Eletrocinese
Nas últimas décadas os profissionais na área ambiental vêm utilizando a técnica de eletrocinese para descontaminar solos e águas subterrâneas. Essa técnica também é conhecida como remediação eletrocinética, eletrorremediação, eletrorestauração, descontaminação eletroquímica ou eletromigração. Ela é definida como o transporte físico-químico de partículas carregadas eletricamente e de umidade no meio poroso (Reddy et al.,2002)
Segundo Reddy et. al. (2002) comparada às tecnologias convencionais, a eletrocinese tem as seguintes vantagens:
- Simplicidade: é de fácil operação e o equipamento a ser utilizado é muito simples.
- Segurança: a exposição do pessoal aos contaminantes que opera a aparelhagem é muito reduzido.
- Economia: os custos variam entre 26 a 296 dólares por metro cúbico, dependendo das condições específicas.
- Flexibilidade: pode ser usado in-situ ou em caso de não ter espaço pode ser aplicado ex-situ.
Em geral, a técnica eletrocinética implica em uma instalação de eletrodos ao redor de uma área contaminada. Depois dos eletrodos estarem instalados, um potencial de corrente é aplicado, atravessando do anodo (eletrodo com carga positiva) ao catodo (eletrodo com carga negativa). Como resultado do gradiente elétrico ocorrem diferentes reações físico-químicas e o transporte d e espécies iônicas. Geralmente a migração é maior se a molécula encontra-se solúvel e, no caso de não estar solúvel e estar adsorvida, primeiro deve passar por um processo de desorção, ser solubilizada na água intersticial do solo, para ser adequadamente transportada aos reservatórios do fluido em contato com os
eletrodos. Este fluido contaminado é separado e tratado pelos métodos convencionais.
É necessário um entendimento das reações físico-químicas no processo de transporte do contaminante para que se faça uma aplicação adequada da técnica da eletrocinese (Reddy et. al., 2002). Dentre os fenômenos físico-químicos observados durante um ensaio eletrocinético podemos observar: migração iônica, eletro-osmose, potencial de corrente e eletroforese. Características com a camada dupla podem também interferir no transporte eletrocinético.
2.1
Camada dupla no solo
Em solos finos, a presença da dupla camada difusa promove o surgimento de diversos fenômenos eletrocinéticos no solo como conseqüência da aplicação do campo elétrico (Mergulhão, 2002).
Uma característica importante das argilas é a de que os argilominerais possuem íons permutáveis, que têm capacidade de troca iônica, o que significa dizer que os íons na superfície podem ser trocados através de reações químicas. Segundo Santos (1975), a presença de íons dissolvidos no líquido em que a argila está dispersa afeta as partículas de argilominerais de três maneiras diferentes, que podem ocorrer simultaneamente: a) influencia a camada de água adsorvida (na espessura e na orientação), b) confere carga negativa à partícula de argila, c) provoca a clivagem ou separação das partículas em partículas menores, geralmente separando-as paralelamente ao plano basal e formando lâminas mais finas.
Segundo Helmholtz, as partículas coloidais sempre têm uma dupla camada iônica (mesmo em água pura há adsorção de íons H3O ou OH-), mas o conceito
de Helmoholtz era de uma camada dupla rígida. Já a teoria desenvolvida por Gouy, Chapman e Stern imaginava uma camada dupla difusa. Posteriormente foi apresentado o modelo moderno da estrutura da dupla camada iônica, apresentado na figura 2.1, constando de uma camada de íons rigidamente ligada à superfície da partícula (camada de Stern) e uma camada difusa, que começa a uma distância dada por uma disposição Poisson. A espessura desta camada difusa é simbolizada por δ. (Santos, 1975)
δ
Figura 2.1 Distribuição esquemática de cargas elétricas em uma partícula coloidal negativa. (Adaptada de Olphen,1963; Sennet e Olivier,1965, Santos,1975)
2.2
Fenômenos no movimento de cargas na eletrocinese
Existem quatro fenômenos eletrocinéticos relacionados ao solo - migração iônica.
- eletro-osmose - eletroforese
- potencial de corrente
Além destes mecanismos, as reações de eletrólise nos eletrodos e as reações geoquímicas de sorção, precipitação/dissolução e complexação são outros fatores que podem influenciar diretamente na taxa de transporte de substâncias no solo. (Reddy,et .al ,2002,Deotti, 2005).
2.2.1
Migração iônica ou eletro-migração
A eletro-migração corresponde ao movimento de íons em uma solução aquosa sob a ação de um campo elétrico, onde os íons negativos são transportados para o eletrodo de carga positiva e os íons positivos para o eletrodo de carga negativa. (figura 2.2)
Podemos dizer que a eletromigração refere-se ao transporte de íons que se encontram no fluido intersticial do solo. Este mecanismo é altamente responsável pela eletromigração do H+ e do OH- em direção ao eletrodo de carga oposta.
M o v im e n to d e p a rtic u la
∆E
Figura 2.2 Eletromigração (Mitchell,1993)
2.2.2
Eletro-osmose
Em um sistema solo-água, se um potencial elétrico é aplicado, os ânions, por ter carga negativa, são atraídos para o anodo e os cátions, por ter carga positiva, são atraídos para o catodo. A água livre e parte da água de hidratação são transportadas, através de um meio poroso, em conseqüência do gradiente elétrico formado pelo transporte dessas cargas negativas e positivas, gerando um fluxo, chamado de fluxo eletro-osmótico. (figura 2.3).
Algumas propriedades do solo,(como o tipo, a permeabilidade e o teor de umidade) e do fluido eletrolítico, como a quantidade de sais dissolvidos, o tipo e posicionamento dos eletrodos, são determinantes para o fluxo eletro-osmótico, pois este depende da quantidade de íons migrando de um pólo ao outro. O transporte de água será maior quanto menor for a atividade da argila, maior a umidade e menor a capacidade de troca catiônica, pois assim tem-se maior hidratação dos cátions.
ELETRO-OSMOSE
Fluxo de agua induzido por gradiente eletrico ∆E (DC)
H2O
CATODO ANODO
ARGILA SATURADA
Figura 2.3 Eletro-osmose (Mitchell 1993)
O fluxo eletro-osmótico é controlado pelo coeficiente de permeabilidade eletro-osmótica Ke, que é a medida do fluxo de fluido por unidade de área de solo pela aplicação de um gradiente de potencial elétrico.
Mitchell (1993) apresenta valores para o coeficiente de permeabilidade eletro-osmótica. Estes valores variam entre:
1,5 x10 -5 cm2/V*s para siltes argilosos
12 x 10 -5 cm2/ V*s para lama de bentonita sódica
5 x 10 -5 cm2/ V*s para a maioria das argilas
No entanto em situações diferentes, com solos contaminados os valores obtidos foram bastante diferentes dos citados por Mitchell. Em testes de remediação eletrocinética, em caulim contaminado com dicromato de potássio, os valores de Ke nas primeiras 60 horas variaram entre 2,2x10-4 a 7,4x10-4
cm2/sV . Em solo glacial (till) contaminado, também com dicromato de potássio,
este mesmo parâmetro variou entre 9,2x10-3 e 4,6 x10-4. Em ambos os solos a
voltagem variou entre 0,5 e 2 V/cm (Al-Hamdan & Reddy, 2008).
A direção do fluxo eletro-osmótico dependerá principalmente do potencial zeta, que por sua vez depende do ponto de carga zero, valor de pH no qual a carga da partícula de solo é igual a zero. Geralmente quando o pH está por abaixo deste valor, a partícula de solo tem um potencial zeta positivo, e o fluxo eletro-osmótico ocorre em direção do catodo para o anodo. Ao contrário, quando o pH está acima do ponto de carga zero, considera-se que o solo tenha um
potencial zeta negativo e o fluxo eletro-osmótico ocorre em do anodo em direção ao catodo.
Quanto à velocidade do fluxo eletrosmótico, ela é diretamente proporcional ao gradiente elétrico (Ex), à constante dielétrica (D), e ao potencial zeta (ξ), e inversamente proporcional à viscosidade do fluido nos poros (η).
Então, a velocidade do fluxo eletro-osmótico pode ser expressa como:
X EE
K Veo=
E o valor da velocidade do fluxo eletro-osmótico pode ser estimado pela equação Helmholz-Smoluchowski. Ex D Veo
η
ξ
ε
0 − = Equação Helmholz-SmoluchowskiOnde a
ε
0 é uma constante física no vácuo (8,854 x 10-12 C/V m) e aconstante dielétrica e a viscosidade são propriedades do fluido eletrolítico. Na equação Helmholz-Smoluchowski pode-se observar que mudanças nas cargas na superfície das partículas e nas propriedades do fluido intersticial influenciam no fluxo eletro-osmótico. Da mesma forma que os parâmetros físico-químicos mudam também podem mudar os valores da condutividade eletro-osmótica através do solo e o fluxo eletro-osmótico pode parar ou mudar de direção. Também o coeficiente de condutividade eletro-osmótica pode mudar com o tempo. (Reddy et al., 2002).
2.2.3 Eletroforese
A eletroforese pode ser entendida como a migração de partículas coloidais carregadas eletricamente dentro de uma solução sob ação de um gradiente elétrico. Em um sistema de argila compactada a eletroforese tem pouca
importância porque o movimento das partículas coloidais é limitado (figura 2.4). ARGILA EM SUSPENÇAO ANODO CATODO ELETROFORSE ∆E (DC) MOVIMENTO DE PARTICULAS
Figura 2.4. Eletroforese (Mitchell,1993)
2.2.4 Potencial da corrente
Ao existir fluxo de água através do solo devido a um gradiente hidráulico, as cargas da camada dupla são deslocadas na direção do fluxo. Isto é um potencial de corrente induzido por um gradiente hidráulico, conforme ilustra a figura 2.5. A diferença de potencial é proporcional à razão de fluxo hidráulico entre as extremidades da massa de solo.
POTENCIAL DE CORRENTE
Fluxo de agua induzido por potencial eletrico ∆E
∆E ∆E ∆H H2O CATODO ARGILA SATURADA ANODO
Figura 2.5 Potencial de corrente (Mitchell,1993)
Causa e efeito são então permutáveis na eletro-osmose e no potencial de fluxo, conforme reportado por Hiemenz (1986).
2.3 Eletrólise
Quando um par de eletrodos é colocado em uma solução eletrolítica e uma fonte de corrente contínua é conectada entre eles, os íons positivos da solução movimentam-se para o eletrodo negativo e os negativos para o eletrodo positivo. Esta decomposição pela corrente elétrica é chamada eletrólise (Figura 2.6). No eletrólito posicionado no anodo (eletrodo positivo) ocorrem reações de oxidação, gerando uma frente ácida. Ao contrário, no eletrólito posicionado no catodo (eletrodo negativo) ocorrem reações de redução, produzindo uma frente básica.
Vários autores formalizam na água o desenvolvimento das frentes ácido/base como:
2H2O - 4 e- = O2 + 4 H+ (Anodo)
4H2O + 4e- = H2 + 4 OH - (Catodo)
Figura 2.6 Modelo esquemático mostrando os processos que ocorrem no solo durante aplicação de um campo elétrico (Alshawabkeh, 1998 em Mergulhão, 2002,
Deotti,2005).
Segundo Reddy 1993 a eletrólise pode afetar muito a remediação, já que no movimento de H+ e OH- podem se movimentar outros íons que estejam junto
a eles. A frente acida H+ pode movimentar-se desde o anodo ao catodo e a
alcalina OH- desde o catodo ao anodo, esta taxa de eletromigração pode ser
afetada pela mobilidade iônica, os íons H- são menores e mais leves portanto se
movimentam com maior rapidez.
2.4
Parâmetros físico-químicos no fenômeno eletrocinético
É importante conhecer as características do solo antes e depois do processo eletrocinético para determinar as mudanças que ocorrem na aplicação de um potencial elétrico. Alguns parâmetros físico-químicos analisados são a umidade do corpo de prova e o valor de pH do solo.
2.4.1 Umidade
Casagrande (1949), em ensaios com um solo silte argiloso constatou uma diminuição do teor de umidade nos corpos de prova nas regiões próximas ao anodo e, de maneira oposta, um aumento do teor de umidade na região do catodo. À medida que o tempo de ensaio aumentava, estes resultados eram exacerbados.
Segundo Paiskowski, existe um teor de umidade crítico, onde a aplicação de um potencial elétrico abaixo deste gerará drenagem no solo por evaporação eletrolítica da água e da migração termo-osmótica. Este teor crítico é função da porcentagem da fração de argila como é mostrado na figura 2.7.
Figura 2.7 Porcentagem da fração de argila vs. teor crítico de umidade (Piaskowski, 1959)
Segundo Ugaz (1994) se não existe suprimento de fluido no anodo, e o fluxo eletro-osmótico vai de anodo para o catodo, a umidade do solo perto do anodo será menor. No caso de solos não saturados, como a fase de ar não afeta o movimento do fluido nos poros, as condições de saturação podem ser alcançadas pelo processo eletrocinético.
O teor de umidade do solo após o processo eletrocinético não tem uma variação muito grande com o teor de umidade antes deste. Variando em função do fluxo eletro-osmotico e do avanço das frentes básica e acida produzidas na eletrolise.(Reddy et al.,2002)
2.4.2 pH
As reações de eletrólise podem provocar diminuição do pH do anodo até a valores abaixo de 2,0, enquanto no catodo o pH poderá aumentar até acima de 12, dependendo da densidade da corrente aplicada ( Acar et al., 1990). O avanço da frente ácida e da atividade do íon H+ resultará na troca com outros cátions trocáveis na superfície dos argilominerais. Essa troca levará ao desprendimento de cátions adsorvidos no fluido dos poros do solo (Hamed et al., 1991) e facilitará seu transporte por eletrocinese.
A umidade inicial influencia no valor do pH do solo que passa por um processo eletrocinético, mas geralmente essa influencia é limitada à região do catodo. Já que o avanço da frente básica criada no eletrólito do catodo afeta mais o pH do solo nesta região se este tem menor teor de umidade. (Reddy et al. , 2002).
Segundo Reddy et al., 2002 em ensaios eletrocinéticos, os valores de pH do solo, não mudam significativamente em função do teor de umidade inicial nem das diferentes concentrações de contaminantes no solo.
Shapiro & Probstein (1993) provaram que o efeito do pH no potencial zeta pode ser responsável pelo fluxo através do meio poroso. Eles sugerem que o fluxo pode ser controlado por intermédio de controle do pH dos eletrólitos.
2.5 Eletrodos
Liaki (2006) realizou uma comparação na eficiência dos eletrodos de aço e os eletrodos inertes de carvão. O uso de eletrodos inertes nos ensaios eletrocinéticos resultaram em valores mais baixos de pH no pólo do anodo,
resultando em um eletrólito mais ácido nesta região. Na remediação, os eletrodos inertes mostram melhores resultados que os eletrodos de aço, também apresentam maior durabilidade embora menor eficiência na transmissão de energia.
No trabalho de Yang (2007) foram utilizados eletrodos de grafite, obtendo resultados satisfatórios na remediação de um solo com nitrato usando nano-partículas de Pb e Fe
2.6
Consumo energético
Segundo Acar et al.,1994, o consumo de energia por unidade de volume de solo, Pu em testes unidimensionais é dado por
AL IV dt dE p u u = = Onde
Eu = energia utilizada por unidade de volume de solo
t= tempo,
I = intensidade de corrente V= Voltagem
A= Área
L= Comprimento da amostra
Os resultados desse trabalho mostram um consumo de 50 e 160 kWh/m3
em ensaios com variação de tempo. Em uma remediação eletrocinética o custo dependerá do consumo energético até atingir o objetivo de remoção e do tempo que demora o processo.
2.7
Eletrocinese na remoção de contaminantes
Solos e sedimentos contaminados são caracterizados pela presença de diferentes tipos de poluentes, inorgânicos e orgânicos em diferentes tipos de matrizes. Um número alto de contaminantes afeta solos arenosos e argilosos, de maior ou menor permeabilidade, quantidade de matéria orgânica e contendo partículas de diferentes propriedades.
A eletrocinese é uma tecnologia que apresenta um grande potencial para a remoção de poluentes do solo. É recomendável a uma variedade de contaminantes como metais e compostos orgânicos voláteis ou semivoláteis. E pode ser aplicada em solos, sedimentos ou água subterrânea.
As vantagens de sua utilização são o baixo custo, facilidade em ser aplicada numa faixa ampla de contaminantes e a possibilidade de sua utilização em solos finos. (Acar & Alshawabkeh, 1993, Reddy et al., 2002). Srivastava et. al. (2007) afirmam que a eletrocinese é uma opção bastante viável para a remediação de solos com baixa permeabilidade, com alta capacidade de troca catiônica e de natureza expansiva, devido à presença dos argilominerais do grupo da Illita e Montmorilonita, e que são extremadamente difíceis de remediar e para os quais os métodos convencionais não são eficientes.
Inúmeros trabalhos sobre remediação eletrocinética foram realizados na Universidade de Illinois em Chicago (USA), na década de 1990, com vários tipos de solos e contaminantes. Verificou-se, após estudos com variações de diversos parâmetros, que a composição mineralógica, as condições de oxi-redução e o teor de matéria orgânica afetam significativamente a eletrocinese (Reddy et al. 2002).
Jensen (2007) trabalhou em uma remediação eletrocinética de um sedimento contaminado com Níquel, Zinco, Cromo, Cobre e Chumbo. Os dados mostraram um resultado satisfatório com a obtenção de um solo adequado para reuso, rico em matéria orgânica e fosfato. Nos ensaios foram utilizadas membranas de intercâmbio iônico, eletrodos de platina, nitrato de sódio (NaNO3)
0,01M como fluido eletrolítico, com pH entre 1 e 2 e corrente de 0,8 mA/cm2
(40mA). Os resultados de Jensen (2007) mostraram que as concentrações dos contaminantes no solo diminuíram, como está mostrado na figura 2.8 e atribuiu esta eficiência às baixas concentrações de sais solúveis que competiram pela corrente.
Figura 2.8 Resultados de remediação de um sedimento com conteúdo de Níquel, Zinco, Cromo , Cobre , e Chumbo (Jensen 2007)
C on ce nt ra çã o (% ) Tempo/horas
Segundo Reddy et al., (2002) quando a umidade no solo é alta, no processo existe maior fluxo eletro-osmótico, mas mesmo estes solos com maior teor de umidade podem ter um baixo percentual de migração e remoção. Os resultados desse trabalho indicam que a concentração inicial do contaminante afeta a migração e remoção, mas o efeito dependerá do tipo e das concentrações do metal pesado que estiverem presentes.
Pode ser possível a remediação de solos contaminados com metais pesados e com compostos orgânicos. O processo eletrocinético pode remover os dois tipos de contaminantes simultaneamente, combinando parâmetros como tamanho das células e diferentes fluidos eletrolíticos no processo eletrocinético para melhorar a eficiência, (Wang et al., 2007).
Nem sempre os íons metálicos são transportados em direção ao eletrodo de carga contrária à sua. Por exemplo, o íon Cd+ forma complexos aniônicos,
com moléculas presentes nos solos ou nos eletrólitos, que migram em direção ao anodo, em vez de ir em direção ao catodo, comportamento esperado para um íon de carga positiva. Além disso, em regiões pH básico o Cd+ precipita no solo
ou nos eletrólitos, formando hidroxilas que podem bloquear os poros do solo, afetando o fluxo eletrocinético. (Srivastava et al., 2007).
Contrariamente ao que acontece na frente alcalina, onde não se verifica a liberação total dos metais, devido à sua precipitação, a acidificação no anodo aumenta a solubilização dos metais pesados, que assim são liberados e podem ser transportados em direção ao anodo. Este fato foi observado com cádmio por Srivastava et al.(2007) e com cromo, níquel e cádmio por Reddy et al. (2002). Assim a remoção de metais como cádmio, níquel e cromo na região com pH baixo é significantemente maior que na região com pH alto.
A eletrocinese também é uma possível alternativa para a remoção de metais pesados e sais em sedimentos marinhos. A água salgada ou salobra, por conter grande quantidade de sais funciona como um eletrólito bastante eficiente na passagem da corrente elétrica dentro do corpo da célula. Entretanto Muntoni (2007) trabalhando com sedimentos marinhos contaminados com diferentes metais (Pb, Zn, Cu, As, Ni, Cd e Cr) em ensaios de laboratório não obteve bons resultados com a água do mar e decidiu testar a eficiência de outros eletrólitos como água , EDTA e ácido cítrico no transporte eletrocinético destes metais. Os valores das eficiências para esses diferentes fluidos são apresentados no gráfico 2.9. Podemos observar que o EDTA foi o eletrólito que resultou em maior eficiência de transporte, enquanto a água, a que apresentou menor eficiência.
Figura 2.9 Eficiência na remoção dos metais usando diferentes fluidos no processo (W2 água deionizada, CIT4:acido cítrico, EDTA)
Em outra pesquisa com solos contaminados com cádmio e cobre foram observados melhores resultados de remediação nos ensaios com solos saturados com citrato de amônia, sendo possível uma completa remediação com o aumento do tempo do processo eletrocinético. Nesse caso o uso de citrato de amônia foi recomendado pelo baixo custo e pela vantagem que os compostos formados são facilmente biodegradáveis (Srivastava et al.,2007)
Em aplicações biotecnológicas a técnica de eletrocinese apresenta potencial para ser utilizada in-situ visando à introdução de bactérias em matrizes porosas com baixa condutividade hidráulica. Constitui assim mais uma alternativa para se realizar a bioaumentação, tanto em áreas contaminadas como em processos de recuperação avançada de petróleo melhorada por microrganismos. (Rocha, 2005).
A migração e a remoção do contaminante podem estar afetadas pela concentração inicial, e a velocidade de migração pode ser lenta quando a concentração do contaminante é alta.
2.7.1
Eletrocinese na remoção de cromo
Inúmeros trabalhos foram realizados sobre a remoção eletrocinética de cromo em diferentes solos e sedimentos, desde a década de 1990.
O cromo pode ser encontrado em dois estágios de oxi-redução: o cromo reduzido (CrIII) e o oxidado (CrVI). Reddy & Chinthamreddy, (2003) demonstraram que a eficiência da remediação eletrocinética de solos que
contêm cromo depende da forma inicial do cromo, dos co-contaminantes que existam no solo e do tipo de solo. O cromo sob forma iônica, é um íon positivo, Cr+ e tende a migrar durante a aplicação da corrente elétrica na matriz do solo, para o catodo. Também foi observado que, durante o processo eletrocinético, parte de cromo VI pode ser reduzido a Cromo III (Al-Hamdam& Reddy (2008).
Embora o cromo VI apresente uma solubilidade em água mais alta que o cromo III e seu transporte no processo eletrocinético devesse ser mais eficiente do que o do cromo III, muitas vezes não é observada sua movimentação em direção ao catodo. Isto porque o CrVI forma complexos aniônicos com moléculas presentes no solo ou nos eletrólitos, que migram em direção ao anodo, o que dificulta seu transporte em direção ao catodo (Reddy & Chinthamreddy, 2003). Soma-se a este fato, uma maior adsorção do cromo VI às partículas de solo em pH ácido, condição existente nas proximidades do anodo. (Al-Hamdam& Reddy, 2008).
Hamdam& Reddy, 2008 observaram que o avanço mais rápido da frente ácida em direção ao catodo, em experimentos com caulim, promoveu uma maior adsorção do cromo VI às partículas de solo.
O cromo III tem baixa solubilidade em água e precipita como hidróxido de cromo (Cr(OH)3) em valores de pH iguais ou maiores do que 5 (Fendorf 1995,
Reddy et al., 2002). Estes valores de pH são geralmente encontrados a partir da metade da célula mais próxima ao catodo, dependendo do avanço da frente ácida. Por isso possivelmente o cromo III que migra em direção ao catodo precipita-se ao encontrar maiores valores de pH. Entretanto em solos, como o glacial (till), que apresenta uma maior capacidade de tamponamento, é possível observar uma maior migração do cromo III em direção ao catodo (Al-Hamdam & Reddy, 2008).
Em ensaios realizados por Reddy et al. (2002) foi observado um decréscimo na concentração de cromo III na região perto do anodo com um pH de aproximadamente 3 e um incremento da concentração desta mesma molécula na região do solo mais próxima do catodo. Segundo Reddy et al. (2002) o Cr+ deve ter sido transportado por eletromigração e eletro-osmose em direção ao catodo. Entretanto, como o valor do pH aumenta na região do solo perto do catodo, a remoção do metal para os eletrólitos pode ter sido minimizada pela precipitação do cromo sob forma de hidróxido de cromo.
Uma possível estratégia para aumentar a migração do contaminante e remoção do solo seria utilizar uma sustância ácida em lugar da água no catodo para diminuir o pH do solo nesta região. (Reddy & Chinthamreddy, 2003)
Esta análise esta altamente simplificada. Efeitos como a presença de outros contaminantes, adsorção do metal nas partículas do solo e efeitos eletrocinéticos não estão sendo considerados. Entretanto ela aponta dificuldades detectadas no transporte eletrocinético de cromo em diferentes solos e sedimentos.
Segundo Al-Hamdan & Reddy, (2008) no analise do transporte de cromo em dois tipos de solos diferentes, caulim e solo glacial (till), em ambos os solos,a migração de Cromo (VI) em direção ao anodo foi incrementada ao aplicar uma maior diferença de potencial. Este resultado pode ser explicado pela maior adsorção do cromo ao caulim possivelmente devido ao pH.
A escolha do eletrólito influencia a eficiência da remoção eletrocinética do cromo de solos e sedimentos. As maiores eficiências observadas, de aproximadamente, até 30 a 40% , ocorrem com fluidos como EDTA, ácido cítrico, dodecylsulfato de sódio (SDS). A menor eficiência (20%) é observada com água da torneira. Com estes fluidos foi possível remover 80 a 90% do cromo da vizinhança do catodo (Weng & Yuan 2001).
Akretche (2007) afirmou que a influência do ácido nítrico está sendo estudada na remoção de cromo e mostra que pode oxidar o cromo e removê-lo através da membrana de intercâmbio iônico em direção ao anodo.
Experimentos utilizando eletrodos de materiais não convencionais, como platina e titânio resultaram em uma eficiência de até 78% de remoção, muito maior do que a observada em todos os relatos obtidos na literatura.(Akretche,2007).
Mais recentemente foi realizado trabalho que acoplou a técnica de eletrocinese a uma barreira reativa, para a remoção de cromo VI, espécie deste metal que apresenta maior toxicidade aos humanos. Neste trabalho uma corrente elétrica foi aplicada em uma célula eletrocinética e o cromo transportado estabilizado, sendo reduzido a cromo III através de reações em uma barreira redutora de ferro. Esta seria uma forma eficiente de remoção e estabilização do cromo em áreas contaminadas, evitando que este metal pudesse ser transportado até o aqüífero (Hansen, 2007).
