( PDF ) Ensaios de biodegradação de surfactantes em resíduos industriais

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Dissertação de Mestrado:

Ensaios de Biodegradação de Surfactantes em Resíduos

Industriais

Autor: Amauri Geraldo de Souza

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Universidade Federal de São João Del-Rei

Departamento de Ciências Naturais

Pós-Graduação Multidisciplinar em Física,

Química e Neurociências

Ensaios de Biodegradação de Surfactantes em Resíduos

Industriais

Dissertação apresentada a Universidade

Federal de São João del Rei, para obtenção do

título de Mestre em Química Analítica, Área de

concentração:Química Ambiental

AUTOR: Amauri Geraldo de Souza

ORIENTADORA: Patrícia Benedini Martelli – Dra. IQSC-CENA/USP- Profª. UFSJ

CO-ORIENTADORA: Honória de Fátima Gorgulho – Dra. UFMG – Profª. UFSJ

São João del Rei

Estado de Minas Gerais – Brasil

Julho 2006

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SOUZA, Amauri Geraldo de

Ensaios de Biodegradação de Surfactantes em Resíduos Industriais.

[Minas Gerais] 2006

V, 94 p. 29,5 cm (DCNAT/UFSJ, M. SC., Química,2006)

Dissertação - Universidade Federal de São João Del-Rei, Multidisciplinar

em Física, Química e Neurociências.

1.Biodegradação 2. Resíduos Industriais 3. Surfactantes

I. UFSJ II. Título (série)

iii

Aos meus pais Duca e Ercília

A minha namorada pelos momentos de ausência e impaciência

Aos meus irmãos, José, Carlos, Anelito, Edna e Arlan

Aos meus queridos sobrinhos

Aos meus familiares

DEDICO

À DEUS, que me fez compreender que devemos aceitar sempre a Sua vontade, e

não a nossa

AGRADECIMENTO

- À DEUS, por iluminar e guiar sempre a minha vida, dando-me saúde e

persistência;

- Aos meus pais pelo incentivo, perseverança, carinho e confiança depositados, sem

ELES nada seria possível;

- A Profª Dra. Patrícia Benedini Martelli pela amizade, orientação e ensinamento do

decorrer do curso;

- A Profª Dra. Honória de Fátima Gorgulho pela co-orientação, estímulo e auxílio no

decorrer de todo o curso;

- A Profª Dra. Andréia Spessoto, pela amizade, auxílio na parte de microbiologia

- Ao Prof. Dr. Valdir Mano pelas correções de português

- Aos funcionários e professores do DCNAT/FIQUINI, pela amizade e confiança

depositados;

- A todos os colegas do Laboratório de Química, que direta ou indiretamente

contribuíram para elaboração desta dissertação, especialmente ao João pela parte de

análises, Everton pelas fotos e ao Diego pela parte de DQO;

- Ao técnico do Laboratório de Química, Denílson, pela ajuda dada na parte

experimental;

- A CAPES pelo auxílio financeiro, através da concessão de bolsa de estudos, para

realização do trabalho;

- Ao colega Douglas pela amizade, incentivo, compreensão e convívio diário na

república

LISTA DE ABREVIATURAS E SÍMBOLOS

ABS – sais sódicos de alquilbenzeno sulfonados ramificados, surfactante aniônico

AT – porcentagem de biodegradação do surfactante

CPC – cloreto de cetilpiridíneo, surfactante catiônico

CTAS – substâncias ativas ao tiocianato de cobalto

C.M.C – concentração micelar crítica

CO – concentração inicial média da solução do tensoativo (em mg SAAM/L)

CT – concentração da solução no tempo t (em mg SAAM/L)

Cia SJ – Companhia de Tecelagem Sanjoanense

DBO – demanda bioquímica de oxigênio

DBO

– demanda biológica de oxigênio do 5º dia

DQO – demanda química de oxigênio

FIA – sistema de análise por injeção em fluxo

FITEDI – Fiação e Tecelagem de Divinópolis

LAS – lauril sulfato de sódio, surfactante aniônico

MBAS – Substâncias ativas ao azul de metileno

TP – tetrâmero de propileno

SAAM – substâncias ativas ao azul de metileno

SDS – dodecil sulfato de sódio, surfactante aniônico

rpm – rotações por minuto

U.F.C – unidades formadoras de colônias

Mic

– grau de dissociação da micela

∆G

Mic

– energia de Gibbs para o processo de micelização

∆H

Mic

- entalpia padrão para o processo de micelização

∆S

Mic

– entropia do processo de micelização

α - grau de dissociação da micela

RESUMO

A possibilidade de empregar materiais oriundos da natureza, que possuem

capacidade de degradar compostos químicos, considerados tóxicos ao meio ambiente,

tem apresentado uma alternativa atrativa. Esses materiais são encontrados em grande

abundância nos ecossistemas. Nesse trabalho, a biodegradação das soluções-padrão dos

tensoativos aniônico e catiônico, lauril sulfato de sódio (LAS), cloreto de cetilpiridíneo

(CPC), respectivamente foram avaliadas. Para isso, algumas variáveis analíticas das

metodologias espectrofotométricas empregadas para a determinação dos surfactantes

foram otimizadas. No processo de biodegradação, utilizou-se três inóculos: rio, solo e o

lodo, os quais foram coletados na região de São João del Rei. Amostras industriais e

comerciais foram empregadas na biodegradação de surfactante aniônico. O trabalho foi

realizado no Laboratório de Pesquisa em Química, da Universidade de São João del Rei,

e a parte microbiológica foi caracterizada na Universidade de São Paulo - ESALQ/USP

Para o processo de biodegradação, empregou-se soluções-padrão de 1,0 a 5,0 mg.L

-1

LAS e 30 a 50 mg.L

-1

do CPC. A biodegradação dos tensoativos nas soluções-padrão

estudadas, foram avaliadas monitorando quantitativamente a sua concentração, durante

um período de 20 dias. As curvas analíticas de 0,1 a 2,0 mg.L

-1

e 2,5 a 60 mg.L

-1

para

LAS e CPC, respectivamente mostraram uma boa linearidade (R = 0,999).Todos os

inóculos utilizados para o LAS mostraram boa biodegradação (> 95%). Enquanto que,

para a biodegradação do CPC, o solo apresentou melhor biodegradação. Os resultados

mostraram que os tensoativos foram biodegradados pelos microorganismos dos inóculos

estudados. As propriedades físico-químicas no processo de micelização dos tensoativos

foram investigadas para soluções-padrão de LAS e CPC (ex: concentração micelar

crítica e grau de dissociação). Os parâmetros termodinâmicos foram determinados

utilizando condutimetria. Os valores da energia de Gibbs, entalpia e a entropia foram

obtidos por medidas de condutividade e temperatura. Os resultados mostraram que essas

propriedades são proporcionais ao aumento da temperatura e ainda, as análises

quantitativas foram realizadas abaixo da concentração micelar crítica.

vii

ABSTRACT

The possibility to use natural materials, which are capable to degrade chemical

compounds that are considered toxic to the environment, has been an attractive

alternative. Besides, these materials are found in great abundance in the ecosystems. In

the present work, the biodegradation of the anionic and cationic tensoactives lauril

sodium sulphate (LAS) and cetylpyridinium chloride (CPC), respectively, was

evaluated by investigating analytical parameters of spectrophotometric methods

employed in surfactants determination. In the biodegradation process, the inoculums

used, river, soil, and mud, were collected in São João del Rei region. Industrial and

commercial samples were used for surfactant anionic biodegradation. Most of this work

was development in the Chemistry Research Laboratory at São João del Rei University,

whereas the microbiology assays were conducted at the University of São Paulo –

USP/ESALQ. In the biodegradation process standard solutions ranging from 1.0 to 5.0

mg L

-1

of LAS and 30 to 50 mg L

-1

of CPC were employed. The tensoactives

biodegradation in these solutions were monitoring by quantitatively determining their

concentration for a 20-day period. The analytical curves in the ranges 0.1 to 2.0 mg L

-1

and 2.5 to 60 mg L

-1

for the LAS and CPC, respectively, exhibited linear profiles

(R=0.999). All inoculums allowed high (>95%) biodegradation of LAS. On the other

hand, for CPC, the soil presented the best biodegradation. The results showed that the

tensoactives were efficiently degraded by the microorganisms presenting the inoculums.

The physical-chemistry proprieties in the process of micellization of the tensoactives

were investigated for LAS and CPC (e.g. critical micelle concentration and dissociation

degree). These thermodynamic parameters were determined by conductimetry. The

Gibbs free energy (∆G

Mic

), enthalpy (∆H

Mic

), and entropy (∆S

Mic

) were obtained by

conductivity and temperature measurements. The results showed that these proprieties

are directly proportional to the temperature. Furthermore, quantitative analyses were

accomplished below the critical micelle concentration.

viii

Sumário

Lista de abreviaturas e símbolos.......................................................................... vi

Índice de Figuras...................................................................................................

Índice de Tabelas..................................................................................................

xiii

1 – INTRODUÇÃO..............................................................................................

2 – OBJETIVOS...................................................................................................

3 – REVISÃO DA LITERATURA......................................................................

3.1 – Classificação dos tensoativos......................................................................

3.1.1 – Tensoativos aniônicos...............................................................................

3.1.2 – Tensoativos catiônicos..............................................................................

3.2 – Agregação dos tensoativos em solução aquosa........................................

3.3 – Biodegradação............................................................................................. 17

3.4 – Análise de surfactantes...............................................................................

3.5 – Demanda Química de Oxigênio (DQO)...................................................... 28

3.6 – Caracterização termodinâmica dos tensoativos estudados.......................... 29

4 – RELAÇÃO ENTRE OS PARÂMETROS MICELAR E A ESTRUTURA

DO TENSOATIVO..............................................................................................

4.1 – Natureza do grupo hidrofóbico.................................................................. 31

4.2 – Natureza do grupo hidrofílico.................................................................... 31

4.3 – Natureza do contra-íon................................................................................ 32

4.4 – Termodinâmica do processo de micelização............................................... 32

5 – PARTE EXPERIMENTAL............................................................................ 34

5.1 – Solventes e reagentes.................................................................................. 34

5.2 – Equipamentos.............................................................................................. 36

5.3 – Método do azul de metileno – lauril sulfato de sódio (LAS).................. 36

5.3.1 – Extração e análise espectrofotométrica do surfactante aniônico........... 37

5.4 – Método do tiocianato de cobalto.................................................................. 38

5.4.1 – Extração e análise espectrofotométrica do surfactante catiônico............. 38

5.5 – Coluna de vidro........................................................................................... 38

5.6 – Cinética de biodegradação.......................................................................... 40

5.6.1 – Obtenção e tratamento dos inóculos....................................................... 42

5.6.1.1 – Inóculo de água de rio......................................................................... 42

5.6.1.2 – Inóculo de solo de jardim..................................................................... 43

5.6.1.3 – Inóculo lodo.......................................................................................... 44

5.7 – Caracterização de microorganismos isolados do solo................................. 45

5.7.1 – Solo........................................................................................................... 45

5.7.2 – Seleção de microorganismos degradadores............................................. 45

5.7.3 – Ensaio de biodegradação.......................................................................... 46

5.8 – Medidas de condutividade.......................................................................... 46

6 – RESULTADOS E DISCUSSÃO.................................................................... 47

6.1 – Estudo de diferentes solventes..................................................................... 48

6.2 – Demanda química de oxigênio................................................................... 49

6.3 – Efeito da coluna de vidro............................................................................ 50

6.4 – Análise do surfactante aniônico.................................................................. 51

6.5 – Biodegradação do surfactante aniônico...................................................... 52

6.5.1 – Biodegradação do LAS pelo inóculo rio.................................................. 54

6.5.2 – Biodegradação do LAS pelo inóculo do solo........................................... 60

6.5.3 – Biodegradação do LAS pelo inóculo do lodo........................................... 62

6.6 - Análise do surfactante catiônico.................................................................. 64

6.7 – Biodegradação do tensoativo catiônico...................................................... 66

6.7.1 – Biodegradação do tensoativo catiônico pelo inóculo rio......................... 66

6.7.2 – Biodegradação do tensoativo catiônico pelo inóculo do solo................. 68

6.7.3 – Biodegradação do tensoativo catiônico pelo inóculo lodo....................... 69

6.8 – Biodegradação com as bactérias isoladas.................................................... 72

6.9 – Estudo termodinâmico no processo de micelização.................................... 77

6.9.1 - A variação da c.m.c com a temperatura.................................................... 77

6.9.2 - A relação entre a C.M.C e a estrutura do tensoativo................................. 78

6.9.3 - O grau de dissociação................................................................................ 81

6.9.4 – Valores obtidos de ∆G

MIC.

........................................................................

6.9.5 – Entalpia e entropia do processo de micelização....................................... 84

7 – CONCLUSÕES.............................................................................................. 87

8 – REFERÊNCIA BIBLIOGRÁFICAS.............................................................. 89

LISTA DE FIGURAS

FIGURA 1 - Reação de obtenção do sabão............................................................. 4

FIGURA 2 – Estruturas de sabão com os detergentes............................................. 5

FIGURA 3 – Regiões hidrofílicas de alguns tensoativos aniônicos ....................... 8

FIGURA 4 – Surfactante aniônico, lauril éter sulfato de sódio............................... 9

FIGURA 5 - Tensoativos catiônicos ....................................................................... 10

FIGURA 6 – Representação das moléculas do agente surfactante ......................... 13

FIGURA 7 - Representação bidimensional das regiões que formam uma micela

iônica normal com estrutura esférica. X e O indicam as localizações relativas dos

contra-íons do grupo cabeça e das caudas (hidrocarbonetos), respectivamente......

FIGURA 8 - Micela do surfactante em meio aquoso após atingir a concentração

micelar crítica...........................................................................................................

FIGURA 9 - Influência do número de cadeias carbônicas na C.M.C ..................... 15

FIGURA 10 - Interações entre íons monovalentes, de um soluto, com os sítios

aniônicos do surfactante...........................................................................................

FIGURA 11 - Efeito das ramificações das cadeias no processo de

biodegradabilidade ..................................................................................................

Figura 12: Gráfico ilustrativo da condutividade em função da concentração do

surfactante................................................................................................................

FIGURA 13 - Aparelho de separação do LAS (do inglês - Sublation apparatus)... 39

FIGURA 14 - Representação esquemática da coluna de vidro montada para os

experimentos............................................................................................................

FIGURA 15 - Sistema para medidas de condutividade........................................... 47

FIGURA 16 - Extração do LAS com diferentes solventes orgânicos ..................... 48

FIGURA 17 Amostras de resíduos industriais antes do pré-tratamento na coluna

de vidro....................................................................................................................

FIGURA 18 - Amostras de resíduos industriais após o tratamento na coluna de

vidro.........................................................................................................................

FIGURA 19 - Curva analítica do LAS.................................................................... 52

FIGURA 20 - Diferenças estruturais entre o ABS e o LAS ................................... 52

FIGURA 21 - Curva de degradação de um surfactante aniônico............................ 54

FIGURA 22 - Biodegradação de uma solução- padrão 1,00 mgL

-1

de LAS e uma

amostra industrial.....................................................................................................

FIGURA 23 - Biodegradação da solução de 3,0 mgL

-1

de LAS............................. 56

FIGURA 24 - Biodegradação da amostra comercial (YPÊ).................................... 57

FIGURA 25 - Biodegradação da amostra industrial FITEDI.................................. 58

FIGURA 26 - Biodegradação da amostra industrial FITEDI.................................. 59

FIGURA 27 - Biodegradação da amostra industrial Cia SJ..................................... 59

FIGURA 28 – Biodegradação empregando o inóculo solo para diferentes

concentrações de LAS.............................................................................................

FIGURA 29 – Biodegradação empregando o inóculo solo..................................... 61

FIGURA 30 - Biodegradação de 5,00 mg.L

-1

de LAS empregando o inóculo

lodo..........................................................................................................................

FIGURA 31 - Biodegradação das amostras industriais........................................... 64

FIGURA 32 - Curva analítica obtida a partir das soluções de cloreto de

cetilpiridíneo............................................................................................................

FIGURA 33 - Biodegradação de 50,0 mgL

-1

do CPC, com inóculo rio.................. 67

FIGURA 34 - Repetição da biodegradação da solução-padrão do CPC................. 67

FIGURA 35 - Biodegradação de 50,0 mgL

-1

do CPC............................................. 68

FIGURA 36 - Biodegradação das diferentes soluções-padrão do CPC.................. 69

FIGURA 37 - Efeito da biodegradação dos diferentes inóculos para a solução-

padrão de 50,0 mg.L

-1

do CPC................................................................................

FIGURA 38 - Efeito da DQO na biodegradação do CPC, com o lodo.................... 72

FIGURA 39 - Mapa metabólico de transformações do LAS pelas bactérias.......... 74

FIGURA 40 - Efeito da biodegradação de 3,00 mgL

-1

de LAS, na presença das

bactérias isoladas.....................................................................................................

FIGURA 41 - Efeito da biodegradação das bactérias estudadas em 3,00 mgL

-1

LAS.........................................................................................................................

FIGURA 42 – Valores da condutividade em função da concentração do

surfactante catiônico obtido pelos dados experimentais a 30ºC..............................

FIGURA 43 - Estudo da condutividade do LAS e CPC.......................................... 80

FIGURA 44 – Gráfico da condutividade do LAS.................................................... 81

xii

LISTA DE TABELAS

TABELA 1: Exemplos de tensoativos .................................................................... 7

TABELA 2: Dados experimentais obtidos pelo estudo da DQO para a

biodegradação com o lodo.......................................................................................

TABELA 3: Valores da C.M.C do CPC obtidas por condutividade em diferentes

temperaturas.............................................................................................................

TABELA 4: Valores da C.M.C do LAS obtidos por condutividade em diferentes

temperaturas.............................................................................................................

TABELA 5: Valores da C.M.C para diferentes temperaturas , obtidos para os

tensoativos...............................................................................................................

TABELA 6: Valores obtidos do grau de dissociação (α

Frahm

) por condutividade...

TABELA 7: Energia livre de Gibbs do processo de micelização dos tensoativos

estudados..................................................................................................................

TABELA 8: Entalpia de micelização ∆H

Mic.

para algumas temperaturas................

TABELA 9: Entropia de micelização ∆S

Mic

para algumas temperaturas................

xiii

1 - INTRODUÇÃO

A poluição dos cursos d’água pelos surfactantes é um tema polêmico que vem

sendo discutido e estudado mundialmente, onde é ilegal a comercialização de

detergentes não-biodegradáveis. No começo dos anos de 1960, enormes quantidades de

detergentes que tinham cadeias alquílicas ramificadas estavam sendo usadas. Estes

surfactantes não eram degradados pelas bactérias e apareciam na descarga dos esgotos

nos rios fazendo com que, os grandes rios, como o Mississipi, se tornassem imensas

bacias de espuma, com graves aspectos estéticos e efeitos tóxicos sobre a população. A

produção mundial do surfactante excede três milhões de toneladas por ano, sendo a

maioria utilizada como matéria prima para fabricação de detergentes de uso doméstico

[1].

Os surfactantes têm sido alvos de críticas por se tratar do problema de

contaminação do meio ambiente, devido ao seu excesso em descargas residuárias e,

principalmente, no sistema aquático, pelo elevado teor de fosfato. O fosfato pode atingir

até 50% de eficiência na limpeza, sendo, portanto, um dos maiores responsáveis pelo

aumento de conteúdo de nutrientes nas águas que são despejadas nos rios e lagos. O

excesso de fosfato provoca o aumento da velocidade de crescimento e da produção de

algas e ervas daninhas, causando o efeito da eutrofização, diminuindo o teor de oxigênio

disponível nas águas e comprometendo a vida animal. Embora existam outras fontes de

nutrientes de fosfatos, como fertilizantes agrícolas e dejetos animais, o controle nos

agentes de limpeza e resíduos industriais reduziria muito a escala de contaminação,

conforme defendem os órgãos legisladores do meio ambiente, como a Fundação

Estadual do Meio Ambiente (FEAM) e Agência Nacional de Vigilância Sanitária

(ANVISA).

A maior utilização dos surfactantes se dá nas indústrias têxteis, no processo de

tingimento, pela necessidade da adição de uma substância que diminua a tensão

superficial (no caso, um tensoativo) das soluções de corantes, facilitando sua interação

com o tecido a ser tinto e aumentando a umectação das fibras.

Devido ao grande emprego dos tensoativos, ocorreu nos últimos anos um

acúmulo destes produtos em águas de córregos e rios devido à descarga de efluentes

industriais industriais e domésticos. No meio ambiente, além de causar a eutrofização,

os tensoativos modificam as características da água, como tensão superficial,

provocando a morte dos seres que vivem na superfície das águas e, conseqüentemente,

dos peixes que se alimentam destas espécies. A modificação da tensão superficial

também interfere na vida das aves que sobrevivem das espécies aquáticas em geral.

Na região do Campo das Vertentes existe uma grande preocupação em relação

aos resíduos descartados no Rio das Mortes provenientes das indústrias têxteis. Uma

destas indústrias, a Companhia Têxtil São Joanense (Cia SJ), tem se preocupado com a

implantação de sistemas de tratamento de efluentes e também com a porcentagem de

biodegradabilidade dos tensoativos que são utilizados durante seus processos de

lavagem e tinturaria de tecidos.

Considerando o problema exposto, o presente trabalho tem como objetivo

verificar a quantificação analítica de dois tipos de surfactantes: um aniônico, dodecil

sulfato de sódio (SDS) ou lauril sulfato de sódio (LAS), e um catiônico, cloreto de

cetilpiridíneo (CPC), cujas estruturas estão representadas abaixo. É também nosso

objetivo investigar o impacto desses surfactantes no meio ambiente, avaliando a

porcentagem de biodegradabilidade em amostras coletadas diretamente das indústrias da

região do Campo das Vertentes.

Lauril sulfato de sódio

Cloreto de cetilpiridíneo

2 – OBJETIVOS

1 - Determinar os tensoativos aniônicos e catiônicos pelo método oficial baseado no

Standard Methods [2]. Nessa parte de desenvolvimento de metodologias pretende-se

utilizar o mínimo de amostra e reagente para gerar menor quantidade de resíduo;

2 - Trabalhar com amostras geradas nas indústrias da região de São João Del Rei;

3 - Estudar a cinética de biodegradação do surfactante aniônico (LAS) baseado na

metodologia da ANVISA [3];

4 – Desenvolver uma metodologia para o estudo da biodegradabilidade de surfactantes

catiônicos, baseada na metodologia de biodegradação de surfactantes aniônicos da

ANVISA [3];

5 - Estudar a cinética de biodegradação dos tensoativos com diferentes tipos de

inóculos;

6 - Estudar o efeito da concentração micelar crítica (C.M.C) dos surfactantes, em

diferentes temperaturas, por meio de medidas de condutividade;

7 – Caracterizar as colônias de bactérias mais eficientes no processo de biodegradação

dos surfactantes.

8 - Estudar a termodinâmica de micelização dos surfactantes e, posteriormente, fazer um

estudo comparativo com a literatura;

3 – REVISÃO DA LITERATURA

Durante várias gerações, a aplicação mais difundida dos tensoativos foi na forma

de sabões utilizados na limpeza. Estes sabões eram basicamente formados por sais de

ácidos graxos, feitos pela saponificação de triglicerídeos [4], sendo os primeiros

tensoativos com aplicação prática registrados por volta de 600 A.C. Foram utilizados

pelos romanos, embora estes, provavelmente, tenham aprendido a sua manufatura com

os celtas ou outro povo mediterrâneo. Acredita-se, no entanto, que os sabões vinham

sendo usados há mais de 2300 anos.

Durante a 1ª Guerra Mundial, foram introduzidos os primeiros tensoativos

sintéticos que, entretanto, não se tornaram produtos comercialmente viáveis até a

década de 1940. Com a 2ª Guerra Mundial, devido à escassez de óleos e gorduras, os

tensoativos sintéticos vieram a substituir os antigos sabões para a maioria das aplicações

[5].

Logo após a guerra, o tetrâmero de propileno (TP, C

ramificado) ligado ao

benzeno, tornou-se o material predominante e os TP-benzeno sulfonados rapidamente

superaram comercialmente todos os outros materiais detergentes. Durante o período de

1950 a 1965 corresponderam a mais da metade de todos os detergentes usados no

mundo.

Os TP-benzeno sulfonatos dominaram o mercado, sem nenhuma ameaça, até

1960. Nesta época foi observado que os efluentes de esgotos estavam produzindo

maiores quantidades de espumas em rios e lagos por todo o mundo. Além disso, as

águas retiradas de poços próximos aos pontos de rejeitos domésticos tendiam a espumar

à medida que saíam das torneiras. Tal fenômeno indesejado, após muita investigação,

foi atribuído à impossibilidade dos TP-benzenos sulfonatos (também referidos como

alquilbenzenos sulfonatos, ABS) de serem completamente degradados por bactérias e

por outros processos no tratamento de efluentes industriais. Foi verificado que era a

cadeia alquílica ramificada que dificultava a ação dos microorganismos. Os álcoois de

ácidos graxos sulfatados, por outro lado, possuíam alta biodegradabilidade. Essa

propriedade foi atribuída ao fato de apresentarem cadeias lineares. Os fabricantes de

detergentes, voluntariamente ou pela legislação, mudaram dos TP-benzeno para os

alquilbenzeno lineares (LAS) como matéria-prima básica para a obtenção de moléculas

detergentes, devido à maior biodegradabilidade e aceitação do ponto de vista de impacto

ambiental destes últimos.

As vantagens apresentadas pelos tensoativos sintéticos, em relação aos sabões,

são o seu custo inferior e a sua melhor tolerância à dureza da água (pois não sofrem

precipitação em meio contendo íons de metais alcalino-terrosos) e à variação do pH do

meio [5].

Os detergentes mais comuns eram formados por moléculas de ácido sulfônico

que, reagindo com soda caustica, formava o sulfonato de sódio. A hidrólise alcalina dos

óleos e gorduras resulta na formação de glicerol e sabão (sal de ácido graxo), de acordo

com a reação:

Figura 1 - Reação de obtenção do sabão

A estrutura de uma molécula de sabão é formada por espécies químicas que

possuem uma extremidade apolar (a cadeia longa) e uma extremidade polar iônica que

se caracteriza como sal. Os detergentes possuem uma estrutura muito semelhante,

conforme representado na Figura 2, porém são sintetizados industrialmente.

Sabão

Detergente aniônico

(CH

)

Detergente catiônico

Figura 2 – Estruturas de sabão com os detergentes

Moléculas com estes tipos de estruturas, representadas na Figura 2, são

chamadas de surfactantes (do inglês - surface active-agents), definidos como qualquer

composto que modifica a tensão superficial (usualmente que reduz), quando dissolvido

em água, e que ainda altera de maneira análoga a tensão interfacial entre dois líquidos.

O sabão é uma dessas substâncias, mas o conceito é aplicado, com maior freqüência,

aos derivados orgânicos, como os sais de sódio dos sulfatos ou dos sulfonatos de alquila

de elevada massa molecular.

Os surfactantes do sabão e dos detergentes sintéticos efetuam, na lavagem, a

ação de limpeza primária e formação de espuma, mediante o mesmo mecanismo de

redução desta tensão superficial. São moléculas anfifílicas, isto é, possuem na sua

estrutura duas regiões de polaridade opostas: uma polar (ou hidrofílica) e outra apolar

(ou hidrofóbica). A presença destas duas regiões distintas em uma mesma molécula faz

com que a mesma apresente uma grande capacidade de adsorção na interface ar-água ou

óleo-água, assim como na superfície dos sólidos.

A região hidrofílica é constituída por grupos iônicos ou não-iônicos polares

ligados à cadeia carbônica, sendo normalmente denominada de cabeça ou grupo polar

do tensoativo. A região hidrofóbica é constituída normalmente de uma ou mais cadeias

alquílicas ou alquilfenílicas, com oito a dezoito átomos de carbono, linear ou

ligeiramente ramificada, contendo, na maioria dos produtos comercializados, um anel

benzênico substituindo alguns átomos da cadeia. É denominada de cauda do tensoativo.

Como conseqüência destas características, algumas destas substâncias atuam

como detergentes ou como agentes emulsificantes, dispersantes ou solubilizantes.

Algumas características de um surfactante são a capacidade detergente, formação e

estabilidade de espuma, suavidade à pele e facilidade de remoção da sujeira. A técnica

utilizada para fabricar o sabão e sua fórmula, combina os tensoativos as suas

propriedades, desde biológicas às industriais como: reguladores de espuma,

reforçadores, espessantes, aditivos, inibidores de corrosão, agente anti-redeposição,

inibidores de mancha, abrilhantadores ópticos, agentes alvejantes, perfumes, corantes e

enzimas, conforme a sua aplicabilidade [6].

Os tensoativos são classificados em quatro famílias importantes, de acordo com

a função da carga da região hidrofílica e do caráter iônico como: aniônicos, catiônicos,

não-iônicos e zwitteriônicos (anfotéricos). Alguns exemplos estão na Tabela 1.

Tabela 1 - Exemplos de tensoativos

Aniônicos

(CH

)

COO

dodecanoato de sódio (sabão)

(CH

)

dodecilsulfato de sódio (SDS)

(CH

)

Dodecilbenzeno sulfonato de sódio (SDBS)

+ -

Bis-(2-etilexil)-sulfossuccinato de sódio

AAOT ou Aerosol-OT

NCH

COO

CO(CH

)

N-lauroilsarcosinato de sódio (Gardol)

Catiônicos

(CH

)

(CH

)

Cloreto de tetradeciltrimetilamônio (TTACl)

Cloreto de hexadecilpiridineo (CPyCl)

(CH

)

(CH

)

Cloreto tetradecilbenzildimetilamônio

(TBzCl)

(CH

)

(H)

Cloreto de dodecilamônio

Não-iônicos

(CH

)

(CH

OH Éter hexadecil(20)-polioxietilênico (Brij 58)

-C

-(CH

OH Éter 1,1,3,3-tetrametil-butil-fenil (9,5) - poli-

oxietilênico (triton X-100)

-(CH

OH Éter dodecil (4) poli-oxietilênico (Brij 30)

(CH

)

CH=CH(CH

)

-(OCH

)

OH Éter oleil (20)-poli-oxietilênico ( Brij 99)

Zwitteriônicos

(CH

)

COO

N-dodecil-N,N-dimetil-betaína

(CH

)

(CH

)

3-(n-dodecil-N,N-dimetilamônio)-propano-

1-sulfonato

3.1 – Classificação dos tensoativos

3.1.1 – Tensoativos aniônicos

São os maiores grupos de produtos disponíveis comercialmente e representam

em torno de 65 a 70% das vendas mundiais. Possui um ou mais grupos polares que,

quando dissolvido ou disperso em meio aquoso, apresentam em sua constituição uma

carga negativa, Figura 3, característica de ânions, e constituem a parte ativa em água.

Nos sulfonatos e fosfonados, o carbono liga-se diretamente ao enxofre e ao fósforo,

respectivamente. Nos ésteres do ácido sulfúrico e do ácido fosfórico o carbono liga-se

ao oxigênio.

Figura 3 – Regiões hidrofílicas de alguns tensoativos aniônicos

O tensoativo aniônico mais comumente empregado é o dodecilbenzeno

sulfonado de sódio (SDS), que apresenta excelentes propriedades de detergência e poder

espumante. Entretanto, apresenta problemas de solubilidade em água, na presença de

eletrólitos, aumentando o risco de turvação em algumas formulações. Além disso, é um

tensoativo causador de irritação e perda de umidade da pele, mas, nas concentrações

empregadas em detergentes líquidos para lavagem manual de louça, não causam estes

efeitos na pele. Sendo, portanto, o dodecil benzeno sulfonato de sódio o agente

tensoativo mais utilizado na composição de detergentes em produtos de limpeza.

Durante dez anos, até 1965, a produção de alquilados ramificados (ABS) teve

um grande crescimento de produção. A utilização de alquilados ramificados como

matéria-prima para detergentes foi interrompida devido ao fenômeno de produção de

espumas nos cursos de água e nas estações de tratamento. Esse fenômeno foi causado

pela taxa insuficiente de biodegradabilidade (os microorganismos degradam as cadeias

ramificadas numa taxa extremamente lenta). O alquilado linear substituiu o ABS em

regiões onde existia o consumo elevado e/ou onde a legislação exigia uma degradação

mais rápida do tensoativo. Nessa época, esta substituição se fez em quase todos os

países desenvolvidos. No Brasil, o Ministério da Saúde proibiu a partir de Janeiro de

1981 (art. 68 do decreto nº 79094) a fabricação, comercialização ou importação de

saneantes de qualquer natureza contendo aniônicos não biodegradáveis [7].

O lauril éter sulfato de sódio, conforme está representado na Figura 4, é um

tensoativo aniônico que exibe um efeito sinérgico em relação à capacidade de dispersão

de sujeira oleosa, da solubilidade em água, da tolerância a eletrólitos e da

compatibilidade com a pele [8]. O lauril éter sulfato de sódio, bem como o lauril sulfato

de sódio, é utilizado em cosméticos devido ao seu baixo potencial de irritabilidade da

pele. Os provenientes de álcoois graxos sulfatados de maior peso molecular, devido ao

seu elevado ponto de turvação, não devem ser utilizados na formulação de xampus

transparentes, porém são indicados para xampus cremosos e perolados. O lauril éter

sulfato de sódio é o tensoativo de uso mais difundido na fabricação de xampus [9], pois

confere boa viscosidade e, por ser quase incolor, não interfere na cor do produto.

Apresentando baixo poder de turvação, o lauril éter permite fabricar xampus que

permanecem transparentes mesmo a baixas temperaturas.

Figura 4 – Surfactante aniônico, lauril éter sulfato de sódio; n = nº médio de mols de

óxido de eteno

3.1.2 – Tensoativos catiônicos

Representam somente 5% das vendas mundiais, possui um ou mais grupos

polares e quando dissolvidos ou dispersos em água, apresentam cargas positivas na

parte ativa da molécula. Devido a esta carga, esses produtos são utilizados como

substratos para produzir compostos que conferem maciez, propriedades hidrofóbicas e

antiestáticas, inibidores de corrosão e agentes antimicrobianos [7].

São quaternários de amônio produzidos pela reação de substituição nucleofílica

de haletos de alquila por aminas. Os quatro átomos de carbono estão ligados

diretamente ao átomo de nitrogênio por ligações covalentes, daí a denominação de

quaternário, enquanto que o ânion, geralmente cloro, está em ligação iônica (Figura 5).

Sua ação sobre a tensão superficial é devido a uma grande cadeia carbônica,

hidrofóbica, unida a um grupo básico hidrofílico. Não são usados como detergentes

domésticos porque apresentam um fraco poder detergente, mas são notáveis umectantes

e de grande poder de dispersão. São inativados ou precipitados por agentes aniônicos,

como o sabão, devido a sua incompatibilidade [7].

Estes sais de amônio foram desenvolvidos em 1940 e são usados como

amaciantes em produtos domésticos e auxiliares têxteis (C

a C

). Em amaciantes são

utilizados devido à necessidade do mercado causada pela introdução dos detergentes

sintéticos para roupas, os quais permitiram um bom nível de limpeza, mas ao mesmo

tempo, deixavam a roupa áspera e desconfortável. Os amaciantes possuem a capacidade

de instalarem-se na superfície das fibras de tecidos devolvendo a maciez original,

perdida após sucessivas lavagens com detergentes. Além de amaciantes, agem como

germicida, algicida, bacteriostático em remédios e sanitizante em produtos de limpeza

doméstica e em piscinas (C

a C

). Dependendo da sua concentração em bactericidas,

podem ser absorvidos pela membrana celular dos microorganismos e romper a

membrana da célula. Nas concentrações geralmente usadas, são inodoros, ao contrário

dos outros desinfetantes como o cresol, o hipoclorito, o formol etc. Apresentam também

a propriedade de formar uma película aderente onde são utilizados. Por causa disso, são

usados em cremes de enxágüe, xampus para cabelos, emulsificador de asfalto,

lubrificantes, complexantes etc [8].

Os sais de amônio quaternário (aminas quaternárias) são derivados amínicos

ideais para as aplicações em amaciantes de roupas, porque o átomo de nitrogênio possui

a carga positiva (Figura 5).

2n+1

(a)

2n+1

(b)

2n+1

(c)

Figura 5 - Tensoativos catiônicos: (a) cloreto de alquil trimetil amônio, (b) cloreto de

dialquil dimetil amônio e (c) cloreto de alquil benzil dimetil amônio; n = 8 a 18

A incorporação dos tensoativos catiônicos às fórmulas de pós de aniônicos (mais

vendidos para lavagem de roupas) e mesmo de líquidos é difícil. O tensoativo tem que

deixar os tecidos livres de qualquer contaminação. Ele acaba sendo eficiente a ponto de

lavar o próprio amaciante e impede a deposição do mesmo nas fibras. Por isso, fica

difícil compatibilizar a atuação dos dois ingredientes [9]. O amaciante precisa depositar-

se nas fibras para permitir seu deslizamento, dando a sensação de maciez. A carga

elétrica negativa induzida pelos tensoativos, mais pronunciada em sintéticos, é

neutralizada.

Além dos produtos para limpeza doméstica, os catiônicos, graças a sua natureza,

apresentam outras aplicações. O uso de aminas graxas em emulsões asfálticas deve-se a

sua propriedade tensoativa. No setor de mineração, atuam como agente de flotação,

permitindo que o minério, ou sua impureza, a ser flotado, adquira propriedades

hidrófobas, migrando para a superfície e facilitando a separação [10].

A indústria têxtil emprega os sais quaternários como auxiliares de tingimento,

pois as propriedades umectantes favorecem a penetração de água e outros líquidos nas

fibras de tecidos, assegurando assim a penetração dos corantes e, desse modo, a sua

fixação [11]. As indústrias de defensivos agrícolas formulam seus produtos com aminas

graxas etoxiladas como emulsionantes. A indústria de cosméticos usa os sais

quaternários como princípio ativo antiestático em cremes e recondicionadores capilares,

e as indústrias farmacêuticas os usam como agentes bacteriostáticos e auxiliares de

extração de antibióticos. Na clarificação do açúcar, as aminas quaternárias retêm

impurezas aniônicas da solução de açúcar, permitindo uma posterior cristalização do

açúcar branco refinado.

3.2 – Agregação dos tensoativos em solução aquosa

A dissolução de um tensoativo em água provoca o aparecimento de interações

desfavoráveis entre sua parte apolar e o solvente devido a: (I) alta tensão interfacial

água/hidrocarboneto, (II) estruturação das moléculas de água ao redor da cadeia

hidrofóbica (“hidratação hidrofóbica”) e (III) diminuição nos graus de liberdade da

cadeia hidrofóbica [12,13]. Os monômeros do tensoativo tendem a adsorver (aderir) nas

interfaces (líquido-vapor, líquido-sólido ou líquido-líquido, quando disponível), de

modo a reduzir a energia livre total do sistema [12,13]. Nessa adsorção, as cadeias dos

hidrocarbonetos permanecem para fora da solução e os grupos hidrofílicos na interface

aquosa [14].

Neste fenômeno de adsorção, ocorre a substituição de moléculas de água,

presentes na interface, pelo grupo hidrofóbico do tensoativo. Como as forças

intermoleculares de atração entre uma molécula de água e um grupo não polar são

menores do que entre duas moléculas de água, isto reduz o poder de contração da

superfície, ou tensão superficial [6]. Tensão superficial é a tendência que um líquido

apresenta de reduzir ao mínimo a sua área superficial. É conseqüência da existência de

forças intermoleculares.

Dependendo da sua estrutura, da concentração e da composição do meio, os

tensoativos podem se agregar em solução aquosa formando micelas, vesículas ou

cristais líquidos liotrópicos, entre outros tipos de agregados. Alguns tensoativos se

agregam em solventes orgânicos de baixas polaridade e constante dielétrica, formando

micelas inversas [6,15].

Quando um agente tensoativo é adicionado à água, suas moléculas tendem a

arranjar-se de modo a minimizar a repulsão entre seus grupos hidrofóbicos e a água. A

parte hidrofílica fica na solução e a parte hidrofóbica fica na interface água-ar, conforme

podemos observar na Figura 6. Essa disposição provoca uma diminuição da tensão

superficial da água.

(a) (b)

(c)

Figura 6 – Representação das moléculas do agente surfactante: (a) superfície da água,

(b) bolha de sabão e (c) interior da micela.

Se aumentarmos a concentração do agente tensoativo na água, este tende a

ocupar a parte interna da solução, formando inicialmente dímeros, trímeros, tetrâmeros,

até que em determinada quantidade atingem a denominada concentração micelar crítica

(CMC), Figura 6 c. Acima dessa concentração, as moléculas do tensoativo formam

grandes agregados moleculares de dimensões coloidais. Estes agregados são

denominados micelas, geralmente contêm 60 a 100 moléculas do tensoativo, que se

associam espontaneamente em solução aquosa. Então, quando as concentrações estão

superiores à CMC, as moléculas possuem um diâmetro entre 3-6 mm, o que representa

de 30-200 monômeros. A CMC depende da estrutura do tensoativo (tamanho da cadeia

do hidrocarboneto) e das condições experimentais (força iônica, contra-íons,

temperatura etc.) [16].

Geralmente, em solução aquosa, as moléculas do tensoativo agregam-se

formando uma esfera com caudas hidrofóbicas voltadas para o seu interior e os grupos

hidrofílicos, ou carregados, para seu exterior. Cada micela é composta por um certo

número de moléculas de tensoativos, denominado “número de agregação”, que

determina geralmente o tamanho e a geometria do sistema micelar. O termo “micela

normal” é utilizado para se referir a agregados de tensoativos em meio aquoso, o qual é

apresentado na Figura 7.

Figura 7 - Representação bidimensional das regiões que formam uma micela iônica

normal com estrutura esférica. X e O indicam as localizações relativas dos contra-íons

do grupo cabeça e das caudas (hidrocarbonetos), respectivamente.

Quando o tensoativo está, predominantemente, na forma de monômeros, abaixo

da CMC, ocorre um equilíbrio dinâmico entre micelas e monômeros [12,17]. As micelas

são termodinamicamente estáveis e facilmente reprodutíveis, e são destruídas pela

diluição com água ou ficando as concentrações ficarem abaixo da CMC.

A formação das micelas é acompanhada por mudanças distintas em várias

propriedades físicas tais como espalhamento de luz, viscosidade, condutividade elétrica,

tensão superficial, pressão osmótica e capacidade de solubilização de solutos [18,13].

Os contra-íons, quando em concentrações suficientes, provenientes da própria ionização

do tensoativo ou ainda como aditivos à solução, diminuem a repulsão entre as cabeças

dos monômeros (Figura 8). A presença de Na

, por exemplo, pode alterar a

concentração micelar crítica. A partir da concentração micelar crítica é que se manifesta

ação do detergente. No entanto, os monômeros é que mais contribuem para a

diminuição da tensão superficial da água, enquanto que as micelas, ao contrário dos

monômeros, ficam dispersas em toda a solução, apresentando um menor efeito sobre a

tensão superficial da água. As cadeias apolares atraem-se e os grupos negativos

repelem-se formando ligações de hidrogênio com a água

Figura 8 - Micela do surfactante em meio aquoso após atingir a concentração micelar

crítica.

As micelas, que não superam algumas dezenas de ângstrons, são responsáveis

pela grande maioria das propriedades de sabões e detergentes e suas utilizações. Os

fenômenos de umectação, emulsão e dispersão, que explicam o efeito detergente, são

devidos às micelas complexas presentes nas soluções e derivam da orientação das

grandes cadeias das moléculas.

A fase hidrofílica associa-se à água por pontes de hidrogênio e a fase lipofílica

associa-se às gorduras por interações de van der Waals. Existe uma relação entre a

concentração micelar crítica com a presença de insaturações e o tamanho da cadeia

carbônica do tensoativo. À medida que o número de átomos de carbono é reduzido,

diminui a concentração da micela formada em meio aquoso. Na Figura 9 podemos

verificar a influência do número de carbonos na cadeia que formam a C.M.C.

Figura 9 - Influência do número de cadeias carbônicas na C.M.C: (a) C-18 saturado, (b)

C-12 saturado e (c) C-8 saturado

Na figura 9.a vemos um micela, em solução aquosa, de um surfactante C-18

saturado. Supondo que cada micela seja constituída por 12 cadeias saturadas,

observamos que deverá existir uma distância mínima entre cada sítio negativo para que

a repulsão seja minimizada [19]. Em (b), vemos uma micela de um surfactante C-12

saturado. Supondo, também, que ela seja constituída por 12 cadeias, nota-se que a

distância entre cada sítio aniônico é bem menor que em (a), o que tende a desestabilizar

a micela. Portanto, a situação (c) aproxima-se mais do real, visto que as distâncias são

maiores entre os sítios aniônicos. Notamos, neste último caso, que a micela seria

constituída, em hipótese, por oito cadeias apenas. Dessa maneira, mais micelas seriam

formadas para uma dada concentração do agente surfactante.

A adição de alguns cátions monovalentes e bivalentes, em soluções aquosas

contendo tensoativos aniônicos, favorece a formação de micelas. A presença de solutos

como o NaCl, Na

, MgSO

, dentre outros, minimiza a repulsão eletrostática entre os

ânions, contribuindo, para a formação da micela. A adição desses sais, além de provocar

a formação de micelas com um número maior de moléculas do tensoativo, provoca uma

diminuição da mobilidade das partículas (Figura 10). Um excesso de eletrólito provoca

a diminuição da solubilidade do tensoativo em água, desestabilizando as micelas,

produzindo turvação e separação de fases. Em alguns casos, mesmo com a quantidade

adequada do eletrólito, um possível abaixamento da temperatura pode ocasionar uma

turvação indesejável no produto. Nos detergentes formulados, como tensoativos

sintéticos, o uso do sulfato de magnésio (cátion bivalente) não causa grandes problemas.

Desse modo, pequenas quantidades do mesmo são suficientes para se obter a

viscosidade desejada, não apresentando o risco do detergente ficar turvo e apresentar

precipitados indesejáveis. Porém, esse sal não deve ser adicionado nos sabões, porque

forma sais insolúveis.

Figura 10 - Interações entre íons monovalentes, de um soluto, com os sítios aniônicos

do surfactante.

3.3 – Biodegradação

Com o aumento das áreas urbanas e o desenvolvimento industrial e

populacional, novos compostos têm sido sintetizados e continuamente introduzidos em

grande quantidade nos mananciais hídricos. A maioria destes compostos são

persistentes, ou seja, difíceis de serem biodegradados, podendo ser bioacumulados ou,

ainda, se transformarem em produtos tóxicos, causando assim sérios transtornos

ecológicos. A poluição de corpos d’água com estes compostos provocam, além da

poluição visual, alterações em ciclos biológicos, afetando, principalmente, o processo de

fotossíntese. Assim, a busca de novas tecnologias e processos têm sido desenvolvidos e

aplicáveis ao tratamento de efluentes, para transformar substâncias persistentes em

substâncias biodegradáveis, no sentido de aumentar a eficiência dos sistemas de

tratamentos biológicos, de grande interesse industrial [20].

A biodegradação ou biotransformação é uma das principais técnicas de

recuperação dos ecossistemas contaminados. É um processo multifacetado, envolvendo

um complexo de moléculas que interagem com comunidades mistas de microrganismos.

Desse modo, conta com a versatilidade metabólica, especialmente de bactérias e fungos,

capazes de biodegradar muitos tipos de resíduos em substâncias mais simples e menos

tóxicas.

De fato, durante muitos anos, pensou-se que os microrganismos podiam e

deviam biodegradar completamente todas as substâncias orgânicas, incluindo todos os

poluentes contidos em águas naturais ou no solo. As invenções de alguns compostos,

especialmente os organoclorados, os quais eram resistentes a uma rápida biodegradação,

foi responsável pela retificação dessa concepção errônea. As substâncias resistentes à

biodegradação são chamadas recalcitrantes ou bioimunes [21,22]. No entanto, outras

substâncias, como muitos compostos orgânicos biodegradam-se totalmente, sendo

transformados em compostos orgânicos menos tóxicos que as substâncias originais.

Os compostos sintéticos mais poluentes são os que contêm, principalmente,

nitrogênio e enxofre, que causam a poluição, sendo eles; os alquilsufonatos, os

alquilbenzenos sulfonatos e os arilsulfonatos, comercialmente vendidos como

surfactantes. Esses poluentes são biodegradáveis, podendo os microrganismos utilizar o

nitrogênio (N) ou enxofre (S) como nutrientes [3].

Dentro deste contexto, o setor têxtil apresenta um especial destaque devido ao

seu grande parque industrial instalado, gerador de grandes volumes de efluentes, os

quais, quando não tratados, podem causar sérios problemas de contaminação ambiental.

A biodegradação de surfactantes foi estudada durante muitos anos [23,24], e

ainda está sendo investigada [25,26]. A maioria desses estudos sobre biodegradação de

surfactantes são determinantes para a degradação metabólica pelos microorganismos

[27,28] e esta relacionado à estrutura do tensoativo. Esta estrutura é determinante para

uma melhor biodegradabilidade dos surfactantes [29,30,31].

A degradação de surfactantes em resíduos industriais e domésticos depende das

condições locais e regionais como: clima, tipo de solo, vegetação, fauna e

microrganismos decompositores. Em 1995, Rocha

et al. [32] fizeram um estudo para

avaliar o comportamento de hidrofóbicos da micela dos surfactantes. O tensoativo

(Triton X-100) testado foi tóxico para bactéria e, assim, impediu a biodegradação do

bifenil e fenantreno em concentrações próximas da concentração micelar crítica

(C.M.C) do surfactante. Neste sentido, em 1996, Perez e colaboradores [33] em seus

estudos comprovaram que o lauril sulfato de sódio (LAS) pode ser tóxico aos

microorganismos responsáveis pelo tratamento da degradação e dos organismos

presentes em ecossistemas naturais. Este trabalho discutiu também o efeito do LAS na

purificação aeróbica por plantas presentes em esgoto. Os resultados mostraram que o

LAS influência no pH e na capacidade de degradação aeróbica da matéria orgânica na

concentração de 20 mg.L

-1

De acordo com a ANVISA [3], os surfactantes são

considerados biodegradáveis, porque são substâncias químicas com propriedades

tensoativas, susceptíveis aos processos de decomposição e degradação pelos

microrganismos. Em decorrência desses processos, não origina substâncias

consideradas nocivas ao meio ambiente ou que possuam grau de toxicidade superior ao

da substância tensoativa original. Os principais grupos microbianos nesse processo são

as bactérias e os fungos, contudo essa atividade é regulada, principalmente, pelas

condições ambientais [34].

O fator preponderante na atividade microbiana é determinado pela velocidade e

extensão da degradação dos compostos orgânicos. Logo após a introdução dos

surfactantes sintéticos na década de 1940, foi demonstrado que os diversos campos de

aplicações poderiam induzir no meio ambiente a adaptação microbiana ocasionando um

aumento na velocidade da degradação dos respectivos compostos.

As bactérias são os principais microorganismos relatados na literatura e as mais

utilizadas no processo de biodegradação. Alguns desses microorganismos podem ser

isolados do solo e utilizados na biodegradação. Por exemplo,

Pseudomonas sp e

Sphingomonas sp têm sido reportadas na degradação de corantes da indústria têxtil, da

nicotina, em compostos que apresentam os radicais metil e etil. Entre outras, as

Pseudomonas aeroginosas são utilizadas na degradação de herbicidas. Recentemente,

pesquisadores isolaram do solo o fungo

Phaenerochaete chrysosporium. Este tem a

capacidade de mineralização (precipitar), parcialmente, ou em alguns casos

completamente, uma variedade de poluentes, que são resistentes à degradação [35,36].

Neste contexto, Spadaro

et al. [37] estudaram a ação do Phaenerochaete chrysosporium

na descoloração de efluentes têxteis, demonstrando que este fungo foi capaz de

mineralizar alguns corantes. Assim, em 2000, Couto e colaboradores [38] observaram

uma excelente eficiência no tratamento de uma amostra de resíduo simulada em

laboratório alcançando descolorações de 95%, após o tratamento com o fungo

Phaenerochaete chrysosporium.

Em 2005,

Chen e colaboradores [39] estudaram a biodegradação do surfactante

não-iônico (Triton X-100), usando culturas de diferentes espécies de bactérias em

diferentes condições ambientais (pH). Para esta biodegradação isolaram cinco tipos de

microorganismos chamadas de bactérias (A, B, C, D e E). Nesse trabalho observaram

que as bactérias A, B e C utilizaram o surfactante como fonte de carbono e as outras

utilizaram os sais (NH

)

e KNO

do meio como fonte de nitrogênio. A cinética de

biodegradação foi eficiente em pH 7,0 para todas as bactérias em 18 h de incubação.

Quiroga

et al. [40] fizeram um estudo sobre a cinética de biodegradação de

surfactantes (LAS e SDS) em águas do mar. Para isso propuseram um modelo cinético

para avaliar a biodegradação do surfactante em duas temperaturas (5 e 20ºC), que

resultava na conversão e combinação dos compostos orgânicos em CO

e H

Verificaram que o SDS é melhor biodegradável pelas enzimas hidrofílicas presentes no

meio, ou sintetizadas pelos microrganismos, enquanto que o LAS é mais resistente à

biodegradação porque a ligação carbono entre o anel aromático e o enxofre do grupo

sulfonato é mais difícil de ser quebrada biologicamente.

Neste contexto, sobre biodegradação, as bactérias mais utilizadas são as

Pseudomonas, elas são uma infinidade de espécies que agem no processo, mas não há

muitos relatos na literatura sobre a biodegradação de surfactantes por estes

microorganismos. Sabe-se que os microrganismos exibem duas estratégias para

assimilação ou metabolismo do substrato que são o catabolismo e o cometabolismo. No

catabolismo, o substrato absorvido é quebrado em moléculas menores e vão gerar

energia, consequentemente a biomassa microbiana aumenta às custas do substrato, e

este diminui consideravelmente. Por outro lado, no cometabolismo ocorrem

transformações de um substrato secundário biodegradável como fonte de carbono e

energia. Desta maneira, pode transformar em outro composto sem retirar energia para

seu desenvolvimento [40].

Corte

et al. [41] informaram a primeira descrição de biodegradação do SDS

através de amostras de oléo-diesel a 10ºC. Temperaturas maiores inibiram a

biodegradação, devido à baixa resistência dos microrganismos a altas temperaturas.

Neste sentido, Anderson e colaboradores [42] realizando testes com água de rio,

mostraram que 25 mg.L

-1

de SDS era biodegradado após 60-160 h a 5-10ºC. Depois,

Marchesi

et al. [43] informaram que 20 mg.L

-1

de SDS era completamente

biodegradado por bactérias do gênero

Pseudomonas após 12,5 h a 25ºC. A

biodegradação de surfactantes é assegurada em baixas concentrações ambientais. A

maioria dos laboratórios estuda a biodegradação de surfactantes [43,44], a temperaturas

mais altas que as normais na natureza, resultando na seleção de microrganismos que

crescem nesta temperatura. Porém, o problema de poluição do surfactante é severo em

temperaturas mais baixas como prevalece no ambiente ártico e alpino.

Em 1979, Water e colaboradores [45] conseguiram biodegradar o surfactante

catiônico na presença do surfactante aniônico testado em bebidas alcoólicas. Por um

monitoramento, através de análises colorimétricas, alcançaram uma biodegradação de

95% em concentrações de 0,1-10 mg.L

-1

Algumas propriedades do inóculo podem interferir no fenômeno da

biodegradação acelerada, como por exemplo o conteúdo de areia e matéria orgânica.

Inóculo com alto conteúdo de areia apresenta uma reduzida mineralização, sendo que o

pH pode ter efeito notável neste processo. A diversidade microbiana é bastante afetada

pelo pH, e estudos têm demonstrado que pequenas flutuações no pH podem ter efeitos

na resposta microbiana frente aos resíduos industriais.

A quantidade e o tipo de argila podem afetar grandemente o local onde há

carbono orgânico estabilizado. Neste ambiente, por exemplo, as argilas podem aumentar

a taxa de crescimento microbiano, especialmente durante a degradação inicial de

substratos orgânicos prontamente disponíveis. Mas, por outro lado, poderão reduzir a

perda de carbono na forma de CO

aumentando a eficiência da utilização desse

elemento pelos microorganismos e ainda formando complexos com produtos de

decomposição e com substâncias húmicas [46].

Os produtos formulados a partir de detergentes sintéticos, por sua vez,

geralmente empregam ingredientes ativos do tipo aniônico, como os sais sódicos de

alquilbenzenos sulfonatos ramificados (ABS) ou lineares (LAS), pequenas quantidades

de ingredientes ativos do tipo não-iônico possuem como aditivos mais importantes o

tripolifosfato de sódio, sem o qual a ação dos detergentes sintéticos perde muito em

desempenho. A presença desses derivados de ABS ou de LAS no esgoto causa o

inconveniente da formação acentuada de espuma nos cursos de água receptores

(20,0 mg.L

-1

são suficientes para formar espuma) [47]. Tanto o ABS quanto o LAS

podem biodegradar-se parcialmente (biodegradação primária) ou completamente

(biodegradação total), existindo um meio aeróbio adequado e transcorrendo um tempo

apropriado.

A biodegradação primária é aquela ocorrida quando a molécula é alterada pela

ação de um microrganismo, de maneira que tenha perdido suas características de

tensoativo ou que não mais responda a procedimentos analíticos para a detecção do

tensoativo original. Oin

et al. [48] avaliaram a biodegradação primária do surfactante

catiônico (brometo de cetilpiridineo) e anfótero (N-dodecil-N,N-dimetil-betaína) através

de agitação térmica por análises espectrofotométricas. Os resultados apresentaram uma

biodegradação de 94%. Os autores também mostraram que a biodegradação do

surfactante diminui com o aumento da cadeia e que a presença do grupo hidrofílico

afeta a degradação do tensoativo, mas não sua biodegradabilidade.

A biodegradação total ou mineralização pode ser entendida como sendo a

conversão completa da molécula do tensoativo em CO

, água, sais inorgânicos e

produtos associados com o processo metabólico normal da bactéria. Em 1990, Tauk

[46] estudou a biodegradação de resíduos orgânicos no solo, através do húmus, em que

verificou que a adição de um substrato orgânico, prontamente degradável, pode

aumentar grandemente a liberação de CO

do húmus no solo.

O LAS pode sofrer mineralização biológica total, produzindo CO

, água e

sulfato. O processo de biodegradação ocorre nas estações de tratamento de esgotos e na

natureza, e pode ser descrito pela etapa de oxidação de um ou dois grupos metila da

cadeia alquílica, transformando-os em grupos carboxílicos. A oxidação destrutiva do

anel aromático é a outra etapa, ocorrendo a quebra da ligação carbono-enxofre,

provocando a liberação de sulfato [19].

A degradação do LAS é mais rápida que a do ABS porque um tensoativo é mais

biodegradável quanto mais linear for seu radical lipofílico (apolar). Os isômeros dos

alquilbenzenos sulfonatos, quando possuem o grupamento fenila ligado à extremidade

da cadeia, sofrem biodegradação mais rápida com relação àqueles que possuem o

grupamento fenila ligado ao centro da cadeia carbônica. A presença de muitas

ramificações gera uma taxa de biodegradação extremamente lenta. Portanto, dentre os

compostos apresentados a seguir, o isômero 2-fenil alcano degrada-se mais rapidamente

(Figura 11).

CHCH

mais biodegradável

menos biodegradável

pouco biodegradável

Figura 11 - Efeito das ramificações das cadeias no processo de biodegradabilidade

Geralmente, a biodegradabilidade depende da existência de condições aeróbias.

O tratamento aeróbio do esgoto, ou a presença de condições de oxigenação intensa de

águas receptoras, permite a redução acentuada dos possíveis malefícios decorrentes da

ação desses surfactantes. Mongensen e colaboradores [49] demonstraram que o LAS é

pouco resistente à biodegradação em condições anaeróbias. Tentaram sua digestão em

água de esgoto, comprovando que a concentração do LAS depende do aumento da

matéria orgânica durante a estabilização anaeróbica e sua transformação.

Os sabões obtidos a partir de gordura animal e/ou vegetal, pelo fato de

apresentarem cadeia carbônica linear, são rapidamente biodegradados no ambiente [50].

Bayona

et al. [51] estudaram a biodegradação de alquilbenzenos (C

-C

) por culturas

de bactérias

Pseudomonas sp, revelando que a biodegradação do isômero aumenta

quando o grupo fenil é localizado no final da cadeia alquil, na presença de molécula que

contém grupo sulfonato. Posteriormente, em 1993, Purcha

et al. [52] estudaram a

biodegradação do hidrocarboneto aromático policíclico (PAIIs) e o efeito da micela do

surfactante não-iônico. Eles relataram completa biodegradação do hidrocarboneto pelas

bactérias presentes no inóculo derivado do petróleo durante o monitoramento de 65 h.

Aly e colaboradores [53] estudaram durante 13 dias a biodegradação do

surfactante aniônico na presença dos compostos orgânicos hexadecano e naftaleno,

usando dois tipos de solos, que continham petróleo. Demonstraram que o aumento da

concentração de surfactante não inibe a biodegradação na presença destes compostos

orgânicos presentes neste solo, sendo que o naftaleno degrada mais que o hexadecano.

Alguns microorganismos estão envolvidos no processo de biodegradação de

substâncias presentes em resíduos industriais, enquanto que outros usam produtos dessa

degradação para sintetizar novos compostos.

3.4 – Análise de surfactantes

Os surfactantes são importantes, em Química Analítica, são capazes de

modidificar algumas propriedades reacionais (velocidade da reação, estereoquímica)

com conseqüente melhoria em sensibilidade e/ou seletividade analítica. O emprego dos

tensoativos em produtos naturais ou sintéticos, apresentaram um aumento significativo

nos últimos anos, em praticamente todos os campos da Química Analítica. Muitos

trabalhos utilizam os tensoativos, capaz de formar complexos, procurando melhorar o

desempenho analítico, facilitando a quantificação não só do surfactante, mas também de

outros compostos.

A presença de surfactantes no meio reacional pode ocasionar a formação de um

novo complexo com diferentes propriedades espectrais (usualmente com maior

absortividade molar), além de poder proporcionar também maior estabilidade e

seletividade quando comparado com o complexo binário. Estudos sobre os efeitos dos

surfactantes na formação de complexos permitem concluir que maiores modificações

espectrais ocorrem, quando a carga do surfactante responsável pela formação da micela

é oposta ao íon do complexo, formado entre o reagente cromogênico e o analito [54]. A

formação de complexos ternários pode ocorrer através de associação iônica, como

ocorre com complexo catiônico, formado entre um íon-metálico e a 1,10-fenantrolina

com o ânion vermelho de bromo-pirogalol [55].

Uma forma de quantificar analiticamente espécies químicas, como os

surfactantes, é a espectrofotometria UV-Vis. Esta é uma técnica muito explorada em

função da sua robustez, custo relativamente baixo e grande número de aplicações

desenvolvidas. Consultando o banco de dados do “Analytical Abstracts”, verificam-se

mais de 30.000 citações relacionadas a esta técnica [56]. Os procedimentos

espectrofotométricos envolvem, geralmente, medidas diretas de espécies que absorvem

radiação eletromagnéticas, podendo também se acoplar a outras técnicas e/ou processos

como cromatografia, eletroforese e análise em fluxo.

A espectrofotometria é fundamentada na lei de Lambert-Beer, que é a base

matemática para medidas de absorção de radiação por amostras no estado sólido,

líquido ou gasoso, nas regiões ultravioleta, visível e infravermelho do espectro

eletromagnético. Para medidas de absorção da radiação em determinado comprimento

de onda, tem-se:

A= log(I

/I) = εbc;

em que A é a absorvância, I

é a intensidade da radiação monocromática que incide na

amostra e I é a intensidade da radiação que emerge da amostra. A absortividade molar

(

ε) é uma grandeza característica da espécie absorvente, cuja magnitude depende do

comprimento de onda da radiação incidente, b é o caminho óptico (cm) e c é a

concentração do analito na da amostra (mol.L

-1

) [54]. Para a determinação

espectrofotométrica de espécies químicas de interesse na região UV-Vis, normalmente é

necessário o uso de reagentes para a conversão da espécie de interesse em uma forma

que permita a detecção de absorção de radiação com maior sensibilidade e/ou

seletividade. Sendo assim, espécies que absorvem fracamente podem ser convertidas em

compostos com maior absortividade molar, visando à determinação de menores

quantidades do analito [57].

Em 1961, Ross

et al. [55] usaram o surfactante catiônico brometo de N-cetil-

N,N,N-trimetil amônio (CTAB) para determinar espectrofotometricamente o estanho

empregando o violeta de pirocatecol (PCV) como reagente cromogênico. Um complexo

vermelho foi formado entre o PCV e o estanho (IV) em pH 2,5, apresentando

absortividade molar de 6,5 x 10

mol.L

-1

e a medida espectrofotmétrica foi realizada em

555 nm.

Considerando que o sistema de análise química por injeção em fluxo acoplada a

espectrofotometria é uma técnica muito explorada, vários autores têm proposto a

determinação do surfactante empregando esta técnica. Com o intuito de automatizar a

determinação de tensoativos catiônicos, Motomizu

et al. [58] desenvolveram um

método espectrofotométrico empregando o sistema FIA baseado na interação com

indicador azo, alaranjado de metila, de etila, propila e butila em presença de tensoativo

não-iônico. Os melhores resultados foram obtidos com o reagente cromogênico

alaranjado de propila. A reação foi estudada em pH 6,8. Nesta condição, o indicador

está protonado e apresenta máximo de absorção em 510 nm. Os tensoativos catiônicos

(quaternários de amônio) reagem como o alaranjado de propila com máximo de

absorção em 400 nm. Em presença do tensoativo aniônico TX-100 forma-se um

agregado (micela) devido ao par iônico formado com o surfactante catiônico, com

absorção máxima em 485 nm. Nesse trabalho Motomizu e colaboradores obtiveram

resposta linear na faixa de 10

-6

mol.L

-1

e conseguiram determinar o tensoativo não-

iônico na concentração de 0 a 3x10

-5

mol.L

-1

em batelada, e 0 a 2 x10

-5

mmol pelo FIA.

E para determinação do aniônico foi de 0 a 2x10

-5

mol.L

-1

em batelada e 0 a 5x10

-5

mol.L

-1

pelo FIA. Ambos os procedimentos foram aplicados em amostras de águas

naturais para as determinações dos tensoativos catiônicos cloreto de alquiltrimetil

amônio e cloreto de diestearildimetil amônio.

Assim sendo, baseados no efeito solvatocrômico da interação entre indicador

azo e íons hidrofóbicos, Motomizu e colaboradores [59] propuseram um sistema em

fluxo para a determinação de tensoativos aniônicos com os indicadores azo alaranjado

de metila, etila, propila e butila. O procedimento foi baseado na reação entre SDS ou

DBS e o íon hidrofóbico do quaternário de amônio: cloreto de alquiltrimetil amônio

formando um íon complexo estável. A fração residual do íon hidrofóbico reage com o

indicador azo deslocando o máximo de absorção do indicador de 400 para 510 nm. Os

melhores resultados foram observados quando foi utilizado o indicador alaranjado de

propila, obtendo-se resposta linear entre 0,5 x 10

-6

mol.L

-1

e 8,0 x 10

-6

mol.L

-1

, limite de

detecção de 5,0 x 10

-8

mol.L

-1

e freqüência analítica de 50 determinações por hora.

Nesta mesma época, visando explorar um novo procedimento analítico e

também baseados no efeito cromogênico, Tripathi

et al. [60] determinaram o Fe

água de chuva observando o fenômeno da coloração, por meio da reação deste íon com

o tiocianato de cobalto, com limite de detecção de 8,0 mg.L

-1

Em 1998, Patel e Patel [61] propuseram um procedimento utilizando o sistema

FIA, baseado na precipitação de indicadores catiônicos com tensoativos aniônicos para

a formação de pares iônicos. Para isso, os autores investigaram os indicadores

catiônicos verde brilhante, verde de malaquita, azul de metileno, violeta de etila e cristal

violeta com os tensoativos aniônicos SDS e DBS. Os melhores resultados foram

observados quando utilizou-se o indicador catiônico verde brilhante para a formação de

pares iônicos com SDS e DBS. Com o procedimento proposto, obteve-se linearidade

entre 1,0 mg.L

-1

e 20 mg.L

-1

, limite de detecção de 0,1 mg.L

-1

e freqüência de

amostragem de 50 determinações por hora. Este procedimento foi aplicado em amostras

de águas de rio e efluentes domésticos.

Em 1999, Patel e colaboradores [62] propuseram outro procedimento utilizando

sistema FIA acoplado ao método espectrofotométrico baseado em formação de

complexos ternários Fe (III), tiocianato de amônio e tensoativo catiônico DTAB,

TTAB, CTAB e CPC. O método consiste no aumento da absorção em 410 nm com a

adição do tensoativo catiônico ao complexo Fe(III)-SCN

. Com esse procedimento,

Patel e colaboradores obtiveram linearidade entre 0,5 e 30 mg.L

-1

e limite de detecção

de 0,25 mg.L

-1

, sendo este limite de detecção maior que o trabalho de Tripathi

(2.0x10

mol.L

-1

em 490 nm), para o íon ferro. Possívelmente as condições

experimentais influenciassem esta diferença no limite de detecção. Estudos de

potenciais interferentes não apresentaram interferência significativa. O procedimento foi

aplicado em amostras de águas, efluentes domésticos, detergentes e xampus.

Em 2000, Nemcova

et al. [63] propuseram um sistema FIA para determinação

de tensoativos catiônicos e não iônicos baseando-se na formação com Cu(II)-

cromazurol S. Nesse caso, foram avaliadas as potencialidades do sistema FIA proposto

obtendo-se resposta linear entre 0 e 13 mg.L

-1

, desvio padrão entre 4,4% e 0,5% e

freqüência de amostragem de 120 determinações por hora.

Muitas das inovações referentes à espectrometria de absorção molecular

consistem em estratégias para o aumento de sensibilidade, permitindo que

concentrações da ordem de nmol.L

-1

sejam detectáveis. Nesse sentido, Sun et al. [64]

desenvolveram um método espectrofotométrico para determinar o surfactante catiônico

cloreto de benzildimetiltetradecilamônio em sedimentos, a partir de sua extração e

separação por uma membrana de politetrafluoretoetileno (PTFE). O surfactante foi

medido a 603 nm, obtendo resultados satisfatórios, atingindo de 85 a 100% de

recuperação.

Safavi

et al. [65] fizeram a determinação dos surfactantes catiônicos brometo de

dodecyltrimetilamônio (DTAB) e cloreto de cetilpiridíneo (CPC) em amostras de

xampus. Esse procedimento foi baseado na quimiluminescência gerada durante a

oxidação do luminol por

N-bromosuccinimide NBS e N-colorosuccinimide NCS em

meio alcalino. O método é simples, rápido e seletivo para o sistema FIA, com um limite

de detecção de 0,86x10

-5

mol.L

-1

para DTAB e 0,42x10

-5

mol.L

-1

para o CPC.

Em 2005, Lavorante

et al. [66], baseado em trabalhos anteriores [67],

determinaram o surfactante aniônico dodecil sulfato de sódio (SDS) por FIA com o

metil orange (MO) em pH 5,0, na presença do surfactante catiônico cloreto de

cetilpiridíneo (CPC). Por meio da formação do par-iônico CPC+MO, e posteriormente

na presença de SDS, ocorre a substituição do MO pelo surfactante aniônico SDS, o qual

será determinado. O método proposto apresentou um limite de detecção de 0,0034

mg.L

-1

para o tensoativo aniônico.

Devido à versatilidade de aplicações dos surfactantes torna-se necessária sua

determinação em águas naturais de maneira a verificar seu potencial de contaminação,

com a intenção de diminuir o consumo de solvente e o volume de efluente gerado na

análise de tensoativos aniônicos. Nos Estados Unidos, o limite permitido é de

700,0

µg.L

-1

em amostras de água para o consumo humano e 1,0 mg.L

-1

para peixes.

Neste contexto, Torralba

et al. [68] desenvolveram um procedimento em

multicomutação para determinar o surfactante aniônico dodecil sulfato de sódio (SDS)

em amostras de água. Basearam-se no método de referência (azul de metileno), que

determina o par iônico formado com o azul de metileno (MB) e o tensoativo. Este

método proposto por Torralba e seus colaboradores foi um procedimento analítico

muito importante, pois reduziu a quantidade de clorofórmio e lã de vidro que trazem

incômodo para quem os manuseia, e são caros, assim conseguiram aumentar a

produtividade do laboratório. Deste modo, teve-se uma redução de 35 vezes no volume

de efluente gerado, reduzindo o volume em torno de 97%, sem perdas de sensibilidade.

Os pesquisadores obtiveram uma faixa linear entre 0,2 mg.L

-1

a 1,7 mg.L

-1

de SDS ,

com limite máximo de detecção de 1,7 mg.L

-1

e desvio padrão de 5,9% e freqüência de

amostragem de 40 determinações por hora. Também foram realizados estudos de

potenciais interferentes, e não foram observadas interferências significativas. O

procedimento foi aplicado para amostras de efluentes domésticos e industriais e os

resultados foram comparados com o método de referência em que não foi observada

diferença significativa em nível de 95% de confiança. Obtendo uma redução em torno

de 97% do consumo do solvente orgânico (clorofórmio).

Após consultar a literatura, e baseando no trabalho de Torralba [68], na presente

dissertação foram utilizadas duas metodologias de referência em batelada para

quantificarmos os tensoativos:

1 - método do Azul de Metileno (MBAS), substâncias ativas ao azul de

metileno, para quantificar o surfactante aniônico Sthandard Methods [2] e

2 – método do tiocianato de cobalto (CTAS), substâncias ativas ao tiocianato de

cobalto, para quantificar o surfactante catiônico, Sthandard Methods [2].

A quantificação rotineira dos surfactantes foi realizada

espectrofotometricamente em seus respectivos comprimentos de onda de máxima

absorção. Ambas as metodologias foram feitas em batelada e sofreram algumas

adaptações com o intuito de consumir menor quantidade de reagentes e amostra

possíveis.

3.5 – Demanda química de oxigênio (DQO)

As técnicas e, principalmente, o equipamento empregados nas pesquisas

hidrobiológicas variam conforme a finalidade do estudo que está sendo realizado, as

características ambientais do rio ou lago considerado e, sobretudo, com os recursos

disponíveis para a realização do trabalho. Estudos limnológicos com finalidade técnica

ou científica requeram, geralmente, aparelhos de grande complexidade e alta precisão.

Para trabalhos em áreas reduzidas e análises de rotina, ou quando não se dispõe

de grandes recursos financeiros, pode-se empregar equipamento mais modesto,

aumentando o número de dados em poucos pontos de coleta, obtendo-se, dessa forma,

uma precisão razoável de resultados, com um mínimo de despesas de material e

operação.

A obtenção de informações integradas sobre um determinado local depende

basicamente do estudo das interações que ocorrem entre os fatores bióticos e abióticos

que regem o funcionamento desse ecossistema. Porém, não se pode esquecer que estas

interações estão vinculadas a uma escala temporal, refletindo um comportamento

dinâmico e imprevisível, intrínseco a cada ambiente.

A Demanda Química de Oxigênio (DQO) é um parâmetro que caracteriza de

modo indireto a quantidade de oxigênio consumido num processo de degradação

química da matéria biodegradável ou não. Uma das limitações deste teste é o fato de que

não diferencia a matéria orgânica não biodegradável da biodegradável. A matéria

orgânica biodegradável é determinada pelo teste de DBO (Demanda Bioquímica de

Oxigênio). A vantagem da DQO em relação a DBO é o tempo do ensaio, a demanda

química de oxigênio e realizado em poucas horas, enquanto o ensaio de DBO requer no

mínimo cinco dias. Entretanto, a DQO é o oxigênio requerido para estabilização da

matéria orgânica através da ação química de um oxidante químico enérgico (dicromato

de potássio). Por isso a DQO é normalmente maior que a DBO

(demanda bioquímica de

oxigênio do 5º dia) a 20ºC. Para cada ação da DBO, ocorreu, anteriormente, certa ação

de DQO, em menor intervalo de tempo.

Tal análise indica, na realidade, a capacidade total que a amostra tem de

consumir o oxigênio, através de reações químicas. Águas ricas em matéria orgânica e

inorgânica apresentam maiores índices de D.Q.O.

No decorrer dos experimentos surgiram alguns questionamentos e algumas

dúvidas em relação ao inóculo lodo, pois este é um composto orgânico que tem uma

parte sólida e uma parte liquida. Nesse sentido, será que o CPC não estaria sendo

adsorvido na superfície sólida do lodo ao invés de estar sendo biodegradado? Esta

dúvida não surgiu com a água de rio e nem com o solo, pois os mesmos foram

estudados em solução aquosa após sofrer uma filtração.

Neste sentido no presente trabalho foi utilizado a técnica de DQO para

determinar a quantidade de matéria presente no meio, ou seja determinar indiretamente

a quantidade de tensoativo presente no meio. Esta técnica foi utilizada apenas para o

estudo do inóculo lodo.

3.6 – Caracterização termodinâmica dos tensoativos estudados

A técnica de condutividade e a calorimetria são propriedades que podem ser

empregadas para determinar parâmetros termodinâmicos de micelização de surfactante

e seus efeitos nas estruturas dos agregados formados. Permitindo observar fatores que

controlam as propriedades das soluções dos surfactantes em suas aplicações. Pode-se

obter parâmetros físico-químicos, como; energia livre de Gibbs

∆Gº

mic

, entalpia ∆Hº

mic

e entropia

∆Sº

mic

, do processo de formação micelar. A termodinâmica de formação de

micelas depende de parâmetros como tamanho da cadeia, grupo hidrofóbico. O objetivo

desta parte da dissertação é relacionar: (I) os parâmetros físico-químicos de soluções

aquosas dos tensoativos e (II) se a formação de micelas ocorrem antes ou depois das

concentrações estudadas no presente trabalho.

O cálculo dos termos termodinâmicos exige o conhecimento, prévio, da C.M.C e

do valor de

α. Esse último pode ser calculado pela equação de Frahm (equação 1) que

por sua vez, requer o conhecimento da inclinação da reta após a C.M.C e antes da

C.M.C.

De acordo com

Frahm e seus colaboradores [13], a razão entre os coeficientes

angulares das retas, dos gráficos de condutividade específica em função da

concentração, após e antes da C.M.C., fornece uma estimativa do valor do grau de

dissociação (

α):

Frahm

= S

Equação 1

sendo S

e S

os coeficientes angulares das retas após e antes da C.M.C,

respectivamente.

A curva obtida em um gráfico de medidas de condutividade específica em

função da concentração para um tensoativo, Figura 12, apresenta uma mudança

“abrupta” em sua inclinação na região da C.M.C. Os dados de condutividade específica,

em função da concentração obtidos experimentalmente, obtém-se um gráfico

semelhante ao da Figura 12, permitindo calcular os valores de grau de dissociação das

micelas (

α), que podem ser calculados pela equação 1.

Figura 12: Gráfico ilustrativo da condutividade em função da concentração do

surfactante.

Neste tratamento, a micela é considerada como um macroíon e sua contribuição

à condutividade total da solução são considerados semelhantes à dos monômeros do

tensoativo, o que pode ocasionar uma super-estimativa do grau de dissociação [69].

Após obter esses dados, pode-se calcular suas grandezas e comparar se os

resultados estão próximos aos citados na literatura [70,71].

4 – RELAÇÃO ENTRE OS PARÂMETROS MICELARES E ESTRUTURA DO

TENSOATIVO

4.1 – Natureza do grupo hidrofóbico.

O processo de micelização é semelhante, termodinamicamente, à transferência

de grupos hidrocarbonetos de uma solução aquosa para um meio apolar e

hidrocarbonetos líquidos [72]. Desta forma, a variação do número de átomos de carbono

presentes na cadeia alquílica da parte hidrofóbica de uma série homologa de tensoativos

é um fator determinante da C.M.C. De uma maneira geral, o aumento da cadeia

carbônica, fixando-se as demais variáveis, provoca aumento na hidrofobicidade do

monômero, diminuindo o valor de C.M.C. e aumentando as dimensões da

micela [73,6].

4.2 – Natureza do grupo hidrofílico

A variação da natureza do grupo hidrofílico para tensoativos que possuam a

mesma cadeia hidrofóbica, não provoca grandes alterações no valor de C.M.C. como as

descritas no item anterior [74]. Entretanto, a natureza do grupo hidrofílico é um fator

importante na determinação do tamanho micelar e na reatividade de reações catalisadas

por soluções micelares aquosas.

O tamanho micelar é, entre outros itens, controlado pela distância média de

aproximação dos contra-íons ao centro de carga do tensoativo [75]. Grupos hidrofílicos

de pequeno volume permitem que os contra-íons se aproximem da interface micelar,

fazendo com que o grau de dissociação seja pequeno. Isto diminui a carga efetiva da

micela o que resulta em um aumento do número de agregação micelar. Por outro lado

grupos hidrofílicos de grande volume dificultam a aproximação dos contra-íons,

aumentando o grau de dissociação e diminuindo o número de agregação micelar

[76,77]. Assim, na série de cloreto de hexadeciltrialquilamônio observa-se a formação

de micelas até o cloreto de hexadecitri-n-butilamônio [78] embora Buckingham [79]

tenha observado formação de micelas acima de 35ºC para brometo de tri-n-

pentiltetradecilamônio.

4.3 – Natureza do contra-íon

Uma mudança na natureza do contra-íon em tensoativos iônicos, por exemplo,

por uma maior polarizabilidade ou maior valência, provoca maior interação entre o íon e

a cabeça da molécula de tensoativo, o que dá origem a uma diminuição na C.M.C. e um

correspondente aumento no número de agregação. Um aumento no tamanho do contra-

íon, considerando seu raio hidratado, leva a um aumento no valor de C.M.C. [16, 80, 6].

4.4 - Termodinâmica do processo de micelização

A termodinâmica da formação de micelas em solução aquosa tem sido explicada

principalmente através de duas diferentes abordagens [81,13]:

i) modelo de separação de fases, no qual considera-se que as micelas constituem

uma nova fase formada no sistema, acima da concentração micelar crítica (C.M.C.) e

pode ser escrito por:

+ m) S → mS + S

Nag

↓

Equação 2

sendo N

o número de moléculas de tensoativos constituintes de cada micela

(número de agregação), m o número de moléculas de tensoativo livres em solução (não

micelizadas), S representa o monômero do tensoativo, S

Nag

é a micela e a seta (↓)

indica uma nova fase e K

é a constante de equilíbrio de formação da micela;

ii) modelo de ação das massas, no qual é considerado que as micelas e os

monômeros estão em uma espécie de equilíbrio químico, que pode ser representado por

uma seqüência de múltiplos equilíbrios:

S + S

+ S S

...

Nag-1

+ S

Nag

ou em uma etapa:

NagS S

Nag

Equação 3

No modelo de separação das fases (ou pseudofases), pode-se escrever [81]:

micela

= µ

monomérico

+ RT ln(C.M.C)

Equação 4

em que: µ

micela

= potencial químico da fase micelar

A energia livre de micelização, ou seja a energia livre de Gibbs é a diferença

entre os potenciais químicos do monômero na micela (

micela

) e em solução diluída

(

monomérico

∆G

mic

= µ

micela

+ µ

monomérico

= RT ln(C.M.C)

Equação 5

Para tensoativos iônicos, na ausência de eletrólito externo, essa equação fica:

∆G

mic

= (2 - α

) RTln(C.M.C)

Equação 6

em que: α é grau de dissociação

Recentemente, trabalhos citados na literatura [70,82-85], mostram que a

concentração de fração molar tem sido usada preferencialmente nos cálculos da

energética do processo de micelização. Nesse sentido, os valores de C.M.C obtidos nas

Tabelas 3 e 4 foram convertidos para fração molar e empregados na equação 6.

O estado padrão hipotético para o tensoativo em solução aquosa é tomado como

sendo o monômero solvatado à fração molar igual a um, com as propriedades de uma

solução infinitamente diluída. Para o tensoativo micelizado, o estado micelar por si

próprio é considerado como sendo o estado padrão [6]. As soluções de trabalho são

muito diluídas, permitindo que as concentrações dos solutos sejam obtidas como iguais

às suas atividades.

5 – PARTE EXPERIMENTAL

O trabalho foi desenvolvido no Laboratório de Pesquisa em Química da

Universidade Federal de São João Del Rei- UFSJ. As análises para identificar as

colônias de bactérias estudadas, foram realizadas no laboratório de Microbiologia da

ESALQ, Piracicaba SP.

5.1 – Solventes e regentes

Os solventes e reagentes utilizados foram da Synth, Grupo de Química, Ecibra,

Reagen, Vetec (nacionais) e/ou Sigma Adrich (importados) [86,87], e foram tratados ou

preparados conforme descrito a seguir. Todos os reagentes utilizados foram de grau

analítico (P.A) e preparados com água destilada e deionizada.

Para a quantificação analítica do surfactante aniônico foram utilizados os

seguintes reagentes:

• Solução-padrão de LAS (VETEC - 90,0%): foram dissolvidos aproximadamente

1,2075 g de C

NaO

S (previamente seco), em 1000 mL de água, obtendo uma

concentração de 1000 mg.L

-1

;

• Clorofórmio (Synth-99,80%);

• Cloreto de metileno ou dicloro metano (Synth- 99,5%);

• Tolueno (Synth - 99,5%);

• Benzeno (Reagen);

• Solução de azul de metileno: foram dissolvidos 100 mg (0,1 g) de C

SCl.3H

(Synth) em 100 mL de água, em seguida foram transferidos 30 mL para um balão

volumétrico de 1000 mL. Adicionaram-se, 6,8 mL de H

( Synth- 95,0-98,0%)

concentrado e 50,0 g de NaH

O (Ecibra- 99,0%), completando-se para 1000 mL

com água;

• Solução lavadora de fosfato: adicionaram-se 6,8 mL de H

(Synth – 95,0-98,0% )

concentrado em 500 mL de água e 50 g de NaH

O (Ecibra- 99,0%). Em seguida

a dissolução foram completados para 1000 mL de água;

• Peróxido de hidrogênio concentrado (Synth - 29,0%); utilizado apenas para amostras

de resíduos industriais e

• Acetona (Ecibra): usada para secar a vidraria.

Para determinar quantitativamente o surfactante catiônico foram utilizadas as

soluções abaixo:

• Solução-padrão de CPC (Sigma Aldrich- 99,0%): dissolveu-se 1,0 g de

NCl.H

O, em 1000 mL de água, obtendo uma solução de 1000 mg.L

-1

• Solução tiocianato de cobalto: foram pesados 30,0 g de Co(NO

)

. 6H

0 (Vetec - 98,0-

102,0%) e dissolvidos em 500 mL de água. Em seguida foram adicionados 200 g de

SCN (Synth-97,5%), após dissolução o volume foi completado para 1000 mL com

água.

Para o pré-tratamento da amostra na coluna de vidro foram utilizados os

seguintes reagentes:

• Solução de ácido nítrico (0,5 mol.L

-1

): foram diluídos 50 mL de HNO

(Synth - 64,0-

66,0%) em 1000 mL de água. Esta solução foi sempre utilizada para lavar a vidraria

usada nas análises;

• Cloreto de sódio (0,1 mol.L

-1

): foram pesados 100 g de NaCl (Synth - 99,0%) e

adicionados na amostra da coluna de vidro;

• Bicarbonato ácido de sódio (0,1 mol.L

-1

): foram pesados 5 g de Na

HCO

(Grupo

Química) e adicionados na amostra da coluna de vidro e

• Acetato de etila: CH

COOC

(Synth- 99,5%).

Para preparação dos inóculos e para verificar o crescimento de bactérias foram

preparadas as seguintes soluções:

• Agar Nutritivo: foram dissolvidos 2,0 g de agar nutriente (Synth) em 1000 mL de

água;

• Agar nutriente: foram dissolvidos 8,0 g de agar nutriente (Biobrás), em 1000 mL de

água;

• Solução-tampão fosfato: foram pesados 8,5 g de fosfato monobásico de potássio

(Reagen), 21,75 g de fosfato dibásico de fosfato, K

HPO

(Synth -99,0%), 33,4

g de fosfato dibásico de sódio heptahidratado Na

HPO

. 7H

O (Ecibra-99,0%) e 17,0 g

de cloreto de amônio NH

Cl (Synth – 99,5%) e dissolvidos em 1000 mL de água;

• Solução de sulfato de magnésio (0,2 mol.L

-1

): foram dissolvidos 22,5 g de

MgSO

.7H

O (Reagen) em 1000 mL de água;

• Solução de cloreto de cálcio (0,2 mol.L

-1

): foram dissolvidos 27,5 g de CaCl

anidro

(Ecibra) em 1000 mL de água e

• Solução de Cloreto férrico (0,1 mol.L

-1

): foram dissolvidos 0,25 g de FeCl

.6H

(VETEC) em 100 mL de água.

5.2 – Equipamentos

Um espectrofotômetro UV-visível- Cary 50 Probe (Varian), com arranjo linear

de foto diodo - Interfaciado com um microcomputador foi empregado nas

determinações espectrofotométricas.

Para fazer a esterilização dos materiais utilizados no estudo das bactérias

isoladas do solo foi utilizado uma estufa Quimis (200ºC), um autoclave Bio Eng

(120ºC). A mesa agitadora (TECNAL – TE-140) foi empregada para homogeneizar a

solução de preparo do inóculo a partir dos microorganismos isolados do solo.

Os dados termodinâmicos foram obtidos com um Condutivímetro SM – LF 37

acoplado a um eletrodo LTG 1/22 – SM e um banho-maria ( Quimis).

5.3 – Método azul de metileno - lauril sulfato de sódio (LAS)

A metodologia utilizada foi baseada na proposta descrita pelo Standard Methods,

a qual descreve o método espectrofotométrico para determinação de surfactantes

aniônicos em amostras de águas naturais, efluentes domésticos, industriais,

abastecimento e lodo. O presente método é aplicável a substâncias ativas ao azul de

metileno (MBAS) para baixas concentrações em torno de 0,025 mg.L

-1

LAS [2].

O LAS reage com o cátion do azul de metileno (MB

), formando um complexo

azul, reação descrita abaixo. O produto era extraído em clorofórmio, por duas vezes,

sendo o corante original insolúvel neste meio. O extrato, ou seja, a fase orgânica, é

lavada com solução ácida (solução lavadora de fosfato) para hidrolisar complexos

menos estáveis das possíveis substâncias interferentes.

(MB

)Cl

+ RSO

Na (MB

)(RSO

) + NaCl

Equação 7

A extração é realizada com a finalidade de se eliminar os componentes

inorgânicos e/ou insolúveis (fosfatos, sulfatos, carboxilatos orgânicos e fenóis), os quais

poderiam interferir na determinação quantitativa. Outras espécies como, aminas,

cianetos, cloretos, nitratos e tiocianatos também serão eliminados pela solução de

fosfato, quando formam pares iônicos com o azul de metileno. Os cloretos, com o azul

de metileno, interferem em concentrações a partir de 1000 mg.L

-1

[81]. A eliminação

quantitativa desses componentes não é necessária, assim como não é necessária à

extração quantitativa dos tensoativos. Entretanto, o extrato deve conter, pelo menos,

90% das substâncias que respondem ao azul de metileno, contidas no produto comercial

ou na amostra a ser estudada [2].

Diariamente para realizar as determinações foi necessário realizar uma curva

analítica para quantificar as amostras de interesse. A intensidade de cor azul obtida na

fase orgânica foi monitorada a 652 nm [2].

O método é especialmente valioso para a determinação de baixas (limites de

0,0025 mg.L

-1

) concentrações dos surfactantes e, por isso, é útil nos estudos de poluição

ambiental dos recursos hídricos.

5.3.1 – Extração e determinação espectrofotométrica do surfactante aniônico

Com intuito de evitar menores custos e danos a saúde buscou-se por algumas

modificações na metodologia oficial [2], empregada para determinação dos surfactante

aniônico. Em um funil de separação de 125 mL foram adicionados 25 mL da amostra de

surfactante aniônico, 2 gotas de ácido sulfúrico(1,0 mol.L

-1

), 2,5 mL de cloreto de

metileno e 6,3 mL do reagente azul de metileno. Para amostras industriais, 2 gotas de

peróxido de hidrogênio foram adicionadas, para evitar a descoloração do azul de

metileno. Após agitação, transferiu-se a porção para um béquer, repetiu-se a extração

adicionando-se mais 2,5 mL de cloreto de metileno, combinando todos os extratos no

mesmo béquer. Posteriormente, devolveu-se a fase orgânica para o funil de separação.

Adicionou-se aos extratos 12,5 mL da solução lavadora de fosfato, no mesmo recipiente

que continha o resíduo da fase orgânica, agitou e devolveu para o funil de separação a

fase líquida que sobrou do béquer. Agitou vigorosamente por 30 segundos e deixou em

repouso para separar a fase orgânica. Após este repouso, transferiu-se esta fase para um

balão volumétrico de 10 mL, através de um funil com algodão pré-lavado com o dicloro

metano. Completou-se o volume do balão volumétrico com dicloro metano e

homogeneizou.

5.4 – Método do tiocianato de cobalto

A metodologia utilizada para analisar o surfactante catiônico, cloreto de

cetilpiridíneo foi a descrita também pelo Standard Methods, substâncias ativas ao

tiocianato de cobalto (CTAS) [2]. Estas reagem em solução aquosa com o tiocianato,

equação 8, e a fase orgânica extraída foi medida a 625 nm.

nCoSCN

+ mCP

{[(SCN)

](CP)

}

m+n

Equação 8

5.4.1 – Extração e análise espectrofotométrica do surfactante catiônico

Com o objetivo de evitar menores custos e trabalhar com uma química verde,

buscamos por algumas modificações na metodologia oficial. Em funil de separação de

125 mL, adicionaram-se 25 mL da amostra, 2 gotas de ácido sulfúrico (1,0 mol.L

-1

), 2,5

mL de cloreto de metileno e 5 mL do reagente tiocianato de cobalto. Em seguida,

transferiu-se a fase orgânica para um recipiente através de uma filtração com algodão

umedecido com dicloro metano. Repetiu-se a extração adicionando-se mais 2,5 mL de

cloreto de metileno. Após esta etapa, transferiu o extrato para um balão de 10 mL e

completou o volume com cloreto de metileno.

Em todos os dias de análises era obtido uma curva analítica com as soluções-

padrão.

Para as amostras de resíduos industriais era preciso fazer um pré-tratamento para

eliminar os possíveis interferentes e facilitar a determinação espectrofotométrica dos

surfactantes para isso foi utilizada uma coluna de vidro, que será descrita a seguir.

5.5 – Coluna de vidro

Para evitar a presença de alguns interferentes que poderiam dificultar as análises,

foi utilizado uma coluna de vidro (do inglês Sublation apparatus) para extração dos

surfactantes [2], Figura 13.

Esta coluna isola todos os tipos de surfactantes, em soluções aquosas. As

metodologias empregadas para os surfactantes catiônico e aniônico são específicas para

estes tipos de tensoativos, evitando a quantificação dos outros dois tipos de surfactantes

não-iônicos e anfóteros. As amostras industriais analisadas chegavam ao laboratório

muito escuras, dificultando as determinações quantitativas.

Figura 13 - Aparelho de separação do LAS (do inglês - Sublation apparatus),(A) acetato

de etila, (B) amostra, (C) junção de bola, (D) cinta, (E) garrafa e (F) filtro de vidro

sinterizado

Os acessórios juntamente com a coluna de vidro para separação dos surfactantes

presentes em uma determinada amostra, pode ser observado na Figura 13. Para isso,

efetuou-se a montagem no laboratório de acordo com o esquema anterior. Nesta coluna

de vidro foi colocado, aproximadamente, 1250 mL da amostra a ser tratada, com intuito

de atingir a borda inferior da torneira superior. Foram adicionados 5 g de NaHCO

mais

100 g de NaCl (para formar complexos com os interferentes), e 100 mL de acetato de

etila. No vidro ao lado foram adicionados 100 mL de acetato de etila por onde seria

controlado o fluxo de nitrogênio, Figura 14.

Figura 14 - Representação esquemática da coluna de vidro montada para os

experimentos

O equipamento consiste em borbulhar gás nitrogênio a uma vazão de 1 L/min

em acetato de etila. Onde ocorre a formação de bolhas que passam pela amostra que

contem além de surfactantes outros contaminantes que estão presentes na amostra. O

surfactante é adsorvido na interface gás-água e carregado para a camada superior de

acetato de etila. O fluxo de nitrogênio foi controlado para evitar que a camada de

acetato se miscibilize com a amostra e evapore rapidamente. Borbulhou-se o gás de 5 a

10 minutos, após este tempo retirou-se a camada superior de acetato, na qual continha

os surfactantes. Após esta etapa evaporou-se o acetato de etila até seu ponto de fusão

específico 78ºC. O resíduo obtido foi diluído e quantificado de acordo com o tipo de

surfactante de interesse.

No decorrer dos trabalhos surgiu a curiosidade de investigar qual era os tipos de

microorganismos presentes nos inóculos, que melhor usariam o tensoativo como fonte

de nutrientes. Para isso realizou-se o isolamento desses microorganismos, que será

descrito a frente.

5.6 – Cinética de biodegradação

Para o ensaio de biodegradação foi utilizada uma metodologia da Agência

Nacional de Vigilância Sanitária (ANVISA), que descreve a determinação da

biodegradabilidade de tensoativos aniônicos. Este método consiste na medida da

biodegradação dos tensoativos presentes na amostra, sob condições específicas, tendo

como referência o n-DBSS (n-dodecil benzeno sulfonato de sódio) e o TPBSS

(tetrapropileno benzeno sulfonato de sódio), ambos padrões, testados em paralelo como

critério de verificação da validade do ensaio [88].

Esta portaria descreve a biodegradação apenas com um tipo de inóculo solo de

jardim, mas tendo esta norma de biodegradabilidade como base, foi escolhido neste

trabalho utilizar mais dois tipos de inóculos. Os três tipos de inóculos estudados foram;

água de rio, solo de jardim com 100.000 unidades formadoras de colônias (U.F.C),

segundo recomendação da metodologia e o lodo. A quantificação analítica do

surfactante foi feita expressando a concentração em mg.L

-1

das substâncias ativas ao

azul de metileno (SAAM) e transformada para porcentagem de biodegradação conforme

a fórmula descrita na metodologia:

AT = (CO – CT/ CO) X 100

Equação 9

em que: AT = porcentagem de biodegradação no tempo t

CO = concentração inicial média da solução (em mg SAAM/L)

CT = concentração de solução no tempo t (em mg SAAM/L)

O ensaio da biodegradação foi realizado nas melhores condições possíveis, em

ambiente favorável ao desenvolvimento dos microorganismos, ou seja, em ambiente

aerado. Para isso foi utilizado bombinhas de aquário, garantindo a oxigenação diária do

sistema de biodegradação. Este sistema de biodegradação foi montado na ausência de

luz, para garantir que os microorganismos não morram na falta de oxigênio, e o

surfactante não degrade na presença da luz. Em todos os inóculos estudados foram

adicionados ao sistema de biodegradação 1,0 mL de soluções: de tampão fosfato,

cloreto férrico, sulfato de magnésio e cloreto de cálcio, para garantir os sais necessários

à sobrevivência dos microorganismos presentes no meio. Os inóculos são ativos no dia

da coleta, por isso, eram preparados e usados no mesmo dia do ensaio.

As análises eram realizadas no primeiro dia de biodegradação, repetidas no

quinto dia, a partir do qual eram feitas em dias alternados. Em cada dia da análise era

retirado alíquotas de 25 mL do sistema de biodegradação, a porção extraída não poderia

ultrapassar três horas de espera para ser analisada no espectrofotômetro. A análise do

término da biodegradação, era interrompido quando a diferença entre dois valores, num

período de quatro dias, era inferior a 0,15 mg.L

-1

. A duração do ensaio não deve exceder

19 dias, conforme recomendações da Portaria nº 393, de 15 de maio de 1998 [3]. Todas

as análises foram realizadas em duplicatas, para aferir a precisão do método.

A amostra comercial estudada, foi o detergente comercial neutro da marca YPÊ

que sofreu diluições de 0,001 mL do detergente concentrado em 1000 mL de água. Essa

diluição foi necessária para que fosse possível quantificá-lo na faixa linear da curva. As

amostras industriais estudadas foram de duas empresas, Cia SJ, situada na própria

cidade de São João e a FITEDI (Fiações e Tecelagem de Divinópolis) que possui uma

sede em Barbacena e outra em Divinópolis. Ambas as indústrias são de tecido e utilizam

surfactantes em grande escala no processo de tinturaria.

5.6.1 – Obtenção e tratamento dos inóculos

5.6.1.1 – Inóculo água de rio

As amostras de água de rio foram coletadas em uma área urbana, na cidade de

São João Del Rei, Córrego do Lenheiro, que passa no centro da cidade. Este inóculo foi

coletado, com cuidado de estar recolhendo alíquotas da área superficial do rio.

Amostra de rio foi coletada, em frasco de vidro âmbar de boca larga, para

facilitar a coleta e escuro para evitar alguma decomposição da comunidade dos

microorganismos presentes naquela pequena representação. Evitou coletar as amostras

em dias chuvosos e após alguns descartes de resíduos industriais, que frequentemente

são lançados nesse ambiente. A amostra foi preparada passando por uma filtração em

papel de filtro, e o volume inicial 200 mL foi rejeitado e o restante guardado em

condições aeróbicas até a adição no sistema de biodegradabilidade.

Para estudo da biodegradação do surfactante aniônico, preparou-se 250 mL

soluções-padrão entre 1,0 e 5,0 mg.L

-1

a partir de uma solução estoque de 100,0 mg.L

-1

de LAS. Então era feita uma análise conforme a metodologia descrita no item 5.3.1,

antes de acrescentar o inóculo, como uma forma de verificar e confirmar a

concentração. Nessa etapa, efetuou-se uma análise da água de rio antes de acrescentar a

solução-padrão. Em um recipiente adequado foi adicionado a amostra seguindo de 2 mL

do inóculo de rio e colocado em ambiente de biodegradação, conforme descrito no item

5.6.

Para a biodegradação do tensoativo catiônico, preparou-se 250 mL de solução-

estoque de 50,0 mg.L

-1

a partir de uma solução estoque de 1000,0 mg.L

-1

de CPC. Então

era feito uma análise conforme a metodologia descrita no item 5.4.1, antes de

acrescentar o inóculo, como uma forma de confirmar a concentração final. Nessa etapa,

efetuou-se uma análise da água de rio antes de acrescentar a solução-padrão. Em um

recipiente adequado foi adicionado a amostra, em seguida 250 mL do inóculo de rio e

colocado em ambiente para biodegradar conforme descrito no item 5.6.

Para a amostra comercial YPÊ estudada foi feita à diluição descrita em 5.6. Em

recipientes adequados foram colocados 300 mL do YPÊ diluído e 2 mL do inóculo. Este

ensaio foi acompanhado por uma solução-padrão LAS (1,0 mg.L

-1

), para aferir as

análises e a validade do método.

Para a amostra industrial da Cia SJ foi feita à diluição de (1:3). Em um

recipiente adequado foram adicionados 100 mL da amostra e 300 mL da água de rio.

Era preciso analisar tanto a amostra do rio quanto a amostra industrial, antes de misturá-

las, para saber a concentração real do tensoativo presente neste inóculo e na solução

aquosa. Após a adição de ambas no mesmo recipiente foi feito uma nova determinação,

para saber a concentração real que iria ser biodegradada e prosseguia a biodegradação

conforme item 5.6. Este ensaio foi acompanhado de uma solução-padrão (1,0 mg.L

-1

LAS) para aferir a validade do ensaio.

Para o resíduo industrial da FITEDI foi feito a diluição (1:1). Em um recipiente

adequado foram colocados 100 mL da amostra industrial e 2 mL de água de rio. Antes

de serem adicionadas no mesmo recipiente, foi feito à análise da amostra industrial e do

inóculo do rio, segundo a metodologia, 5.3.1. Após a junção de ambas repetia-se a

análise para saber a concentração real do surfactante aniônico, que iria biodegradar,

como referência do primeiro dia. Este ensaio era seguido por uma solução- padrão de

5,0 mg.L

-1

de LAS nas mesmas condições do ensaio, para aferir a validade do processo

de biodegradação.

5.6.1.2 – Inóculo solo de jardim

As amostras de solo foram coletadas dentro do campus Dom Bosco da

Universidade Federal de São João Del Rei- UFSJ, situada na cidade de São João Del

Rei. O material escolhido deveria ser mais isento possível de argila, areia e matéria

orgânica, conforme descrição 3.3.

Procedeu-se da seguinte maneira para preparar o inóculo do solo; foram pesados

100 g de solo e dissolvido em 1000 mL de água. Ficou em repouso por 60 min. Em

seguida, o sobrenadante foi filtrado, desprezando os primeiros 200 mL. O restante do

filtrado foi mantido em condições aeróbicas até o momento de adicioná-lo no sistema

para biodegradação.

Para o ensaio de biodegradação do LAS, adicionou-se 250 mL da solução-

padrão de 1,0 mg.L

-1

de LAS e 2 mL do inóculo, previamente preparado. Repetiu-se

esse procedimento para as soluções-padrão de 3,0 e 5,0 mg.L

-1

de LAS. Então era feita

uma determinação conforme a metodologia descrita no item 5.3.1. Não era necessário

fazer uma análise antes de acrescentar o solo, pois esse não possuía o tensoativo em sua

constituição. Esses experimentos eram feitos em duplicatas.

Para a amostra FITEDI, foi feito a seguinte diluição (1:1) adicionando-se 100

mL da amostra industrial, 100 mL de água destilada e 2 mL do inóculo. O ensaio foi

trabalhado conforme descrito na seção 5.6. As soluções em estudo foram feitas em

duplicatas, e como referência utilizou-se um padrão de 1,0 mg.L

-1

de LAS.

Para o ensaio de biodegradação do CPC, adicionou-se 250 mL da solução-

padrão de 50,0 mg.L

-1

de CPC e 2 mL do inóculo, previamente preparado. Repetiu-se

esse mesmo procedimento para soluções-padrão de 30,0 e 40,0 mg.L

-1

de CPC. Então

era feito uma análise conforme a metodologia descrita no item 5.4.1. Não sendo

necessário a análise antes de acrescentar o inóculo pelo mesmo motivo citado

anteriormente. Esse experimento também foi realizado em duplicatas.

5.6.1.3 – Inóculo lodo

Em um pequeno córrego, que corta o terceiro campus da Universidade CTAN

(Campus Tancredo Neves), foi coletado uma amostra de lodo em um recipiente de vidro

de boca larga. Esta amostra foi levada para o laboratório para fazer o tratamento

adequado. Neste processo o lodo foi lavado com bastante água destilada até ficar isento

de sujeira. Em seguida ficou em repouso em água destilada por no mínimo 2 horas, até

o momento do ensaio.

Este lodo foi trabalhado empregando água destilada e de torneira para verificar

se o meio iria interferir no processo de biodegradação. Para a solução-padrão LAS,

foram preparados 250 mL de solução 5,0 mg.L

-1

em duplicadas, com água de torneira e

água destilada e colocadas em recipientes adequados e foram adicionados 5,0 g da

matéria orgânica do lodo em cada recipiente e prosseguiu-se as análises, conforme

seção 5.3.1.

Para o padrão CPC, foram preparados 300 mL de três soluções-padrão de 30,0,

40,0 e 50,0 mg.L

-1

em duplicatas, com água destilada e água de torneira colocados em

recipientes adequados. Logo em seguida foram adicionados 5,0 g de lodo em cada

recipiente contendo as soluções. Após a análise do primeiro dia seguiu-se as condições

de biodegradação, segundo item 5.6.

Para a amostra industrial da Cia SJ; adicionaram-se 300 mL de água destilada,

100 mL da amostra industrial e 5,0 g de lodo. O mesmo procedimento foi repetido para

a água de torneira. Prosseguindo as análises e a biodegradação conforme os respectivos

itens, 5.3.1 e 5.6. Para verificar a validade do processo de biodegradação, utilizou-se

uma solução-padrão de 5,0 mg.L

-1

Para a segunda amostra industrial da FITEDI; adicionaram-se 100 mL da

amostra, 100 mL da água destilada e 5,0 g do lodo. O mesmo procedimento foi repetido

para água de torneira. Prosseguindo as análises e a biodegradação conforme os

respectivos itens, 5.3.1 e 5.6. Para verificar a validade do processo de biodegradação,

utilizou-se uma solução-padrão de 5,0 mg.L

-1

5.7 – Caracterização de microrganismos isolados do solo

5.7.1. Solo

O solo utilizado nos experimentos de biodegradação do surfactante LAS foi

coletado no próprio Campus da UFSJ, onde foram desenvolvidos os experimentos.

Amostras compostas do solo foram retiradas na profundidade de 0-15 cm, devidamente

acondicionadas em sacos plásticos esterilizados e mantidas a 4°C sob umidade

controlada.

5.7.2. Seleção de microrganismos degradadores

Amostra de 10g (peso seco) de solo foram homogeneizadas em 90 mL de água

destilada esterilizada e, em seguida, alíquotas de 100 µL foram plaqueadas em meio

mínimo (MS) (contendo: 3,0 gL

-1

de NaNO

; 1,0 gL

-1

de KH

; 0,5 gL

-1

MgSO

.7H

O; 0,5 gL

-1

de KCl; 0,01 gL

-1

de FeSO

.7H

O e 16 gL

-1

de agar)

suplementado com 3,0 mg L

-1

do surfactante LAS (pureza≈99.6%).

As placas foram incubadas a 28

°C por 24 h e colônias isoladas foram repicadas

em outras placas contendo meio de cultura MS. As colônias foram caracterizadas

morfologicamente quanto à textura, cor e reação de Gram.

5.7.3. – Ensaio de biodegradação

Para se avaliar a biodegradação do tensoativo aniônico foi utilizado a

metodologia da ANVISA. Para este ensaio foram utilizadas linhagens bacterianas

selecionadas previamente em meio de cultura MS contendo o tensoativo como fonte de

carbono e energia.

Erlenmeyers (250 mL) foram preparados, em triplicatas, contendo 100 mL do

meio de cultura MS e levados para esterilização em autoclave a 120ºC durante 20

minutos. Em seguida, inóculos de 100

µL (0,1 mL) de duas linhagens bacterianas foram

adicionadas, separadamente, nos erlenmeyers e estes levados para incubação a 28

°C,

durante o período de 28 dias, conforme descrição do item 5.6. A determinação das taxas

de biodegradação do surfactante foram procedidas nos intervalos de tempo de 0, 7, 14,

21, 28 e 32 dias de incubação, de acordo com as recomendações do IBAMA [89]. A

taxa de biodegradação do surfactante aniônico, no decorrer dos experimentos, foi

determinada pela metodologia descrita da seção 5.6.

Um segundo ensaio foi preparado nas mesmas condições experimentais

anteriormente descritas e como forma de confirmar os resultados obtidos. Porém as

análises para determinar as taxas de biodegradação do surfactante foram monitoradas

nos intervalos de tempo de 0, 3, 5, 8 e 10 dias de incubação, de acordo com as

recomendações da metodologia de biodegradação da ANVISA [3].

5.8 – Medidas de condutividade

Para realizar as medidas de condutividade da solução dos tensoativos foi

utilizado um banho-maria (Quimis), um condutivímetro (LF 37) acoplado a um

eletrodo, calibrado com solução de KCl 0,01 mol.L

-1

e um termômetro (Figura 15).

(a) (b)

Figura 15 - Sistema para medidas de condutividade (a) interior do banho-maria e (b)

exterior do banho-maria

Em uma cela de vidro foram colocados 50 mL de água, em que adaptou-se o

eletrodo do condutivímetro e um termômetro. A tampa da cela foi muito bem vedada,

deixando apenas um pequeno orifício para acrescentar o volume de tensoativo (Figura

14a). Primeiramente realizou-se o estudo da condutividade do tensoativo catiônico e

depois do tensoativo aniônico. A solução de CPC utilizada foi de 5.000 mg.L

-1

e a

solução de LAS foi de 10.000 mg.L

-1

. Com ajuda de uma micropipeta adicionou-se 0,1

µL das soluções dos surfactantes, dentro da cela, registrando-se a cada adição a

condutividade específica para aquela concentração, a qual era anotada para posteriores

análises. Foram realizados experimentos com baixas concentrações das soluções-

padrão, mas não foi possível atingir a concentração micelar crítica. Efetuou-se os

cálculos da concentração final dos tensoativos após a adição de cada volume de 0,1

µL.

Com os dados obtidos foi possível fazer um gráfico de (condutividade de mS/cm x

temperatura), para posterior realização das etapas do estudo termodinâmico.

6 - RESULTADOS E DISCUSSÃO

Neste capítulo serão apresentados alguns resultados sobre os métodos de

análises efetuados. Posteriormente, uma discussão da biodegradação dos tensoativos

estudados, com os respectivos inóculos, organizado pela seqüência dos experimentos

realizados, serão abordados. Como propriedades físico-químicas dos surfactantes serão

discutidas a sua termodinâmica.

6.1 – Estudo de diferentes solventes

Na determinação do surfactante aniônico, segundo o Standard Methods [2],

utiliza-se o clorofórmio, como solventes orgânicos para a extração. Devido ao custo

elevado desse reagente orgânico e do grau de toxicidade (cancerígeno), estudou-se

diferentes solventes orgânicos para verificar se os outros solventes apresentavam a

mesma eficiência que o clorofórmio no processo de extração do surfactante aniônico.

Foram investigados cinco tipos de solventes: clorofórmio, dicloro metano,

hexano, tolueno e benzeno. Utilizou-se uma solução-padrão de 1,0 mg.L

-1

de LAS,

empregando a metodologia de extração descrita no item 5.3.1. Na Figura 16, pode-se

observar os valores obtidos na extração do LAS.

Figura 16 - Extração do LAS com diferentes solventes orgânicos.

A partir dos dados obtidos, optou-se empregar o dicloro metano, o qual

apresentou uma melhor taxa de extração da solução-padrão LAS de 1,0 mg.L

-1

apresentando um acréscimo de 50% do sinal analítico com melhoria na sensibilidade,

em relação ao clorofórmio. Numa série de três repetições o cloreto de metileno

manteve-se o mesmo comportamento. A absortividade molar (

ε), que é a característica

de uma substância, no caso o tensoativo, indicando a quantidade de luz que foi

absorvida no comprimento de onda de 652 nm, apresentando para o dicloro metano

ε =

2.03x10

L.mol

-1

e do clorofórmio de ε = 1.6x10

L.mol

-1

. Observamos pelos valores de

absortividade que o dicloro metano extrai melhor o tensoativo que o clorofórmio, ou

seja apresentou uma absortividade maior. Por isso optou-se pelo dicloro metano para

extrair o surfactante aniônico e também por evitar danos à saúde, não apresentando uma

elevada toxicidade como o clorofórmio.

6.2 – Demanda química de oxigênio

A demanda química de oxigênio (DQO) é uma determinação mais rápida da

demanda de oxigênio e pode ser feita por meio da avaliação do oxigênio, de uma

amostra de água. O íon dicromato, Cr

, na forma de um de seus sais, como o

, é dissolvido em ácido sulfúrico resultando um poderoso agente oxidante.

Esta é a preparação usada no lugar do O

para determinar a DQO. A semi-reação do

dicromato durante a oxidação da matéria orgânica é representada abaixo [23]:

+ 14 H

+ 6 e

2 Cr

+ 7 H

Equação 10

Na prática, adiciona-se à amostra um excesso de dicromato, e a solução

resultante é retrotitulada com Fe

até o ponto final. O número de mols de oxigênio que

a amostra teria consumido na oxidação do mesmo material é igual a 6/4 (= 1,5 vezes) o

número de mols de dicromato, já que este último aceita seis elétrons por íon, enquanto

que o oxigênio aceita apenas quatro [21]:

+ 4H

+ 6 e

2 H

Equação 11

Assim, o número de mols de O

requeridos para a oxidação é 1,5 o número de mols do

dicromato realmente utilizado.

Na medida da demanda de oxigênio (DQO), a solução ácida de dicromato é um

oxidante tão forte que oxida substâncias que consumiriam o oxigênio muito lentamente

em águas naturais, e que, portanto, não constituem uma ameaça real para seu conteúdo

de oxigênio. Em outras palavras, o dicromato oxida substâncias que não seriam

oxidadas pelo O

na determinação da DBO. Devido a esse excesso de oxidação,

principalmente de matéria orgânica estável, como a celulose para o CO

, e de Cl

para o

, o valor da DQO de uma amostra de água é, em regra geral, ligeiramente maior que

o valor da DBO. Nenhum dos métodos da análise oxida hidrocarbonetos aromáticos ou

muitos alcanos, que são resistentes em qualquer circunstância à degradação em águas

naturais [21].

As águas poluídas com substâncias orgânicas associadas a resíduos de animais e

de alimentos ou a de esgoto, apresentam uma demanda de oxigênio superior à

solubilidade de equilíbrio máxima do oxigênio dissolvido. Sob tais circunstâncias, a

menos que a água seja continuamente aerada, a depleção de seu oxigênio é alcançada

rapidamente, e os peixes que vivem nela morrerão. Os resultados obtidos pela DQO

serão discutidos no item 6.7.3, na biodegradação do CPC pelo inóculo do lodo.

6.3 – Efeito da coluna de vidro

Inicialmente, acreditava-se que a coluna de vidro fosse eficiente na extração dos

surfactantes presentes nas amostras industriais, evitando a presença de interferentes, e

consequentemente ajudando no processo de biodegradação. Após fazer diversos testes,

passando as amostras pela coluna de vidro e colocando-as posteriormente para

biodegradar, verificou-se que essa etapa não influenciou no processo de biodegradação,

pois o mesmo ocorreu normalmente em amostras industriais, mesmo antes e após passar

pela coluna.

As amostras empregadas precisariam de um pré-tratamento ou de uma diluição

para que tornasse viável a determinação espectrofotométrica. Nesse sentido, com o

emprego da coluna de vidro, foi possível clarear as amostras estudadas, pois as mesmas

apresentavam uma coloração muito forte. Na Figura 17 é possível observar as amostras

antes do pré-tratamento.

Figura 17 - Amostras de resíduos industriais antes do pré-tratamento na coluna de vidro

Essas amostras contêm outros compostos orgânicos utilizados no processo de

tingimento dos tecidos, os quais são considerados interferentes. Possivelmente, esses

interferentes foram eliminados por essa coluna de vidro. A seguir, está ilustrado as

mesmas amostras após passar pela coluna de vidro (Figura 18).

Figura 18 - Amostras de resíduos industriais após o tratamento na coluna de vidro.

A coluna de vidro se mostrou eficiente no processo de pré-tratamento,

apresentando um clareamento, facilitando assim a determinação espectrofotométrica do

surfactante.

6.4 – Determinação do surfactante aniônico

Numa sociedade moderna industrializada, a química analítica tem importante

papel a preencher. Assim, a maioria das pesquisas industriais confiam na análise

química qualitativa e quantitativa a fim de assegurar a qualidade dos seus resíduos

descartados. A análise das substâncias é realizado para ter certeza de que não estão

presentes compostos extraordinários, que possam ser deletérios ao processo de

transformação.

Para examinar quantitativamente o tensoativo estudado, foi utilizada a

metodologia descrita na seção 5.3.1, passando por algumas otimizações. Em 1999,

Koga

et al. [67] também propuseram uma otimização da metodologia do Standard

Methods, visando diminuir o consumo de reagentes. O consumo da amostra foi

reduzido em torno de 50%, enquanto que para o reagente cromogênico foi de 30%. A

faixa linear de resposta foi de 0,02 a 0,5 mg.L

-1

(5,7x10

– 1,4x10

mol.L

-1

dodecilbenzenosulfonato de sódio). No presente trabalho, conseguimos diminuir a

quantidade de reagentes (solvente orgânico e reagente cromogênico), reduzindo o seu

consumo em torno de 50%, e o volume da amostra em 75%. E ainda substituiu-se a lã

de vidro pelo algodão, pois esta trazia desconforto para quem a manuseava. Nesse

sentido, conseguimos evitar danos à saúde e gerar menor quantidade de resíduo,

trabalhando com uma química verde. A partir dessas modificações foi possível obter a

curva analítica, mostrada na Figura 19. O sinal analítico do branco foi obtido utilizando-

se o dicloro metano sem a presença do analito.

Todos os dias de análise de amostragem era obtida uma curva analítica (0,10,

0,30, 0,50, 1,0, 1,5, e 2,0 mg.L

-1

do LAS).

0,5 1,0 1,5 2,0

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2

1,4

1,6

Absorvância

LAS/ m

-1

Figura 19 - Curva analítica do LAS.

A partir da curva obtida foi possível observar que o método apresenta uma

resposta linear até 2,0 mg.L

-1

(A = - 0,01371 + 0,71476 C) e um bom coeficiente de

correlação (R = 0,99901). O método apresentou uma boa sensibilidade, sendo possível

quantificar o tensoativo em baixas concentrações, apresentando uma faixa linear de 0,10

a 2,00 mg.L

-1

e um limite de detecção de 0,001 mg.L

-1

. Esta lei é descrita pela equação

εbc, a absorvância é proporcional à concentração da espécie absorvente, e só é

aplicada para substâncias quando a radiação é monocromática e as amostras são diluídas

[90]. No caso de soluções concentradas do tensoativo, as moléculas do soluto

influenciam umas as outras, devido à sua proximidade. Este soluto torna-se o solvente,

alterando as propriedades das moléculas tais como, tensão superficial, forças de atração

e solubilidade. Solutos não-absorventes podem interagir com as espécies, alterando a

absortividade [91]. O tensoativo poderia continuar absorvendo em uma região de

saturação, superior a uma absorbância de 1,4, tornando-se uma leitura crítica.

6.5 – Biodegradação do surfactante aniônico

A biodegradabilidade do surfactante aniônico (ABS), referida na seção 3.3,

apresentava algumas dificuldades devido a presença da cadeia ramificada (Figura 20 a).

Com o desenvolvimento de novas pesquisas foi possível sintetizar este mesmo tipo de

material, porém com uma cadeia lateral linear, Figura 20 b, facilitando assim a sua

biodegradação. Com o desenvolvimento, esse tensoativo foi denominado um tensoativo

biodegradável. Assim, a biodegradação pode ser definida como a destruição dos

compostos químicos pela ação biológica dos organismos vivos. O resultado final da

biodegradação é a formação da água, gás carbônico e sais inorgânicos.

(a)

CH CH

(b)

Figura 20 - (a) Estrutura ramificada do ABS e (b) Estrutura linear LAS

No trabalho desenvolvido pelos pesquisadores Borsato, Moreira e Peelen

[19,92], foi possível aferir a diferença existente entre o tempo de degradação do ABS

(ramificado) e do LAS (linear), Figura 21.

Figura 21- Curva de degradação de um surfactante aniônico; (

♦) cadeia ramificada e (■)

cadeia linear.

O LAS degrada muito mais rápido que o ABS, isso deve-se ao fato da estrutura

linear ter maior superfície de contado para que os microorganismos possam interagir

com o tensoativo e o transformar em compostos menos tóxicos que os de origem. Isto

não acontece com o ABS devido às ramificações presentes na cadeia. Portanto, a

interação do mesmo com os microorganismos é dificultada devido ao fato de possuir

menor superfície de contato por causa das ramificações. Desse modo, conclui-se que o

LAS é mais biodegradável, pois apresenta seu radical lipofílico (apolar) mais linear em

relação ao ABS. O surfactante ABS, que apresenta em sua estrutura ramificações, gera

uma taxa de biodegradação extremamente lenta.

Nesta seção foi feito um breve relato sobre as condições estruturais dos

tensoativos para que o mesmo possa ser biodegradado. A seguir serão discutidos os

resultados obtidos de biodegradação realizados com os diferentes inóculos, para o

surfactante aniônico.

6.5.1 – Biodegradação do LAS pelo inóculo do rio

A análise de biodegradação do LAS foi verificada primeiramente com soluções-

padrão de 1,0 mg.L

-1

e 5,0 mg.L

-1

, para verificar se a concentração iria influenciar no

sistema de biodegradação. Nesse experimento, utilizou-se 250 mL da solução-padrão e

adicionou-se 2 mL do inóculo do rio. Após verificar os resultados com as soluções-

padrão foi empregado uma amostra comercial (YPÊ) e algumas amostras de resíduos

industriais.

A biodegradação empregando soluções-padrão pode ser visualizada no gráfico

abaixo, Figura 22. Conforme se pode verificar a concentração do tensoativo vai

diminuindo com o decorrer dos dias.

0,0

0,5

1,0

1,5

Concentração (mgL

-1

)

Tempo/dias

Figura 22 - Biodegradação de uma solução-padrão 1,0 mg.L

-1

de LAS, (■) branco H

destilada, (

■) solução-padrão 1,0 mg.L

-1

+ inóculo ,(■) amostra de rio e (■) amostra

industrial na amostra de rio.

A Figura 22 mostra que a biodegradação do LAS, para a solução-padrão, nessa

concentração mostrou-se eficiente, pois no oitavo dia de biodegradação não havia mais

indícios de tensoativo em nenhuma das amostras, ou seja, as concentrações iniciais

foram totalmente degradadas. A amostra de rio apresentou resultados satisfatórios não

havendo nenhuma concentração no oitavo dia. Esse mesmo comportamento pode ser

observado para a solução-padrão no inóculo água do rio. As diferenças nas

concentrações do oitavo dia podem ser bem perceptíveis em relação ao primeiro dia de

biodegradação.

Estudos de biodegradação também foram realizados com soluções-padrão

superiores a 1,0 mg.L

-1

de LAS, cujos resultados estão mostrados na Figura 23 a e 23 b.

A Figura 23 b, representa a porcentagem de biodegradação em função do tempo (dias) é

uma outra forma de observar o processo de biodegradação, cuja concentração é

convertida para porcentagem pela fórmula descrita na seção 5.6. Assim, foram usados

os gráficos para os resultados obtidos em termos de concentração ou em termos de

porcentagem de biodegradação.

0246810

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

Concentração (mgL

-1

)

Tempo/ dias

(a)

02468

100

99%

% de Degradação

Tempo/ dias

(b)

Figura 23 - Biodegradação da solução de 3,0 mg.L

-1

de LAS: (a) concentração

(mg.L

-1

) e (b) porcentagem.

Os estudos apresentaram resultados satisfatórios, atingindo 99% de

biodegradação para o 8º dia do processo. Em ambas as Figuras (23 a e 23 b) podemos

assegurar que o LAS é biodegradável para o inóculo rio, com uma cinética eficiente em

torno de oito dias. Dessa maneira, pode ser considerado biodegradável, pois atingiu um

valor acima de 95%.

Após estudar e conhecer o efeito da biodegradação com soluções-padrão

empregou-se as amostras industriais e comerciais. Para acompanhar o desenvolvimento

do processo de biodegradação dessas amostras, utilizou-se como referência uma

solução-padrão do surfactante aniônico. A primeira amostra estudada foi o detergente

comercial da marca (YPÊ), que possui além do tensoativo outros compostos como

sulfato de magnésio, EDTA, formol, corante etc. O gráfico da sua biodegradação esta

ilustrado na Figura 24.

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2

LAS (mg.L

-1

)

Tempo/ dias

Figura 24 - Biodegradação da amostra comercial (YPÊ): (

■) solução-padrão 1,0 mg.L

-1

de LAS e (

■) amostra comercial.

Observando o gráfico pode perceber que a solução-padrão (1,0 mg.L

-1

) foi

totalmente degradada no 5º dia. Enquanto que para a amostra comercial persistia um

pouco mais no processo de biodegradação, necessitando de mais dias que a solução-

padrão. A amostra comercial no 7º e no 9º dia de análise apresentaram uma

concentração de 0,55 mg.L

-1

e 0,53 mg.L

-1

, respectivamente. Enquanto que no 5º dia o

valor obtido na análise foi de 0,34 mg.L

-1

. Observa-se que os valores obtidos de

concentrações para o 5º foram superiores, nesse sentido podemos concluir que esta

diferença é proveniente de algum erro experimental. Isso pode ser confirmado pelas

análises obtidas nos 11º e 14º dias, cujos valores encontrados foram de

aproximadamente, 0,0 mg.L

-1

, respectivamente.

Esta persistência no processo de biodegradação possivelmente é devido a

presença de outros componentes no detergente comercial, os quais não existem na

solução-padrão. Por exemplo, a presença de formol (bactericida) poderia retardar a ação

dos microorganismos no processo de biodegradação, impedindo assim, a ação dos

mesmos.

Uma outra investigação sobre o processo de biodegradação foi realizado para

uma amostra proveniente de empresa de tecelagem (FITEDI), a qual utiliza tensoativo

no seu processo de tinturaria. Os resultados obtidos podem ser verificados na Figura 25.

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

151311

LAS (mg.L

-1

)

Tempo/ dias

Figura 25 - Biodegradação da amostra industrial FITEDI: (

■) 1,0 mg.L

-1

de LAS e (■)

amostra industrial.

Na Figura 25, foi observado que a biodegradação da solução-padrão e da

amostra industrial foram eficientes no processo. A solução-padrão comportou-se

normalmente no processo de biodegradação, atingindo uma taxa de biodegradação de

97% no 5º dia. E a amostra industrial apresentou uma boa biodegradação dentro de 15

dias. Pois, os dados obtidos no 15ºdia de biodegradação, apresentaram uma

concentração de 0,07 mg.L

-1

, ou seja, atingindo 78% de biodegradação.

Para confirmação do processo de biodegradação das amostras provenientes da

indústria FITEDI, utilizou-se outra amostra industrial, cujos resultados estão ilustrados

na Figura 26. Para acompanhar esse processo de biodegradação das amostras

industriais, utilizou-se como referência uma solução-padrão do surfactante aniônico de

5,0 mg.L

-1

02468101214

100

% Degradação

Tempo/ dias

Figura 26 - Biodegradação da amostra industrial FITEDI: (■) 5,00 mg.L

-1

de LAS e (•)

amostra industrial.

Na Figura 26, observa-se que no 13º dia de análise a taxa de biodegradação da

solução-padrão e da amostra industrial foram 100% e 98%, respectivamente.

Foi feito o estudo para outra amostra industrial, proveniente da indústria de

tecelagem Cia SJ e para uma solução-padrão de 5,0 mg.L

-1

cujos dados experimentais

encontram-se na Figura 27.

024681

100

% Degradação

Tempo/ dias

Figura 27 - Biodegradação da amostra industrial Cia SJ: (■) 5,00 mg.L

-1

de LAS e (•)

amostra industrial.

Esta Figura mostra o efeito da biodegradação para o LAS, na qual foi observado

que a solução-padrão foi biodegradável, atingindo 100% para o 9º dia de biodegradação

e a amostra industrial apresentou 98% de biodegradação, praticamente 100% de

degradação. Portanto, essa amostra degradou-se mais que a amostra da indústria

FITEDI, necessitando de menor número de dias para atingir uma ótima porcentagem de

biodegradação. A indústria Cia SJ precisou de 9 dias, enquanto que a FITEDI utilizou

15 dias para alcançar uma boa biodegradabilidade.

Portanto, a metodologia desenvolvida para a biodegradação empregando o

inóculo do rio, apresentou resultados satisfatórios. Confirmando que, os

microorganismos presentes nesse inóculo foram eficientes no processo de

biodegradação para todas as amostras estudadas.

6.5.2 – Biodegradação do LAS pelo inóculo do solo

O solo é um sistema vivo e heterogênio composto de muitas associações

microbianas. Essas associações são sensíveis a modificações físicas e químicas tais

como: alterações no modo de cultivo e adição de substâncias biologicamente ativas que

podem afetar o equilíbrio microbiano. E ainda, o solo é rico em nutrientes propiciando

um ambiente adequado para sobrevivência de muitas espécies de organismos. Esses

degradam hidrocarbonetos como única fonte de carbono e estão amplamente

distribuídos na natureza. Devido a essa riqueza em nutrientes e microorganismos o solo

é usado em outros trabalhos, por exemplo, para biodegradar a borra oleosa [36]. O solo

é usado para fazer isolamento de microorganismos que degradam independemente, os

compostos poluentes do mesmo. Esses microorganismos degradam herbicidas (como

clomazone e glifosato), esse estudo foi realizado em lavadoras de arroz do Rio Grande

do Sul [36].

Assim, a partir deste relato o solo foi escolhido como inóculo, o qual

proporciona a proliferação de muitos microorganismos. Como o surfactante é um

composto orgânico ele possui uma grande fonte de nutrientes que podem ser usados por

esses microorganismos, garantindo sua sobrevivência no meio.

O processo de biodegradação empregando o inóculo do solo foi realizado

baseando na metodologia discutida na seção 5.6.

Para fazer o ensaio de biodegradação foi utilizado como referência soluções-

padrão de LAS, como forma de verificar a validade do método de biodegradação, para

um posterior ensaio com uma amostra industrial. Obtendo soluções-padrão de 1,0, 3,0 e

5,0 mg.L

-1

de LAS, o inóculo foi adicionado nessas soluções, conforme a seção 5.6. Os

resultados obtidos com as diferentes soluções-padrão encontram-se na Figura 28.

100

1411

% Degradação

Tem

o/ dias

Figura 28 – Biodegradação empregando o inóculo solo para diferentes concentrações de

LAS: (

■) 1,0 mg.L

-1

, (■) 3,0 mg.L

-1

e (■) 5,0 mg.L

-1

Verifica-se pela Figura 28, que todas as soluções-padrão, tiveram o mesmo

comportamento diante do ensaio de biodegradação, atingindo uma porcentagem de

aproximadamente 98%, para o 17º dia.

Após estudar o comportamento das soluções-padrão diante do processo de

biodegradação, foi feito um ensaio para analisar uma amostra de indústria da FITEDI.

Com os dados experimentais obtidos foi possível obter a Figura 29, para uma melhor

interpretação e visualização dos resultados.

024681012

100

% Degradação

Tempo/ dias

Figura 29 – Biodegradação empregando o inóculo solo: (

•) amostra industrial FITEDI e

(■) solução-padrão 1,0 mg.L

-1

de LAS.

Foi observado que a amostra industrial analisada atingiu 98% de biodegradação

para o 12º dia do ensaio. E a solução-padrão que acompanhou o experimento também

apresentou uma biodegradação de 100%. Portanto o inóculo do solo é eficiente no

processo de biodegradação para diferentes concentrações do padrão LAS e para amostra

industrial da FITEDI. Embora seja uma amostra bastante complexa, por ser um resíduo

industrial, não demonstrou que a influência de interferentes (aminas, cloretos...)

poderiam comprometer o processo de biodegradação.

6.5.3 – Biodegradação do LAS pelo inóculo lodo

Os lodos são constituídos por uma fase líquida (geralmente água ou solvente) e

uma fase sólida, as quais apresentam alto teor de umidade, superior a 90% [26]. O

tratamento dos esgotos com certeza irá reduzir a poluição dos rios e melhorar a saúde

pública da população, resultando na produção de um lodo rico em matéria orgânica e

nutrientes, denominado solo de esgoto ou biossólido, havendo necessidade de uma

adequada disposição final desse resíduo [36]. Entretanto, diversos projetos e

tratamentos de esgotos não contemplam o destino do lodo produzido e com isso

anulam-se parcialmente os benefícios da coleta e do tratamento de efluentes. Assim, a

comunidade precisa encarar com muita seriedade esse problema. E com auxílio das

pesquisas científicas e tecnológicas, desenvolver alternativas seguras e factíveis para

que esse produto não se transforme num novo problema ambiental. O lodo pode ser

utilizado na agricultura, após ser reciclado do esgoto [36].

Portanto, o lodo apresenta a vantagem de ser biodegradador de efluentes, mas ao

mesmo tempo apresenta a desvantagem de transformar-se em um poluidor dependendo

do tipo de descarte. Considerando os trabalhos apresentados na literatura, o lodo pode

ser usado no tratamento de efluentes. Nesse sentido, optou-se por estudá-lo no processo

de biodegradação, por ser um composto orgânico oriundo dos mais variados ambientes

e tipos. Inicialmente, surgiu-se a dúvida se o lodo que pretendíamos estudar

sobreviveria melhor na água de torneira, rica em sais minerais, ou na água destilada-

deionizada, quase isenta de sais. A partir dessa hipótese, a solução-padrão foi preparada

adequadamente e colocada para biodegradar com 5,0 g de lodo devidamente preparado

no laboratório (seção 5.6.1.3). A Figura 30 mostra os resultados experimentais obtidos

com a solução-padrão de LAS.

0 2 4 6 8 10 12 14 16 18

100

97%

% Degradação

Tempo/ dias

Figura 30 - Biodegradação de 5,0 mg.L

-1

de LAS empregando o inóculo lodo: (■) água

deionizada e (

•) água de torneira.

Pela Figura 30, observou-se que o ensaio da biodegradação para a solução-

padrão tanto na água de torneira quanto na água deionizada não apresentaram diferenças

no processo, atingindo 97% de biodegradação. Portanto, a composição das águas

utilizadas não comprometeram a sobrevivência dos microorganismos presentes no lodo.

Analisando a Figura 30 observa-se que as linhas praticamente são equivalentes, ou seja,

tiveram o mesmo delineamento. Desse modo, o lodo pode ser considerado um inóculo

capaz de degradar o tensoativo aniônico.

Foi feito o estudo do efeito da biodegradação para duas amostras industriais; a

Cia SJ e a FITEDI. Após preparação das amostras, foi possível obter os resultados no

processo de biodegradação, conforme mostra a Figura 31.

0246810

100

% Degradção

Tempo/ dias

Figura 31 - Biodegradação das amostras industriais, empregando o inoculo lodo: (

•) Cia

SJ, (

K) FITEDI e (■) 5,0 mg.L

-1

de LAS.

Nessa Figura, verifica-se que a solução-padrão de 5,00 mg.L

-1

e a amostra da

Cia SJ apresentaram uma boa taxa de biodegradação, acima de 98%. Entretanto, a

amostra da FITEDI apresentou uma biodegradação de apenas 82%. Importante salientar

que esses experimentos foram realizados em duplicatas e apresentaram erros relativos

menores que 2%.

Os três inóculos estudados apresentaram boa porcentagem de biodegradação

para todas as concentrações das soluções-padrão LAS, aproximadamente 100%. E para

as amostras industriais também estudadas foram eficientes. Conforme pode ser

observado nas Figuras 25, 26, 27, 29 e 31, atingiram valores superiores a 90% de

biodegradação acima de 10 dias. Como os resultados apresentados são muito

promissores, possivelmente esses inóculos podem ser utilizados no tratamento de

resíduos industriais em grande escala.

Nas seções anteriores foram feitas às discussões julgadas necessárias sobre a

biodegradação do tensoativo aniônico, nos próximos itens serão discutidos sobre a

biodegradação do tensoativo catiônico. Antes será necessário dar um enfoque da análise

quantitativa desse surfactante.

6.6 – Análise do surfactante catiônico

Para a maioria das análises químicas, a resposta do procedimento analítico deve

ser avaliada usando quantidades conhecidas do analito (soluções-padrão), de forma que

a resposta para uma quantidade desconhecida possa ser determinada. Tendo em vista

esse propósito, normalmente realiza-se uma curva analítica, a qual apresenta a resposta

de um método analítico em função da quantidade conhecida do analito [91].

O tensoativo catiônico foi quantificado analiticamente pela metodologia descrita

no item 5.4.1 [2], que passou por algumas modificações. Essas mudanças foram

necessárias devido ao alto consumo de reagente orgânico e a lã de vidro. O volume da

amostra, reagente cromogênico e solvente orgânico foram reduzidos em 75 %, enquanto

que o reagente cromogênico e o solvente orgânico foram reduzidos em 60%. E a lã foi

substituída pelo algodão, pois esta trazia desconforto para quem a manuseava. Essa

metodologia espectrofotométrica, baseia-se na reação de complexação entre o CPC

(surfactante catiônico) e o tiocianato de cobalto, que será detectado a 625 nm.

Após a otimização dessas variáveis (volume das soluções) foi possível obter uma

curva analítica com soluções de referência do CPC contendo 1,0, 3,0, 5,0, 10, 20, 30,

40, 50 e 60 mg.L

-1

. A curva analítica era obtida em todos os dias de análises. A equação

da reta obtida foi A = -0,00604 + 0,00496 C, apresentando uma ótima correlação linear

(R = 0,99902), conforme mostra a Figura 37. O método desenvolvido para a

determinação do CPC apresentou uma faixa linear para concentrações de 2,0 até 60

mg.L

-1

do CPC. E para concentrações inferiores a 2,0 mg.L

-1

, tornou-se muito difícil

quantificá-lo. Os sinais de absorbância obtidos para concentrações de 50 e 60 mg.L

-1

, o

tensoativo catiônico ainda apresenta um sinal analítico baixo 0,24 e 0,31,

respectivamente. Observando os coeficientes angulares de ambos os tensoativos, temos

para o tensoativo aniônico

= 0,71476 e para o tensoativo catiônico α

= 0,00496, a

razão entre eles

e α

, obtivemos 144. Comparando com o método

espectrofotométrico proposto com o método do LAS, o método para determinação do

CPC apresenta uma menor sensibilidade, o que é característico de cada método

espectrofotométrico. Pelos resultados obtidos temos que a sensibilidade do LAS e 144

vezes maior que o CPC.

0 10203040506070

0,00

0,05

0,10

0,15

0,20

0,25

0,30

0,35

Absorbância

CPC/ mgL

-1

Figura 32 - Curva analítica obtida a partir das soluções-padrão de cloreto de

cetilpiridíneo.

6.7 – Biodegradação do tensoativo catiônico

A metodologia desenvolvida para a biodegradação do surfactante catiônico foi

baseada no método proposto de biodegradação do tensoativo aniônico [3], pois não

existe na literatura uma metodologia específica para biodegradação do CPC. Os

inóculos água de rio, solo e lodo escolhidos foram empregados nas mesmas condições

de estudo do LAS, em ambiente aerado com fluxo continuo de oxigênio. No sistema de

biodegradação para cada um dos inóculos estudados, acrescentou-se 1,0 mL de cada

uma das soluções a seguir: sulfato de magnésio, cloreto férrico, cloreto de cálcio e

tampão fosfato para garantir os sais necessários para os microorganismos. O estudo foi

realizado com soluções-padrão do CPC, como forma de verificar se a adaptação do

método de biodegradação do LAS para o CPC seria válido.

6.7.1 – Biodegradação do CPC pelo inóculo do rio

A análise de biodegradação do CPC foi verificada primeiramente com uma

solução-padrão de 50 mg.L

-1

. Para este ensaio utilizou-se 250 mL de uma solução-

padrão de 100 mg.L

-1

de CPC e adicionou-se 250 mL do inóculo rio. Os resultados

obtidos (Figura 33), mostraram que no decorrer do tempo a porcentagem de

biodegradação aumenta, indicando que o surfactante catiônico também apresenta uma

boa taxa de biodegradação. É importante salientar que a biodegradação do CPC somente

é possível trabalhar com a razão de 1:1, ou seja, a mesma quantidade do inóculo e

mesma quantidade da amostra. Esse fato não foi observado para o tensoativo aniônico,

pois o mesmo degrada com menor quantidade de inóculo.

0 2 4 6 8 10 12 14 16 18

% Degradação

Tempo/ dias

Figura 33 - Biodegradação de 50 mg.L

-1

do CPC, com inoculo rio.

Os resultados apresentaram uma biodegradação de aproximadamente 60%, para

o 14º dia de análise. De acordo com a metodologia, o ensaio deve ser encerrado quando

a diferença entre dois valores num período de quatro dias, for inferior a 0,15 mg.L

-1

Nesse sentido, portanto a análise foi encerrada, pois os resultados já tinham atingido

esta diferença.Os resultados experimentais foram realizados em duplicata, os quais

podem ser observados na Figura 34.

0 5 10 15 20

100

% Degradação

Tempo/ dias

Figura 34 – Repetição da biodegradação da solução-padrão de 50 mg.L

-1

do CPC.

Ambos os experimentos apresentaram o mesmo comportamento. Pode-se

perceber que a biodegradação do CPC necessita de um maior tempo para atingir uma

boa taxa de biodegradação. Enquanto que, o tensoativo aniônico necessitava de

aproximadamente, 15 dias para atingir essa taxa de biodegradação (acima de 90%). Essa

diferença no tempo de biodegradação, possivelmente deve-se a cadeia do tensoativo

catiônico ser maior que a cadeia do tensoativo aniônico. Necessitando de maior

quantidade de microorganismos (volume de inóculo) para conseguir quebrar a cadeia do

CPC em outros compostos ou usá-los como nutriente.

6.7.2 – Biodegradação do CPC pelo inóculo do solo

De acordo com a metodologia descrita no item 5.6.1.2, nesse experimento

utilizou-se de duas soluções; uma solução-padrão 50 mg.L

-1

do CPC, sem inóculo e

outra solução-padrão de 50 mg.L

-1

do CPC, a qual adicionou-se 2,0 mL do inóculo. Os

resultados experimentais obtidos foram tratados adequadamente e transformados para

porcentagem de biodegradação (Figura 35).

100

1411

% Degradação

Tem

o/ dias

Figura 35 - Biodegradação de 50 mg.L

-1

de CPC: (■) na presença do inoculo do solo e

(■) na ausência do inoculo do solo.

Desta maneira, os resultados apresentados nessa Figura confirmaram que o solo

é um ótimo agente biodegradador, confirmando, assim o trabalho apresentado

anteriormente na literatura [36]. A solução padrão de 50 mg.L

-1

sem o inóculo foi usada

como referência para ter certeza que o solo estava atuando como um agente

biodegradador do tensoativo catiônico. E perceptível, que na presença do solo a

solução-padrão atingiu uma ótima porcentagem de biodegradação, acima de 90%. As

análises feitas para as soluções-padrão, 30 e 40 mg.L

-1

referidas na seção 5.6.1.2, não

apresentaram coerência nos resultados por isso não foram citadas.

6.7.3 – Biodegradação do CPC pelo inóculo lodo

Relatos anteriores demonstraram que o lodo é muito usado em tratamento de

efluentes industriais [22,36]. Como estes efluentes possuem uma série de compostos, o

lodo foi estudado para verificar a biodegradação de alguns componentes, como o

tensoativo catiônico. Para esse ensaio foram utilizadas diferentes soluções-padrão, 30,

40 e 50 mg.L

-1

de CPC. Nesse estudo, empregou-se 300 mL da solução-padrão e foram

adicionados 5,0 g do lodo previamente preparado. O ensaio foi preparado e estudado no

decorrer de 14 dias. Os dados experimentais foram tratados adequadamente e estão

ilustrados na Figura 36.

0 2 4 6 8 10121416

% Degradação

Tempo/ Dias

Figura 36 - Biodegradação das diferentes soluções-padrão do CPC: (■) 30 mg.L

-1

, (•)

40 mg.L

-1

e (K) 50 mg.L

-1

No processo de biodegradação destas soluções, verifica-se que a partir do 8 dia

ocorre um patamar, ou seja uma região comum a todos, atingindo uma taxa de

biodegradação perceptível. A porcentagem de biodegradação foi proporcional ao

aumento da concentração, pois a solução-padrão de 50 mg.L

-1

para este inóculo, foi o

que melhor comportou-se no processo de degradação, comparada com as outras

concentrações estudadas. Conforme mostra a Figura 36, apenas as maiores

concentrações atingiram 65% e 75% de degradação. Enquanto que, a solução-padrão de

concentração menor, 30 mg.L

-1

não apresentou boa porcentagem degradação, apenas de

aproximadamente 55%. Portanto, a partir desse experimento, pode-se concluir que a

concentração do CPC influência na porcentagem de biodegradação.

Observando o comportamento da solução-padrão de 50 mg.L

-1

de CPC em

alguns experimentos, optou-se trabalhar com esta concentração, por atingir melhor taxa

de biodegradação no processo. Assim sendo, foi feito um estudo com essa concentração

empregando todos os inóculos em estudo. Os resultados obtidos com este estudo

encontram-se ilustrados na Figura 37.

100

% Degradação

Tempo/ dias

Figura 37 - Efeito da biodegradação dos diferentes inóculos para a solução-padrão de 50

mg.L

-1

do CPC: (■) inóculo do rio, (■) inóculo do solo e (■) inóculo do lodo.

A partir dos dados obtidos na Figura 37, pode-se verificar nitidamente que o rio

no 5º dia apresentou uma porcentagem de degradação um pouco maior que o lodo. E o

solo apresentou em todos os dias uma porcentagem de biodegradação bem maior que os

outros dois inóculos. O solo no 17º dia atingiu uma porcentagem acima de 80% de

degradação, enquanto que, o inoculo lodo e o inóculo rio atingiram valores de 75% e de

55%, respectivamente. Dessa maneira, o solo foi o melhor inóculo para biodegradar o

CPC nesta concentração. A partir do 11º dia, atingiu praticamente 80% de

biodegradação, e este valor foi mantido até o final do ensaio.

No decorrer dos experimentos surgiram alguns questionamentos e algumas

dúvidas em relação ao inóculo lodo, pois este é um composto orgânico que tem uma

parte sólida e uma parte líquida. Nesse sentido, será que o CPC não estaria sendo

adsorvido na superfície sólida do lodo ao invés de estar sendo biodegradado. Esta

dúvida não surgiu com a água de rio e nem com o solo, pois os mesmos foram

estudados em solução aquosa após sofrer uma filtração.

Então, uma maneira de verificar esses questionamentos e ainda, com a finalidade

de usar outra técnica para confirmar os resultados de biodegradação, foi realizado um

experimento acompanhado pela DQO, demanda química de oxigênio. No laboratório

não temos um analisador de carbono, COT (carbono total orgânico), para avaliar a

matéria orgânica por isso usamos a técnica de DQO. Os resultados obtidos estão

apresentados na Tabela 2.

Tabela 2

- Dados experimentais obtidos pelo estudo da DQO.

Dias mg.L

-1

de O

mg.L

-1

de O

1º 22,9 29,3

5º 26,9 26,0

8º 51,2 45,1

12º 73,3 69,8

*Valores expressos em mg.L

-1

de O

Pode-se observar que a DQO manteve uma certa coerência, até o 5º dia de

biodegradação. A partir deste dia, a DQO apresentou um aumento, sendo que no 12º

dia, já tinha atingido 73,3 e 69,8 mg.L

-1

de O

. Este aumento da DQO indica que a

matéria orgânica determinada por esse método também está aumentando, indicando que

esta matéria orgânica vem da decomposição do lodo, pois não existe outra fonte.

Portanto o lodo é considerado eficiente apenas nos primeiros dias de biodegradação,

pois mantém a matéria orgânica estável. O valor da DQO no 12º dia atingiu uma

concentração em mg.L

-1

de O

, três vezes maior em relação ao 1º dia. Embora diminua a

concentração do tensoativo, Figura 38 a, ele ao invés de transformar o tensoativo em

substância menos tóxicas, possivelmente esta sendo adsorvido na sua superfície.

0 2 4 6 8 101214

100

% Degradação

Tem

o/ dias

0 2 4 6 8 10 12 14

100

DQO/ mgL

-1

Tempo/ dias

(a) (b)

Figura 38 - Efeito da DQO na biodegradação do CPC: (a) 50,0 mg.L

-1

e (b) análise da

DQO.

Pelo gráfico 38 a, observa-se que a biodegradação da solução-padrão de CPC

estudado apresentou uma porcentagem de degradação de aproximadamente 95%. O

experimento foi repetido e os valores obtidos apresentaram a mesma taxa de

biodegradação. Na Figura 38 b, o estudo realizado para monitorar a DQO, mostra que a

partir do 6º dia o lodo não apresenta mais microorganismos, aumentando

indefinidamente a DQO, indicando um grande aumento da matéria orgânica.

Este estudo comprovou que o solo foi mais eficiente na biodegradação do

tensoativo catiônico em relação aos outros inóculos estudados, atingindo uma taxa

maior de biodegradação, acima de 90%.

Os experimentos mostraram que foi possível biodegradar o tensoativo catiônico,

baseando-se na metodologia do aniônico, ou seja, foi possível desenvolver uma

metodologia para biodegradar o tensoativo catiônico. Os inóculos estudados tanto para

o tensoativo aniônico quanto para o tensoativo catiônico atingiram uma boa taxa de

biodegradação. A taxa de biodegradação do surfactante catiônico foi influenciada pela

concentração deste tensoativo o que não ocorreu para o surfactante aniônico. O aniônico

demonstrou boa taxa de biodegradação em todas as diferentes concentrações estudadas.

6.8 – Biodegradação com as bactérias isoladas

Os microorganismos ocorrem em praticamente todos os ambientes do planeta,

podendo sobreviver em locais cujas condições ambientais extrapolam os limites de

tolerância de animais e plantas. Devido a sua relativa simplicidade morfológica e grande

diversidade genética e metabólica, os microorganismos se adaptaram evolutivamente

para viver em habitat e condições diversas do planeta, como baixas concentrações de

nutrientes, extremos de temperatura, salinidade e pH. Outros microorganismos utilizam

os compostos xenobióticos, hidrocarbonetos, presentes no solo como fonte de energia

para sua sobrevivência, ou seja, como fonte de carbono.

As bactérias isoladas do solo utilizaram o tensoativo como fonte de energia para

sua sobrevivência, por isso foi possível estudá-las. Nesse estudo, com as bactérias

isoladas, foram obtidos ótimos resultados no processo de biodegradação.

Os isolados bacterianos foram identificados por sequenciamento de parte do

gene que codifica a subunidade 16S do rRNA (rDNA) [93]. Os resultados apontaram

para que todos os microorganismos testados nos ensaios de biodegradação do tensoativo

pertencem ao gênero

Pseudomonas. Antes da caracterização as bactérias foram

classificadas como bactéria 14 e bactéria 17, a partir da identificação do gênero elas

foram chamadas de

Pseudomonas 14 e 17, ou melhor, isolados 14 e 17,

respectivamente.

A biodegradação do LAS é iniciada com a liberação do sulfato inorgânico alquil

sulfatase, liberando o álcool que é oxidado a ácido láurico e a álcool dehidrogenase. A

Figura 39, ilustra todas as etapas de transformação do LAS (mapa metabólico) no

processo de biodegradação. É necessário que ocorra todas estas etapas para que os

compostos oriundos venham suprir as bactérias de energia.

dodecil sulfato

alquil sulfatase

1 - dodecanol

alcool dehidrogenase

dodecanal

aldeído dehidrogenase (NAD

)

ácido laurico

acil-CoA sintetase

CoA

lauril-CoA

Figura 39 - Mapa metabólico de transformações do LAS pelas bactérias.

Nesse mapa, observa-se que as bactérias estudadas transformam o lauril sulfato

de sódio em 1-dodecanol, através de uma enzima alquil sulfatase. As outras etapas

ocorre sucessivamente utilizando as enzimas específicas. O produto final desse processo

é o lauril-CoenzimaA, que vai desencadear o ciclo de Krebs (aceptor de O

), necessário

para o metabolismo das

Pseudomonas que são bactérias aeróbicas. As bactérias foram

utilizadas como inóculo para o padrão LAS e procedeu ao ensaio de acordo com a

metodologia de biodegradação [3].

Primeiramente foi realizado um teste com uma solução-padrão de 3,0 mg.L

-1

LAS, as análises foram efetuadas a cada sete dias e prosseguiu até o 32º dia, conforme a

metodologia do IBAMA, 1990 [89]. Esta metodologia descreve o período de meia vida

das bactérias (tempo necessário para que uma bactéria degrade 50% do composto

orgânico) e deve ser realizado em pelo menos 32 dias. Os resultados experimentais

deste estudo encontram-se representados na Figura 40.

100

% Degradação

Tempo/ dias

Figura 40 - Efeito da biodegradação de 3,0 mg.L

-1

de LAS, na presença das bactérias

isoladas: (

■) isolado 14 e (■) isolado 17.

Através da Figura 39, observa-se que praticamente no 7º dia de análise do ensaio

de biodegradação, o isolado 17 consumiu todo o tensoativo, atingindo 100% de

biodegradação. Enquanto que, o isolado 14 ainda não tinha consumido todo o

tensoativo. O mesmo aconteceu para os dias 14º e 21º onde o isolado 17 confirmou o

consumo total do LAS, enquanto que o isolado 14 ainda não tinha consumido todo o

LAS. Nos dias posteriores, observou-se que ambas bactérias consumiram todo o LAS,

atingindo 100% de biodegradação. A partir dos resultados obtidos, pode-se deduzir que

o isolado 17 é mais eficiente, pois a mesma apresenta uma cinética de biodegradação

mais rápida.

O experimento foi repetido para aferir os resultados obtidos nas mesmas

condições do experimento anterior, porém, as análises foram realizadas a cada três dias.

Este experimento foi proposto para confirmar se a cinética de biodegradação do

tensoativo pelas bactérias ocorria em um intervalo de tempo inferior a 5 dias. Os

resultados experimentais são mostrados na Figura 41.

0246810

100

% Degradação

Tempo/ dias

Figura 41 - Efeito da biodegradação das bactérias estudadas em 3,0 mg.L

-1

de LAS: (■)

Isolado 14 e (

•) Isolado 17.

A partir dos dados obtidos na Figura 41, foi possível confirmar que o isolado 17

apresentou uma melhor cinética de biodegradação, atingindo uma taxa de 100% no 3º

dia de incubação. Enquanto que, o isolado 14 necessita de mais dias para atingir o 100%

de degradação, apresentando assim, uma cinética mais lenta de biodegradação. Embora

não tenha realizado o experimento, o isolado 17 possivelmente pode necessitar de

menos de até 3 dias para biodegradar o LAS.

As bactérias isoladas do solo mostraram-se muito eficientes no processo de

biodegradação. Seria necessário realizar outros experimentos com diferentes

concentrações de LAS, para verificar se a mesma poderia interferir no processo de

biodegradação dessas bactérias. Conseguimos confirmar que realmente as bactérias

utilizam o surfactante como fonte de carbono e se comportaram muito bem nos ensaios

submetidos.

Nos itens anteriores foi feito uma discussão a respeito dos ensaios de

biodegradação com os diferentes tipos de inóculos sobre o tensoativo aniônico e

catiônico. Nas seções que seguem serão abordados a discussão da termodinâmica de

micelização para ambos os tensoativos.

6.9 – Estudo termodinâmico no processo de micelização

6.9.1 - A variação da C.M.C com a temperatura

Na Tabela 3 são mostrados os valores da C.M.C obtidos experimentalmente para

diferentes temperaturas.

Tabela 3 - Valores da C.M.C para diferentes temperaturas, obtidos para os tensoativos.

Temperatura (K) C.M.C/ mol.L

-1

CPC LAS

283 0,00095 0,00280

288 0,00104 -

293 0,00106 0,00297

303 0,00110 0,00304

313 0,00117 0,00311

318 0,00127 -

333 0,00214 -

348 0,00196 -

O que pode ser observado dos valores contidos na Tabela acima é a presença de

uma pequena diferença na C.M.C de ambos os tensoativos em todas as temperaturas. O

aumento da temperatura causa uma diminuição do grupo hidrofílico das moléculas de

tensoativo, o que favorece a micelização. Por outro lado, esse aumento da temperatura

também causa a quebra na estrutura da água ao redor do grupo hidrofóbico, esse efeito

que desfavorece a micelização. A influência desses efeitos podem possivelmente

determinar se a C.M.C está aumentando ou diminuindo dentro de uma determinada

faixa de temperatura [94]. Pode-se também perceber, por exemplo, que a 283 K os

valores da C.M.C para o CPC e para o LAS foram 0,00095 e 0,00280 mol.L

-1

respectivamente. A concentração micelar crítica do surfactante aniônico foi determinada

em uma concentração maior que a concentração micelar crítica para o surfactante

catiônico.

6.9.2 - A relação entre a C.M.C e a estrutura do tensoativo

O termo concentração micelar crítica (C.M.C) é definido como a concentração

total de tensoativo a partir da qual as micelas tornam-se observáveis [95].

Na Tabela 4 e 5 são mostrados os valores reais da C.M.C em mg.L

-1

dos

tensoativos estudados, obtidos a partir de medidas de condutividade em mg.L

-1

, em que

se observa uma grande diferença, na faixa dos valores da C.M.C de ambos os

tensoativos estudados.

Tabela 4

- Valores da C.M.C do CPC obtidas por condutividade em diferentes

temperaturas.

Temperatura (K) C.M.C

mg.L

-1

mol.L

-1

283 340 0,00094

288 374 0,00104

293 378 0,00105

303 395 0,00110

313 418 0,00116

318 454 0,00126

333 552 0,00154

348 705 0,00196

Tabela 5

- Valores da C.M.C do LAS obtidos por condutividade em diferentes

temperaturas.

Temperatura (K) C.M.C

mg.L

-1

mol.L

-1

283 807 0,00279

293 858 0,00297

303 876 0,00303

313 896 0,00310

Uma comparação dos valores obtidos da Tabela 4 com os da Tabela 5, mostram

que, de um modo geral, a C.M.C do CPC é mais nítida, ou seja, é mais fácil de ser

calculada a altas temperaturas, e ocorre em concentrações mais baixas (acima de 307

mg.L

-1

). Enquanto que, a C.M.C do LAS (Tabela 5) ocorre em concentrações mais altas,

acima de 807 mg.L

-1

. Observa-se também, que as diferenças nos cálculos da C.M.C do

LAS foram algumas vezes inferiores em relação ao CPC.

Nesta técnica, a C.M.C pode ser determinada pela variação da condutividade

específica em função da concentração do tensoativo. A concentração, na qual as micelas

tornam-se detectáveis, depende da sensibilidade da técnica usada. Uma regra geral diz

quanto maiores os valores de C.M.C, mais larga é a faixa de concentrações na qual a

transição ocorre [95].

A Figura 42, demonstra como foi feito o cálculo da C.M.C a partir da

condutividade, obtida pelos dados experimentais.

0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

0,22

0,24

mS/cm

CPC/ mgL

-1

0 200 400 600 800 1000 1200

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

0,22

0,24

0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 1300

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0,14

0,16

0,18

0,20

0,22

0,24

CMC= 395 mg/L

Figura 42 – Valores da condutividade em função da concentração do surfactante

catiônico. Dados experimentais obtidos a 30ºC.

Pode-se perceber uma mudança “brusca” em sua inclinação na região da C.M.C,

conforme Figura 42. Esta quebra pode ser explicada devido ao abaixamento da

condutividade, onde os monômeros dos tensoativos se comportam como eletrólitos

fortes. As micelas, por outro lado, apresentam uma associação parcial dos contra-íons,

sendo a contribuição das mesmas para a condutância total da solução menor do que se

todos os monômeros que a constituem permanecessem não agregados. Assim sendo, o

incremento da condutividade com o incremento da concentração total de tensoativo

diminui. Por outro lado, a quebra da curva é atribuída ao aumento da massa por unidade

de carga do material em solução [94].

Em soluções aquosas de tensoativos antes de ser atingida a concentração micelar

crítica (C.M.C), a adição de tensoativo faz com que a condutividade específica da

solução aumente linearmente com o aumento da concentração. Quando a C.M.C é

atingida, as moléculas de tensoativo passam a agregar-se em micelas, que apresentam

mobilidade (condutividade específica), menor que as das moléculas dos tensoativos

livres. Os contra-íons do tensoativo também começam a se associar às micelas

formadas, contribuindo para a diminuição da condutividade. Desse modo, a

condutividade específica da solução acima da C.M.C aumenta linearmente com o

aumento da concentração, mas com uma taxa menor, Figura 42.

A Figura 43, ilustra as medidas de condutividade realizadas para ambos os

tensoativos em diferentes temperaturas.

0 200 400 600 800 1000 1200 1400

-0,05

0,00

0,05

0,10

0,15

0,20

0,25

0,30

0,35

0,40

0,45

0,50

0,55

0,60

0,65

0,70

5ºC

10ºC

15ºC

20ºC

30ºC

40ºC

45ºC

60ºC

75ºC

Condutividade (mS/cm)

CPC/ mgL

-1

(a)

-200 0 200 400 600 800 1000 1200 1400 1600 1800 200

-0,05

0,00

0,05

0,10

0,15

0,20

0,25

0,30

0,35

0,40

0,45

0,50

0,55

0,60

0,65

0,70

10ºC

20ºC

30ºC

40ºC

Condutiviadade (mS/Cm)

LAS/ mgL

-1

(b)

Figura 43 - Estudo da condutividade: (a) CPC e (b) LAS.

Analisando-se ambas as Figuras, observa-se que não foi possível medir a

condutividade em baixas e altas temperaturas. Para temperaturas baixas, os tensoativos

formavam precipitados e a condutividade diminui intensamente. Enquanto que, para

temperaturas elevadas a condutividade aumenta indefinidamente, pois a água começa a

evaporar, aumentando-se assim a condutividade iônica.

Na Figura 43 b, não se observa nitidamente o ponto C.M.C do LAS necessitando

realizar um segundo experimento, em diferentes temperaturas. Os resultados obtidos

para um segundo experimento são apresentados na Figura 44.

0 500 1000 1500 2000 2500 3000

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2

1,4

5ºC

15ºC

30ºC

45ºC

60ºC

Condutividade (mS/cm)

LAS/ mgL

-1

Figura 44 – Gráfico da condutividade do LAS.

Nesse experimento foi possível observar melhor o ponto da C.M.C que a Figura

43 b. Porém, para a temperatura de 60ºC a condutividade do LAS aumenta

indefinidamente, iniciando-se o processo de evaporação de algumas moléculas de água.

Com isso, não foi possível estudar o efeito da condutividade para altas temperaturas.

6.9.3 - O grau de dissociação

O grau de dissociação micelar é uma medida da fração de contra-íons

dissociados da micela. Para micelas iônicas, temos um centro formado pelas cadeias

alquílicas dos tensoativos, rodeado por uma camada parecida com uma solução

concentrada de eletrólito. Essa região chamada de, camada de Stern, consiste nos grupos

polares do tensoativo, os contra-íons associados e a água interfacial.

Além da camada de Stern, temos os contra-íons remanescentes, que presenciam

duas forças opostas: a atração eletrostática às micelas e as colisões térmicas, que tendem

a dispersá-los. O equilíbrio resultante dessas forças opostas origina a dupla camada

elétrica, cuja extensão no espaço pode ser considerável, diminuindo com o aumento da

força iônica do meio.

A partir das medidas de condutividade é possível calcular os valores do grau de

dissociação pelo método de Frahm,

Frahm

[13]. No cálculo do grau de dissociação foi

utilizado o método de Frahm, de acordo com a equação 1. O método de Frahm assume

que as condutividades que encontram-se abaixo e acima da C.M.C, são causadas

exclusivamente pelos contra-íons do tensoativo [13].

Com os dados experimentais obtidos utilizando a condutividade foi possível

calcular o grau de dissociação dos tensoativos, os quais encontram-se na Tabela 6.

Tabela 6 - Valores obtidos do grau de dissociação (

Frahm

) por condutividade.

Temperatura (K)

Frahm

CPC LAS

283 0,0461 0,609

288 0,384 -

293 0,440 0,643

303 0,448 0,682

313 0,467 0,783

318 0,498 -

333 0,510 -

348 0,524 -

Com esses dados observa-se uma boa sensibilidade de α em função da

temperatura, para ambos os surfactantes. Para o CPC, apresenta aproximadamente, 45%

de acréscimo no grau de dissociação de um em relação ao outro em todas as

temperaturas estudadas. Por exemplo, a 283 K apresentou um valor mais baixo 0,046

em relação as outras temperaturas que aumentam proporcionalmente com a temperatura,

atingindo um grau máximo de dissociação a 348 K. Esse fato deve-se a saturação da

concentração do tensoativo, que em altas concentrações passa a comportar-se como um

solvente e não mais como um soluto. Consequentemente, interferindo no grau de

dissociação. Entretanto para o LAS percebe-se um comportamento semelhante ao CPC,

seu grau de dissociação também aumenta de acordo com o aumento da temperatura,

observando-se em torno de 60% de aumento de um em relação ao outro..

A seguir será abordado uma rápida discussão dos valores termodinâmicos

envolvidos no processo de micelização. Os valores do grau de dissociação foram

necessários estudá-los para proceder os estudos termodinâmicos.

6.9.4 - Valores obtidos de

∆G

MIC.

A energia livre de Gibbs do processo de micelização (∆G

Mic.

) foi calculada pela

equação 6, e os resultados estão apresentados na tabela 7.

Tabela 7 - Energia livre de Gibbs do processo de micelização dos tensoativos estudados.

Temperatura (K)

∆G

Mic

kJmol

-1

CPC LAS

283 -13,928 -30,180

288 -16,040 -

293 -14,825 -32,571

303 -15,062 -32,602

313 -14,930 -33,541

318 -14,176 -

333 -16,606 -

348 -14,724 -

A partir dos valores da Tabela 7, observa-se uma pequena dependência de ∆G

Mic

em função da temperatura.

Os valores da energia livre de Gibbs obtidos estão próximos

aos valores encontrados no trabalho proposto por Wardian

et al [71]. Para o tensoativo

aniônico (-27,2 a -35,5 kJmol

-1

) e temperatura 303 K o ∆G foi de -32,602 kJmol

-1

e para

o tensoativo catiônico ( -27,9 a -36,1 kJmol

-1

) e temperatura de 303 K foi de -15,062

kJmol

-1

. Os valores obtidos na tabela 7 foram similares aos encontrados na literatura

[71]. Nesse sentido, podemos concluir que a temperatura influencia pouco na energia

livre de Gibbs.

A formação de micelas sempre está associada a uma variação grande e negativa

na energia livre de Gibbs

, ∆G

Mic

[96]. Os valores negativos de ∆G

Mic

são devidos

principalmente aos valores obtidos de

∆S

Mic

, sendo o processo de micelização

governado primariamente pelo ganho de entropia associado a ele [94].

Esse ganho da entropia na micelização em meio aquoso é explicado de dois

modos:

(1) a liberação, devido a micelização, das moléculas de água que estavam

“congeladas” na solvatação das cadeias hidrofóbicas dos monômeros (também chamado

de efeito hidrofóbico), e

(2) aumento dos graus de liberdade da cadeia hidrofóbica no interior apolar das

micelas, comparado ao meio aquoso [94].

A entropia e a entalpia de micelização variam muito com a temperatura, mas as

variações de ambas praticamente se compensam, por isso a variação observada na

energia livre é pequena [81].

6.9.5 – Entalpia e entropia do processo de micelização

Para fazer os cálculos da entalpia do processo de micelização utilizando-se a

equação de van’t Hoff (Equação 12) é necessário dispor dos dados sobre a variação da

C.M.C (Tabela 3) e do grau de dissociação (Tabela 6) em relação a temperatura.

∆H

mic

= - (2 - α

) RT

[dln

(C.M.C)

/dT]

Equação 12

Os valores experimentais obtidos da entalpia de micelização (

∆H

MIc.

) estão

ilustrados na Tabela 8.

Tabela 8 – Entalpia de micelização

∆H

Mic.

para algumas temperaturas.

Temperatura

∆H

Mic.

/ kJmol

-1

K CPC LAS

283 -112,35 -45,050

288 -122,13 -

293 -124,04 -49,876

303 -129,88 -51,821

313 -136,85 -55,201

318 -138,40 -

333 -160,69 -

348 -165,19 -

A partir dos valores obtidos para o de

∆G

Mic

. (Tabela 7) e de ∆H

Mic

(Tabela 8),

através de medidas de condutividade foi possível calcular a entropia do processo de

micelização,

∆S

Mic.

Para esta etapa utilizou-se a equação 13.

∆S

mic

= ∆H - ∆G/T

Equação 13

Os resultados obtidos para a entropia do processo de micelização encontram-se

na Tabela 9.

Tabela 9 - Entropia de micelização

∆S

Mic

para algumas temperaturas.

Temperatura

∆S/ kJmol

-1

K CPC LAS

283 -0,0016 -0,0169

288 -0,0024 -

293 -0,0024 -0,0591

303 -0,0025 -0,0634

313 -0,0027 -0,0692

318 -0,0027 -

333 -0,0031 -

348 -0,0032 -

Pode perceber que a entropia diminui com o aumento da temperatura,

favorecendo uma reação exotérmica e uma espontaneidade da reação de agregação dos

monômeros do tensoativo, nos surfactantes estudados.

Observa-se também que o aumento da temperatura, influencia nos valores de

∆S

Mic

que caem rapidamente (Tabela 9), e uma diminuição do valor de ∆H

Mic

(Tabela

que a altas temperaturas, se tornam o principal contribuinte para ∆G

Mic

Essa observação tem sido explicada em termos da estrutura da água. Com o

aumento da temperatura, as redes de ligações de hidrogênio das moléculas de água se

quebram e a água se torna um solvente menos estruturado. Os efeitos entrópicos que

dominam o efeito hidrofóbico à temperatura ambiente são reduzidos a altas

temperaturas. A micelização nessas condições é dirigida por uma entalpia exotérmica de

associação [96].

Considerando nosso estudo do processo termodinâmico dos tensoativos

estudados nas várias temperaturas, verificamos que a faixa de concentração que

trabalhávamos nos experimentos estava bem abaixo da concentração micelar crítica de

ambos os surfactantes. Para o surfactante aniônico o máximo da faixa linear de

concentração era de 2,0 mg.L

-1

a temperatura ambiente e o valor da C.M.C encontrado

foi de 374 mg.L

-1

. Enquanto que, para o surfactante catiônico o máximo da faixa linear

foi de 60 mg.L

-1

a temperatura ambiente e sua C.M.C foi 858 mg.L

-1

. Assim sendo, com

técnica de condutividade foi possível estudar esses parâmetros termodinâmicos e

verificar a concentração que os tensoativos em questão estavam sendo utilizados.

Em todos os ensaios de biodegradação realizados as análises das soluções-

padrão e as amostras de resíduos industriais foram realizadas antes da concentração

micelar crítica (C.M.C). Nessa

fase os tensoativos encontravam-se dissociados em

monômeros e não em micelas. Os resultados desses estudos mostraram que a

concentração micelar crítica do tensoativo catiônico é atingida a 40% abaixo da

concentração micelar critica do tensoativo aniônico que é atingida em torno de 60%

acima.

7 – CONCLUSÕES

Nesse trabalho foi possível fazer a determinação do tensoativo aniônico e

catiônico por medidas espectrofotométricas e estudar sua biodegradação com diferentes

tipos de inóculos. A determinação de surfactantes em resíduos industriais é uma forma

importante de avaliar o impacto que causam no meio ambiente quando são utilizados

em grande escala.

A cinética de biodegradação para todos os inóculos empregados para todas as

concentrações das soluções-padrão do LAS estudados atingiram uma taxa acima de

90% de biodegradação, em aproximadamente dez dias. A presença de alguns

compostos, sulfato de magnésio, EDTA, formol, corante e perfume sintético na amostra

comercial (YPÊ), não mostrou nehuma influência no processo de biodegradação. Dessa

maneira, essa amostra apresentou uma biodegradação de apenas 80%. Nas amostras

industriais estudadas obteve-se uma boa taxa de biodegradação atingindo um valor

acima de 90%.

Foi possível estudar a cinética de biodegradação das soluções-padrão do

surfactante catiônico, baseando-se na metodologia existente para o surfactante aniônico.

Com esse estudo conseguiu-se desenvolver uma metodologia para biodegradação do

surfactante catiônico, que ainda não existe na literatura. Soluções-padrão de até 50

mg.L

-1

do tensoativo catiônico, apresentaram resultados satisfatórios com boa taxa de

biodegradação. A biodegradação desse tensoativo foi maior no inóculo do solo,

mostrando ocorrer melhor adaptação da microbiota para utilizá-lo como fonte de

carbono. O inóculo do lodo não pôde ser considerado biodegradador para o CPC, pois

não diminui a quantidade de matéria orgânica DQO, mas sim aumenta indefinidamente

a partir do quinto dia no processo de biodegradação.

A utilização do solo, tornou-se possível fazer o isolamento e caracterizar duas

colônias do gênero

Pseudomonas, que conseguem biodegradar o surfactante aniônico

em curto espaço de tempo.

Estudou-se o comportamento termodinâmico no processo de micelização de

ambos os tensoativos em várias temperaturas, empregando medidas de condutividade,

cujos resultados estão coerentes com os apresentados na literatura.

PERSPECTIVAS

• Controle da razão massa de inóculo em função da quantidade analítica do

tensoativo;

• Utilizar outras técnicas para analisar qualitativamente tensoativos como:

titulação, cromatografia, espectroscopia de IR e RMN etc...

• Analisar outros tipos de inóculos, por exemplo, aguapé;

• Analisar a biodegradação de surfactantes anfotéricos e não-iônicos, baseando-

se na metodologia empregada para aniônicos;

• Monitoramento contínuo de DBO e DQO durante o processo de biodegradação

para todos os inóculos;

• Otimização da biodegradação para implementação em escala industrial;

• Trabalhar com mais grupos de bactérias isoladas dos inóculos e cultivá-las em

laboratórios;

• Fazer um controle de pH antes e durante o processo de biodegradação e

• Trabalhar com a biodegradação de surfactante catiônico em amostras

industriais e comerciais.

8 – REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS

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