campo Belo, possivelmente por 
apresentar menor pH, comportamento verificado por Chaves e Tito (2011) e Gonçalves et al. 
(2008). Com o ambiente acidificado, a liberação de H+ propicia uma menor interação de cargas 
positivas com o solo, contribuindo para a redução do poder de retenção do solo de Pouso Alegre 
e Lavras. Pela análise dos valores das CTC, segundo a interpretação preconizada pela Embrapa 
(2006), os solos avaliados apresentam baixa capacidade de retenção de cátions (1,61<CTC<4,3) 
e cargas dependentes de pH, como foi verificado por Castro et al. (2010), Alleoni et al. (2005) e 
Pierangeli et al. (2007), típico de solos tropicais intemperizados. A faixa de pH encontrada na 
análise química indicou, segundo Castro et al. (2010),que a acidez fraca a neutra favoreceu a 
redução da CTC. A baixa CTC do solo de Lavras também foi justificada pela sua baixa 
quantidade da fração argila. Porém, o solo de Campo Belo, por apresentar um pH mais alto em 
relação aos demais, propiciou uma maior CTC, concordando com os resultados obtidos por 
Ribeiro et al. (2011), Gonçalves et al. (2008) e Linhares et al. (2008). Segundo esses autores, o 
pH, a CTC e os teores de óxidos de ferro são os atributos que possuem maior influência sobre a 
capacidade de adsorção e energia de ligação de elementos traços nos solos. 
 
 
 
 
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Para a verificação do maior potencial de retenção de elementos traços nos solos, em 
especial nos argilosos, faz-se necessário o conhecimento do tipo de argilo-mineral que se 
encontra presente nos solos avaliados. Os índices Ki e Kr estão diretamente relacionados ao grau 
de alteração do solo, sendo que, quanto maiores seus valores, menor será o grau de 
intemperismo. O Ki fornece uma estimativa do grau de intemperismo de solos tropicais e 
subtropicais apresentando uma estimativa da relação caulinita e gibbsita nos solos. A 
interpretação do índice Kr é semelhante ao Ki, porém mais apropriado para indicar o grau de 
alteração dos minerais em solosem que a alta taxa de formação de óxidos de ferro contrasta com 
os baixos teores de alumina. Pela análise dos coeficientes de intemperismo Ki e Kr obtidos para 
todos os solos avaliados, maiores que 0,75 (OLIVEIRA et al., 2010a e ALLEONIet al., 2005), 
indicam a presença mineralógica de argilas do grupo da caulinita, o que justifica os baixos 
valores de CTC encontrados, conforme verificado também por Pierangeli et al. (2007) e 
Oliveira et al. (2010b). 
Com relação aos atributos físicos (Tabela 1), todos os solos apresentaram valores de 
condutividade hidráulica do solo saturado entre 0,4 a 18,0 cm.h-1, sendo classificados, segundo 
Gerscovich (2011), como solos de baixa condutividade, embora a porosidade tenha sido elevada 
(>60%). A baixa condutividade hidráulica dos solos avaliados refletiu no ensaio do 
deslocamento da frente de contaminação do Li em colunas de solo, proporcionando um maior 
tempo de contato da solução deslocadora com a matriz do solo. 
Na Tabela 2, encontram-se os parâmetros ajustados das isotermas de Freundlich para os 
modelos linear e potencial, bem como os fatores de retardamento (R) obtidos pelo emprego da 
Equação 4. Para ambos os modelos, observou-se um bom ajuste das isotermas de Freundlich, 
com coeficientes de determinação (r2) próximos de 1,0. Pelos valores ajustados do expoente N 
do modelo potencial das isotermas de Freundlich estarem próximos à unidade, não se verificou 
grandes diferenças entre os coeficientes Kd e Kf, para o intervalo das concentrações de Li 
empregadas no ensaio de sorção, o que implica em um comportamento praticamente linear de 
equilíbrio entre o Li em solução e adsorvido à matriz do solo.Este comportamento das isotermas 
de sorção se deve ao fato de que o número de sítios de adsorção é muito maior do que a 
quantidade de moléculas de soluto e a isoterma não exibe um patamar de concentração máxima, 
resultado semelhante ao encontrado por Oliveira et al. (2010b) e Nicochelliet al. (2012).Os 
 
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resultados obtidos no ensaio de sorção, validam a estimativa do fator de retardamento (R) pela 
Equação 4, que assume na sua formulação uma sorção de equilíbrio linear entre o soluto em 
solução e fase sólida. 
 
 
 
A Figura 1 apresenta os ajustes dos modelos linear e potencial das isotermas de 
Freundlich para os solos estudados, em que se observa uma diferença no comportamento sortivo 
do solo de Lavras em relação aos demais em função da menor quantidade da fração argila, 
responsável pela capacidade de troca catiônica dos solos. Com relação aos solos de Campo Belo 
e Pouso Alegre, não se observou grandes diferenças na sorção do Li por esses solos, uma vez que 
os valores da CTC encontrados nas análises químicas estarem próximos, comportamento 
semelhante ao encontrado por Ribeiro et al. (2011), Assis (2010), Castro et al. (2010), Moreira e 
Alleoni (2010), Oliveira et al. (2010b), Linhares et al. (2009) e Oliveira et al. (2004) avaliando a 
sorção de elementos traços em diferentes classes de solo. Com relação aos fatores de 
retardamento (R) obtidos indiretamente (Tabela 2) com base nos parâmetros ajustados das 
isotermas de sorção lineares (Equação 4), não se verificou grandes diferenças nos valores, o que 
implica em dizer que, embora existam diferenças na sorção do Li, o retardo do elemento no 
processo de transporte não promove grandes variações na sua movimentação nos poros do solo. 
O fator de retardamento expressa a partição do soluto em solução entre as fases sólida e líquida 
do solo, e quanto maior o seu valor, menor a disponibilidade do elemento na fase líquida do solo 
a ser transportado para as camadas mais profundas, reduzindo assim o potencial de contaminação 
das águas subterrâneas. Os valores de R (Tabela 2) foram elevados, superiores a unidade, 
implicando que os solos avaliados são bastante reativos no que se referem à sorção do Li, 
 
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comportamento semelhante verificado por Oliveira et al. (2010b), Linhares et al. (2008), 
Lange et al. (2002), Martinez et al. (2001), Oliveira e Mattiazzo (2001). 
 
 
 
A Tabela 3 apresenta os parâmetros da equação do transporte de solutos ajustados pelo 
aplicativo Stanmod, considerando as situações de equilíbrio instantâneo (EI) e de equilíbrio com 
um decaimento de primeira ordem (EPO) entre o Li em solução e a sorção pela matriz do solo. 
Avaliando a qualidade dos ajustes dos parâmetros da equação do transporte (Tabela 3), 
observou-se que os coeficientes de determinação (r2) ficaram próximos de 1,0, conferindo um 
bom ajuste das curvas de eluição teóricas em relação às experimentais (Figura 2). Com relação 
às condições de equilíbrio avaliadas (EI e EPO), não se verificou grandes diferenças no ajuste 
dos parâmetros, podendo assumir, portanto, que houve um equilíbrio instantâneo da 
concentração do Li na solução deslocadora com a matriz do solo. 
 
 
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Na Figura 2 verifica-se o comportamento da mobilidade do Li para os solos estudados, 
o que permitiu inferir sobre a potencialidade dos solos avaliados no que se refere à contaminação 
das águas subterrâneas. Para uma mesma quantidade de solução que atravessa o meio poroso, 
verificou-se que o solo de Lavras recupera mais rapidamente a concentração na solução eluente, 
 
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seguido dos solos de Pouso Alegre e Campo Belo, o que concorda com os resultados obtidos nos 
ensaios de sorção, ou seja, para 1,0 volume de poros da solução eluente, as concentrações 
relativas de Li nas alíquotas coletadas representam 70,8; 62,8 e 33,2% da concentração inicial 
(Co) para os solos de Lavras, Pouso Alegre e Campo Belo, respectivamente. Para recuperar 
totalmente a concentração inicial de Li aplicada nas colunas de solo (C/Co=1,0), foi necessário o 
deslocamento dos volumes de solução correspondentes aos volumes de poros de 3,7 para o solo 
de Campo Belo, 2,8 para o solo de Pouso Alegre e de 2,6 para o solo de Lavras. 
Comparando os valores dos fatores de retardamento (R) obtidos diretamente nos ensaios 
de deslocamento miscível nas colunas dos solos avaliados (Tabela 3) com os obtidos 
indiretamente nos ensaios de sorção (Tabela 2), observa-se uma grande diferença nos valores de 
R, comportamento semelhante ao verificado por Oliveira et al. (2010a; 2010b) e Castro et al. 
(2010). Uma das explicações se deve ao fato de que, nos ensaios de deslocamento da solução de 
Li nas colunas de solo, teve-se uma condição de dinâmica, envolvendo o escoamento da solução 
deslocadora no meio poroso reativo, sujeito as processos difusivos, dispersivos e de sorção, 
conforme verificado por Oliveira et al. (2010a) e Lange et al. (2002). Por outro lado, nos ensaios 
de sorção, teve-se uma condição de estática, em que, após a agitação da solução de Li em um 
recipiente fechado, há o repouso do sistema por um tempo de contato superior ao verificado no 
ensaio de deslocamento, dando assim maior oportunidade de contato da solução com a matriz do 
solo, e por consequência, maior sorção. Outra possível explicação, segundo Nicochelli et al. 
(2012), se deve ao fato de que o fator de retardamento obtido considerando o modelo da isoterma 
linear é uma hipótese simplista do fenômeno da sorção, resultando em divergências entre os 
valores de R ajustados pela Equação 4 e pelo Stanmod. 
Para todos os solos avaliados houve o domínio