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UNIVERSIDADE ESTADUAL DE MARINGÁ
CENTRO DE CIÊNCIAS EXATAS
DEPARTAMENTO DE QUÍMICA
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM QUÍMICA
Estudo do potencial de utilização da biomassa de Luffa cylindrica na
descontaminação de efluentes contendo íons metálicos e corantes têxteis
Tese apresentada por
Elisangela Antonieta de Oliveira ao
Programa de Pós-Graduação em
Química do Departamento de
Química do Centro de Ciências
Exatas da Universidade Estadual de
Maringá como parte dos requisitos
para a obtenção do título de Doutora
em Ciências.
MARINGÁ, AGOSTO/2007
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Dados Internacionais de Catalogação-na-Publicação (CIP)
(Biblioteca Central - UEM, Maringá – PR., Brasil)
Oliveira, Elisangela Antonieta de
O48e Estudo do potencial de utilização da biomassa de
Luffa cylindrica na descontaminação de efluentes
contendo íons metálicos e corantes têxteis /
Elisangela Antonieta de Oliveira. -- Maringá :
[s.n.], 2007.
145 f. : il. color., figs.
Orientador : Profª. Drª. Maria do Carmo Ezequiel
Rollemberg.
Tese(doutorado) - Universidade Estadual de
Maringá. Programa de Pós-Graduação em Química
Aplicada, 2007.
1. Processo de sorção. 2. Corantes têxteis. 3.
Metais pesados. 4. Biomassa de Luffa cylindrica. 5.
Luffa cylindrica. 6. Tratamento de efluentes. 7.
Isoterma de sorção. 8. Cinética do processo de
sorção. I. Universidade Estadual de Maringá.
Programa de Pós-Graduação em Química Aplicada. II.
Título.
CDD 22.ed. 541.335
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UNIVERSIDADE ESTADUAL DE MARINGÁ
CENTRO DE CIÊNCIAS EXATAS
DEPARTAMENTO DE QUÍMICA
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM QUÍMICA APLICADA
Estudo do potencial de utilização da biomassa de Luffa cylindrica na
descontaminação de efluentes contendo íons metálicos e corantes
têxteis
Tese de Doutorado
Doutoranda: Elisangela Antonieta de Oliveira
Orientadora: Profa. Dra. Maria do Carmo Ezequiel Rollemberg
Maringá – PR
Agosto - 2007
AGRADECIMENTOS
Agradeço,
Primeiramente a Deus pela vida e pela oportunidade de realizar este trabalho.
A minha família e, em especial à minha mãe e meu pai pelo incentivo e
dedicação oferecidos durante toda a minha vida.
À Professora Dra. Maria do Carmo pela paciência e dedicação e, principalmente,
pela amizade.
Aos meus amigos de laboratório pelo apoio recebido durante a realização do
trabalho, principalmente a Silvana.
Ao Departamento de Química, professores, funcionários e colegas do curso de
pós-graduação e, a todos que de alguma forma contribuíram para a realização deste
trabalho.
Minha eterna gratidão.
SUMÁRIO
Lista de Tabelas ----------------------------------------------------------------------------------- v
Lista de Figuras ---------------------------------------------------------------------------------- vii
Lista de Símbolos, Siglas e Abreviaturas ------------------------------------------------------ x
Resumo ------------------------------------------------------------------------------------------- xii
Abstract ------------------------------------------------------------------------------------------- xv
Capítulo 1 - Introdução --------------------------------------------------------------------------- 1
1.1 - A presença de água no mundo ---------------------------------------------------- 2
1.2 - A poluição da água ----------------------------------------------------------------- 4
1.3 - A legislação ambiental - padrões de qualidade -------------------------------- 8
1.4 - Novas alternativas para a descontaminação dos efluentes -------------------- 9
Capítulo 2 - Corantes Têxteis ------------------------------------------------------------------ 14
2.1 - Corantes Têxteis ------------------------------------------------------------------ 14
2.2 - A indústria têxtil ------------------------------------------------------------------ 17
2.2.1 - O processo de beneficiamento têxtil -------------------------------- 18
2.2.2 - O processo de tingimento -------------------------------------------- 20
2.3 - Poluição ---------------------------------------------------------------------------- 21
2.4 - Tratamento de efluentes têxteis para remoção da cor ------------------------ 22
2.4.1 - Métodos biológicos --------------------------------------------------- 23
2.4.2 - Métodos Químicos ---------------------------------------------------- 24
2.4.2.1 - Oxidação ----------------------------------------------------- 24
2.4.2.2 - Tratamento eletroquímico --------------------------------- 25
2.4.2.3 - Coagulação eletrocinética --------------------------------- 25
2.4.2.4 - Flotação e Sedimentação ---------------------------------- 26
2.4.3 - Métodos físicos -------------------------------------------------------- 26
2.4.3.1 - Filtração por membrana ----------------------------------- 26
2.4.3.2 - Troca iônica ------------------------------------------------- 26
2.4.3.3 - Técnica de adsorção ---------------------------------------- 27
Capítulo 3 - A presença de metais no ambiente e sua remoção --------------------------- 28
3.1 - Metais pesados e o meio ambiente --------------------------------------------- 28
3.2 - Métodos utilizados na remoção de metais pesados -------------------------- 31
i
3.2.1 - Precipitação química -------------------------------------------------- 32
3.2.2 - Eletrodeposição -------------------------------------------------------- 33
3.2.3 - Separação por membrana --------------------------------------------- 34
3.2.4 - Separação por troca iônica ------------------------------------------- 34
3.2.5 - Técnica de adsorção --------------------------------------------------- 35
Capítulo 4 - O processo de sorção: características principais, mecanismos, cinética e
termodinâmica ----------------------------------------------------------------------------------- 37
4.1 - O processo de sorção ------------------------------------------------------------- 37
4.2 - Materiais sorventes --------------------------------------------------------------- 39
4.3 - O mecanismo de sorção --------------------------------------------------------- 43
4.4 - Aspectos cinéticos do processo de sorção ---------------------------------------------- 45
4.5 - Aspectos termodinâmicos do processo de sorção ---------------------------- 48
4.5.1 - Isotermas de sorção --------------------------------------------------- 49
4.5.2 - Parâmetros termodinâmicos da sorção ----------------------------- 53
4.6 - Sistemas de colunas de leito fixo ----------------------------------------------- 55
Capítulo 5 - Parte Experimental --------------------------------------------------------------- 57
5.1 - Materiais --------------------------------------------------------------------------- 57
5.2 - Preparação e caracterização do material sorvente de Luffa c.--------------- 57
5.3 - Modificação do material sólido ------------------------------------------------- 58
5.4 - Estudo da remoção dos íons metálicos e de corantes reativos de soluções
aquosas pela Luffa c. in natura e modificada --------------------------------------- 58
5.5 - Estudo da dessorção dos íons retidos na biomassa modificada com NaOH e
dos corantes em Luffa c. in natura --------------------------------------------------- 59
5.6 - Estudo da remoção de íons metálicos e corantes pela biomassa Luffa c.
utilizando sistema de colunas de leito fixo ------------------------------------------ 60
5.6.1 - Otimização do fluxo ----------------------------------------------------------- 60
5.6.2 - Construção das curvas de breakthrough (curva de ruptura) ------------- 60
5.6.3 - Dessorção dos íons metálicos e corantes no sistema de coluna --------- 61
5.6.4 - Estudo da reutilização da coluna de Luffa c. ------------------------------- 61
5.7 - Aplicação do processo de sorção em Luffa c. na descontaminação de
efluentes ---------------------------------------------------------------------------------- 62
5.7.1 - Aplicação da sorção em Luffa c. em efluentes têxteis ----------------------------- 62
ii
5.7.2 - Aplicação da sorção em Luffa c. modificada a efluentes de baterias e de
galvonoplastia ------------------------------------------------------------------------------------ 62
Capítulo 6 - Resultados e Discussão ---------------------------------------------------------- 64
6.1 - Caracterização da Luffa cylindrica --------------------------------------------- 64
6.2 - Estudo da remoção dos corantes vermelho Procion H-E7B e amarelo
Procion H-E4R pela biomassa de Luffa c. ------------------------------------------- 70
6.2.1 - Efeito do pH do meio sobre o processo de sorção dos corantes
pela Luffa c. --------------------------------------------------------------------- 72
6.2.2 - Efeito da quantidade de biomassa sobre o processo de sorção dos
corantes pela Luffa c. ---------------------------------------------------------- 73
6.2.3 - Estudo da cinética da sorção dos corantes pela biomassa de
Luffa c. -------------------------------------------------------------------------- 74
6.2.4 - Isotermas de sorção para os sistemas Luffa-corante reativo ----- 82
6.2.5 - Utilização da Luffa c. em sistema de coluna de leito fixo para a
remoção dos corantes Amarelo Procion H-E4R e Vermelho Procion H-
E7B de soluções aquosas ----------------------------------------------------- 88
6.2.6 - Estudo da regeneração da biomassa -------------------------------- 90
6.2.7 - Ciclos de reutilização da biomassa (sorção-dessorção) ---------- 92
6.2.8 - Aplicação da sorção em Luffa c. à descontaminação de efluentes
têxteis contendo Amarelo Procion e Vermelho Procion ------------------ 95
6.3 - Estudo da sorção de íons metálicos na Luffa c. in natura e modificada com
NaOH ----------------------------------------------------------------------------------- 100
6.3.1 - Efeito do pH sobre o processo de sorção dos íons metálicos pela
Luffa c. ------------------------------------------------------------------------- 100
6.3.2 - Efeito da quantidade de biomassa sobre o processo de sorção dos
íons metálicos pela Luffa c. ------------------------------------------------- 104
6.3.3 - Estudo da cinética da sorção dos íons metálicos pela biomassa de
Luffa c. ------------------------------------------------------------------------- 105
6.3.4 - Isotermas de sorção para os sistemas Luffa c.-íon metálico --- 112
6.3.5 - Utilização da Luffa c. em sistema de coluna de leito fixo para a
remoção dos íons Cd(II), Cu(II), Pb(II) e Zn(II) de soluções aquosas -120
6.3.6 - Estudo da regeneração da biomassa ------------------------------- 121
iii
6.3.7 - Ciclos de reutilização da biomassa (sorção-dessorção) --------- 122
6.3.8 - Aplicação da sorção em Luffa c. modificada à descontaminação
de efluentes contendo íons metálicos ----------------------------------------------- 124
Conclusões -------------------------------------------------------------------------------------- 127
Referências ------------------------------------------------------------------------------------- 131
iv
LISTA DE TABELAS
Tabela 1 - Classificação dos corantes têxteis segundo a utilização por substrato ------- 16
Tabela 2 - Características dos despejos do processamento do algodão ------------------ 22
Tabela 3 - Principais características dos processos de sorção física e química --------- 39
Tabela 4 - Comparação entre os modelos de isotermas de Langmuir e de Freundlich - 53
Tabela 5 - Caracterização da Luffa cylindrica ----------------------------------------------- 64
Tabela 6 - Atribuição das freqüências observadas nos espectros na região do
infravermelho da Luffa c. in natura e modificada com NaOH --------------------------- 66
Tabela 7 - Parâmetros do modelo cinético de pseudo-primeira ordem para o sistema
Luffa c.- corante (T ambiente) ----------------------------------------------------------------- 76
Tabela 8 - Parâmetros do modelo cinético de pseudo-segunda ordem para o sistema
Luffa c.- corante (T ambiente) ----------------------------------------------------------------- 77
Tabela 9 - Parâmetros cinéticos para o sistema Luffa c.-corante (T ambiente) -------- 79
Tabela 10 - Parâmetros das isotermas de Langmuir e Freundlich para a remoção dos
corantes Amarelo Procion e Vermelho Procion pela biomassa de Luffa c. -------------- 84
Tabela 11- Parâmetros termodinâmicos para o processo de sorção dos corantes Amarelo
Procion e Vermelho Procion na biomassa de Luffa c. -------------------------------------- 85
Tabela 12 - Eficiência da dessorção e eficiência da retenção para os corantes Amarelo
Procion H-E4R e Vermelho Procion H-E7B retidos em Luffa c. ------------------------- 93
Tabela 13 - Tratamento de efluente sintético contendo Vermelho Procion H-E7B em
sistema em batelada e de coluna de leito fixo ----------------------------------------------- 98
Tabela 14 - Tratamento de efluente sintético (Amarelo Procion H-E4R) pela Luffa c.
usando sistema em batelada e coluna. -------------------------------------------------------- 99
Tabela 15 - Tratamento de efluente (Vermelho Procion H-E7B) pela Luffa c. usando
sistema em batelada e coluna. ------------------------------------------------------------------ 99
Tabela 16 - Efeito do meio iônico na remoção dos íons Cd(II), Cu(II), Pb(II) e Zn(II)
pela biomassa de Luffa c. in natura ---------------------------------------------------------- 100
Tabela 17 - Parâmetros do modelo de pseudo-primeira ordem para o processo de sorção
dos íons metálicos em Luffa c. in natura e modificada (T: 26±2 ºC ) ------------------ 108
Tabela 18 - Parâmetros do modelo de pseudo-segunda ordem para o processo de sorção
dos íons metálicos em Luffa c. in natura (T: 26±2 ºC) ------------------------------------109
v
Tabela 19 - Parâmetros do modelo de pseudo-segunda ordem para o processo de sorção
dos íons metálicos em Luffa c. modificada (T: 26±2 ºC)---------------------------------- 109
Tabela 20 - Parâmetros cinéticos para a sorção dos íons metálicos em Luffa c. in
natura -------------------------------------------------------------------------------------------- 111
Tabela 21 - Parâmetros cinéticos para a sorção dos íons metálicos em Luffa c.
modificada
-------------------------------------------------------------------------------------- 111
Tabela 22 - Parâmetros das isotermas de Langmuir e Freundlich para a remoção dos
íons metálicos pela Luffa c. in natura (T: 26±2 ºC) -------------------------------------- 115
Tabela 23 - Efeito da temperatura sobre o processo de sorção dos íons metálicos pela
Luffa c. modificada com NaOH ------------------------------------------------------------- 116
Tabela 24 - Parâmetros termodinâmicos para o processo de sorção dos íons metálicos na
Luffa c. modificada com NaOH -------------------------------------------------------------- 117
Tabela 25 - Eficiências de dessorção e de retenção para o sistema Luffa c. modificada –
íon metálico ------------------------------------------------------------------------------------- 123
Tabela 26 - Tratamento de efluente de indústria de baterias com Luffa c. modificada-125
Tabela 27 - Tratamento de efluente de indústria de galvanoplastia com Luffa c.
modificada -------------------------------------------------------------------------------------- 126
vi
LISTA DE FIGURAS
Figura 1 - A distribuição de água no planeta -------------------------------------------------- 2
Figura 2- A disponibilidade de água e a distribuição da população nas diferentes regiões
do mundo ------------------------------------------------------------------------------------------ 3
Figura 3 - A distribuição dos mananciais de água doce no mundo ------------------------ 4
Figura 4 - Distribuição dos recursos hídricos no Brasil em comparação à superfície e à
população em cada região geográfica ---------------------------------------------------------- 4
Figura 5 - Parte central da molécula de celulose -------------------------------------------- 12
Figura 6 - Mercado Mundial de corantes reativos por tipo de processo ----------------- 17
Figura 7 - Fluxograma dos beneficiamentos ------------------------------------------------ 19
Figura 8 - Fluxograma dos métodos para a remoção de poluentes de efluentes -------- 23
Figura 9 - Diferentes métodos para a remoção de espécies metálicas de efluentes -32
Figura 10 - Esquema das etapas envolvidas no processo de sorção --------------------- 44
Figura 11 - Tipos de isotermas: (a) favorável, (b) linear e (c) desfavorável ------------ 49
Figura 12 - Representação da dinâmica da coluna de adsorção de leito fixo ------------ 56
Figura 13 - Luffa cylindrica (bucha vegetal) ------------------------------------------------- 58
Figura 14 - Espectro na região do infravermelho da Luffa cylindrica in natura (a) e
modificada com NaOH (b) --------------------------------------------------------------------- 66
Figura 15 - Curva da análise termogravimétrica da Luffa c. in natura ------------------- 68
Figura 16 - Microscopia eletrônica de varredura (MEV) – amplificação: 2000X (a)Luffa
c. in natura; (b) Luffa c. modificada com NaOH -------------------------------------------- 69
Figura 17 - Fórmula estrutural dos corantes Vermelho Procion H-E7B e Amarelo
Procion H-E4R ----------------------------------------------------------------------------------- 70
Figura 18 - Espectros de absorção na região do visível dos corantes (10 mg L
-1
) em água
destilada : (a) Vermelho Procion H-E7B e (b) Amarelo Procion H-E4R ---------------- 71
Figura 19 - Efeito da variação do pH na remoção dos corantes --------------------------- 73
Figura 20 - Efeito da quantidade de biomassa na eficiência de remoção dos corantes - 74
Figura 21 - Efeito do tempo de contato na remoção dos corantes ------------------------ 75
Figura 22 - Curvas para a sorção dos corantes Vermelho Procion H-E7B (a) e Amarelo
Procion H-E4R (b) de acordo com o modelo de pseudo-segunda ordem ---------------- 76
vii
Figura 23 - Curvas para a sorção dos corantes Vermelho Procion H-E7B (a) e Amarelo
Procion H-E4R (b) de acordo com o modelo da difusão externa.------------------------- 78
Figura 24 - Curvas para a sorção dos corantes Vermelho Procion H-E7B (a) e Amarelo
Procion H-E4R (b) de acordo com o modelo da difusão intrapartícula ------------------ 80
Figura 25 - Comparação entre os diferentes modelos cinéticos estudados -------------- 81
Figura 26 - Isotermas para a sorção dos corantes Vermelho H-E7B (a) e Amarelo
Procion H-E4R (b) ------------------------------------------------------------------------------- 82
Figura 27- Variação do fator de separação para os corantes Vermelho H-E7B (a) e
Amarelo Procion H-E4R (b) a diferentes temperaturas ------------------------------------ 84
Figura 28 - Espectro na região do infravermelho para a Luffa cylindrica (a) contendo os
corantes Vermelho Procion H-E7B (b) e Amarelo Procion H-E4R (c) retidos no
processo de sorção ------------------------------------------------------------------------------- 86
Figura 29 - Microscopia eletrônica de varredura (MEV) – amplificação: 2000X. Luffa c.
in natura + corante Vermelho Procion H-E7B (a); Luffa c. in natura + corante Amarelo
Procion H-E4R (b) retidos no processo de sorção ------------------------------------------ 87
Figura 30 - Curvas de ruptura em função do volume para a sorção dos corantes Amarelo
Procion H-E4R e Vermelho Procion H-E7B ------------------------------------------------- 89
Figura 31 - Curvas de ruptura em função do tempo para a sorção dos corantes Amarelo
Procion H-E4R e Vermelho Procion H-E7B ------------------------------------------------- 90
Figura 32 - Curvas da dessorção para os corantes Amarelo Procion H-E4R e Vermelho
Procion H-E7B em função do volume -------------------------------------------------------- 91
Figura 33- Comparação entre ciclos consecutivos de sorção-dessorção utilizando NaOH
pH 11 como agente dessorvente. (a) corante Vermelho Procion H-E7B (b) corante
Amarelo Procion H-E4R ------------------------------------------------------------------------ 93
Figura 34 - Concentração residual no processo de sorção dos corantes Amarelo Procion
H-E4R e Vermelho Procion H-E7B utilizando Luffa c. em sistemas em batelada e em
coluna de leito fixo (efluente sintético) ------------------------------------------------------- 95
Figura 35- Concentração residual no processo de sorção do corante Vermelho Procion
H-E7B utilizando Luffa c. em sistemas em batelada e em coluna de leito fixo (efluente
da indústria têxtil) ------------------------------------------------------------------------------- 96
Figura 36 - Efeito da variação do pH na eficiência da remoção dos íons metálicos em
Luffa c. in natura e Luffa c. modificada com NaOH -------------------------------------102
viii
Figura 37 - Efeito da quantidade de Luffa c. in natura e Luffa c. modificada com NaOH
na porcentagem de remoção e no parâmetro q
e
dos íons metálicos---------------------- 105
Figura 38 - Efeito do tempo de contato na remoção dos íons metálicos pela Luffa c. in
natura e modificada com NaOH ------------------------------------------------------------- 106
Figura 39 - Curva para a cinética da sorção do íon Pb(II) segundo o modelo de pseudo –
primeira ordem e pseudo-segunda ordem na remoção do íon metálico pela Luffa c. in
natura e modificada com NaOH ------------------------------------------------------------- 107
Figura 40 - Comparação entre os diferentes modelos cinéticos estudados para Luffa c. in
natura e Luffa c. modificada para o Pb(II) -------------------------------------------------- 111
Figura 41- Isotermas para a sorção dos íons metálicos pela Luffa c. in natura e
modificada com NaOH ------------------------------------------------------------------------ 113
Figura 42 - Variação do fator de separação R
L
para os íons metálicos à temperatura
ambiente (26 ± 2
o
C) para Luffa c. in natura e Luffa c. modificada --------------------- 117
Figura 43 - Espectro na região do infravermelho para a Luffa cylindrica contendo o íon
Pb(II) retidos no processo de sorção. (a) Luffa modificada com NaOH + Pb(II), (b)
Luffa modificada com NaOH ----------------------------------------------------------------- 119
Figura 44 - Micrografia eletrônica de varredura (MEV) – amplificação: 2000X. Luffa c.
modificada com NaOH + íons Pb(II) retidos no processo de sorção ------------------- 119
Figura 45 - Curvas de ruptura para a sorção de íons metálicos em Luffa cylindrica
modificada ---------------------------------------------------------------------------------------120
Figura 46 - Curvas de dessorção para os íons metálicos -----------------------------------122
Figura 47 - Comparação entre ciclos consecutivos de sorção-dessorção utilizando HCl
0,1 mol L
-1
como agente dessorvente -------------------------------------------------------- 123
.
ix
LISTA DE SÍMBOLOS, SIGLAS E ABREVIATURAS
ca. aproximadamente
CETESB Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental do Estado de
São Paulo
CONAMA Conselho Nacional do Meio Ambiente
CI Colour Index
DBO demanda biológica de oxigênio
DQO demanda Química de oxigênio
EAA Espectrometria de Absorção Atômica
z carga do íon metálico
S ligante sobre a superfície do material sorvente
q concentração do íon metálico retido na fase sólida (mg g
-1
)
{} concentração na fase sólida (mg g
-1
)
M íon metálico
S material sólido
k
p
constante de velocidade de sorção de pseudo-primeira ordem (min
-1
)
t tempo de sorção (min)
q
e
quantidade do soluto retida no equilíbrio (mg g
-1
)
q
t
quantidade do soluto retida no tempo t, (mg g
-1
)
HS ligante protonado na superfície do sorvente
S
-
ligante dos protonados na superfície do sorvente
C composto orgânico
k
2
constante de velocidade de pseudo-segunda ordem
(g mg
-1
min
-1
)
β coeficiente de difusão externa (m s
-1
)
C
o
concentração inicial do soluto (mg L
-1
)
C concentração do soluto no tempo t (mg L
-1
)
S área de superfície externa do material sorvente (m
2
m
-3
)
A área de superfície (m
2
g
-1
)
m quantidade do sorvente (g)
V volume total de solução (m
3
)
x
k constante de velocidade de difusão intrapartícula (mg g
-1
min
-1/2
)
D
i
coeficiente de difusão intrapartícula (cm
2
s
-1
)
d diâmetro da partícula (cm)
C
e
concentração de equilíbrio do soluto residual na fase fluida (mg L
-1
)
Q
°
capacidade máxima de cobertura da monocamada (mg g
-1
)
b constante de Langmuir relacionado à afinidade (L mg
-1
)
K
L
constante de Langmuir
R
L
fator de separação de Langmuir
K
F
constante de Freundlich relacionada à capacidade da sorção
n constante de Freundlich relacionada à intensidade da sorção
ΔG variação de energia livre (kJ mol
-1
)
ΔH variação da entalpia (kJ mol
-1
)
ΔS variação da entropia (J mol
-1
K
-1
)
R constante universal dos gases (J mol
-1
K
-1
)
T temperatura absoluta (K)
C
ef
concentração da solução no efluente da coluna (mg L
-1
)
C
o
concentração da soluto na solução (mg L
-1
)
IV Espectroscopia no infravermelho
TGA análise termogravimétrica
MEV Microscopia eletrônica de varredura
xi
RESUMO
O estudo para avaliar a capacidade de remoção dos corantes reativos Vermelho
Procion H-E7B e Amarelo Procion H-E4R em solução aquosa pelo fruto seco da Luffa
cylindrica (uma planta tropical comum no Brasil) in natura foi realizado em sistema em
batelada e também em colunas de leito fixo. Em pH 2,5 ocorre a maior remoção dos
corantes, sendo necessários 60 minutos para atingir o equilíbrio da sorção, obedecendo a
uma cinética de pseudo-segunda ordem. Para a sorção dos corantes, a superfície da
biomassa é constituída principalmente por zonas homogêneas, uma vez que os dados
experimentais são mais bem ajustados ao modelo de isotermas de Langmuir. O uso de
uma solução de NaOH 0,001 mol L
-1
resultou na dessorção de 77% e 86% para os
corantes vermelho e amarelo, respectivamente. A reutilização da coluna contendo a
biomassa, sem perda na eficiência da sorção dos corantes, é possível ao menos por três
vezes.
A remoção dos íons Pb(II), Cd(II), Cu(II) e Zn(II) de soluções aquosas pela
biomassa bruta e modificada com NaOH foi também avaliada em sistema em batelada.
Em pH 5 foi observada a maior remoção destes íons, sendo o equilíbrio alcançado em
30 minutos. A comparação da capacidade de remoção dos íons metálicos pelas
biomassas natural e modificada com NaOH mostrou uma maior eficiência ao ser
utilizada a biomassa modificada. Os dados obtidos indicaram que o processo de sorção
dos íons metálicos pode ser mais bem descrito segundo o modelo de isotermas de
Freundlich, sugerindo uma superfície heterogênea. O estudo cinético indicou que o
processo de sorção dos íons metálicos pela Luffa c. segue o modelo cinético de pseudo-
segunda ordem, e também a presença de mais de um mecanismo de sorção. HCl
mostrou uma maior eficiência como eluente, embora sem recuperar totalmente os íons
metálicos presentes simultaneamente na solução inicial.
O potencial da biomassa modificada na remoção de íons metálicos de efluentes
de indústrias de galvanoplastia e de fabricação de baterias e, também, a remoção dos
corantes Amarelo Procion H-E4R e Vermelho Procion H-E7B de efluentes têxteis
sintéticos e de uma indústria têxtil pela biomassa in natura foram avaliados, em
sistemas em batelada e de colunas de leito fixo.
xii
A biomassa de Luffa c. mostrou uma eficiência bastante elevada no sistema em
batelada - 56% sem ajuste do pH e 84% ao ser ajustado primeiramente o pH do efluente
sintético do corante Vermelho Procion H-E7B, e 36 e 85%, sem e com ajuste do pH,
respectivamente, para o efluente contendo Amarelo Procion H-E4R. Nos experimentos
realizados com o efluente de uma indústria têxtil local contendo o corante vermelho foi
observada uma grande eficiência na sorção – 75 e 88% com e sem ajuste de pH,
respectivamente, em batelada, e 94% em sistema de colunas de leito fixo. Estes dados
indicam que a biomassa de Luffa c. é capaz de reduzir significativamente a quantidade
do corante no efluente. Entretanto, sendo a concentração do corante bastante elevada no
efluente de tingimento utilizado, o processo de sorção não se mostrou capaz de alcançar
os limites impostos pela legislação brasileira; portanto, sugere-se o uso de tratamentos
combinados.
Em sistema de colunas de leito fixo, utilizando a biomassa modificada com
NaOH, a eficiência da remoção dos íons metálicos Cd(II), Cu(II), Pb(II) e Zn(II) dos
efluentes de galvanoplastia e de fabricação de baterias foi maior para Pb(II) – 61% e
44%, respectivamente. A remoção dos íons Cu(II) e Zn(II) foi bem maior nos
experimentos com o efluente de galvanoplastia, mas com uma eficiência inferior a 50%.
Palavras - chave: corantes têxteis, íons metálicos, Luffa cylindrica, processo de sorção.
xiii
ABSTRACT
The study to evaluate the capacity of removal of the dyes Red Procion H-E7B
and Yellow Procion H-E4R in aqueous solution by the dried fruit of Luffa cylindrical (a
quite common tropical plant in Brazil) in natura was carried out in batch system and
also in columns of fixed bed. In pH 2.5 occurs the largest removal of the dyes, being
necessary 60 minutes to reach the sorption equilibrium, and obeying a pseudo-second
order kinetics. For the dye sorption, the surface of the raw biomass is constituted mainly
by homogeneous zones, as the experimental data are better fitting to the Langmuir
isotherm model. The use of a solution of NaOH 0.001 mol L
-1
resulted in the desorption
of 77% and 86% for the red and yellow dyes, respectively. These studies showed, also,
to be possible the reutilization of the column containing the biomass without loss in the
efficiency of the sorption, at least for three times.
The removal of the ions Pb(II), Cd(II), Cu(II) and Zn(II) of aqueous solutions
using the biomass of Luffa c., raw and modified with NaOH, was also evaluated in batch
systems. The greatest removal of the ions was found at pH 5, and the sorption
equilibrium was reached within 30 minutes. The modified biomass had sorption
capacities for the metal ions higher than unmodified Luffa c.. The experimental data
indicated that the sorption process of the metallic ions can be better described according
to the Freundlich isotherm model, suggesting a heterogeneous surface. The kinetic study
implied that the sorption of the metal ions into Luffa c. follows the kinetic model of
pseudo-second order, and also the presence of more than a sorção mechanism. HCl
showed the largest efficiency, although without a total recovery of the metal ions.
Once defined the sorption conditions, the potential of Lufa c. for the removal of
metal ions from effluents of galvanoplasty and batteries industries (modified biomass)
and, also, for the removal of the Yellow Procion H-4R and Red Procion H-E7B dyes
from synthetic and real textile effluents (raw biomass) was investigated in batch and
fixed bed column systems.
The biomass of Luffa c. showed a quite high efficiency in the batch system -
56% without pH adjustment and 84% with previous pH adjustment for the synthetic
effluent of Red Procion H-E7B, and 36 and 85%, without and with pH adjustment,
respectively, for the effluent containing Amarelo Procion H-E4R. In the experiments
xiv
with the effluent of a local textile industry, containing the Red Procion H-E7B, a great
efficiency was observed in the dye sorption - 75 and 88% with and without pH
adjustment, respectively, in batch system, and 94% in the system of fixed bed columns.
These data indicate that the biomass of Luffa c. is able to significantly reduce the dye
amount in the effluent. However, due to the quite high dye concentration in the dying
effluent, the sorption process was not able to reach the limits imposed by the Brazilian
legislation; therefore, the use of combined treatments is suggested.
In system of fixed bed column, using the biomass modified with NaOH, the
efficiency of the removal of Cd(II), Cu(II), Pb(II) and Zn(II) from galvanoplasty and
battery effluents was greater for Pb(II) - 61% and 44%, respectively. The removal of
Cu(II) and Zn(II) was greater in the experiments with the effluent of the galvanoplasty,
but the efficiecy was less than 50%.
Key-words: textile dyes, heavy metal ions, sorption process, Luffa cylindrica, biomass
modification.
xv
Introdução
CAPÍTULO 1 – INTRODUÇÃO
A água, um dos principais componentes do meio ambiente e, também, um dos
mais afetados pela contaminação ambiental, é um recurso fundamental para a existência
da vida na forma como nós a conhecemos. Foi na água que a vida floresceu e é difícil
imaginar a existência de qualquer forma de vida na ausência deste recurso. A Terra está
inundado de água, com um volume de aproximadamente 1,4 bilhão de Km
3
cobrindo
cerca de 71% da superfície de nosso planeta. Em termos globais, as fontes de água são
abundantes; no entanto, quase sempre são mal distribuídas. Ainda assim, muitas
localidades ainda não têm acesso à água com características de potabilidade adequadas
às necessidades de consumo. Por outro lado, é preciso ter em mente que o baixo custo
associado ao uso de enormes quantidades de água tem sido um dos pilares do
desenvolvimento da sociedade.
A água tem sido um bem muito importância para o ser humano desde a
descoberta de que a produção agrícola dependia diretamente da oferta de água usada no
cultivo. No antigo Egito, após a revolução agrícola que ocorreu cerca de 5000 anos
antes da era cristã, as cidades desenvolveram-se próximas a rios que atendiam suas
demandas domésticas e agrícolas. Posteriormente, a água corrente também passou a ser
utilizada na movimentação de máquinas para o corte da madeira, em moinhos de grãos
e, finalmente, em processos industriais.
A grande oferta no planeta fez da água o meio ideal para ser empregado como
solvente universal e para o transporte de praticamente todos os resíduos gerados pela
sociedade. Ao redor do mundo as cidades cresceram nas proximidades de grandes
cursos d’água e até os dias atuais, após o uso nas mais diversas atividades, a água ainda
é geralmente descartada para o corpo receptor mais próximo, muitas vezes sem qualquer
tipo de tratamento para remoção de espécies contaminantes
(1)
.
1.1– A presença de água no mundo
Toda a biota, na maior parte dos ecossistemas terrestres, além dos seres humanos,
necessita de água doce para a sobrevivência. Entretanto, aproximadamente 97,5% da
água de nosso planeta está presente nos oceanos e mares, como água salgada, ou seja,
1
Introdução
imprópria para o consumo. Dos ca. 2,7 % restantes, que perfazem o total de água doce
existente, aproximadamente dois terços estão armazenados nas geleiras e calotas
polares. Portanto, apenas menos de 1 % de toda a água do planeta está disponível para o
consumo, sendo encontrada nos rios, nos lagos, nas águas subterrâneas e, ainda, na água
presente no solo, na atmosfera (umidade) e na biota, como mostrado na Figura 1
(2)
.
Figura 1 – A distribuição de água no planeta
(3)
.
Alguns especialistas acreditam que em cerca de vinte anos, no máximo, teremos
no mundo uma situação semelhante à crise do petróleo de 1973, relacionada com a
disponibilidade de água de boa qualidade. Assim como ocorreu antigamente com o
petróleo, a água transformou-se em uma comodity em crise. Nos últimos quinze anos a
oferta de água limpa disponível para cada habitante do planeta diminuiu quase 40 %,
prenunciando uma situação crítica em todo o mundo. Esta perspectiva preocupante, mas
também bastante realista, decorre da provável escassez de água no futuro
(1)
. Já nos dias
atuais percebe-se um grande desequilíbrio entre a oferta de água e a população nas
diferentes partes do mundo (Figura 2); continentes como a Ásia, concentrando uma
parcela significativa da população mundial, dispõe apenas de uma pequena fração dos
recursos hídricos mundiais. E mesmo o Brasil, onde são encontrados cerca de 13% da
água doce disponível no mundo, não deverá escapar da crise hídrica que é prevista
(Figura 3). Vale ressaltar que mais de 80% de todo o volume das águas superficiais
2
Introdução
disponíveis no país encontram-se na chamada Amazônia legal – região do território
brasileiro constituída por nove estados (Amazonas, Roraima, Rondônia, Amapá, Pará,
Acre, Tocantins, Maranhão, Mato Grosso). Os 20% restantes da água doce estão
distribuídos nas demais regiões do país, de maneira pouco uniforme, e abastecem
aproximadamete 95% da população brasileira (Figura 4)
(2,4)
.
Figura 2 – A disponibilidade de água e a distribuição da população nas diferentes
regiões do mundo
(3)
Figura 3 - A distribuição dos mananciais de água doce no mundo
(38)
.
3
Introdução
Figura 4 - Distribuição dos recursos hídricos no Brasil em comparação à superfície e à
população em cada região geográfica .
(3)
1.2 – A poluição da água
Tão ou mais importante que a quantidade de água disponível no mundo
apresenta-se, também, a questão da qualidade dessa água disponível. Esta questão tem
origem na Revolução Industrial, intensificou-se com a explosão populacional e está
intimamente ligada ao modelo sócio-econômico-cultural imposto no século passado. A
qualidade da água ao redor de nosso planeta tem se deteriorado de forma crescente,
especialmente nos últimos cinqüenta anos, principalmente nas regiões que abrigam
pólos industriais e grande densidade habitacional. Problemas relacionados com a
contaminação da água multiplicaram-se principalmente após a Segunda Guerra
Mundial, quando foram verificados aumentos significativos nos processos de
urbanização e industrialização
(1)
.
O uso das fontes de água potável nos países em todo o mundo, desenvolvidos ou
em vias de desenvolvimento, esbarra diante de sérios problemas de contaminação
devido às atividades agrícolas e industriais do homem, as quais se somam às fontes
naturais. O grande e rápido surto desenvolvimentista tecnológico, especialmente em fins
do século XVIII, aumentou a capacidade produtora do homem, contribuindo para
4
Introdução
melhorar o padrão de vida; porém, houve um efeito secundário que, ao contrário, leva à
deterioração da qualidade de vida do homem. Este efeito, amplamente estudado e
discutido nos mais variados setores de atividade e de conhecimento, é a poluição
ambiental. Antes, porém, de falar em poluição de águas é necessário que este termo
seja definido de forma adequada. A Companhia de Tecnologia de Saneamento
Ambiental do Estado de São Paulo (CETESB) define poluente como “qualquer
substância fora do seu local de origem, em concentração acima do normal, que possa
tornar o meio ambiente impróprio ou ofensivo à saúde, inconveniente ao bem-estar
público, danoso aos materiais, à fauna, à flora ou prejudicial à segurança, ao uso e
gozo da propriedade e às atividades normais da comunidade”. Por outro lado, o
vocábulo contaminação não implica necessariamente a existência de efeitos adversos.
Portanto, a poluição é o conjunto de efeitos observados no meio ambiente como
resultado da presença do agente poluente.
Os poluentes alcançam as águas superficiais e subterrâneas de maneiras bastante
variadas. Este aporte é arbitrariamente classificado como pontual ou difuso,
principalmente para efeito legal. As fontes pontuais incluim a descarga de efluentes a
partir de indústrias e estações de tratamento de esgotos, dentre outras. Estas fontes são
de identificação bastante fácil e, portanto, podem ser facilmente controladas e
regulamentadas, sendo relativamente simples determinar a composição destes resíduos,
bem como definir seu impacto ambiental e responsabilizar o agente poluidor, caso haja
necessidade. As fontes difusas apresentam, por sua vez, características bastante
diferenciadas. Espalhando-se por inúmeros locais, são particularmente difíceis de serem
determinadas em função das características intermitentes de suas descargas e também da
abrangência sobre extensas áreas. As fontes difusas incluem o escoamento superficial
urbano, o escoamento superficial de áreas agrícolas e a deposição atmosférica, entre
outras.
Tanto para as fontes pontuais como para as difusas existem estratégias adotadas
no controle da poluição aquática: a redução na fonte e o tratamento dos resíduos de
forma a remover os contaminantes ou ainda convertê-los a uma forma menos nociva. O
tratamento dos resíduos tem sido a melhor opção no caso de contaminantes de fontes
pontuais; a redução na fonte pode ser aplicada a contaminantes provenientes de ambas
as fontes, tanto pontuais quanto difusas.
5
Introdução
São inúmeros os efeitos prejudiciais decorrentes da poluição ambiental, seja
sobre o meio-ambiente diretamente, sobre a fauna e a flora ou, ainda, sobre o homem.
Um episódio bastante trágico, aconteceu no Japão em 1953, onde uma indústria
química descartava seus resíduos contendo mercúrio em um rio que desaguava na Baía
de Minamata, onde os habitantes locais pescavam. O mercúrio orgânico descartado,
acumulando-se nos sedimentos da baía, sendo ingerido e transferido pela cadeia
alimentar para peixes e, finalmente, para animais ou habitantes da região. Os gatos
foram as primeiras vítimas, por se alimentarem quase que exclusivamente dos restos de
peixes. Quando a situação foi finalmente controlada, cerca de 50 pessoas haviam
morrido e outras 150 haviam contraído problemas ósseos e nervosos. Ainda hoje as
marcas da tragédia permanecem visíveis nos portadores de deficiências físicas ou
mentais de alguns descendentes de pessoas atingidas; esta doença tornou-se conhecida
como “doença de Minamata”
(1)
.
No Brasil, uma pesquisa realizada em meados de 1990 apontou a existência de
peixes com deformações ósseas causadas pela poluição no lago Guaíba, cujas águas são
contaminadas pelo esgoto doméstico da cidade de Porto Alegre e por efluentes
industriais. Esta constatação levou a um questionamento: se a poluição é tão intensa, a
ponto de causar mortandade e deformações ósseas nos peixes do lago, que tipo de
resíduo pode existir nos peixes que sobrevivem e são usados para a alimentação
humana?
(5)
.
As primeiras evidências da relação ente doenças e o consumo de água poluída
foram estabelecidas na metade do século XIX em Londres, Inglaterra, com a ocorrência
de uma epidemia de cólera. Sabe-se hoje que a água é um dos principais vetores na
transmissão de doenças. Cólera e tifo, doenças transmitidas pela água, mataram milhões
de pessoas no passado e são ainda uma das principais causas de doenças no mundo,
especialmente nos países menos desenvolvidos
(2)
.
Como depositários finais dos resíduos gerados nas diversas atividades humanas,
os sistemas aquáticos recebem, em maior ou menor extensão, esgotos domésticos e
industriais, os quais contêm uma extensa e variada gama de espécies químicas, de
diversas naturezas, orgânicas ou inorgânicas, sólidas, líquidas ou gasosas, capazes de
gerar diferentes efeitos nos sistemas aquáticos e afetando a qualidade de vida das
populações. Muitas formas de matéria orgânica são frequentemente lançadas nos
6
Introdução
sistemas aquáticos, muitas vezes em quantidades bastante elevadas, causando um
desequilíbrio no sistema. Quando bactérias e outros organismos detritívoros
decompõem a matéria orgânica introduzida nos cursos d’água, há consumo do oxigênio
dissolvido na água e todo um conjunto de efeitos decorrentes da diminuição dos níveis
de oxigenação do sistema aquático. Muitas fenômenos de mortandade de peixes não são
causados diretamente pela presença de compostos tóxicos na água, e sim pela
deficiência de oxigênio resultante da biodegradação da matéria orgânica
(1,6)
.
Recentemente, em outubro de 2006, no rio dos Sinos, Rio Grande do Sul, mais
de 100 toneladas de peixes mortos foram mostrados para todo o Brasil devido à falta de
oxigenação na água após a contaminação das águas por efluentes industriais
(5)
.
Também são comumente introduzidas nos sistemas aquáticos espécies químicas
que não são degradáveis; dentre elas, e merecedores de especial atenção do poder
público através dos órgãos de fiscalização ambientalistas, encontram-se os metais e,
principalmente, os metais pesados, dentre os quais os mais preocupantes são chumbo,
mercúrio, arsênio, cádmio, estanho, crômio, zinco e cobre. Estes metais são largamente
utilizados em várias atividades nas indústrias, particularmente na laminação de metais e
alguns estão também presentes em determinados pesticidas e até mesmo em
medicamentos; os metais pesados são ainda usados na formulação de pigmentos,
esmaltes, tintas e corantes. Em virtude deste vasto espectro de utilidades, os metais são
introduzidos nos sistemas aquáticos por várias fontes e sob diferentes formas químicas.
Quando a água é poluída com íons de metais pesados, ela pode ser prejudicial e até
mesmo causar a morte de algumas espécies. O lançamento destes metais nos cursos
d’água pode levar à sua retenção por vários componentes aquáticos, com conseqüente
ingestão pelos animais e pelo homem
(1)
.
1.3 – A legislação ambiental - padrões de qualidade
Diante da constatação do aumento da contaminação dos recursos hídricos, em
todo o mundo, por muitas e diferentes espécies, com diversos graus de toxicidade, os
países elaboraram legislação própria que regulamenta os padrões de qualidade da água,
segundo o fim a que é destinada. Também os diversos efluentes, para que sejam
7
Introdução
lançados nos corpos d’água, devem obedecer à legislação que impõe valores máximos
permitidos para uma série de parâmetros biológicos, físicos e químicos.
No Brasil, o Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA), por meio da
Resolução n. 357, de 17 de março de 2005
(7)
, estabelece os padrões de qualidade de
corpos aquáticos, bem como de lançamentos de efluentes. As águas residuais, após
tratamento, devem atender aos limites máximos e mínimos estabelecidos por esta
resolução, e os corpos d’água receptores não devem ter sua qualidade alterada. É
importante salientar que é possível utilizar a legislação específica de cada estado, desde
que a mesma seja mais restritiva que a federal. Neste trabalho será abordada apenas a
legislação federal.
O padrão de lançamento de efluentes pode ser excedido desde que os padrões de
qualidade dos corpos d’água sejam mantidos e com autorização do órgão fiscalizador
estadual, resultante de estudos de impactos ambientas. É também importante salientar
que não é permitida a diluição de águas residuais com o objetivo de atender aos padrões
de lançamento.
A origem da água residual a ser tratada pode ser doméstica, industrial ou uma
mistura de ambas. O nível de tratamento desejado ou exigido por lei depende das
características do próprio esgoto e do padrão de lançamento, ou ainda se a água residual
tratada for reutilizada. De um modo geral, o que se deseja remover das águas residuais é
matéria orgânica (como corantes), sólidos em suspensão, compostos tóxicos (como
metais pesados), compostos recalcitrantes, nutrientes (nitrogênio e fósforo) e
organismos patogênicos. Assim, dependendo da concentração e do tipo do composto
poluente, é necessária a utilização de diversos níveis de tratamento para atingir o grau
de depuração desejado ou exigido
(6,7)
.
Um outro aspecto a ser considerado é a reutilização da água. A Lei Federal
n°9433/97 que instituiu a Política Nacional de Recursos Hídricos, estabeleceu que serão
cobrados o uso da água e o lançamento de efluentes em corpos hídricos em todo o país.
É crescente, portanto, a preocupação dos consumidores industriais em reduzir o volume
de água utilizada. Neste contexto, o reuso de água no processo produtivo torna-se uma
das metas a ser alcançada
(7)
.
8
Introdução
1.4 – Relevância e objetivos
Diante de todo um quadro que evidencia as graves conseqüências para o meio-
ambiente e para os homens, decorrentes da poluição das águas, cresceu de maneira
significativa em todo o mundo a busca por soluções que eliminem ou diminuam a
presença de poluentes nos recursos hídricos. No século passado, alguns métodos foram
estabelecidos para remover as espécies poluidoras dos efluentes industriais e dos
esgotos domésticos. Estes métodos, em geral conhecidos como tratamentos
convencionais de efluentes, têm por base a remoção dos poluentes através de processos
químicos, físicos ou biológicos. Cada um apresenta vantagens e desvantagens, mas os
custos elevados de implantação e de operação de alguns destes processos talvez sejam
as maiores causas que impedem o seu uso em larga escala nas indústrias de diversos
países. Além disso, é preciso reconhecer que não há um processo único, apropriado a
todas as atividades industriais, nem adequado a todas as realidades dos diferentes países.
Como a maioria das indústrias usa tratamentos convencionais, a geração de
resíduos - na maioria das vezes lodos químicos e biológicos contaminados - tem afetado
de forma negativa a imagem das empresas perante os seus clientes e a, comunidade. As
empresas precisam adaptar-se às exigências dos importadores, a redução de conflitos
com, órgãos de fiscalização ambiental e a diferenciação em relação aos concorrentes.
Esses são alguns dos motivos para as industrias adotarem uma postura mais pró – ativa
em relação ao meio ambiente. A certificação das empresas brasileiras, através das
normas da série ISO 14000, é outro indicador de que elas estão mais atentas para as
questões ambientais, seja por pressões do mercado externo ou pela legislação ambiental.
A questão ambiental começou, portanto, a fazer parte da gestão empresarial,
principalmente das empresas de inserção internacional – seja por meio de exportações,
de participação acionária estrangeira, de filiais de multinacionais ou da dependência de
financiamentos de bancos internacionais, que condicionam os empréstimos a relatórios
de impacto ambiental (RIMA)
(8)
Como a preocupação ambiental vem crescendo por parte dos governos e a
legislação tem se tornado cada vez mais rigorosa, as indústrias têm procurado adequar-
se às leis utilizando equipamentos e processos de tratamentos mais eficazes para os
resíduos gerados.
9
Introdução
Nesse sentido, cresce a importância do desenvolvimento de novos tratamentos e
processos para reduzir a níveis mínimos as quantidades dos contaminantes presentes nos
resíduos e efluentes, diminuindo a contribuição para a poluição dos recursos hídricos e
dos solos nas regiões de entorno das indústrias. Para isto, muitas indústrias buscam
investir em estudos que viabilizem o tratamento de seus efluentes sem onerar muito seu
produto final
(9)
.
Uma das alternativas mais atraentes para a descontaminação dos efluentes tem
sido considerada a retenção em uma fase sólida, isto é, a sorção em um material sólido
apropriado. Nos últimos anos, especial atenção tem sido dedicada ao estudo de novos
sistemas de sorção para a descontaminação ambiental. O uso de materiais naturais tem
sido particularmente avaliado como uma alternativa viável para a recuperação
ambiental; inúmeras aplicações são encontradas na literatura para biomateriais como
algas, fungos e bactérias, onde é explorada a elevada afinidade que estes materiais
apresentam para diferentes espécies químicas
(10-12)
.
Mais recentemente, biomassas vegetais têm sido estudadas quanto à capacidade
de remover espécies inorgânicas, como os íons dos metais pesados, ou compostos
orgânicos, como os corantes, de soluções aquosas
(13-17)
.
Estas biomassas, disponíveis em grandes quantidades no ambiente, em produtos
desperdiçados nas atividades agrícolas ou, ainda, como subprodutos de alguns processos
industrias, constituem materiais sorventes sólidos interessantes por apresentarem baixo
custo e elevada eficiência, além de contribuir para a redução do acúmulo de resíduos
(18)
.
Várias biomassas de origem vegetal têm sido utilizadas como sorventes em
processos de remoção de contaminantes ambientais. .Entre elas, como exemplos, o talo
do girassol tem sido utilizado na remoção de corantes de efluentes das indústrias têxteis,
e o farelo de arroz, na forma de carvão ativado, usado também na remoção de corantes
têxteis
(14)
. O carvão ativado oriundos de cascas de nozes e ativação com ácido fosfórico
apresenta desempenho satisfatório na adsorção de íons metálicos tais como Cu(II),
Pb(II) e Zn(II)
(19)
. As cascas do pinheiro e o carvão ativado obtido da película da
semente da palma foram propostos na remoção de hidrocarbonetos e fenol,
respectivamente, de efluentes industriais
(15,16)
.
Resíduos de chá e de café, cascas de
nozes e madeira foram propostos para a remoção de metais pesados
(16)
. Boas revisões
10
Introdução
dos materiais sólidos não convencionais propostos para a descontaminação de efluentes
foi apresentada por BAILEY ET AL (1999)
(21)
e por CRINI (2006)
(22)
.
Um outro aspecto interessante quanto ao uso das biomassas vegetais está
relacionado ao aumento na capacidade de retenção espécies químicas, principalmente
íons metálicos, quando a biomassa é modificada quimicamente. MARSHALL (1999) e
colaboradores demonstraram isto quando submeteram cascas de soja a uma extração
alcalina (NaOH), seguida de uma etapa de modificação química com ácido cítrico em
temperatura elevada, e observaram o aumento da capacidade da biomassa em reter
cádmio e cobre. VAUGHAN ET AL (2001) aplicaram o mesmo tratamento químico em
sabugo de milho e demonstraram que, dependendo do metal (Cd, Cu, Zn ou Ni)
investigado e do tratamento utilizado, a capacidade de retenção do material é
equivalente ou melhor à de determinadas resinas comerciais
(23-24)
.
A Luffa cylindrica é uma biomassa vegetal muito utilizada nos serviços
domésticos, especialmente na lavagem de louça, justificando alguns nomes que lhe são
atribuídos (esfregão e lava-pratos). Atualmente, é também utilizada algumas vezes na
fabricação de pneumáticos. Como alimento, embora raras vezes mencionado no Brasil,
é usado o fruto ainda não completamente desenvolvido, preparado com manteiga, sal e
pimenta
(25)
.
O fruto maduro e seco da Luffa cylindrica é um material natural,
biodegradável, constituído de redes fibrosas, com alto grau de porosidade e altos
volumes específicos dos poros, apresentando propriedades físicas estáveis, e sendo
atóxico e de baixo custo. Este material tem sido utilizado como excelente suporte para a
imobilização das células das plantas
e de microorganismos tais como fungos, leveduras
ou bactérias. A capacidade de imobilização de plantas foi comparada àquela apresentada
pela espuma de poliuretana, tendo sido observado que a Luffa cylindrica tem quase a
mesma eficiência da espuma
(26)
.
Biomassas vegetais são constituídas principalmente por materiais
lignocelulósicos contendo basicamente celulose, lignina e hemicelulose, que são
compostos macromoleculares. Em menor proporção, as biomassas apresentam
componentes de baixa massa molar classificados como compostos orgânicos ou
extrativos, tais como terpenos, ceras, flavonóides, ácidos graxos, gorduras,
hidrocarbonetos, esteróides e, também, constituintes inorgânicos ou substâncias
11
Introdução
minerais como sulfatos, fosfatos, oxalatos, carbonatos e silicatos de cálcio, de potássio e
de magnésio, entre outros. A celulose e a lignina são as substâncias orgânicas naturais
mais abundantes e a maior fonte de compostos aromáticos.
O teor de celulose, principal componente da parede celular dos vegetais, varia
entre 40-50% (madeira) e 99% (algodão). A principal função da celulose nas plantas é
formar a base da parede celular, agindo como suporte estrutural. A estrutura da
molécula de celulose pode ser observada na Figura 5, apresentando os diferentes grupos
funcionais presentes.
Figura 5– Parte central da molécula de celulose.
A reatividade dos materiais celulósicos e as propriedades dos materiais
modificados são fortemente influenciadas pelas características químicas e físicas da
celulose no material in natura. A estrutura de celulose, a presença de ligações de
hidrogênio intra e intermoleculares, a cristalinidade, o tamanho e a estrutura do cristal,
as interações com água, a distribuição de massa molar, e a presença de ligninas e
hemiceluloses são alguns dos fatores determinantes da reatividade dos materiais
celulósicos.
As hemiceluloses, ao contrário da celulose, são amorfas in natura; portanto, a
maioria dos agentes químicos atinge mais facilmente as hemiceluloses que a celulose, já
que esta não possui regiões cristalinas. No entanto, as hemiceluloses podem perder
substituintes e sofrer cristalização induzida, com formação de fortes ligações de
hidrogênio entre os grupos hidroxilas de cadeias adjacentes.
A lignina, composto amorfo e ramificado existente nos vegetais lenhosos, tem
por função atribuir rigidez à parede celular, e impedir sua degradação enzimática. Os
grupos funcionais mais importantes encontrados em ligninas são os grupos metoxila
(-OCH
3
), hidroxilas fenólicas e alifáticas (-OH), carbonilas (R-CO-R) e carboxílicos
12
Introdução
(-COOH), éteres aromáticos ou alifáticos (R-O-R), ésteres (-COO-R) e insaturações
(C=C)
(27)
.
Com o objetivo de contribuir para o desenvolvimento de procedimentos mais
acessíveis para a descontaminação dos sistemas aquáticos, utilizando materiais
sorventes abundantes e de baixo custo, este trabalho avalia o uso da Luffa cylindrica
como biomassa em processos de remoção de íons metálicos e corantes de efluentes.
13
Corantes têxteis
CAPÍTULO 2 – CORANTES TÊXTEIS
“A Terra é azul!” Essa foi a exclamação do primeiro homem a ver o nosso
planeta do espaço, o russo Yuri Gagarin. Ele poderia ter dito muitas outras coisas. Algo
como a Terra é redonda, ou que o planeta parece uma pequena bola perdida no infinito.
Mas Gagarin preferiu gritar que a Terra é azul
(28)
. A reação de Gagarin revela o fascínio
que a cor exerce sobre a humanidade. Há mais de vinte mil anos o homem utiliza as
cores, sendo o primeiro corante de que se tem conhecimento o Negro de Fumo (Carbon
Black). Com o tempo, muitos corantes naturais foram sendo descobertos
(29)
. Em todas
as épocas da História da humanidade, corantes e pigmentos foram objetos de atividades
comerciais. Hoje, milhares de compostos diferentes são vendidos, substâncias que
podem ser orgânicas ou inorgânicas e que dão cor a nossas roupas, papéis, casas, carros,
alimentos ou lábios
(28)
. Na atualidade, a importância da cor para o homem é inegável. A
partir do século passado, os corantes sintéticos passaram a ser cada vez mais utilizados
nas indústrias gráficas, fotográficas, alimentícias, cosméticas, têxteis e, também, como
aditivos em derivados de petróleo. Aproximadamente dez mil diferentes corantes e
pigmentos utilizados usados industrialmente, o que corresponde a um consumo anual de
aproximadamente 7 X 10
5
ton no mundo e 26500 ton somente no Brasil
(30)
.
2.1 – Corantes têxteis
A origem dos corantes têxteis é incerta, mas há indicações de seu uso pelo
homem desde épocas muito remotas – sua presença foi detectada em amostras de
tecidos de tumbas egípcias e antigos hieróglifos datados de 2500 a.C. Até a metade do
século 19, só havia pigmentos naturais, provenientes de vegetais, insetos, moluscos e
minerais, cujas fórmulas de extração e aplicação eram guardadas secretamente
(31)
, e
muitos corantes naturais utilizados na Antiguidade ainda são atualmente empregados.
Exemplos são o índigo, conhecido pelos egípcios e extraído da planta homônima
(Indigofera tinctoria); a alizarina, um corante extraído da raiz de uma planta típica da
Europa (madder), e a henna, utilizada até mesmo na indústria de cosméticos. O Brasil
deve seu nome a uma árvore – pau-brasil – da qual era extraído um pigmento capaz de
tingir tecidos com cores fortes, como vermelho, rosa ou marrom
(28)
.
14
Corantes têxteis
A grande revolução na história dos corantes ocorreu quando o químico inglês
William H. Perkin, produziu em 1856, o primeiro corante sintético, denominado malva,
através da oxidação da fenilamina (anilina) com dicromato de potássio. Foi o primeiro
passo para a produção de corantes orgânicos sintéticos em grande escala
(31)
.
Corantes e pigmentos são espécies químicas complexas e frequentemente não é
possível associá-los a uma fórmula química, pois alguns são, de fato, misturas de vários
compostos e outros não apresentam estrutura química definida. Por esta razão a
nomenclatura química usual é raramente utilizada para os corantes, que são
identificados pelos nomes comerciais. Para identificar os corantes comercializados com
diferentes nomes é utilizado o Colour Index (CI), uma publicação da American
Association of Textile Chemists and Colorists, e da British Society of Dyers and
Colorists contendo uma relação de nomes e números que designam os diferentes
corantes. Atualmente estão registrados mais de oito mil corantes orgânicos sintéticos
associados à indústria têxtil. Tal diversidade é justificada pelo sucesso comercial dos
produtos têxteis que passam por um processo de tingimento. Para atender a um mercado
cada vez mais exigente, a indústria têxtil tem investido no desenvolvimento de corantes
com propriedades específicas, favorecendo um elevado grau de fixação da cor em
relação à luz, à lavagem e à transpiração, mesmo após o uso prolongado. Para alcançar
esta qualidade, os corantes devem apresentar viabilidade econômica associada à elevada
afinidade pela fibra, uniformidade na coloração e boa resistência ao desbotamento
(28)
.
Como a demanda é muito grande e diversa, os químicos são desafiados a produzir
corantes e pigmentos com propriedades particulares; este é um grande campo de
pesquisa da química, sendo que vários pesquisadores brasileiros trabalham nesta área.
Há diferenças entre corantes e pigmentos. Estes são praticamente insolúveis no
meio no qual são aplicados; por outro lado, os corantes são aplicados em vários
substratos (tecidos, papel, couro, entre outros) a partir de um meio líquido no qual são
completa ou parcialmente solúveis
(32)
. As moléculas dos corantes têxteis apresentam
dois componentes-chave: o grupo cromóforo, responsável pela cor, e o grupo funcional,
que se liga às fibras do tecido. Os corantes têxteis são compostos orgânicos que
conferem determinada cor a uma fibra (substrato) sob condições de processo pré-
estabelecidas, reagindo ou não com o material durante o tingimento. Em geral, cada tipo
de fibra exige o uso de um determinado tipo de corante. Existem centenas de corantes
15
Corantes têxteis
conhecidos na literatura, que são classificados por sua estrutura química (antraquinona,
azo, nitro, entre outros.) ou de acordo com o métodos pelos quais são fixados à fibra
têxtil. Os principais grupos de corantes classificados pelo modo de fixação à fibra têxtil
são mostrados na Tabela 1
(29,33)
.
Tabela 1- Classificação dos corantes têxteis segundo a utilização por substrato
(34)
.
Classe Característica Aplicação
Ácidos
Corantes aniônicos, solúveis em água Nylon, seda, couro, lã
Básicos
Corantes catiônicos Papel e fibras acrílicas
Diretos
Aplicados diretamente sobre as fibras em banhos
aquosos neutros ou alcalinos; menor perda durante
a aplicação, menor teor no efluente
Lã e seda; também
utilizados em algodão e
rayon
Dispersos
Insolúveis em água, aplicados na forma de fina
dispersão coloidal que forma solução sólida com as
fibras
Acetato, poliéster, nylon
A cuba ou Vat
Praticamente insolúveis em água, são aplicados na
forma solúvel reduzida e então oxidados para sua
forma original, insolúvel
Algodão, rayon e linho
Sulforosos Insolúveis, aplicados após redução com sulfeto de
sódio; apresentam resíduos tóxicos.
Fibras celulósicas
Reativos Contêm grupos reativos capazes de formar ligações
com a fibra celulósica
Algodão, lã, celulose
Fonte: Adaptado de GUARATINI, 2000
16
Corantes têxteis
O algodão é, atualmente, a fibra mais comercializada no mundo e, com isto, a
classe dos corantes reativos vem se destacando dentre os corantes de maior utilização.
Os corantes reativos representam 33% do mercado mundial de corantes, seguidos pelos
corantes sulfurosos (21%) e pelos corantes diretos (18%), conforme mostra a Figura
06
(33)
.
Figura 6 - Mercado mundial de corantes reativos por tipo de processo. (Fonte: Ciba,
2001)
2.2 – A indústria têxtil
O setor têxtil representa um dos mais antigos do país e do mundo (século
XVIII). Até 1950, este setor não apresentou grande mudança tecnológica, mas, após esta
década, ocorreu mudanças significativas no âmbito industrial e comercial. Isso foi
devido principalmente a fatores como a concorrência, a incorporação de novos métodos
e tecnologias no processo produtivo e a migração para países com legislação ambiental
menos rigoroso. No Brasil, a indústria têxtil teve importante papel no desenvolvimeto
da política industrial nacional, pois foi com este segmento industrial que o país iniciou
seu processo de industrialização. Atualmente, as empresas do ramo têxtil são, em sua
maioria, de pequeno ou médio porte, mas 80-90 % do faturamento e da produção do
setor têxtil correspondem à atividade de grandes indústrias. A região Sudeste é destaque
neste setor, seguida pelas regiões Sul e Nordeste
(29)
. Os estados de Santa Catarina e São
17
Corantes têxteis
Paulo são os maiores pólos têxteis em volume de produção do Brasil. Sendo
responsáveis pela geração de inúmeros empregos diretos e indiretos, as indústrias têxteis
constituem fator de grande importância na economia brasileira e, também, na qualidade
de vida da população que atua neste setor
(35)
.
Contando hoje com aproximadamente cinco mil indústrias, ocupando o 24º lugar entre
as atividades industriais de maior importância no Brasil, o 5º lugar em geração de
empregos diretos e o 6º lugar em faturamento, as indústrias têxteis são um dos maiores
segmentos industriais não só no país, mas também no mundo
(36)
.
Sob a ótica ambiental as indústrias têxteis apresentam um grande potencial de
poluição, como conseqüência do elevado consumo dos corantes de aditivos durante as
diversas etapas de tingimento e de armazenagem. Todos os reagentes que encontram
uso nos processos têxteis, inclusive os corantes, sejam orgânicos ou inorgânicos, têm
composição muito variada; particularmente os corantes, espécies responsáveis pela cor
das águas residuárias, são misturas de produtos estáveis e, muitas vezes, de difícil
biodegradação. Portanto, as indústrias têxteis são, comumente, responsáveis pela
geração de efluentes apresentando níveis elevados de cor, da demanda química de
oxigênio e de sólidos em suspensão.
É importante ressaltar que o que mais prejuízo traz às indústrias têxteis é o elevado
consumo de água, fazendo com que esse segmento ocupe o 4º lugar mundial entre
indústrias com alto potencial poluidor. O maior consumo de água e, conseqüentemente,
uma maior geração de efluentes estão relacionados às etapas de lavagem, tingimento e
acabamento, e a carga poluente presente no efluente têxtil é diretamente relacionada ao
tipo de fibra utilizada no tecido cru
(37-39)
.
2.2.1 – O processo de beneficiamento têxtil
A indústria têxtil compreende um grupo de diversos estabelecimentos que
produzem e/ou processam produtos têxteis e correlatos, como fibras, fios e tecidos para
posterior utilização em vestuários, decoração ou bens industriais. Os estabelecimentos
têxteis recebem e preparam as fibras, transformando-as em fios, telas ou linhas para
costura, convertem os fios em tecidos ou produtos relacionados e tingem estes produtos
nas várias etapas da produção. (EPA 2002). Como o processo de transformar a fibra
18
Corantes têxteis
bruta em peças de vestuário (ou outros produtos relacionados) é complexo, a grande
maioria das fiações especializa-se em um ou mais destes estágios do processo industrial.
O processo produtivo da cadeia têxtil tem início com a transformação da
matéria-prima, as fibras, em fios na etapa de fiação; em seguida, os fios são
transformados em tecidos na etapa de tecelagem e, por fim, os tecidos são tratados para
adquirirem as características como toque, impermeabilidade, estabilidade dimensional
na etapa do beneficiamento. As fibras têxteis podem ser de origem natural (animal ou
vegetal) ou manufaturada (sintética). O algodão destaca-se como fibra de origem
natural, sendo uma matéria–prima básica de grande importância, devido às suas
características de absorção de água, conforto e preço acessível. A partir da tecelagem,
seguem-se as seguintes etapas, conforme o fluxograma apresentado na Figura 07.
Matéria - prima Desengomagem
Mercerização
Alvejamento
Tecido acabado Acabamento
Tingimento
Figura 07 - Fluxograma dos beneficiamentos.
- Desengomagem, visando a remoção da goma aplicada anteriormente para a tecelagem;
- Mercerização, objetivando proporcionar ao material celulósico brilho acentuado,
maior afinidade aos corantes, toque mais macio, maior resistência mecânica, maior
absorção e encolhimento; esta etapa é realizada exclusivamente em tecidos de algodão;
- Alvejamento, para eliminar ceras, graxas, substâncias solúveis e a pigmentação
amarelada das fibras, preparando o substrato têxtil para os tratamentos subseqüentes,
como tingimento ou estampagem;
- Tingimento, quando é adicionada a cor para aumentar o valor do produto;
- Acabamento, visando melhorar aparência, brilho, toque, caimento, resistência,
estabilidade, e outras características do produto
(29)
.
19
Corantes têxteis
2.2.2 - O processo de tingimento
O tingimento de tecidos é uma arte que começou há milhares de anos e apresenta
hoje uma enorme disponibilidade comercial de corantes. A tecnologia moderna no
tingimento consiste de etapas escolhidas segundo a natureza e as características
estruturais da fibra têxtil, a classificação e a disponibilidade do corante para aplicação,
as propriedades de fixação no material a ser tingido, e ainda observando considerações
econômicas, entre outras. Durante o processo de tingimento três etapas são consideradas
importantes: a montagem, a fixação e o tratamento final, e o tingimento pode ser
realizado por processos contínuos ou descontínuos. No processo contínuo, o tecido,
depois de impregnado em um banho contendo corantes, é espremido entre dois rolos e
seco. No processo descontínuo, o tecido fica em um movimento de vaivém, enrolando-
se e desenrolando-se entre dois cilindros, ao mesmo tempo em que passa por um tanque
contendo as tintas e produtos auxiliares. Os corantes são fixados á fibra através de
reações químicas como também pode ocorrer a insolubilização dos mesmos. Entretanto,
todo processo de tingimento envolve como operação final uma etapa de lavagem em
banhos correntes para a retirada do excesso de corante original ou corante hidrolisado
não fixado à fibra nas etapas precedentes. Gerando uma grande quantidade de despejos
bem variadoa, por causa dos diferentes tipos de corantes e da maneira pela qual são
aplicados possui forte coloração e, alguns, podem ser tóxicos. Sua DBO é geralmente
baixa, mas pode atingir 37% da carga total em algumas fábricas. Dos produtos
químicos utilizados no processamento têxtil 90% são removidos do tecido. As maiores
perdas vêm dos banhos não completamente esgotados e dos corantes não fixados às
fibras. Os efluentes do processo de tingimento possui alto teor de metais, sais,
surfactantes e outras substâncias orgânicas utilizadas como coadjuvantes, sulfetos,
acidez ou alcalinidade, e solventes, além da cor propriamente dita. A quantidade e
qualidade destes poluentes dependem do tipo de corante utilizado
(34)
.
A hidrólise dos corantes reativos apresenta uma reação desfavorável no banho de
tingimento levando a uma menor quantidade de corante ligado covalentemente á fibra
de celulose. O mecanismo da hidrólise alcalina é o idêntico ao que leva à formação de
ligações covalentes entre o corante e as fibras, e depende de vários fatores: estrutura do
corante (grupo cromóforo, grupo reativo), da temperatura, do pH do meio e do estado
20
Corantes têxteis
físico da solução de corante. A hidrólise ocorre rapidamente em pH acima de 11 e
temperatura acima de 60°C, e foi observado que não ocorre hidrólise em pH próximo de
7 e temperatura na faixa de 20 a 40° C
(35)
.
Nos processo de tingimento de fibras têxteis, além dos corantes encontram-se
presentes outras substâncias tais como: sequestrantes, carregadores, entre outros, que
permite que ocorra o fenômeno de adsorção do corante com o tecido
(40)
.
2.3 - Poluição
O processamento têxtil é gerador de grande quantidade de despejos altamente
poluidores, contendo elevada carga orgânica, cor acentuada e compostos químicos
tóxicos ao homem e ao meio ambiente. Os efluentes corados quando lançado nos rios
podem causar sérios problemas de contaminação ambiental, diminuindo a transparência
da água, e conseqüentemente, inibindo a penetração da radiação solar, diminuindo a
atividade fotossintética. Esses efluentes são: pobre em oxigênio, ricos em metais
pesados, como cromo, cobre e zinco, com valores de pH variando de entre o ácido e o
alcalino, deficientes em nutrientes e temperatura elevada
(41)
.
De acordo com a demanda do consumo por diferentes tecidos e cores; novas
técnicas e processos são desenvolvidos. Com isso, gera diferentes despejos
(35)
.
A composição média dos efluentes da indústria têxtil pode ser dada por: sólidos
totais na faixa de 1000 a 1600 mg L
-1
; DBO, de 200 a 600 mg L
-1
; alcalinidade total de
300 a 900 mg L
-1
; sólidos em suspensão, de 30 a 50 mg L
-1
. Essa caracterização da
composição do efluente dependente do processo e do tipo de fibra processada. No
processamento de fibras de algodão, por exemplo, os despejos líquidos produzidos e
suas características são apresentados na Tabela 2
(32)
.
21
Corantes têxteis
Tabela 2 – Características dos despejos do processamento do algodão (EPA,1978)
Processo Composição DBO
(mg L
-1
)
pH Quantidade de
água usada (l/Kg
processado)
Degomagem Glicose da hidrólise do
amido, PVA solúvel e
CMC solúvel
200 à 5200
6 à 8
2,5 à 20,8
Mercerização Soda cáustica
50 à 800 5,5 à 14 16,7 à 309,0
Alvejamento Agentes oxidantes:
hipoclorito de sódio,
peróxido de hidrogênio
100 à 1700
8,8 à 12
2,5 à 124,5
Tingimento Corantes e auxiliares de
tingimento
60 à 600
6 à 12
41,8 à 250,6
Acabamento Amido, resinas,
surfactantes,etc.
20 à 500 6 à 8 12,5
2.4 – Tratamento de efluentes têxteis para remoção da cor.
Existem diferentes tipos de tratamentos de efluente, os quais podem ser
divididos em biológico, químico e físico como pode ser observado no fluxograma da
figura 8. Esses métodos possuem vantagens e desvantagens. Mas, devido ao custo, os
métodos convencionais não são aplicados em larga escala industrial. Na prática, devido
à natureza complexa dos efluentes da indústria têxtil e utilizado uma combinação de
diferentes métodos para alcançar a qualidade da água desejada
(42)
.
22
Corantes têxteis
Biológico
Químico
Físico
Oxidação
Flotação e
Sedimentação
Troca iônica Adsorção
Tratamento
Filtração
com
membrana
Coagulação
cinética
Figura 08 – Fluxograma dos métodos para a remoção de poluentes de efluentes.
2.4.1- Métodos biológicos
Os processos biológicos são fundamentados na utilização de microorganismos,
os quais proliferam na presença dos resíduos, utilizando-os como fonte de carbono e
nitrogênio. São utilizados desde 1987 na Inglaterra e, a partir de 1910, no Brasil. Os
principais processos biológicos utilizados em rotinas de tratamento são fundamentados
em processos de oxidação biológica aeróbia (ex: sistemas de lodos ativados, filtros
biológicos, valos de oxidação e lagoas de estabilização), anaeróbia (reatores anaeróbios
de fluxo ascendente) e mista (digestão do lodo e fossas sépticas). Dentre as várias
alternativas biológicas desenvolvidas, o sistema de lodos ativados tem um lugar de
destaque, em função da sua elevada capacidade para remoção de DBO em tempos
relativamente pequenos e alta eficiência
(9)
.
Santos e Santaella utilizando um sistema de lodos ativados por batelada com
aeração prolongada no tratamento de efluente têxtil observaram redução de 67%, 74% e
81% de DQO, após 10h, 15h e 20h, respectivamente. Foi observada que parte dos
corantes ficaram adsorvidos no lodo, reduzindo em 10% da cor presente no efluente
após o tratamento. O’Neil et al observaram que os sistemas aeróbios não são eficientes
na remoção da cor. Grande parte dos corantes adsorve-se à biomassa, e a eficiência de
remoção da cor é da ordem de 10% a 30%
(9)
.
23
Corantes têxteis
No entanto, os métodos biológicos são geralmente restritos. Pelo fato de ser
limitado pela sensibilidade das variações diurnas, bem como pela toxicidade de alguns
produtos químicos e, também, é menos flexível em projetos e operações, o qual requer
uma grande extensão de área
(42)
.
2.4.2- Métodos Químicos
Em tratamentos de despejos, os métodos químicos podem ser utilizados para
remover material coloidal, cor e turbidez, odor, ácidos, álcalis, metais pesados e óleos.
Além disso, os reagentes químicos são utilizados para neutralizar ácidos e álcalis. Para o
tratamento de efluentes têxteis, os processos químicos são baseados na reação do
corante com algumas substâncias que o convertam em outras substâncias
ambientalmente menos prejudicial. Dos diversos tipos de processos químicos existentes,
destacam-se: oxidação (ozônio, cloro, fotoquímica), processo eletroquímico, coagulação
eletrocinética, flotação e sedimentação. Estas técnicas químicas são geralmente caras e,
embora o corante seja removido, a acumulação de lodos concentrados cria um problema
de tratamento de resíduos. Existe também a possibilidade de um problema de poluição
secundária aparecer devido ao excessivo uso de produtos químicos
(42)
.
2.4.2.1– Oxidação
Os corantes modernos são resistentes a condições moderadas de oxidação, como
ocorre em sistemas de tratamento biológico. Então, para remover a cor e preciso utilizar
agentes oxidantes mais poderosos, tais como cloro, ozônio, UV/peróxido, UV/ozônio ou
outras técnicas oxidantes ou combinações de técnicas
(42)
.
As técnicas de degradação química baseiam-se na reação oxidativa pelo cloro ou
ozônio. A destruição dos corantes utilizando ozônio e mais eficiente do que aquelas com
cloro. Além de apresentarem a vantagem de não produzir íons inorgânicos, como no
tratamento com cloro. O método é baseado na clivagem das moléculas dos corantes em
processos catalíticos ou radiações ultravioletas. Tais técnicas podem ser usadas em
24
Corantes têxteis
grandes vazões de efluentes, sendo razoavelmente rápidas, porém apresenta custo
elevado
(33)
.
O método de degradação baseado em reações fotoquímicas tem se mostrado
importante como etapa primária na degradação de alguns corantes. O uso de radiação
eletromagnética para produzir intermediários mais reativos, para desencadear a
degradação subseqüente mais rápida ou mais eficiente, tem sido utilizado para melhorar
sua aplicação como método de tratamento
(33)
.
2.4.2.2- Tratamento eletroquímico
E um método poderoso de controle de poluição, oferecendo uma alta eficiência
de remoção. Este processo não necessita adicionar nenhum tipo de produto químico,
previnem a produção de subprodutos indesejáveis. Os reatores eletroquímicos são
compactos e a operação são simples. O método eletroquímico é um método
economicamente possível e têm uma boa eficiência na remoção de cor bem como a
degradação de poluentes recalcitrantes
(42)
.
2.4.2.3- Coagulação eletrocinética
Na coagulação eletrocinética têm sido publicados alguns trabalhos mostrando
uma boa eficiência na remoção de corantes diretos com sulfato ferroso e cloreto férrico,
mas não é um método adequado para remover corantes ácidos. Algumas das limitações
são os altos custos de produtos químicos para a precipitação e o ajuste de pH. Outro
inconveniente da coagulação eletrocinética é a geração e dificuldade de desfazer do
lodo inorgânico produzido, que antigamente, era permitido ser enviado para os aterros
sanitários ou inviavelmente incinerado, pois sobraria um resíduo inorgânico não
biodegradável
(32)
.
25
Corantes têxteis
2.4.2.4- Flotação e Sedimentação
Este processo de tratamento apresenta elevada eficiência na remoção de material
particulado. No entanto, se mostram deficientes na remoção de cor e compostos
orgânicos dissolvidos
(35)
.
2.4.3- Métodos físicos
Os tratamentos físicos procuram a remoção do corante por meio de retenção
deste em algum meio adsorvente ou filtrante. Em geral, os principais tratamentos físicos
estão representados por filtração por membrana (nanofiltração, osmose reversa,
eletrodialise), troca iônica e técnica de adsorção.
2.4.3.1- Filtração por membrana
A filtração por membrana (osmose reversa) produz uma solução concentrada de
corantes, removendo o corante do efluente aquoso. A desvantagem do método e o alto
custo de instalação e a reposição periódica da membrana e a possibilidade de
entupimento da mesma
(42)
.
2.4.3.2- Troca iônica
O processo de troca iônica pode remover dos efluentes tanto corantes aniônicos
quanto catiônicos, o efluente líquido passa através de um leito de resina de troca iônica.
Um processo combinado envolvendo adsorção sobre polímeros e troca iônica, foi
testado com sucesso na remoção de corantes ácidos, básicos, reativos e diretos, de
efluentes aquosos. No entanto, este processo é pouco eficiente na remoção de corantes
dispersos. O polímero pode ser regenerado com metanol, mas produziu um efluente que
também deve ser tratado
(32)
.
26
Corantes têxteis
2.4.3.3- Técnica de adsorção
O processo de adsorção é economicamente viável e produz um produto de alta
qualidade. A descolorização é o resultado de dois mecanismos, a adsorção e a troca
iônica, e é influenciada por muitos fatores físico-químicos. O primeiro passo para um
processo de adsorção eficiente é a escolha de um adsorvente com alta seletividade, alta
capacidade e longa vida. Este deve também estar disponível em grandes quantidades a
um baixo custo. Carvão ativado tem alta capacidade de adsorção e elevada eficiência de
remoção. Esta capacidade é devida à estrutura dos poros, o que dá ao adsorvente uma
grande área superficial, e também à natureza química, permitindo que sua superfície
seja facilmente modificada por tratamento químico para melhorar suas propriedades.
Entretanto, a obtenção e a regeneração do carvão ativado possui um alto custo e baixa
eficiência com corantes dispersos e a cuba. Recentemente, devido a estes
inconvenientes encontrados no uso do carvão ativado, as pesquisas se intensificaram
interessadas em produzir adsorventes alternativos para substituir o carvão ativado.
Custo é, na verdade, um importante parâmetro para comparar os materiais adsorventes.
Um adsorvente pode ser considerado de baixo custo se este requer pouco
processamento, é abundante na natureza ou é um subproduto ou um resíduo de outra
indústria. Diversas publicações relatam o uso de casca de árvore, fly ash (cinzas
volantes), pó de casca de nozes, terra vermelha, bauxita e outros, como adsorvente para
remoção de corantes ácidos, básicos, dispersos e diretos. O uso de sub - produto como
espiga de milho, argila, quitina, resíduos de agricultura, fibra de coco, pó da folha de
Neem, bagaço de cana-de-açúcar, betonita e betonita modificada, para remoção de cor,
tem sido interessante. Estes materiais são economicamente atrativos para remoção de
cor em comparação ao carvão ativado, devido à sua grande disponibilidade e baixo
custo, não tem necessidade de regeneração e ao mesmo tempo têm um alto potencial de
remoção de cor
(42)
.
27
A presença de metais no ambiente e sua remoção
CAPÍTULO 3 – A presença de metais no ambiente e sua remoção
Os metais apresentam uma longa e antiga intimidade com a história da
humanidade. Ao longo do tempo, presentes nas ferramentas que permitiram grandes
saltos evolutivos, nas artes e nas ciências, eles são, indubitavelmente, parceiros da
presença humana no planeta.
Apesar de tanta e tão extensa convivência, nem todos os registros são positivos
pois muitos metais, ao lado dos seus indiscutíveis benefícios, também estão associados
a prejuízos tanto no plano coletivo como individualmente. Entretanto, esses aspectos
negativos decorrem, na maioria das vezes, do uso inadequado que por varias vezes é
feito para diferentes metais, em diversas situações
(43)
.
3.1 – Metais pesados e o meio ambiente
A industrialização aliada ao crescimento populacional acelerado e ao rápido
desenvolvimento tecnológico, bem como a algumas atividades agrícolas, aumentou os
riscos de contaminação dos ambientes naturais; na água, no solo, no ar e nos sedimentos
têm sido introduzidas grandes quantidades de espécies metálicas, principalmente no
último século. E embora os problemas de contaminação ambiental por metais tenham
início ainda na Idade Média, com as atividades mineradoras, sem dúvida, foi a partir do
século XIX, com o processamento de metais em indústrias químicas e de fundição, que
a contaminação do ambiente por metais tornou-se mais significativa
(44, 45)
.
Na Tabela Periódica, os metais pesados constituem o Grupo III dos metais de
transição, as séries dos actinídeos e dos lantanídeos, e alguns metalóides do Grupo IV
(Arsênio, Telúrio e Selênio). As expressões ‘metais pesados’ e ‘metais de transição’ são
com freqüência utilizadas como equivalentes, embora o termo “metais de transição’
refira-se aos elementos do Grupo III. Em termos geológicos, os elementos traços
(elementos presentes na crosta terrestre em concentrações iguais ou inferiores a
1000mg Kg
-1
) podem ser classificados como “pesados” ou “leves”em uma das
definições, metais traços com densidade maior que 5g cm
-3
são denominados metais
pesados
(46,47)
.
28
A presença de metais no ambiente e sua remoção
Ainda sob uma outra perspectiva, e dependendo do ângulo de interesse e de
impacto, os metais podem ser divididos em metais pesados tóxicos, metais rádio-
nucleares e metais preciosos. Em termos de tratamento ambiental, estas são as principais
categorias responsáveis pela poluição do ambiente
(48)
.
As águas residuárias industriais freqüentemente contêm quantidades
consideráveis de metais pesados, as quais trazem risco para a saúde pública e o
ambiente se despejadas sem tratamento adequado no corpo receptor. As maiores fontes
antropogênicas de metais pesados no ambiente incluem atividades de mineração e
extração, indústrias de chapas metálicas, fábricas de tintas e pigmentos, indústrias de
baterias (fabricação e recuperação), indústrias de materiais fotográficos, indústrias de
componentes eletrônicos, indústrias de galvanoplastia, entre inúmeras outras atividades
que, direta ou indiretamente, utilizam e/ou produzem materiais diversos
(48)
.
É importante ressaltar que os riscos à saúde humana decorrentes da presença de
metais pesados no ambiente podem ser observados ainda que os níveis de concentração
destas espécies sejam inferiores a partes por bilhão (μg Kg
-1
), uma vez que os níveis
encontrados no organismo humano são determinantes dos danos causados
(49)
.
Os metais pesados podem ser encontrados em soluções aquosas sob diferentes
formas, solúveis ou insolúveis no meio considerado. Os óxidos, hidróxidos, sulfetos e
carbonatos da maioria dos metais pesados são insolúveis ou pouco solúveis em meio
aquoso; por esta razão, a maioria dos sais utilizados nas diferentes atividades industriais,
são cloretos, sulfatos e nitratos, bastante solúveis em água. Na forma dissolvida, os
metais encontram-se, principalmente, como cátions (tais como Pb(II), Cd(II), Fe(II),
embora alguns metais possam ser encontrados na forma de oxiânions (como cromo,
arsênio, selênio). Um aspecto importante da presença de metais nos ambientes aquáticos
diz respeito à forma com que a espécie metálica é encontrada na solução. Os elementos
metálicos podem interagir com outras espécies dissolvidas, e isto significa que um metal
pode estar presente em um corpo d’água em várias formas físico-químicas diferentes. A
forma físico-química como um metal apresenta-se é chamada de especiação química. A
importância da compreensão da especiação química de um elemento metálico deve-se
ao fato dela influenciar as propriedades, a disponibilidade biológica e,
conseqüentemente, a toxicidade do metal, tanto em águas naturais quanto em águas
residuárias. Os metais pesados podem ser encontrados no ambiente na forma de íons
29
A presença de metais no ambiente e sua remoção
livres, ligados a um ligante em espécies complexas, retidos físicamente ou
quimicamente em uma superfície sólida, ou ainda na forma de um composto insolúvel.
Os metais presentes em solução como íons livres são mais facilmente removidos dos
efluentes do que quando presentes na forma de complexos. Portanto, o conhecimento
especiação química dos metais de interesse é de essencial importância para o estudo da
descontaminação dos efluentes contendo espécies metálicas
(1)
.
Os metais apresentam algumas características importantes associadas à sua
presença no meio ambiente. Uma destas características é a não biodegradabilidade, que
pode ter conseqüências desastrosas decorrentes da persistência no ambiente. Um outro
aspecto está relacionado ao transporte (mobilidade) dos metais, os quais, muitas vezes,
podem ser detectados a grandes distâncias da fonte de contaminação.
Uma das razões para a preocupação relativa à presença de metais pesados no
ambiente refere-se à possibilidade de bioacumulação nos organismos. Uma vez
introduzidos no ambiente – nos cursos d’água ou nos solos e/ou sedimentos – além de
provocar efeitos negativos permanentes nos ecossistemas, os metais pesados podem ser
retidos por diferentes espécies de plantas e animais e entrar na cadeia alimentar
atingindo, por fim, o ser humano
(49)
. No Brasil existem vários relatos de contaminação
da água e de organismos aquáticos por metais, provocada pelo despejo de esgoto urbano
e rejeitos da industria petroquímica e metalúrgica; como o que ocorreu na Baía de
Todos os Santos-BA e Guanabara-RJ. Também houve contaminação sem origem
definida na Barra da Tijuca-RJ e, na contaminação do Complexo estuarino-lagunar de
Iguape-Cananéia por Pb, oriunda da atividade mineradora no leito do Rio Ribeira de
Iguape
(50)
.
Estes relatos são exemplos de poluição aquática e da bioacumulação de metais
pesados em peixes, submetendo o homem a riscos maiores de contaminação mesmo
quando os níveis encontrados na água aproximam-se daqueles quase não detectáveis.
No caso dos moluscos bivalves, sendo estes organismos filtradores (que se alimentam
através de um processo de filtração da água e retenção das partículas em suspensão,
principalmente plânctons e microrganismos presentes na água), sofrem de maneira
ainda mais intensa a bioacumulação dos metais pesados, tornando-se muitas vezes
impróprios para o consumo humano. Vale ressaltar que os metais pesados estão entre as
várias substâncias que podem provocar problemas de intoxicação humana pela ingestão
30
A presença de metais no ambiente e sua remoção
de alimentos contaminados, sendo que os contaminantes metálicos estão muitas vezes
relacionados à descarga de efluentes industriais nos rios, lagos e oceanos
(50)
.
3.2 – Métodos utilizados na remoção de metais pesados
Os diferentes métodos desenvolvidos para a remoção e/ou recuperação de metais
pesados presentes em rejeitos industriais podem ser considerados pertencentes a quatro
classes de tecnologias: precipitação química, recuperação eletrolítica, sorção/troca
iônica e extração com solvente/separação por membranas. O esquema apresentado na
Figura 09, permite uma visão geral das várias possibilidades para a descontaminação de
efluentes contendo metais. Embora seja correto afirmar que cada um desses métodos
apresenta excelente desempenho quando aplicado em algumas situações particulares,
também é verdadeiro o fato de tais métodos não serem universais – isto é, aplicáveis
com sucesso em todas as situações; além disso, muitas vezes esses métodos não são
economicamente viáveis, principalmente quando o efluente a ser tratado contém uma
elevada concentração de espécies metálicas.
31
A presença de metais no ambiente e sua remoção
Precipitação química
Extração por solvente
Òxidos e sais metálicos
insolúveis no lodo
Ions metálicos concentrados
no fluxo de solventes
Membrana
Troca iônica
Adsorção
Ìon metálico imobilizado
sobre suporte sólido
Recuperação
eletrolítica
Metal sólido
Íons metálicos nos efluentes
Figura 9 - Diferentes métodos para a remoção de espécies metálicas de efluentes
(45)
.
3.2.1 – Precipitação química
A técnica mais comum para a remoção de metais pesados de efluentes e rejeitos
industriais tem sido a precipitação química, em geral utilizando carbonato ou hidróxido
de sódio, ou hidróxido de cálcio. Uma vez que o pH é determinante da eficiência da
precipitação química, o processo é limitado quando o efluente contém vários metais
com solubilidades mínimas em uma faixa estreita de pH. A co-precipitação é, também,
uma alternativa na qual vários metais podem ser retidos em flocos de hidróxido de
alumínio ou de ferro, mas é preciso considerar que é gerada uma grande quantidade de
lodo químico
(46)
.
A precipitação com cal mostrou-se eficiente e econômica na remoção de metais
pesados, e a cal pode, ainda, ser utilizada na remoção por adsorção dos íons metálicos.
O uso de carbonato de sódio na precipitação é mais interessante em comparação ao
32
A presença de metais no ambiente e sua remoção
hidróxido, uma vez que a precipitação dá-se em valores mais baixos de pH e a
separação do sólido é mais rápida. Entretanto, a precipitação com carbonato é limitada
devido à solubilidade dos carbonatos dos metais pesados
(47)
.
Muitos metais pesados formam sulfetos estáveis, tornando a precipitação como
sulfeto uma alternativa para a sua remoção de efluentes. A precipitação dos sulfetos dos
metais leva a uma menor concentração residual em comparação à precipitação com
hidróxido, o precipitado decanta mais rapidamente e a desidratação é mais fácil.
Entretanto, o resíduo sólido formado é volumoso e apresenta odor desagradável.
O processo de precipitação química pode ser bem sucedido para altas vazões de
efluentes em uma indústria, bem como para altas concentrações de metais pesados. No
entanto, apresenta limitações devido aos valores dos produtos de solubilidade dos sais
dos metais envolvidos. Além disso, a presença de compostos organometálicos no
efluente também pode reduzir a eficiência de precipitação dos metais. Muitas vezes, é
também necessária uma pré – redução do metal para garantir uma maior eficiência do
processo de precipitação, devido a diferenças na solubilidade dos sais do metal nos
diferentes estados de oxidação. A maior desvantagem deste método é a indesejável
produção de uma quantidade significante de lama química aliada ao uso de grandes
quantidades de reagentes químicos. A maior vantagem, por sua vez, está relacionada à
grande eficiência na diminuição dos níveis de concentração dos metais no efluente
(51)
.
3.2.2 – Eletrodeposição
Os metais presentes em efluentes industriais podem ser recuperados em uma
forma pura utilizando técnicas de eletrodeposição com ânodos insolúveis, e este é o
maior atrativo deste processo. Neste tratamento, os íons metálicos são eletro reduzidos
com baixo custo operacional e envolvendo pequeno consumo de reagentes químicos. O
método é conveniente para efluentes contendo elevadas concentrações de metais, mas é
preciso um maior investimento inicial em comparação a outros processos de remoção de
íons metálicos; além disso, a eletrodeposição apresenta baixa eficiência na remoção dos
metais, principalmente quando presentes em baixas concentrações
(51)
.
33
A presença de metais no ambiente e sua remoção
3.2.3 – Separação por membrana
A remoção de metais de efluentes industriais utilizando processos de separação
por membranas – osmose reversa, eletrodiálise - vem ganhando popularidade devido à
seletividade que pode ser alcançada com o uso de membranas adequadas e, também,
devido à grande eficiência do processo, que gera efluentes com níveis satisfatórios de
espécies metálicas e permite a recuperação dos metais, tornando o processo mais
atraente.
A separação por membranas produz uma baixa concentração residual dos metais,
mas o processo não é adequado para efluentes que contenham concentrações elevadas
de metais. Um outro aspecto neste processo está relacionado à presença de partículas em
suspensão no efluente, as quais devem ser removidas antes do processo de separação ser
iniciado para evitar danos (entupimento) da membrana. Além disso, o uso de processos
de separação por membranas na remoção de metais de efluentes exige um maior preparo
técnico do pessoal responsável e envolve um custo bem mais elevado em comparação às
outras alternativas
(51)
.
3.2.4 – Separação por troca iônica
A troca iônica é um processo no qual os íons presentes em um sólido podem ser
trocados, por outro de carga de mesma natureza, presentes na solução em contato com o
sólido. Portanto, esse processo pode ser utilizado na remoção de espécies iônicas
indesejáveis de efluentes. Em geral, cátions são trocados por íons hidrogênio ou sódio, e
anions são trocados por íons hidróxido ou cloreto. Um aspecto interessante no uso do
processo de troca iônica é a possibilidade de regenerar o material trocado de maneira
simples e eficiente, o que prolonga o seu uso sem alteração na eficiência
(46)
.
Um outro ponto positivo referente ao processo de troca iônica é a seletividade
que pode ser alcançada com o uso de resinas de troca apropriadas. As resinas catiônicas
mais comuns são resinas sintéticas contendo como sítio ativo o grupo sulfônico –SO
3
H,
embora materiais naturais, como zeólitas, também sejam utilizados como trocadores
iônicos apresentando grande afinidade por alguns íons metálicos
(52)
.
34
A presença de metais no ambiente e sua remoção
O tratamento baseado em troca iônica pode ser utilizado para descontaminar
grandes volumes de efluentes, e as resinas mais utilizadas para esta função - Dowex® e
Bayer® 112-DG - podem ser facilmente regeneradas. Entretanto, existem algumas
limitações para este processo, tais como o alto custo da resina e a necessidade de
sistemas de pré-tratamento para eliminar partículas em suspensão e agentes oxidantes
presentes no efluente
(51)
.
3.2.5 – Técnica de adsorção
Dentre as operações unitárias no tratamento de águas e efluentes a adsorção
ocupa uma posição de destaque. A adsorção envolve, em geral, a acumulação de uma
espécie em uma interface; a superfície do material sorvente é heterogênea e a energia
envolvida no processo de adosrção pode ser bastante variável. Desta maneira, diferentes
materiais podem ser utilizados como sorventes, apresentando características de adsorção
distintas.
A adsorção de metais pesados em diferentes materiais é um processo fortemente
dependente do pH e muita pesquisa tem sido dedicada à investigação da remoção de
íons metálicos em soluções de diferentes valores de pH. Esta dependência tem sido
atribuída a mudanças nas características químicas da superfície do material sorvente e
na especiação das espécies metálicas na solução causadas pela variação do pH.
Vários materiais têm sido desenvolvidos e estudados visando a remoção de
metais pesados de efluentes de diversas naturezas. Carvão ativo pode ser obtido de
diferentes materiais de origem biológica, de resíduos industriais, de biomassas vegetais
ou, ainda, de rejeitos orgânicos. O carvão ativo é, na atualidade, o material sólido com
propriedades de sorção mais amplamente utilizado, sendo de grande importância em
diferentes áreas de pesquisa e com aplicação bastante diversificada, inclusive na
remoção de metais pesados de efluentes industriais. O carvão ativo é um material
poroso que apresenta uma grande área superficial específica. Além disso, a eficiência do
carvão pode ser ainda aumentada introduzindo-se em sua estrutura agentes quelantes;
entretanto, essa modificação implica também em um maior custo associado ao
tratamento com o carvão
(53)
.
35
A presença de metais no ambiente e sua remoção
Outras alternativas de materiais sorventes são encontradas em duas classes; uma
delas inclui algas, fungos, bactérias e leveduras, usados como sorventes, explorando a
presença nas paredes celulares de grupos capazes de complexar os íons dos metais
pesados. Uma outra classe de materiais inclui quitosana, zeólitas naturais, cinzas, turfas,
materiais ricos em lignina e celulose, e ainda outros materiais ricos em taninos. O
aspecto mais atraente no uso desses materiais é o baixo custo associado à
disponibilidade. O termo baixo custo é atribuído a materiais que não exijam qualquer
processamento e que sejam abundantes na natureza ou subprodutos de alguma
indústria
(51)
.
Diferentes tipos de biomassas, como resíduos agrícolas, materiais vegetais e
madeiras, têm a capacidade de reter eficientemente íons metálicos através de processos
de adsorção com vantagens sobre as resinas comerciais, por serem viáveis
economicamente, biodegradáveis e provenientes de recursos renováveis. Esta
capacidade pode ser ainda aumentada significativamente quando a biomassa é
primeiramente modificada quimicamente. Marshall et al demonstraram isto quando
submeteram casca de soja a uma extração alcalina (NaOH), seguida de uma
modificação com ácido cítrico à temperatura elevada, observando o aumento da
capacidade da biomassa em reter cádmio e cobre
(23)
. Vaughan et al modificaram
quimicamente sabugo de milho e demonstraram que, dependendo do metal (Cd, Cu, Zn
ou Ni) a ser adsorvido e do tratamento utilizado, a capacidade de retenção da biomassa é
equivalente, ou mesmo melhor, que a capacidade observada para determinadas resinas
comerciais
(24)
. Gaballah et al fizeram um estudo da adsorção de cádmio em casca de
pinho e observaram que, para ensaios com concentração inicial de até 100 mg L
-1
de
cádmio, a adsorção é máxima para valores de pH iguais ou superiores a 5
(54)
.
36
O processo de sorção
CAPÍTULO 4 – O PROCESSO DE SORÇÃO: CARACTERÍSTICAS
PRINCIPAIS, MECANISMOS, CINÉTICA E TERMODINÂMICA
4.1- O processo de sorção
Um dos processos mais importantes no tratamento de efluentes explora a
capacidade de certos sólidos de reter ou concentrar determinadas espécies químicas. O
processo de sorção – do inglês sorption, termo geral introduzido por MCBAIN
(55)
– é
utilizado para descrever transferências de fase envolvendo fenômenos decorrentes da
interação de espécies químicas no interior ou na superfície de materiais sólidos. A
espécie transferida (sorvida) é denominada sorvato e o material sólido constitui o
sorvente. A sorção compreende os processos de adsorção e de absorção, os quais são
distintos, pois envolvem diferentes mecanismos; estes processos podem ocorrer
simultânea ou separadamente, e há situações em que é difícil avaliar se um fenômeno de
adsorção ou de absorção está presente. A diferença fundamental entre adsorção e
absorção é que a primeira consiste na atração entre a superfície externa do sólido
sorvente e uma determinada espécie, enquanto a absorção consiste na retenção da
espécie na estrutura interior do material sorvente. O processo oposto, isto é, a liberação
do sorvato da superfície do sorvente pela utilização de uma fase líquida apropriada, tem
sido denominado dessorção (do inglês desorption)
(51)
.
O termo biossorção é definido como um processo de sorção no qual um sorvente
sólido de origem natural, ou seus derivados, é usado na retenção de espécies químicas
presentes em um meio aquoso
(56)
.
A adsorção envolve a retenção de moléculas do soluto (sorvato) em uma
interface – inclusive interfaces gás-líquido, como nos processos que utilizam espumas, e
interfaces líquido-líquido, como nos sistemas com detergentes. As superfícies dos
materiais adsorventes são frequentemente física e/ou quimicamente heterogêneas, e as
energias de ligação podem variar significativamente de um para outro sítio de
ligação
(51)
.
37
O processo de sorção
A adsorção em um sistema líquido-sólido é um processo de transferência
envolvendo uma fase líquida em contato direto com uma fase sólida, na forma de
partículas de pequenas dimensões; este material sólido apresenta a propriedade de reter
em sua superfície uma ou mais espécies presentes na fase líquida
(57)
.
A transferência do
soluto de uma fase para a outra tem como força motriz diferenças na concentração na
fase líquida e no sólido. Como este fenômeno físico-químico ocorre na superfície do
sólido, quanto maior for esta superfície maior será a eficiência do processo de sorção e,
por isso, os sorventes são materiais porosos. Em geral, os processos de adsorção são
utilizados com a finalidade de separar e/ou purificar uma determinada espécie química,
mas também encontram aplicação em procedimentos de pré-concentração. As primeiras
aplicações conhecidas da adsorção datam de mais de cinco séculos e visavam purificar a
água pela remoção de espécies que imprimiam sabor
(55)
.
Uma característica importante para a fase sólida utilizada nos processos de
sorção é a presença de forças atrativas fracas entre a espécie de interesse e o material,
em geral menos específicas em comparação às forças envolvidas nas ligações químicas.
O tipo de ligação entre a espécie em estudo e o material sorvente caracteriza o processo
como uma sorção física ou química, e os grupos ligantes na superfície do material
sólido determinam o tipo de ligação
(58)
.
Na sorção química, ou quimiosorção, há um rearranjo da densidade eletrônica e
formação de ligações químicas envolvendo a espécie sorvida (soluto) e o sólido
sorvente na superfície deste material; a natureza desta ligação pode variar desde um
caráter totalmente iônico até totalmente covalente. Neste tipo de sorção forma-se uma
única camada de substância sorvida na superfície do sorvente. Por sua vez, na sorção
física, ou fisiosorção, não há uma redistribuição significativa da densidade de elétrons
na espécie retida ou na superfície do sólido (portanto, não há formação de ligações
químicas) e a ligação envolve apenas forças de van der Walls fracas. Neste tipo de
processo podem ser formadas várias camadas de moléculas adsorvidas
(23)
.
A Tabela 3 apresenta uma breve comparação entre as principais características
dos processos de adsorção química e física.
38
O processo de sorção
Tabela 3 – Principais características dos processos de sorção física e química
Sorção física Sorção química
-forças físicas de atração fracas
(forças de Van der Waals)
-forças químicas ou ligações
-formação de multicamadas ou
monocamadas
-sem dissociação da espécie retida
-formação de monocamadas
-pode haver dissociação da espécie
retida
-não específica
-específica
-energia de ativação não envolvida
-rápida, reversível
-pode envolver energia de ativação
-pode ser lenta e irreversível
-importante a temperaturas mais baixas
-ocorre mesmo a temperaturas elevadas
-eficiência do processo depende mais da
natureza do sorvato que do material
adsorvente
-eficiência do processo depende tanto
da natureza do sorvato quanto do
material sorvente
-baixo calor de sorção
-elevado calor de sorção
4.2- Materiais sorventes
Qualquer sólido apresenta alguma tendência em reter espécies em sua superfície,
mas apenas alguns apresentam seletividade em relação aos diferentes solutos. Espécies
orgânicas ou inorgânicas, de diversas naturezas, podem ser consideradas sorvatos em
sistemas de sorção. Portanto, os materiais sólidos utilizados nestes sistemas devem
apresentar algumas características que favoreçam a retenção de tais espécies. Dentre
estas características destacam-se o caráter hidrofóbico ou hidrofílico, a capacidade de
retenção (quantidade do sorvato retida por unidade de massa do sorvente), a porosidade,
a possibilidade de regeneração e de recuperação da espécie retida, a aplicabilidade a
sistemas onde o sorvato está presente em quantidades traços. No material sólido
encontram-se sítios ativos responsáveis pela retenção do soluto, os quais variam de
acordo com a natureza do sorvente. Os grupos mais comumente encontrados são
carboxílico, fosfato, sulfato, amino e grupos hidroxila
(59)
.
39
O processo de sorção
A estrutura dos poros limita as dimensões das moléculas que podem ser retidas e
tem sido observado que o tamanho dos poros que levam a uma maior capacidade de
sorção se correlaciona às dimensões das moléculas da espécie de interesse: a sorção de
pequenas moléculas relaciona-se aos microporos, enquanto a sorção de moléculas de
maior dimensão está relacionada mais diretamente aos meso- e macroporos. Um outro
aspecto importante nos processos de sorção é a área superficial disponível do material
sólido, limitante da quantidade da espécie a ser retida desde que não haja impedimento
causado pelo tamanho da espécie; em geral, quanto maior a área superficial maior é a
eficiência da adsorção e, por isso, os sorventes são sólidos com estrutura porosa,
visando aumentar a eficiência do processo
(32,60)
.
Materiais porosos com grande superfície são, muitas vezes, selecionados para
aplicações industriais; alguns exemplos são carvão ativo, sílica gel, quitosana, zeólitas,
argilas, rejeitos de processos industriais e agrícolas
(61)
.
O carvão ativo é considerado uma das melhores alternativas para eliminar
compostos não biodegradáveis e compostos orgânicos tóxicos de soluções aquosas; isto
é conseqüência de algumas das suas propriedades, tais como grande área superficial,
estrutura dos poros, alta capacidade adsortiva e extensão da reação na superfície
(62)
.
Entretanto, é preciso considerar o custo da utilização do carvão ativo nos processos de
descontaminação
(63)
.
Sílica gel foi sugerida para a remoção de corantes básicos, porém alguns
problemas foram apontados como: reações paralelas de oxidação e a colmatação da
coluna de adsorção devido ao material particulado
(64)
. Um outro aspecto está
relacionado à excelente resistência à dilatação apresentada pela sílica, e ao pequeno
efeito decorrente de mudanças na composição do solvente em meios com pH inferior
a 9
(65)
.
A quitosana é obtida a partir da reação de desacetilação parcial da quitina em
soluções alcalinas concentradas. A quitina é um biopolímero encontrado em
invertebrados marinhos, insetos, artrópodes, fungos e leveduras. A quitosana tem
merecido uma atenção especial devido ao baixo custo (em comparação ao carvão ativo)
e à grande quantidade de grupos amino e hidróxido, os quais apresentam um grande
potencial de retenção para diversas moléculas, incluindo componentes fenólicos,
corantes e íons metálicos. Estes biopolímeros representam uma alternativa atraente
40
O processo de sorção
comparados a outros biomateriais devido às suas características físico–químicas, à
estabilidade química, às elevadas reatividade e seletividade para diversos tipos de
poluentes e, também, devido à versatilidade no seu uso (como flocos, pó, fibras ou gel).
O uso de sorventes de quitosana e quitina apresenta alguns inconvenientes; um deles é
conseqüência da solubilidade da quitosana em meio ácido, o que exige uma etapa de
modificação química e/ou física para permitir seu uso em condições ácidas. Uma outra
restrição ao uso desses materiais, especialmente na forma de flocos ou de pós, é o
intumescimento e a retração, capazes de dificultar ou mesmo impedir a aplicação em
sistemas de colunas sem que haja um processo preliminar de modificação
(22)
.
Alguns minerais naturais têm sido considerados como materiais alternativos para
a remoção de contaminantes de efluentes. Em geral, estes materiais são promissores,
pois apresentam grande área superficial e excelente capacidade de troca-iônica. As
zeólitas naturais, existentes como mais de quarenta espécies, são também materiais
acessíveis, de baixo custo e excelentes trocadores iônicos, razões pelas quais são
empregadas para a remoção de contaminantes. A capacidade de sorção das zeólitas
resulta da sua grande área superficial e da carga líquida negativa nos canais de sua
estrutura, responsáveis por atrair espécies catiônicas tais como os íons dos metais
pesados. Alguns estudos mostraram a aplicabilidade das zeólitas na remoção de
quantidades de traços de poluentes, tais como metais pesados, fenóis e corantes
(22)
.
OUKI e KAVANNAGH estudaram a eficiência da remoção de Pb, Cd, Cu, Zn,
Cr, Ni e Co para duas espécies de zeólitas naturais - clinoptilolite e chabazibe-, as quais
apresentaram diferentes capacidades de sorção (maior para chabazite). Já a capacidade
de remoção de corantes reativos pela zeólita foi extremanente baixa, tendo sido sugerida
uma modificação química para uma melhor eficiência
(51)
.
A argila é um material semelhante à zeólita, encontrada nos solos e também
apresentando classes distintas - caolinita, micas e esmectita (como, por exemplo,
montmorilona). Existem vários estudos utilizando argila na remoção de metais e
corantes. GRIFFIN et al. mostraram que a remoção de Hg por montmorilona é cinco
vezes maior se comparada à remoção por caolinita. SINGH et al. utilizaram caolinita na
remoção de Zn de efluentes, apresentando como vantagens o não intumescimento e a
utilização em meios alcalinos
(51)
.
41
O processo de sorção
As argilas possuem alta afinidade por corantes aniônicos e catiônicos com
heteroátomos. Tem sido observado que a capacidade de sorção de corantes básicos é
maior que a de corantes ácidos, o que é devido à carga iônica dos corantes e às
característica da argila. Também para as argilas, um processo de modificação pode
auxiliar a melhorar a capacidade de sorção de diferentes espécies
(21,22)
.
A biossorção tem sido considerada, também, como uma técnica promissora para
o tratamento de efluentes devido à eficiência alcançada na remoção de diferentes
contaminantes e ao baixo custo desta biomassa. Tanto biomassas vivas como mortas
podem ser usadas, mas manter a biomassa viva durante o processo de sorção é difícil,
pois a biomassa viva exige um fornecimento contínuo de nutrientes; além disto, é
preciso considerar o efeito decorrente da presença de espécies nocivas ao
microorganismo. Estas dificuldades são superadas ao ser utilizada a biomassa inerte que
pode, ainda, ser regenerada e reutilizada algumas vezes. Mesmo sendo mais vantajosa
em alguns aspectos, o uso da biomassa inerte, principalmente na forma triturada,
apresenta problemas tais como a dificuldade na separação da biomassa após a sorção, a
baixa resistência mecânica e o pequeno tamanho da partícula, o que dificulta o uso em
sistemas de colunas. Entretanto, biomassas inertes podem ser imobilizadas em matrizes
poliméricas aumentando, assim, sua resistência. A aplicação destas biomassas é ainda
dificultada pelo alto custo das culturas puras de células e pela necessidade da
imobilização ou separação de soluções aquosas
(66)
.
Mais recentemente, biomassas vegetais começaram a ser estudadas quanto à
capacidade de remover íons metálicos de soluções aquosas, mas ainda têm sido pouco
exploradas na Química Analítica
(18,67,68)
. Diversas biomassas vegetais como palha do
arroz, resíduos da indústria da cana-de-açúcar, cascas de sementes de algodão, entre
outros, que se tornam resíduos agrícolas abundantes nas regiões de maior cultivo dessas
espécies vegetais, têm sido sugeridas para a remoção de íons metálicos de efluentes
industriais; por outro lado, os procedimentos analíticos envolvendo etapas de pré-
concentração utilizando biomassas vegetais não são ainda comuns.
Cascas de arroz, aquecidas a 300°C, foram avaliadas para a remoção de ouro de
soluções aquosas, com uma remoção máxima comparável àquela obtida com carvão
ativo e sendo o metal retido mais facilmente removido das cascas de arroz
(67)
.
42
O processo de sorção
Também bagaço de cana e espigas de milho têm sido estudados como materiais
sorventes, mostrando-se economicamente atraentes para a remoção da cor de soluções
aquosas. Estes sorventes naturais foram recomendados como efetivos e baratos e, sendo
assim, a regeneração após a saturação não é necessária
(69)
.
4.3- O mecanismo de sorção
O processo de sorção e dessorção é determinado pelas propriedades do material
sólido sorvente e do soluto e inúmeros fatores são relevantes. Entre eles destacam-se a
natureza do sorvente e do soluto (orgânica ou inorgânica), estrutura química do soluto
(como, por exemplo, carga iônica, especiação, comprimento da cadeia, presença de
anéis e de grupos polares, entre outros aspectos), estrutura do sorvente (polaridade,
presença de grupos de ligação, porosidade, área de superfície, entre outros). Além das
características do sorvente e do sorvato, alguns fatores externos tais como pH,
temperatura ou agitação também são capazes de afetar o processo de sorção
(23)
.
Trazendo como exemplo a retenção de um íon metálico M em um material
sólido S, o processo de sorção pode ser representado segundo a equação:
M
z
sol
+ b S
s
' [MS
b
]
s
sendo
z a carga do íon metálico e S um ligante sobre a superfície do material sorvente.
A concentração q do íon metálico retido na fase sólida, expressa em termos de massa do
íon metálico (mg) por unidade de massa do adsorvente (g), corresponde à soma de todas
as formas possíveis das espécies retidas na superfície do material, ou seja:
q = {MS} + {MS
2
} + {MS
3
} + ... + {MS
m
}
onde {} indica a concentração na fase sólida (mg g
-1
)
(53)
.
A sorção não envolve apenas um único mecanismo. Esse processo consiste em
diversos mecanismos que diferem quantitativa e qualitativamente de acordo com as
espécies envolvidas, a natureza e o processamento da biomassa. A retenção de íons de
metais, por exemplo, segue mecanismos complexos, principalmente troca iônica,
43
O processo de sorção
quelação, adsorção por forças físicas e retenção dos íons nos poros como resultado do
gradiente de concentração e difusão através das paredes da biomassa
(70)
.
O processo de sorção está representado na Figura 10. A partir da transferência de
massa na solução, a sorção tem início com a difusão das moléculas do soluto no filme
de solução vizinho à partícula do sorvente até à sua superfície externa (difusão externa).
Essa etapa de difusão consiste no movimento das moléculas do sorvato através da
interface, anteriormente à retenção nos sítios superficiais externos e um aumento da
concentração do fluido pode acelerar a difusão do soluto da solução para a superfície do
sólido.
Uma vez na superfície do sorvente, o soluto irá ligar-se aos sítios na superfície
externa do sólido pelos quais apresenta afinidade através de alguns mecanismos de
acumulação que podem incluir adsorção, troca iônica, formação de ligações covalentes,
reações de complexação ou de quelação, e ainda reações de microprecipitação (sorção).
Esses mecanismos de sorção, ainda que diferentes, podem ocorrer de forma simultânea.
Difusão
externa
Difusão
intraparticula
Transferência de
massa na solução
Material adsorvente
Camada limite
Fase líquida
Figura 10 - Esquema das etapas envolvidas no processo de sorção
A sorção é, freqüentemente, acompanhada pelo deslocamento das moléculas do
fluido nos poros do sorvente, havendo a penetração do soluto nos espaços capilares do
sólido (difusão intrapartícula) e podendo ocorrer interação com os sítios disponíveis na
superfície interna do sólido. Como há muitos mecanismos possíveis envolvidos nos
processos de sorção, é difícil predizer sua natureza; uma compreensão mais completa
desses processos implica no estudo cinético e na descrição do estado de equilíbrio
(48)
.
44
O processo de sorção
4.4- Aspectos cinéticos do processo de sorção
A cinética da sorção descreve a velocidade de remoção do soluto, sendo
dependente das características físicas e químicas do adsorvato, adsorvente e também do
sistema experimental.
O estudo da cinética dos processos de sorção aplicados ao tratamento de
efluentes industriais pode fornecer indicações valiosas quanto às reações e aos
mecanismos envolvidos, além de indicar a velocidade da reação de sorção que, no
processo de tratamento, irá determinar o tempo de residência do soluto na interface
solução-material sorvente. Essas informações são exigências básicas para o
desenvolvimento e dimensionamento de sistemas de sorção apropriados para a
remediação de efluentes, justificando a necessidade do desenvolvimento de modelos
práticos, matematicamente simples, que possam ser aplicados a diferentes
sistemas
(71-73)
.
Vários sistemas de sorção têm sido investigados nas últimas décadas e alguns
modelos cinéticos têm sido propostos e utilizados para ajudar na identificação do
mecanismo ou etapa limitante nos processos de sorção. Para investigar o mecanismo de
sorção, as constantes características do processo têm sido, em geral, determinadas
utilizando a equação de pseudo-primeira ordem, baseada na capacidade do sólido e a
equação de pseudo-segunda ordem baseada na sorção na fase sólida
(71,74).
A equação do modelo cinético de pseudo-primeira ordem é
(75)
:
t
q
1
=
e
p
q
K
t
1
+
q
1
(1)
Nessa equação, k
p
(min
-1
) é a constante de velocidade de sorção de pseudo-primeira
ordem, t (min) é o tempo de sorção, e q
e
e q
t
(mg g
-1
) são as quantidades do soluto
retidas no equilíbrio e no tempo t, respectivamente. Esse modelo, um dos mais
utilizados nos estudos dos processos de sorção, considera que a velocidade de sorção
depende proporcionalmente do número de sítios ativos disponíveis
(76)
.
O modelo de pseudo-segunda ordem tem como base a capacidade de sorção no
equilíbrio, e considera a sorção química entre o sólido sorvente e o soluto presente na
fase fluida, envolvendo troca e/ou compartilhamento de elétrons entre este e átomos da
45
O processo de sorção
superfície do material sólido
(77,78)
. A expressão para a velocidade do processo de
pseudo-segunda ordem pode ser derivada a partir do equilíbrio da sorção, descrito pelas
equações das reações a seguir onde HS e S
-
representam o sorvente protonado e
dissociado, respectivamente, M
m+
é um íon metálico e C é um composto orgânico como,
por exemplo, um corante.
m S
-
+ M
m+
' MS
m
(eq. a)
m HS + M
m+
' MS
m
+ m H
+
(eq. b)
ou
HS + C
-
' C-HS (eq. c)
A lei de velocidade para sistemas de pseudo-segunda ordem pode ser expressa, na forma
linearizada, pela equação 2
(71)
.
t
q
t
=
2
2
1
e
qK
+
e
q
t
=
h
1
+
e
q
t
(2)
A constante de velocidade de pseudo-segunda ordem k
2
(g mg
-1
min
-1
) e q
e
podem ser obtidos do gráfico t/q
t
versus t; h é a velocidade inicial do processo (mgg
-
1
min
-1
). Portanto, o parâmetro que influencia a cinética da sorção é a capacidade de
sorção no equilíbrio q
e
, a qual é dependente da concentração inicial e da natureza do
soluto, e também da quantidade utilizada do sorvente.
A equação de pseudo-segunda ordem apresenta algumas vantagens, tais como
não exigir o conhecimento prévio da capacidade de sorção no equilíbrio, e permitir que
esse parâmetro, assim como a constante de velocidade de pseudo-segunda ordem e a
velocidade inicial da sorção possa ser determinado a partir da equação sem o
conhecimento anterior de qualquer outro parâmetro.
Os modelos de pseudo-primeira ordem e pseudo-segunda ordem consideram as
etapas de sorção, mas não fornecem um mecanismo definitivo. Entretanto, é possível
investigar qual etapa – difusão externa, difusão intrapartícula, sorção - é mais
importante para a cinética do processo de sorção utilizando outros modelos propostos
baseados em difusão das espécies.
46
O processo de sorção
Após a transferência externa de massa inicial dá-se o transporte das moléculas
do sorvato na camada limite que circunda o sorvente – difusão externa - e essa etapa dos
processos de sorção tem sido investigada segundo um modelo de fronteira
(32)
. Se a
difusão externa é a etapa limitante da velocidade, tem sido demonstrado que a equação
(3) pode ser aplicada com sucesso aos dados experimentais
(79,80)
. O coeficiente de
difusão externa β (m s
-1
) pode ser determinado a partir da inclinação da curva descrita
pela equação (3) para t=0:
Ln (C / C
o
) = - β S t (3)
S = m A / V (4)
Nessa equação, C
o
e C são as concentrações do soluto inicial e no tempo t (mg L
-1
) e S é
a área de superfície externa do material sorvente (m
2
m
-3
). Os valores de S podem ser
estimados através da equação (4), onde A é a área de superfície (m
2
g
-1
), m é a
quantidade do sorvente (g) e V o volume total de solução (m
3
).
A etapa limitante do processo de sorção pode ainda ser conseqüência de um
mecanismo de difusão intrapartícula muito lento, especialmente em sistemas
envolvendo sólidos sorventes microporosos. Neste caso, a sorção pode ser descrita por
uma equação mais simplificada
(71,81)
. O modelo de difusão intrapartícula proposto por
WEBER E MORRIS
(82)
considera que o equilíbrio é atingido de acordo com a variação
da razão entre a difusividade do sorvato na partícula do sorvente e o raio da partícula, e
propõe uma relação linear entre a quantidade do soluto retida no sólido sorvente e a
função t
1/2
:
q
t
= k t
1/2
+ C (5)
A partir da curva q
t
versus t
1/2
a constante de velocidade de difusão intrapartícula
k (mg g
-1
min
-1/2
) pode ser determinada; esse parâmetro engloba difusão efetiva, e as
dimensões e as características físicas das partículas. De acordo com esse modelo,
quando a difusão intrapartícula está envolvida no processo de sorção, a curva definida
pela equação (5) deve ser linear. Além disso, quando a reta passa pela origem (C=0)
essa etapa é determinante da velocidade do processo; caso contrário, a difusão
47
O processo de sorção
intrapartícula não é a única etapa controladora da velocidade, e outros mecanismos
limitantes da velocidade existem simultaneamente.
URANO e NAKAI, assumindo a difusão intrapartícula como a etapa
determinante da velocidade, e tendo por base a concentração do soluto no sorvente
propuseram uma equação que permite obter o coeficiente de difusão intrapartícula D
i
(cm
2
s
-1
) (sendo d (cm) o diâmetro da partícula)
(83)
.
-log [1 -
2
)(
e
t
q
q
] = (
2
2
3,2
4
d
π
) D
i
t (6)
4.5- Aspectos termodinâmicos do processo de sorção
O estudo de um processo de sorção requer conhecer a condição de equilíbrio e a
velocidade com que esta é alcançada. Os dados do equilíbrio são obtidos das isotermas
de sorção, as quais são utilizadas para avaliar a capacidade de diferentes materiais como
sorventes para diferentes solutos. As isotermas são consideradas a maneira mais
conveniente para o estudo do equilíbrio dos diferentes sistemas de sorção.
As isotermas de sorção em fase líquida, representadas por curvas que mostram a
variação da concentração do soluto na fase sólida em função da concentração na fase
fluida, em uma determinada temperatura, constituem a primeira informação
experimental utilizada para escolher entre diferentes sólidos sorventes aquele mais
apropriado à uma aplicação específica. A forma das isotermas também é a primeira
ferramenta experimental para conhecer o tipo de interação entre o adsorvato e o
adsorvente. Esses estudos de sorção em condições estáticas complementam-se com os
estudos da cinética do processo, que auxiliam na interpretação do mecanismo da
interação, bem como com estudos em coluna
(84)
.
48
O processo de sorção
4.5.1- Isotermas de sorção
A capacidade do sorvente para reter um soluto específico é mais comumente
avaliada através de isotermas de sorção na fase líquida
(57)
. A técnica usada para gerar os
dados de sorção é bastante simples: quantidades conhecidas do soluto são adicionadas
ao sistema contendo quantidades definidas do adsorvente. Admite-se que a diferença
entre a quantidade inicialmente adicionada e aquela remanescente na solução está
sorvida na partícula do material sorvente
(85)
.
Para avaliar a dinâmica do processo de sorção as isotermas são classificadas em
favoráveis, lineares ou desfavoráveis. A Figura 11 mostra estes três tipos de isotermas.
Figura 11- Tipos de isotermas: (a) favorável, (b) linear e (c) desfavorável.
Embora sejam conhecidos diferentes modelos de isotermas para o ajuste dos
dados da sorção de espécies em solução, os modelos de Langmuir e de Freundlich têm
sido os mais utilizados para descrever a sorção de espécies inorgânicas ou orgânicas,
presentes em solução de monocomponentes, em diferentes materiais
(86,87)
.
As isotermas de Langmuir têm sido, com freqüência, associadas a diferentes
sistemas de sorção, ainda que as premissas do modelo de Langmuir não se cumpram. As
isotermas do modelo de Freundlich, típicas de superfície heterogêneas, são as mais
freqüentemente encontradas
(84)
.
49
O processo de sorção
• Modelo de Langmuir
Irving Langmuir (1916) desenvolveu um modelo de isoterma de equilíbrio
relacionando a quantidade de soluto retido na superfície à concentração do soluto na
solução. A isoterma de Langmuir considera a formação de uma monocamada em uma
superfície com um número finito de sítios idênticos de sorção
(88)
. Este tipo de isoterma é
observado em sistemas nos quais ocorre quimissorção e/ou nos quais o sorvente
utilizado é microporoso, ou seja, nos quais o diâmetro dos poros é da ordem de alguns
diâmetros moleculares. Este modelo está baseado na hipótese de que as forças de
interação entre as moléculas do soluto são desprezíveis e, também, que cada sítio no
sorvente pode ser ocupado apenas por uma molécula do soluto. Segundo o modelo de
Langmuir, a capacidade de sorção em monocamada saturada pode ser representada pela
seguinte equação:
q
e
=
()
e
e
bC
CbQ
+
°
1
(7)
onde C
e
é a concentração de equilíbrio do soluto residual na solução (mg L
-1
), q
e
é a
quantidade de soluto retido na fase sólida no equilíbrio (mg g
-1
), Q
°
representa a
capacidade máxima de cobertura da monocamada (mg g
-1
), b (L mg
-1
) é relacionado à
afinidade soluto-sorvente. De acordo com a equação (7), para valores muito baixos de
C
e
o termo bC
e
torna-se desprezível e a equação representa uma função linear entre q
e
e
C
e
. Por outro lado, quando C
e
assume valores elevados, q
e
praticamente não é alterado
pela variação de C
e
, sugerindo que a sorção é independente da concentração do soluto
na solução – o que ocorre quando o sólido atinge sua capacidade máxima de sorção.
Para valores intermediários de C
e
a isoterma apresenta uma forma curva.
Os parâmetros b, Q
o
e K
L
– parâmetros de Langmuir – podem ser determinados
utilizando a forma linear da equação (8):
e
e
q
C
=
o
bQ
1
+
o
e
Q
C
(8)
50
O processo de sorção
As constantes da isoterma de Langmuir têm significado físico. Q
o
representa o
número total de sítios disponíveis no material sorvente, e o parâmetro K
L
é associado à
partição do sorvato na fase sólida e na solução. Q
o
está relacionado à constante de
equilíbrio de Langmuir K
L
pela relação: K
L
= bQ
o
, sendo b o parâmetro de afinidade.
Portanto, valores elevados de b indicam uma grande afinidade do soluto pelos sítios do
material sorvente. Para um processo favorável os valores de b devem estar entre 0 e 1
(0<b<1); b= 1 e b=0 representam, respectivamente, uma isoterma linear e um processo
irreversível
(42)
.
Embora tenha sido proposta visando situações de sorção reversíveis, a expressão
de Langmuir pode, também, refletir adequadamente um sistema irreversível. De acordo
com esse modelo, a formação de uma monocamada indica a capacidade de saturação
(89)
.
Um outro parâmetro de Langmuir, denominado fator de separação (R
L
), permite avaliar
a forma da isoterma e predizer a viabilidade de um processo em particular; R
L
é definido
segundo a equação (9):
R
L
=
()
0
1
1
bC+
(9)
sendo C
o
a concentração inicial do soluto na solução (mg L
-1
). Sistemas favoráveis
apresentam fatores de separação inferiores à unidade (0<R
L
<1) e para sistemas
irreversíveis este fator é zero.
• Modelo de Freundlich
Herbert Max Finley Freundlich (1906), químico alemão, propôs uma isoterma
empírica para um sistema não ideal, supondo uma superfície heterogênea e sítios de
ligação não equivalentes, bem como para uma sorção em multicamadas. A isoterma de
Freundlich não prevê a saturação do material sorvente e, assim, o modelo permite a
existência de uma cobertura superficial incompleta
(90)
. Esta isoterma é expressa pela
equação:
Ln q
e
= Ln K
F
+ (1/n) Ln C
e
(10)
51
O processo de sorção
Nessa equação, C
e
e q
e
têm o mesmo significado como descrito anteriormente; K
F
e n,
característicos do sistema, são parâmetros relacionados à capacidade e à intensidade da
sorção, respectivamente
(42)
.
Para um sistema com sorção favorável, o parâmetro n assume valores maiores
que a unidade (1<n<10)
(32)
. Em muitos casos, o modelo de Freundlich fornece uma
representação de equilíbrio de adsorção de um único soluto melhor que a isoterma de
Langmuir. Entretanto, o modelo de Freundlich supõe sorção ilimitada, isto é, sem
ocorrer saturação, o que é um irreal; assim, a aplicabilidade dessa isoterma empírica é
restrita a um intervalo limitado de concentrações, e isso é uma desvantagem desse
modelo.
A maior vantagem dos modelos de isotermas de Langmuir e de Freundlich é a
sua simplicidade; entretanto, ambos falham em apontar condições importantes, tais
como pH e força iônica. Isso acontece porque os parâmetros dos modelos são obtidos a
partir de determinado experimento, sob condições fixas e, assim, não podem prever com
exatidão outras condições. Por exemplo, tem sido demonstrado que a sorção dos íons
metálicos aumenta drasticamente numa pequena faixa de pH. Portanto, os parâmetros
das equações empíricas obtidos em experimentos realizados em um determinado valor
pH não podem ser usados para calcular o equilíbrio de sorção em uma outra condição de
pH. Um outro ponto a considerar é que os modelos empíricos não fornecem um
entendimento quanto ao mecanismo envolvido na sorção
(91)
.
A Tabela 4 apresenta uma pequena comparação entre as principais
características dos modelos de sorção de Langmuir e de Freundlich.
52
O processo de sorção
Tabela 4- Comparação entre os modelos de isotermas de Langmuir e de Freundlich.
Modelo de Langmuir Modelo de Freundlich
- regra da monocamada - não prevê a saturação do sorvente
- cobertura superficial infinita
(multicamadas)
- energia semelhante em todos os sítios
da superfície
- número fixo e definido de sítios
- sítios de ligação não equivalentes
- sorção química - sorção química
4.5.2- Parâmetros termodinâmicos da sorção
Os parâmetros termodinâmicos refletem a viabilidade e a espontaneidade de um
processo. Parâmetros termodinâmicos como variação de energia livre (ΔG), variação da
entalpia (ΔH) e variação da entropia (ΔS) podem ser estimados através da constante de
Langmuir – constante de equilíbrio de sorção – a diferentes temperaturas.
O equilíbrio heterogêneo da sorção dos solutos pode ser expresso como:
soluto
+ sorvente ' soluto – sorvente
A constante de equilíbrio K
L
de sorção é definida a partir da equação (8); com os
os valores de K
L
obtidos a diferentes temperaturas é possível calcular os parâmetros
Δ
Hº e
Δ
Sº de um processo de sorção de acordo com a equação (11), onde R e T são a
constante universal dos gases (J mol
-1
K
-1
) e a temperatura absoluta (K),
respectivamente.
Ln K
L
=
R
Sº
Δ
-
RT
Hº
Δ
(11)
53
O processo de sorção
A energia livre padrão de Gibbs, ΔGº, estabelece uma relação entre a entalpia e a
entropia do processo de acordo com a equação (12):
ΔGº = ΔHº - T ΔSº (12)
Dessa relação observa-se que a variação da energia livre é acompanhada de uma
variação simultânea da entalpia e da entropia; assim, o comportamento relativo de cada
um desses parâmetros (entalpia e entropia), definindo o valor da energia livre, é
determinante da espontaneidade do sistema. Nos processos espontâneos, a energia livre
assume valores negativos, e quanto mais negativos esses valores, maior a força motriz
favorecendo o processo de sorção
(92)
. Na sorção, como a liberdade de translação da
espécie retida é reduzida, ocorre uma diminuição da entropia. Em geral, nos sistemas de
sorção onde predominam processos de natureza física a variação da energia livre ΔGº
assume valores entre – 20 e 0 kJ mol
-1
e aos processos de quimissorção são associados
valores entre – 80 e – 400 kJ mol
-1(93)
.
Processos não-espontâneos, caracterizados, portanto, por valores positivos para a
energia livre, podem ser encontrados em alguns sistemas de sorção, nos quais a natureza
do sorvato e da superfície do sorvente não favorecem a retenção da espécie pretendida;
alguns exemplos são mencionados na literatura, como a sorção de cobalto e do herbicida
imazaquin pelo solo
(94)
.
A entalpia da sorção depende do grau de cobertura da superfície do sorvente e
considera a interação entre as partículas retidas. Quando há repulsão entre as partículas,
a sorção fica menos exotérmica e a entalpia menos negativa à medida que o
recobrimento aumenta. Além disso, a ocupação da superfície ocorre de forma
desordenada até que a ordem seja imposta pelas exigências do empacotamento das
partículas. Por outro lado, quando ocorre atração, as partículas retidas tendem a se
aglomerar em “ilhas” e o crescimento ocorre nas bordas. Podem ocorrer mudanças
ordem-desordem quando as espécies retidas apresentam energia térmica suficiente para
superar as interações mútuas, mas não suficiente para que haja dessorção.
É possível distinguir entre sorção química e física avaliando a entalpia da
adsorção. Valores maiores que ca. – 25 kJ mol
-1
têm sido associados à sorção física e
valores mais negativos que ca. – 40 kJ mol
-1
identificam a sorção química. Essa
54
O processo de sorção
diferença é relacionada à distância entre a superfície do material sorvente e o átomo
mais próximo do adsorvato, menor na sorção química que na sorção física. Esse critério,
evidentemente, não é definitivo e hoje são disponíveis técnicas espectroscópicas
modernas
(93)
.
4.6 - Sistemas de colunas de leito fixo
A sorção em fase sólida pode ser realizada em sistema de batelada ou em coluna
de leito fixo. O processo em batelada consiste em colocar em contato uma massa do
material sorvente sólido com a solução contendo a espécie a ser retida, durante um
período de tempo definido. O estudo em batelada permite determinar adequadamente os
parâmetros importantes necessários ao desenvolvimento de estudos do equilíbrio de
sorção para avaliar a capacidade sortiva do material sorvente visando, por exemplo,
dimensionar sistemas de tratamento de efluentes contaminados por espécies de natureza
diversas.
É ainda relativamente recente o desenvolvimento de tecnologia para aplicação
do fenômeno de sorção em processos industriais, tais como purificação e separação de
produtos. O desenvolvimento desta operação teve por base a utilização de leitos fixos e
fluidizados, colocando-se um sólido sorvente em contato com uma alimentação fluida.
Um dos aspectos mais importantes associados ao dimensionamento de uma coluna de
sorção de leito fixo é estabelecer o ponto de saturação para um dado conjunto de
condições práticas e um sorvente sólido particular, cuja seleção está relacionada a
informações quanto à sua capacidade no equilíbrio
(48)
.
A descrição da taxa de transferência de massa para o sorvente pode ser obtida da
curvas características de transporte ou curvas de ruptura – do termo em inglês
breakthrough curves. Estas curvas são obtidas passando o fluido que contém o sorvato
através da coluna empacotada com o sorvente selecionado e monitorando a
concentração de saída ao longo do tempo
(50)
. Uma curva de ruptura típica é traçada em
termos da variação da concentração relativa C
ef
/ C
o
, isto é, da variação da razão entre a
concentração de saída C
ef
(mg L
-1
) e a concentração de entrada C
o
(mg L
-1
) em função
do tempo ou do volume percolado.
55
O processo de sorção
A análise da dinâmica de um sistema de coluna de leito fixo tem por base o
desenvolvimento da curva de ruptura, que é dependente da geometria da coluna, das
condições operacionais e dos dados de equilíbrio do sistema considerado
(48)
. Como o
fluxo do fluido é contínuo, o leito torna-se saturado em uma dada posição e a
distribuição da concentração estabelece-se conforme mostra a Figura 12.
Figura 12- Representação da dinâmica da coluna de adsorção de leito fixo.
A posição da curva de ruptura do gráfico da capacidade da coluna depende da
taxa de fluxo e a concentração da solução que esta sendo passada na coluna.
Idealmente, a curva de ruptura pode ser considerada uma função “degrau” para
separações favoráveis, isto é, apresenta um salto instantâneo da concentração do
efluente de zero para a concentração de alimentação no momento em que a capacidade
da coluna é alcançada
(46)
; na prática, a curva de ruptura apresenta a forma de um S, e
esse espalhamento observado nas curvas de ruptura é conseqüência de fenômenos como
dispersão e/ou difusão que ocorrem no deslocamento do fluido na coluna. A região onde
ocorre a mudança mais acentuada na concentração é denominada “zona de transferência
de massa”, e desloca-se em direção ao final do leito com o decorrer do tempo, conforme
ilustrado na Figura 12.
56
Materiais e métodos
CAPÍTULO 5 – MATERIAIS E MÉTODOS
5.1 – Materiais
As soluções-estoque dos íons investigados – Cd(II), Pb(II), Zn(II) e Cu(II) -, de
concentração 1000 mg L
-1
, foram obtidas pela diluição apropriada de produtos Titrisol
(Merck
®
). As soluções-estoque dos corantes Vermelho Procion H-E7B (vermelho
reativo 141) e Amarelo Procion H-E4R (laranja reativo 12) foram preparadas pela
dissolução em água de pureza Milli-Q
®
(Sistema Milli-Q Plus), obtendo-se também
uma concentração final de 1000 mg L
-1
.
As demais soluções utilizadas no desenvolvimento deste trabalho foram
preparadas a partir da dissolução de reagentes de grau analítico em água de pureza
Milli-Q
®
.
5.2 – Preparação e caracterização do material sorvente de Luffa c.
A Luffa c. (bucha vegetal) foi obtida diretamente de uma pequena plantação na
região de Apucarana, PR. Os frutos maduros foram retirados as cascas (Figura 13) e
sementes, lavados com água destilada e novamente secos ao ar livre. A biomassa seca
foi triturada em moinho de facas para obter um material mais uniforme; neste trabalho
foram utilizadas partículas do sorvente com diâmetro inferior a 425 μm (sistema de
peneiras Solotest, 75 - 600μm). O material sorvente foi caracterizado utilizando técnicas
analíticas como espectroscopia no infravermelho (IV) (FTIR Bromem MB – 100) em
pastilha de KBr e análise termogravimétrica (TGA) (Shimadzer, mod. TGA – 50); a
microscopia eletrônica de varredura (MEV – Shimadzu Superscan 55 – 550) permitiu
uma avaliação da estrutura da superfície do material. A caracterização físico–química da
biomassa seguiu o procedimento do Instituto Adolfo Lutz para farinhas e semelhantes
(95)
, sendo todas as determinações realizadas em duplicata. Também foi determinada a
área superficial da Luffa c., usando o método BET (Quantachrome, mod. Nova 1200).
57
Materiais e métodos
Figura 13 – Luffa cylindrica (bucha vegetal)..
5.3 – Modificação do material sólido
O procedimento adotado para a modificação da biomassa seguiu a proposta de
Marshall et al
(23)
. Inicialmente, 12 g da biomassa in natura foram colocados em contato
com 240 mL de NaOH 0,1 mol L
-1
. A mistura foi agitada durante 1 hora, à temperatura
ambiente e, em seguida, o material modificado foi lavado com água destilada até pH
neutro e seco em estufa a 50°C por 12horas. A biomassa modificada (partículas do
sorvente com diâmetro inferior a 600 μm) foram avaliadas quanto à eficiência em
experimentos de sorção de íons Cu(II). Nesses estudos comparativos da Luffa c.
modificada com a in natura, 50 mg da biomassa eram agitados com 20,0 mL da solução
do íon metálico (2 mg L
-1
) em meio NaCl 0,1 mol L
-1
, após ajuste do pH a 5, durante 1
hora.
5.4 – Estudo da remoção dos íons metálicos e de corantes reativos de soluções aquosas
pela Luffa c. in natura e modificada
Foram estudados os diferentes fatores que podem afetar o processo de remoção
de espécies químicas (íons metálicos e corantes) de soluções aquosas utilizando
sorventes sólidos. Os parâmetros pH, meio iônico, tempo de contato, quantidade de
58
Materiais e métodos
biomassa, concentração inicial da espécie foram avaliados em sistemas de batelada.
Nestes estudos, uma quantidade conhecida da biomassa era adicionada à solução (20,0
mL) de concentração conhecida da espécie de interesse – íon metálico ou corante -,
sendo o pH ajustado inicialmente ao valor desejado; os frascos contendo a mistura eram
agitados mecanicamente, durante tempos pré-determinados. Após a filtração da
biomassa, a concentração residual dos íons metálicos ou dos corantes era determinada
utilizando a espectrometria de absorção atômica – EAA chama (Varian Techtron AA
175) ou a espectrofotometria de absorção molecular na região do VIS (Hitachi U -
2000), respectivamente. Todos os experimentos foram realizados em duplicata, sendo
aqui apresentados os valores médios; desvios relativos inferiores a 5% foram
observados. Antes da determinação dos metais por EAA chama e dos corantes por
espectroscopia de absorção no VIS foram definidas as curvas analíticas, sendo
estabelecidas as faixas lineares para cada diferente espécie.
5.5 - Estudo da dessorção dos íons retidos na biomassa modificada com NaOH e dos
corantes em Luffa c. in natura
Para a retenção dos íons de interesse na biomassa modificada, 100 mg do
material eram colocados em 20,0 ml de uma solução multielementar de Cd(II) e Cu(II)
2 mg L
-1
, Zn(II) 1 mg L
-1
e Pb(II) 10 mg L
-1
em meio de NaCl 0,1 mol L
-1
,
pH=5durante 60 minutos. A avaliação da capacidade de regenerar a biomassa e
recuperar os íons metálicos foi realizada utilizando-se soluções de HCl 0,1 mol L
-1
e 1,0
mol L
-1
, EDTA 0,1 mol L
-1
(pH 10), sob agitação, durante 60 minutos.
Para o estudo da dessorção dos corantes, água em pH neutro e soluções alcalinas
(NaOH) foram testadas como eluentes. Em seguida à etapa de sorção, realizada
utilizando soluções dos corantes individuais de concentração 10 mg L
-1
, conforme
descrito no item 5.4, os eluentes eram avaliados quanto à eficiência da recuperação dos
corantes. Inicialmente, a dessorção dos íons metálicos e, também, dos corantes foi
estudada em sistema em batelada.
59
Materiais e métodos
5.6 - Estudo da remoção de íons metálicos e corantes pela biomassa Luffa c. utilizando
sistema de colunas de leito fixo
No estudo da sorção pela Luffa c. em sistema de colunas de leito fixo foram
utilizadas colunas de vidro com 8 mm de diâmetro interno, nas quais foi introduzido ca.
1 g da biomassa in natura ou modificada. As colunas foram preparadas percolando-se
com água desionizada até acomodação do leito (7,2 cm) e drenando-se toda a água.
5.6.1 – Otimização da vazão
Diferentes vazões na faixa entre 2 e 6 mL min
-1
foram avaliados na otimização
das condições de sorção. Com este objetivo, 20,0 mL de uma solução monocomponente
contendo 10 mg L
-1
de corante em pH 2,5 foram introduzidos na coluna contendo a
biomassa de Luffa c. in natura. A solução recolhida na saída da coluna foi analisada por
espectrofotometria de absorção molecular na região do VIS.
Para o estudo da sorção dos íons metálicos pela biomassa modificada, o mesmo
procedimento acima foi adotado, sendo utilizados 200,0 mL de uma solução contendo
18 mg L
-1
de Pb(II), 15 mg L
-1
de Cu(II), 2 mg L
-1
de Zn(II) e 10 mg L
-1
Cd(II) em meio
de NaCl 0,1 mol L
-1
ajustado a pH 5. A concentração residual dos íons na solução
efluente foi, em seguida, determinada por EAA de chama.
5.6.2 - Construção das curvas de breakthrough (curva de ruptura)
O estudo da curva de ruptura dos corantes foi realizado utilizando um volume de
1000,0 mL da solução monocomponente contendo 10 mg L
-1
do corante em pH 2,5, o
qual era introduzido na coluna preenchida com Luffa c. in natura (4 mL min
-1
).
Alíquotas de 50 mL foram, seguidamente, recolhidas até completar o volume total
percolado. As alíquotas recolhidas foram analisadas por espectrofotometria de absorção
molecular na região do VIS.
A fim de visualizar a saturação das colunas preenchidas com a biomassa.
modificada no estudo da sorção dos íons metálicos, o procedimento seguido foi o
mesmo adotado para o estudo com os corantes e descrito anteriormente. O volume de
60
Materiais e métodos
1000,0 mL de solução contendo os íons investigados (18 mg L
-1
de Pb(II), 15 mg L
-1
de
Cu(II), 2 mg L
-1
de Zn(II) e 10 mg L
-1
Cd(II)) em meio de NaCl 0,1 mol L
-1
e pH 5 era
introduzido (5 mL min
-1
) na coluna, sendo também recolhidas alíquotas de 50 mL até
completar o volume de solução percolada. A concentração dos íons metálicos presentes
em cada alíquota foi determinada por EAA com chama.
5.6.3 – Dessorção dos íons metálicos e corantes no sistema de coluna
Após a realização do procedimento descrito no item 5.6.2, a coluna contendo a
biomassa foi percolada com 1000 mL de HCl 0,1 mol L
-1
ou 1000 mL de NaOH em pH
11, de modo a promover a dessorção dos íons metálicos ou dos corantes,
respectivamente, determinando-se a concentração em cada alíquota recolhida do
efluente da coluna.
5.6.4 - Estudo da reutilização da coluna de Luffa c.
Alíquotas de 250 mL de uma solução contendo os corantes (10 mg L
-1
) foram
percoladas em colunas contendo a biomassa in natura e, em seguida, os corantes
retidos eram eluídos com sucessivas alíquotas de 200 mL de NaOH pH 11. As colunas
eram regeneradas percolando-se 100 mL de água desionizada. Esse procedimento foi
repetido para avaliar o tempo de vida útil das colunas.
O mesmo procedimento foi adotado para avaliar a reutilização das colunas
contendo a biomassa modificada na sorção dos íons metálicos. Nesse caso, alíquotas de
300 mL da solução contendo os íons (18 mg L
-1
de Pb(II), 15 mg L
-1
de Cu(II),
2 mg L
-1
de Zn(II) e 10 mg L
-1
Cd(II)) foram percoladas em colunas contendo a
biomassa modificada e, em seguida, os metais retidos eram eluídos com alíquotas de
200 mL de HCl 0,1 mol L
-1
. As colunas eram regeneradas percolando-se 100 mL de
água desionizada, sendo o procedimento repetido para avaliar o tempo de vida útil das
colunas com biomassa modificada.
61
Materiais e métodos
5.7 – Aplicação do processo de sorção em Luffa c. para a descontaminação de efluentes
Efluentes de indústrias de baterias e de galvanoplastia foram utilizados para o
estudo da capacidade de sorção dos íons metálicos Cd(II), Pb(II), Zn(II) e Cu(II) pela
Luffa c. modificada com NaOH. O processo de remoção dos corantes pela Luffa c. in
natura foi aplicado a um efluente sintético
(96)
e a um efluente vermelho da máquina de
tingimento de uma indústria têxtil local (MR Malharia, Maringá).
Os sistemas em batelada e de coluna de leito fixo foram utilizados para os
efluentes contendo metais pesados ou corantes têxteis, sendo os efluentes caracterizados
antes e depois da sorção quanto ao pH (Quimis – mod. Q – 400 M2S), turbidez
(Policontrol – mod. AP 2000), e DQO (Espectrofotômetro Nova 400).
5.7.1 – Aplicação da sorção em Luffa c. a efluentes têxteis
Duas colunas de sistema de leito fixo em série, preenchidas com 2,5 g de Luffa
c. in natura, foram preparadas percolando-se água deionizada até a acomodação do leito
e drenando-se toda a água; a altura do leito úmido foi de 15,5 cm. Os volumes utilizados
dos efluentes foram 50 mL (efluente sintético, concentração do corante 40 mg L
-1
) e
20 mL (efluente da indústria), sendo utilizado um fluxo de 4±0,5 mL min
-1
. Esse estudo
em coluna foi realizado sem ajuste do pH do efluente.
No estudo em sistema em batelada foram utilizadas as mesmas condições
adotadas para o sistema de coluna em leito fixo, com agitação durante 60 minutos; neste
estudo também foi avaliado o ajuste prévio do pH do efluente. Também foi avaliado o
sistema em série para a remoção dos corantes do efluente sintético.
5.7.2 – Aplicação da sorção em Luffa c. modificada em efluentes de baterias e de
galvonoplastia
Experimentos em coluna de leito fixo e em batelada foram realizados sem ajuste
prévio de pH, de modo a avaliar o desempenho da remoção dos íons metálicos pela
biomassa na purificação destes efluentes. Para estes efluentes nos diferentes sistemas foi
utilizado um volume de 50 mL e cerca de 1 g da biomassa modificada, com 60 minutos
62
Materiais e métodos
de agitação. No estudo em coluna de leito fixo a biomassa foi acomodada nas mesmas
condições da coluna do item 5.7.1, sendo a altura do leito úmido 7,2 cm.
63
Resultados e discussão
CAPÍTULO 6 - RESULTADOS E DISCUSSÃO
6.1 – Caracterização da Luffa cylindrica
Os teores de alguns metais e de proteína e alguns outros dados obtidos neste
estudo para caracterização das amostras de Luffa c. completamente desenvolvida, como
utilizada neste trabalho, são mostrados na Tabela 5.
Tabela 5- Caracterização da Luffa cylindrica
Cinza (%)
5,52 ± 0,32
Umidade (%)
10,24 ± 0,07
Ferro (mg kg
-1
)
Magnésio (mg kg
-1
)
Cálcio (mg kg
-1
)
4,81 ± 1,12
21,8 ± 2,8
8,42 ± 0,76
Tamanho da partícula, Luffa c. (μm) 75 – 425
Tamanho da partícula, Luffa c. modificada (μm) 75-600
Área superficial, Luffa c. (m
2
g
-1
) 6,2
Área superficial, Luffa c. modificada (m
2
g
-1
) 7,3
Proteína, Luffa c. ( %)
2,16 ± 0,04
Proteína,
Luffa c. modificada (%)
1,69 ± 0,01
Os valores determinados para as áreas superficiais para as partículas da biomassa
in natura - 6,2 m
2
g
-1
– e modificada com hidróxido de sódio – 7,3 m
2
g
-1
- são
comparáveis aos dados mencionados na literatura para outros materiais sorventes
(16)
.
Entretanto, este valor contrasta grandemente com a área superficial atribuída ao carvão
ativo - 706 m
2
g
-1
-, cerca de cem vezes maior. O carvão ativo é um material sólido
bastante utilizado em processos de remoção e/ou pré-concentração de diversas espécies
químicas presentes em soluções aquosas por sua grande eficácia principalmente para
compostos apolares
(24)
. Entretanto, é necessário ressaltar que a área superficial é apenas
um dos parâmetros importantes para a escolha dos materiais a serem utilizados em
processos de sorção; também a porosidade, a presença de grupos funcionais, e o
tamanho das partículas são algumas das características fundamentais para esta escolha.
64
Resultados e discussão
Um outro aspecto a ser considerado é o custo envolvido na obtenção e/ou preparação
dos materiais. O carvão ativo, embora apresente grande capacidade de sorção para
diversas espécies químicas, tem associado um custo ainda elevado para sua produção, o
que o torna um material pouco atraente em muitas aplicações práticas.
O estudo granulométrico mostrou uma grande heterogeneidade das partículas da
biomassa, com diâmetros no intervalo entre 75 e 600 μm. A fração de partículas com
diâmetro acima de 300 μm atingiu 86,42% para a biomassa modificada e 64, 41% para a
biomassa in natura; 99,13% e 95,42% das partículas da Luffa c. bruta e modificada,
respectivamente, apresentaram diâmetro maior que 75 μm. Embora seja reconhecida a
importância do diâmetro das partículas utilizadas nos processos de sorção, já que este
parâmetro afeta diretamente a superfície disponível para a sorção, neste estudo optou-se
por considerar todas as frações de diferentes tamanhos.
A Luffa c., como toda biomassa vegetal, é também composta por celulose,
hemicelulose e lignina. Os espectros no infravermelho auxiliam na caracterização
qualitativa de alguns grupos funcionais presentes na biomassa natural, os quais,
provavelmente, estão envolvidos no processo de sorção dos íons metálicos e dos
corantes investigados (Figura 14); os principais grupos evidenciados na análise
espectroscópica estão resumidamente indicados na Tabela 6.
A banda de absorção na região de 3000-3400 cm
-1
indica a presença de grupos
hidroxila, e o estiramento deste grupo está associado à presença de água na superfície da
biomassa. Esta banda também é atribuída ao estiramento de N-H. O sinal observado em
2930 cm
-1
pode ser atribuído ao estiramento de C-H dos grupos metila ou metileno,
associados à estrutura da lignina.
(23)
As bandas observadas em 1745 cm
-1
são associadas
ao grupo carbonila; em 1647 e 1540 cm
-1
são observadas bandas atribuídas ao
estiramento de grupos carbonilas e N-H, respectivamente. Na região de menor
comprimento de onda (1110-1020 cm
-1
) as bandas são atribuídas a deformações
envolvendo ligações C-H, C-N e C-O. O espectro no IV da Luffa c. bruta indica a
existência de grupos fortemente afetados pelo pH do meio aquoso em contato com a
biomassa e, também, a presença de grupos capazes de interagir com íons metálicos.
65
Resultados e discussão
Figura 14- Espectro na região do infravermelho da Luffa cylindrica in natura (a) e
modificada com NaOH (b).
Tabela 6 – Atribuição das freqüências observadas nos espectros na região do
infravermelho da Luffa c. in natura e modificada com NaOH
Número de onda (cm
-1
) Atribuição
3000 - 3400 Estiramento de O-H e N-H
2930 CH
2
(grupos associados à estrutura da lignina)
1745 carbonila
1646 e 1540 Grupos carbonila e N-H
1110 a 1020 C-O e C-N
A observação dos espectros no IV da biomassa de Luffa c. modificada e sua
comparação ao espectro da biomassa bruta permitiram identificar alterações na estrutura
da biomassa, decorrentes da reação de modificação (Figura 14). No espectro obtido para
a biomassa após modificação com base as maiores alterações foram observadas nas
bandas de absorção nas regiões de 3000-3400 cm
-1
, 1725 cm
-1
, 1650 cm
-1
e 1060 cm
-1
,
com diminuição da absorção.
66
Resultados e discussão
A complexação com grupos carboxílicos tem sido associada à remoção de íons
metálicos por biomassas. Celulose, hemicelulose e lignina apresentam em suas
estruturas grupos ésteres metílicos que podem ser transformados em grupos carboxílicos
no tratamento da biomassa com bases fortes. Portanto, a modificação da biomassa pela
reação com base pode contribuir para o aumento da eficiência da remoção de espécies
metálicas. A reação de hidrólise dos ésteres metílicos pode ser representada pela
equação a seguir
(97)
:
COR
O
CH
3
+
NaOH
Na
+
+
CH
3
OH
C
O
-
O
R
Um outro efeito decorrente do tratamento da biomassa com bases fortes está
relacionado à diminuição dos grupos amina das proteínas, os quais poderiam, também,
participar da ligação com os íons metálicos. Assim, o tratamento com base pode ter duas
conseqüências - a formação de novos grupos carboxílicos e a diminuição dos grupos
amina – e a maior ou menor eficiência na remoção de íons metálicos pela biomassa
tratada com base vai ser dependente grandemente das características de reatividade
desses íons
(98)
.
Na análise da curva termogravimétrica (Figura 15) da
Luffa c. podem ser
observadas quatro etapas distintas. A primeira, na faixa de temperaturas entre 100 e 200
ºC, é atribuída à desidratação da amostra; a segunda etapa, entre aproximadamente 250
e 360
°C, corresponde à decomposição térmica das hemiceluloses e da celulose da
biomassa. A decomposição da lignina provavelmente é observada na etapa seguinte, na
faixa de temperaturas entre 360 e 525
°C. Finalmente, a última etapa da curva
termogravimétrica indica a presença de resíduos minerais
(51)
. A partir desta análise
pode-se atribuir uma boa estabilidade térmica á biomassa em estudo, o que permite seu
uso a temperaturas até cerca de 200
°C.
67
Resultados e discussão
Figura 15 - Curva da análise termogravimétrica da Luffa c. in natura. Taxa de
aquecimento 10
°Cmin
-1
; fluxo de N
2
: 20 mLmin
-1
.
A estrutura da biomassa
in natura foi observada por microscopia eletrônica de
varredura (MEV); conforme pode ser visto na Figura 15, a estrutura das partículas de
Luffa c. apresenta poros nos quais é possível reter espécies químicas como corantes ou
íons metálicos. A micrografia revela uma superfície irregular, com estrutura em
camadas, indicando uma estrutura morfológica adequada a processos de sorção
. A
comparação das micrografias obtidas para a biomassa
in natura e modificada,
apresentadas na Figura 16, indica que o processo de modificação não altera
significativamente as características morfológicas da superfície da
Luffa c. Entretanto,
após a modificação, a micrografia parece sugerir uma pequena diminuição do número
de cavidades na superfície da biomassa.
68
Resultados e discussão
(a)
(b)
Figura 16 - Micrografia eletrônica de varredura (MEV) – amplificação: 2000X
(a)
Luffa c. in natura; (b) Luffa c. modificada com NaOH.
69
Resultados e discussão
6.2 – Estudo da sorção dos corantes vermelho Procion H-E7B e amarelo Procion H-E4R
pela biomassa de
Luffa c.
Os corantes mais adequados ao tingimento de tecidos de algodão e de outras
fibras de celulose são os corantes reativos, de uso mais fácil e com maior fixação da cor.
Diferentemente de outros tipos, os corantes reativos formam ligações covalentes com a
celulose ou moléculas de proteínas. O “H” na denominação indica que o corante é uma
aminoclorotriazina (monoclorotriazina); “H-E” indica um corante bifuncional,
classificado como bis(aminoclorotriazina).
Os corantes Amarelo Procion H-E4R e Vermelho Procion H-E7B, pertencentes à
classe dos corantes reativos, estão entre os mais utilizados para o tingimento de fibras
de algodão. As Figuras 17 e 18 apresentam as estruturas destes corantes e seus espectros
na região do visível, respectivamente.
(a)
(b)
Figura 17 – Fórmula estrutural dos corantes: (a) Vermelho Procion H-E7B
(C
52
H
34
S
8
O
26
N
13
Cl
2
– 1584,38 g mol
-1
) e (b) Amarelo Procion H – E4R
(C
52
H
38
S
8
O
26
N
18
Cl
2
– 1658,46 g mol
-1
)
70
Resultados e discussão
Figura 18 – Espectros de absorção na região do visível dos corantes (10 mg L
-1
) em
água destilada : (a) Vermelho Procion H-E7B e (b) Amarelo Procion H-E4R
71
Resultados e discussão
6.2.1 - Efeito do pH do meio sobre o processo de sorção dos corantes pela Luffa c.
A análise dos espectros de soluções individuais dos corantes investigados
ajustadas a diferentes valores de pH mostrou não haver deslocamento do comprimento
de onda do máximo de absorção no intervalo de pH entre 2 e 10. Isto significa que,
nesta faixa de pH, não ocorre mudança estrutural nas moléculas dos corantes nem há
hidrólise.
O pH é um fator importante nos processos de sorção de diferentes espécies
químicas, uma vez que tanto o material sorvente quanto os sorvatos podem ser afetados
pela variação do pH da solução, por apresentarem grupos dissociáveis em sua estrutura
ou uma especiação dependente do pH . Para os dois corantes estudados a maior remoção
ocorre em meio ácido (pH 2-4) e, com o aumento do pH da solução dos corantes, a
remoção diminui significativamente (Figura 19). Esta variação na eficiência da sorção
em relação ao pH pode ser explicada considerando a carga de superfície da biomassa,
resultante da presença de grupos ionizáveis tais como OH, COOH, SH e NH
2
, os quais
podem ganhar ou perder prótons com a variação do pH. Em valores baixos de pH, os
grupos de superfície estão protonados e a superfície apresenta carga positiva; em valores
mais elevados de pH, quando os grupos de superfície perdem prótons, a superfície da
biomassa torna-se carregada negativamente. A eficiência máxima na remoção dos
corantes Vermelho Procion H-E7B e Amarelo Procion H-E4R ocorre em pH
ca. 2,5 – e
neste pH os corantes encontram-se dissociados nos grupos sulfônicos (R-SO
3
-
). Sendo
que estes grupos possui o pK
a
menor do que 2, portanto, ocorre uma forte atração
eletrostática entre a superfície positiva da biomassa (devido à protonação dos grupos
funcionais) e o corante com carga negativa.
72
Resultados e discussão
0
20
40
60
80
100
04812
pH
Remoção (%)
vermelho
amarelo
Figura 19 - Efeito da variação do pH na sorção dos corantes Vermelho Procion H-E7B e
Amarelo Procion H-E4R. Meio, 20,0 mL água destilada; concentração dos corantes, 10
mg L
-1
; m(biomassa): 50 mg; tempo de contato: 60 min; T ambiente
6.2.2 – Efeito da quantidade de biomassa sobre o processo de sorção dos corantes pela
Luffa c.
O estudo referente à quantidade de biomassa para remover os corantes Vermelho
Procion H-E7B e Amarelo Procion H-E4R foi efetuado em solução aquosa de cada
corante individualmente (10 mg L
-1
), com pH ajustado a 2,5, variando-se a quantidade
da biomassa entre 20 mg e 400 mg (correspondendo a concentrações da biomassa entre
1,0 g L
-1
e 20 g L
-1
). Como pode ser observado na Figura 20, ocorre uma diminuição na
sorção de 6,74 para 0,122 mg g
-1
e 4,14 para 0,137 mg g
-1
para os corantes vermelho e
amarelo, respectivamente, com o aumento da quantidade de biomassa de 20 a 400 mg.
Entretanto, a eficiência da remoção (%) do corante amarelo aumenta quando a
quantidade de biomassa é aumentada de 20 para 50 mg, e apresenta pequena variação
para quantidades maiores da biomassa. Para a remoção do corante vermelho é
observada uma pequena variação da eficiência da sorção ao serem utilizadas
quantidades distintas da biomassa para todas as massas avaliadas.
O número de sítios ativos de sorção aumenta com o aumento da quantidade da
biomassa e, conseqüentemente, resulta em um aumento da eficiência da remoção dos
corantes. A diminuição da capacidade de sorção (q
e
) com o aumento da quantidade do
sorvente pode ser devido à não saturação dos sítios de sorção em função do gradiente de
73
Resultados e discussão
concentração estabelecido entre o sorvato e mais partículas de sorvente, diminuindo a
quantidade de soluto sorvido sobre unidade de massa. Outra razão pode ser a interação
inter partículas, tais como a agregação resultante da alta quantidade de material
sorvente; esta agregação induz a uma diminuição da área superficial total do sorvente a
um aumento do caminho de difusão.
Esse estudo demonstrou que um processo econômico deve envolver o uso de
pequenas quantidades da biomassa, se necessário em seqüências de contato; portanto, na
continuidade do trabalho foram utilizadas 20 mg e 50 mg de biomassa para a retenção
dos corantes vermelho e amarelo, respectivamente.
(a)
0
50
100
0,02 0,05 0,1 0,2 0,4
massa (g)
Remoção
(%)
0
2
4
6
8
q
e
(mg g
-1
)
remoção (%) qe (mg/g)
(b)
0
50
100
0,02 0,05 0,1 0,2 0,4
massa (g)
Remoção
(%)
0
2
4
6
8
q
e
(mg g
-1
)
remoção (%) qe (mg/g)
Figura 20 - Efeito da quantidade de biomassa na eficiência de sorção dos corantes
Vermelho Procion H-E 7B (a) e Amarelo Procion H-E4R (b). Meio, 20,0 mL de meio
aquoso, pH 2,5; concentração dos corantes: 10mg L
-1
; tempo de contato: 60min; T
ambiente.
6.2.3 – Estudo da cinética da sorção dos corantes pela biomassa de
Luffa c.
O estudo cinético descreve a velocidade de remoção das espécies de interesse, a
qual determina o tempo de residência dessas espécies na interface sólido-solução. Tendo
como objetivo a utilização de um processo de sorção na descontaminação de efluentes
industriais, é importante avaliar a velocidade com que os contaminantes são removidos
da solução para dimensionar adequadamente os sistemas de tratamento dos efluentes.
Os estudos da cinética do processo de sorção dos corantes Vermelho Procion
H-E7B e Amarelo Procion H-E4R pela
Luffa c. mostraram que a remoção dos corantes
atinge sua maior eficiência em aproximadamente
60 minutos, sendo que tempos maiores
de contato não resultam em aumento na eficiência do processo, pois os valores
74
Resultados e discussão
determinados são estatisticamente semelhantes (nível de confiança de 95%) (Figura 21).
Portanto, nos experimentos seguintes foram considerados 60 min de agitação para
remover os corantes. O tempo de equilíbrio é independente da concentração inicial (10 e
20mg L
-1
). As curvas apresentadas na Figura 21 mostram-se suaves e indicam a
saturação dos corantes na superfície da biomassa.
Figura 21
- Efeito do tempo de contato na sorção dos corantes Vermelho Procion H-
E7B (a) e Amarelo Procion H-E4R (b). Meio: 20,0 mL de meio aquoso, pH 2,5;
m(biomassa), 50 mg para remoção do corante vermelho e 20 mg para o corante
amarelo; T, ambiente
A velocidade da sorção dos corantes em materiais porosos pode ser afetada pela
temperatura, pH da solução, concentração total de eletrólitos no meio, concentração
inicial do corante, velocidade da agitação do sistema, tamanho das partículas e
distribuição do tamanho dos poros do sorvente; sendo assim, a compreensão dos
mecanismos envolvidos no processo de sorção exige o uso de diferentes modelos
cinéticos.
De modo a permitir uma maior compreensão do processo de remoção, alguns
modelos cinéticos foram testados para interpretar os dados experimentais, considerando
etapas tais como a transferência de massa na solução e reações químicas envolvendo os
corantes e os sítios de ligação na biomassa. Uma boa correlação dos dados cinéticos
ajuda a revelar o mecanismo de sorção; assim, o coeficiente de correlação, determinado
para cada equação dos modelos cinéticos, foi escolhido para indicar o mecanismo
predominante de sorção do corante na fase sólida.
No estudo da cinética da sorção foram usados os modelos de pseudo-primeira e
de pseudo-segunda ordem. Os dois modelos foram avaliados em duas concentrações
(a)
0
2
4
6
0 50 100 150 200
tempo (min)
q
e
(mg g )
-1
20mg/L 10mg/L
(b)
0
2
4
6
0 50 100 150 200
tempo (min)
q
e
(mg g
-1
)
20mg/L 10mg/L
75
Resultados e discussão
iniciais diferentes – 10,0 mg L
-1
e 20,0 mg L
-1
. A curva para a equação que descreve o
modelo de pseudo-primeira ordem, equação (1), não se mostrou linear em todo o
intervalo de tempo investigado (0,87< r
2
< 0,93), indicando que os dados experimentais
não se ajustam bem a esse modelo e que, provavelmente, o mecanismo de sorção não é
controlado pela transferência externa de massa. Os parâmetros cinéticos do modelo de
pseudo-primeira ordem são apresentados na Tabela 7.
Tabela 7: Parâmetros do modelo cinético de pseudo-primeira ordem para o sistema
Luffa c.- corante (T ambiente)
C
0
(mg L
-1
)
q
e
(1)
(mg g
-1
)
q
e
(2)
(mg g
-1
)
k
p
(mg
2
g
-2
min)
r
2
Vermelho
10,0 3,78 3,79 1,85 0,8738
20,0 5,94 5,68 2,02 0,9372
Amarelo
10,0 2,47 2,49 0,992 0,9118
20,0 4,64 4,66 2,72 0,9304
(1)
valor experimental
(2)
valor obtido da equação do modelo de pseudo-primeira ordem
Os estudos cinéticos revelaram que os dados experimentais da sorção dos
corantes vermelho e amarelo pela biomassa são mais bem ajustados ao modelo de
pseudo-segunda ordem (equação (2)), como pode ser observado na Figura 22; os valores
relativos a esse modelo estão apresentados na Tabela 8.
(a)
0
25
50
0 100 200
tempo (min)
t/q
t
(min g mg
-1
)
20mg/L 10mg/L
(b)
0
40
80
0 100 200
tempo (min)
t/q
t
(min g mg
-1
)
20 mg/L 10mg/L
Figura 22 – Curvas para a sorção dos corantes Vermelho Procion H-E7B (a) e Amarelo
Procion H-E4R (b) de acordo com o modelo de pseudo-segunda ordem.
76
Resultados e discussão
Tabela 8: Parâmetros do modelo cinético de pseudo-segunda ordem para o sistema
Luffa c.- corante (T ambiente)
C
0
(mg L
-1
)
q
e
(1)
(mg g
-1
)
q
e
(2)
(mg g
-1
)
k
2
(g mg
-1
min
-1
)
h
(mg g
-1
min
-1
)
r
2
Vermelho 10,0 3,78 3,80 0,14 2,0 0,9946
20,0 5,94 5,78 0,027 0,90 0,9973
Amarelo
10,0 2,47 2,48 0,49 3,0 0,9997
20,0 4,64 4,80 0,052 1,2 0,9990
(1)
valor experimental
(2)
valor obtido da equação do modelo de pseudo-segunda ordem
Os coeficientes de correlação obtidos na aplicação da equação cinética de
pseudo-segunda ordem são maiores que 0,994 e a capacidade de sorção no equilíbrio
(q
e
) calculada a partir da equação do modelo concorda satisfatoriamente com o valor
experimental (erro relativo percentual < 3,5%). Assim, parece evidente que a sorção dos
corantes pela
Luffa c. obedece a uma cinética de pseudo-segunda ordem. Este modelo
cinético está baseado na hipótese de que a etapa limitante da velocidade do processo é
uma sorção química. Este mesmo comportamento já havia sido observado na sorção de
diferentes tipos de corantes em vários materiais sorventes sólidos
(99)
.
A variação da constante de velocidade de pseudo-segunda ordem com a
concentração do corante é também apresentada na Tabela 8. Os valores de k
2
diminuem
com o aumento da concentração inicial dos corantes, e isso é esperado uma vez que
quanto menor a concentração da solução, menor é a probabilidade de colisões entre
moléculas do corante e, portanto, mais rapidamente esta espécie pode ligar-se aos sítios
ativos na superfície da biomassa. Os valores determinados para a capacidade de sorção
q
e
também indicam que a sorção aumenta com o aumento da concentração inicial dos
corantes, já que uma utilização mais eficiente da capacidade de sorção da biomassa deve
ocorrer como resultado de um maior gradiente de concentração, o qual favorece a
sorção atuando como uma “força motora” no processo. Wu
et al. (2001) estudaram a
cinética da remoção de corantes reativos pela quitosana e determinaram valores para k
2
da ordem da 1x10
-4
– 9x10
-4
g mg
-1
min
-1
– portanto, significativamente inferiores aos
determinados para a sorção do Amarelo Procion e do Vermelho Procion em
Luffa c .
(82)
.
77
Resultados e discussão
Os modelos cinéticos podem ser considerados baseados em reações ou em
difusão, associados às reações químicas ou a mecanismos de transferência de massa,
respectivamente. Assim, é possível investigar qual etapa - difusão externa, difusão
intrapartícula, sorção - é mais importante para a cinética do processo de sorção
utilizando também modelos de difusão que consideram difusão interna e externa das
moléculas do soluto. Os parâmetros cinéticos foram determinados de acordo com as
equações (3) - (6).
A difusão externa em processos de sorção tem sido estudada segundo o modelo
de fronteira; esta etapa é associada à velocidade inicial da sorção e é caracterizada pelo
coeficiente de difusão externa (β). Na Figura 23 são apresentadas as curvas de Ln C
t
/C
o
(sendo C
t
e C
o
as concentrações no tempo t e inicial do corante) em função do tempo; as
quais permitem determinar o valor dos parâmetros cinéticos para a difusão externa.
(a)
-8
-4
0
0 5000 10000 15000
tempo (s)
Ln (Ct/C0)
20 mg/L 10mg/L
(b)
-1,2
-0,8
-0,4
0
0 5000 10000 15000
tempo (s)
Ln (Ct/Co)
20 mg/L 10 mg/L
Figura 23
- Curvas para a sorção dos corantes Vermelho Procion H-E7B (a) e Amarelo
Procion H-E4R (b) de acordo com o modelo da difusão externa.
Na Tabela 9 estão apresentados os valores determinados para os sistemas
Luffa-
corante para a constante β. Os coeficientes de correlação apresentaram valores 0,71 < r
2
< 0,93, mostrando uma concordância razoável dos dados experimentais com o modelo
de fronteira. Isto indica que a difusão externa pode ser importante no mecanismo de
sorção dos corantes pela
Luffa c. Os valores de β diminuem com o aumento da
concentração do soluto, e isso pode ser relacionado à maior competição pela superfície
da biomassa e, também, pelas interações entre as moléculas do soluto. A concentração
inicial do soluto é importante uma vez que uma determinada massa de sorvente pode
reter apenas uma quantidade limitada de soluto. Portanto, quanto maior a concentração
78
Resultados e discussão
inicial de corante na solução, menor será o volume que certa quantidade de biomassa
poderá purificar.
Tabela 9: Parâmetros cinéticos para o sistema
Luffa c.-corante (T ambiente)
C
0
(mg L
-1
)
difusão externa
difusão intrapartícula
β
(m s
-1
)
r
2
D
(cm
2
s
-1
)
r
2
k
*
r
2
Amarelo
10,0 8,5
x10
-8
0,7196 1,4x10
-8
0,9480 4,9x10
-3
0,9737
20,0 6,0x10
-8
0,8983 5,0x10
-8
0,9556 1,7x10
-2
0,9496
Vermelho
10,0 4,3
x10
-7
0,9246 4,2x10
-9
0,9932 1,1x10
-2
0,9464
20,0 2,9
x10
-7
0,9205 1,1x10
-8
0,9882 2,3x10
-2
0,9643
*
mg g
-1
s
-1/2
Na Figura 24 as curvas experimentais obtidas para a sorção dos corantes
Amarelo Procion e Vermelho Procion na biomassa de
Luffa c., de acordo com a equação
(4), definem uma relação linear, porém não em todo o intervalo de tempo avaliado. Esta
não linearidade tem sido atribuída a diferentes processos de difusão afetando
simultaneamente a sorção
(100)
. Entretanto, considerando que as retas não passam pela
origem, a difusão intrapartícula está de fato envolvida, mas não é o único mecanismo
limitante da velocidade do processo. SINGH
et al. observaram comportamento
semelhante ao estudarem a sorção de corantes em materiais lignocelulósicos
(101)
. Os
valores obtidos para a constante de velocidade de difusão intrapartícula k a partir das
curvas q
t
vs t
1/2
para a velocidade são, também, apresentados na Tabela 9
(83)
. O aumento
na concentração da solução dos corantes favoreceu a difusão (maior valor para a
constante de velocidade k), principalmente para o corante amarelo.
79
Resultados e discussão
(a)
0
4
8
04080120
t
1/2
(s
1/2
)
q (mg g
-1
)
20mg/L 10mg/L
(b)
0
2,5
5
0 40 80 120
t
1/2
(s
1/2
)
q (mg g
-1
)
20mg/L 10mg/L
Figura 24 – Curvas para a sorção dos corantes Vermelho Procion H-E7B (a) e Amarelo
Procion H-E4R (b) de acordo com o modelo da difusão intrapartícula.
Por fim, um modelo baseado na concentração no sólido (q
,
mg g
-1
) e assumindo
que a transferência externa de massa é não-limitante da velocidade do processo foi
utilizado na determinação do coeficiente de difusão D, cujos valores para os sistemas
Luffa-corante estão também na Tabela 9
(83)
.
A difusão interna parece ser importante na sorção dos corantes pela biomassa de
Luffa c. natural. O modelo de difusão intrapartícula foi avaliado neste trabalho
mostrando um ajuste muito bom dos dados experimentais (Tabela 9), com coeficientes
de correlação maiores que 0,94. Os valores de β variam menos que os valores de D e k
com a variação da concentração dos corantes, indicando que a difusão interna é um
mecanismo mais importante no processo de sorção dos corantes que a difusão externa.
Porém, os valores de D (
≈10
-8
-10
-9
) e o comportamento apresentado na curva mostrada
na Figura 23 indicam que a difusão intrapartícula não é o único mecanismo que atua no
sistema estudado
(83)
. Valores semelhantes foram determinados para o coeficiente de
difusão D para a sorção do corante Vermelho Reativo em carvão ativado obtido de
resíduos agrícolas
(102).
WU ET al., ao estudarem a sorção de corantes reativos pela
quitosana, determinaram valores para a constante de difusão intrapartícula da ordem de
0,14-0,85 mg g
-1
s
-1/2
bem superiores aos valores obtidos neste estudo com Luffa c.;
neste estudo, os autores concluíram que a difusão intrapartícula é o mecanismo que
melhor descreve a sorção pela quitosana pela comparação entre os modelos de pseudo-
primeira ordem, pseudo-segunda ordem e de difusão intrapartícula
(82)
. A comparação
entre os coeficientes de correlação obtidos ao serem utilizadas as equações dos modelos
de pseudo-segunda ordem (Tabela 8; r
2
>0,994) e da difusão intrapartícula (Tabela 9;
80
Resultados e discussão
r
2
>0,946) mostra que os dados experimentais obtidos para a sorção dos corantes
Vermelho Procion e Amarelo Procion pela
Luffa c. ajustam-se melhor ao modelo de
pseudo-segunda ordem. A Figura 25
ilustra uma comparação entre os valores calculados
e medidos neste estudo, e mostra que o modelo da difusão intrapartícula subestima os
valores em todo o intervalo observado para o corante amarelo; para o corante vermelho,
a comparação mostra haver uma grande semelhança entre os modelos avaliados.
Portanto, é possível concluir que o processo de sorção dos corantes Vermelho Procion e
Amarelo Procion obedece a uma cinética de pseudo-segunda ordem, que considera a
etapa de quimissorção, embora seja influenciada por um mecanismo de difusão
intrapartícula.
(a)
2
2,2
2,4
2,6
0100200
tempo (min)
q (mg g
-1
)
(b)
2,5
3
3,5
4
4,5
0100
tempo (min)
q (mg g
-1
)
200
Figura 25 – Comparação entre os diferentes modelos cinéticos estudados. dados
experimentais;
ß cinética de pseudo-primeira ordem; difusão intrapartícula; Ucinética
de pseudo-segunda ordem; (a) Amarelo Procion (b) Vermelho Procion; C= 10 mg L
-
1
Todos esses estudos permitem supor que ocorre a sorção dos corantes Vermelho
Procion e Amarelo Procion, provavelmente, via reações de troca na superfície até que os
grupos funcionais estejam totalmente ocupados e, em seguida, as moléculas difundem-
se nos poros da biomassa. Resultados semelhantes foram observados para a retenção de
corantes em materiais sorventes contendo lignina, que apresenta grupos de troca ácidos,
protonados em meio ácido (pH
≈3), os quais podem estar envolvidos no processo de
sorção dos íons dos corantes
(71)
.
81
Resultados e discussão
6.2.4 - Isotermas de sorção para os sistemas Luffa-corante reativo
As isotermas para os corantes amarelo e vermelho, obtidas em três diferentes
temperaturas, apresentam forma convexa, como pode ser vista na Figura 26. Estas
isotermas são consideradas favoráveis, pois a sorção é grande mesmo para soluções de
pequena concentração do soluto.
(b)
0
15
30
0 50 100
C
o
(mg L
-1
)
q
e
(mgg
-1
)
22ºC 40ºC 60ºC
(a)
0
7
14
22ºC 40ºC
Figura 26 – Isotermas para a sorção dos corantes Vermelho
H-E7B (a) e Amarelo
Procion H-E4R (b). (b). Meio: 20,0 mL água destilada; pH 2,5; m(biomassa): 50 mg
para remoção do corante vermelho e 20 mg para o corante amarelo; tempo de contato:
60min; T, ambiente
Os modelos de isotermas de Langmuir e de Freundlich foram utilizados no
estudo da sorção dos corantes Amarelo Procion e Vermelho Procion. A análise dos
valores apresentados na Tabela 10 sugere que, para a sorção dos corantes investigados,
a superfície do
Luffa c. é constituída principalmente por zonas homogêneas, uma vez
que os dados experimentais são mais bem ajustados ao modelo de Langmuir
(comparação dos valores dos coeficientes de correlação), indicando a formação de uma
monocamada de sorção. A capacidade máxima de sorção Qº para os corantes aumenta
com o aumento da temperatura para o corante Amarelo Procion, mas não mostra
variação acentuada para o corante Vermelho Procion, indicando um caráter endotérmico
para a remoção do corante amarelo. A comparação entre os valores determinados para a
capacidade máxima de sorção dos corantes estudados sugere que há um pequeno
favorecimento na sorção do Vermelho Procion á temperatura ambiente. Entretanto, não
há na estrutura deste corante um maior número de grupos sulfônicos, espécies
provavelmente envolvidas na atração eletrostática entre a superfície positiva da
050100
C
o
(mg L
-1
)
q
e
(mg g
-1
)
60ºC
82
Resultados e discussão
biomassa e as moléculas do corante no pH utilizado nos experimentos. Portanto, a maior
capacidade de sorção deve resultar do menor tamanho e/ou da forma da molécula,
fatores que podem facilitar a entrada do corante nos poros e cavidades das partículas da
biomassa.
Alguns autores apontam que a área ocupada por uma molécula do sorvato (a, Å
2
molécula
-1
) pode ser estimada a partir do conhecimento da capacidade máxima de
sorção Q
o
(mol g
-1
) segundo a equação (13), onde A representa a área de superfície do
material sorvente (m
2
g
-1
) e N é o número de Avogadro
(103)
:
a = A / Q
o
N (13)
Nas condições utilizadas neste estudo, as áreas ocupadas por cada molécula dos
corantes Amarelo Procion e Vermelho Procion foram estimadas em 140 Å
2
molécula
-1
e
114 Å
2
molécula
-1
, respectivamente – isto é, uma molécula do corante amarelo ocupa
uma área
ca. 23% maior na superfície da biomassa em comparação à área ocupada pela
molécula do corante vermelho, à temperatura ambiente. Esses valores podem ajudar a
compreender a sorção um pouco mais favorecida do corante vermelho a partir de
possibilidades distintas de acomodação das moléculas deste corante na superfície da
biomassa. Com o aumento da temperatura observa-se uma diminuição da área efetiva
ocupada por molécula de corante, porém não semelhante para os dois corantes
estudados. Para o corante amarelo, a área efetiva calculada é de 91 Å
2
molécula
-1
à
temperatura de 60ºC, um valor 35% inferior aquele calculado para a temperatura
ambiente; entretanto, a diminuição da área ocupada por molécula do corante vermelho
com o aumento da temperatura é bem menos significativa, e o valor calculado para a
temperatura de 60ºC é 108 Å
2
molécula
-1
.
O parâmetro b de Langmuir está relacionado à afinidade pelo sorvato e um
elevado valor para este parâmetro indica uma elevada afinidade. Na sorção dos corantes
Amarelo Procion e Vermelho Procion pela
Luffa c. foram determinados valores mais
elevados para b a temperaturas mais elevadas, o que implica em uma interação mais
forte entre os corantes e a biomassa a temperaturas mais elevadas.
Os fatores de separação R
L
calculados para os sistemas corante-biomassa, de
acordo com a equação (9), foram inferiores à unidade nas três temperaturas utilizadas
83
Resultados e discussão
neste estudo, conforme mostra a Figura 27. Portanto, os sistemas corante-Luffa c. são
considerados favoráveis para processos de sorção. Os valores calculados para R
L
indicam que a sorção dos corantes Vermelho Procion e Amarelo Procion é mais
favorável para concentrações mais elevadas
(104)
Figura 27 -
Variação do fator de separação para os corantes Vermelho H-E7B (a) e
Amarelo Procion H-E4R (b) a diferentes temperaturas: Meio: 20,0 mL água destilada;
pH 2,5; m(biomassa): 50 mg para remoção do corante vermelho e 20 mg para o corante
amarelo; tempo de contato: 60min; T, ambiente.
Tabela 10 – Parâmetros das isotermas de Langmuir e Freundlich para a remoção dos
corantes Amarelo Procion e Vermelho Procion pela biomassa de
Luffa c.
Modelo de Freundlich Modelo de Langmuir
T
(
°C)
K
F
*
n r
2
Q
o
(mg g
-1
)
b
(L mg
-1
)
K
L
(L g
-1
)
R
L
r
2
22 1,76 2,09 0,9703 13,9 0,0784 1,09 0,12 0,9303
40 3,86 3,19 0,9598 13,8 0,268 3,69 0,039 0,9783
Vermelho
Procion
H-E7B
60 6,30 4,61 0,9870 15,1 0,367 5,52 0,029 0,9876
22 1,57 2,01 0,9113 12,2 0,117 1,42 0,086 0,9848
40 4,12 2,99 0,9333 15,5 0,233 3,61 0,045 0,9885
Amarelo
Procion
H-E4R
60 6,97 4,16 0,8501 18,7 0,275 5,15 0,039 0,9725
*
(mg g
-1
) (L mg
-1
)
1/n
A temperatura exerce dois efeitos no processo de sorção. Com o aumento da
temperatura há um aumento na velocidade de difusão das moléculas do sorvato através
da camada limite e nos poros internos do material sorvente, devido à diminuição da
(b)
0
0,5
1
050
C
o
(mg L
-1
)
R
L
100
22ºC 40ºC 60ºC
(a)
0
0,5
1
050100
C
o
(mg L
-1
)
R
L
22ºC 40ºC 60ºC
84
Resultados e discussão
viscosidade da solução, e pode haver também um aumento da reatividade do sorvato.
Ainda um outro efeito está relacionado à alteração da capacidade de equilíbrio do
sorvato com o sorvente com a variação da temperatura. Desses efeitos resultam os
diferentes valores para a capacidade de sorção determinados em diferentes condições de
temperatura. Entretanto, a estrutura morfológica do material sorvente exerce papel
importante nesta avaliação do efeito da temperatura. Se o sorvente apresenta uma
estrutura do tipo “
favo de mel” pode ocorrer uma expansão do diâmetro dos poros com
o aumento da temperatura, e uma maior exposição de grupos de superfície. Entretanto,
para estruturas lamelares é improvável o aumento da superfície exposta com o aumento
da temperatura com a conseqüente exposição de outros grupos de superfície; nesse
caso, não é observada uma diferença na energia de sorção para os diversos grupos
(103)
.
Os parâmetros termodinâmicos obtidos para os sistemas de sorção Luffa-corante
foram calculados conforme as equações (11) e (12). Valores positivos foram
determinados para ΔHº e ΔSº para a sorção dos corantes amarelo e vermelho, indicando
a natureza endotérmica do processo e um aumento na desordem na interface sólido-
solução. Os valores positivos determinados para a variação da entropia sugerem a
possibilidade de mudanças estruturais na biomassa e/ou nos corantes
(105).
A variação
negativa da energia livre ΔGº aponta a espontaneidade do processo de remoção dos
corantes pela biomassa de
Luffa c.; a espontaneidade aumenta com o aumento da
temperatura (Tabela 11).
Tabela 11: Parâmetros termodinâmicos para o processo de sorção dos corantes amarelo Procion
e vermelho Procion na biomassa de Luffa c.
T (ºC) ΔGº (kJ mol
-1
) ΔHº (kJ mol
-1
) ΔSº (J mol
-1
K
-1
)
Vermelho Procion 22 - 28 38 225
40 - 34
60 - 37
Amarelo Procion 22 - 30 18 164
40 - 34
60 - 36
85
Resultados e discussão
Os espectros no IV obtidos para a biomassa contendo os corantes retidos no processo de
sorção, apresentados na Figura 28 mostram-se quase idênticos, indicando que a sorção
dos corantes Vermelho Procion e Amarelo Procion pela biomassa de
Luffa c. envolve
sítios de mesma natureza. Como as estruturas dos corantes investigados são muito
semelhantes, apresentando os mesmos grupos funcionais, essa semelhança nos espectros
no IV já era esperada.
Figura 28 - Espectro na região do infravermelho para a
Luffa cylindrica (a) contendo os
corantes Vermelho Procion H-E7B (b) e Amarelo Procion H-E4R (c) retidos no
processo de sorção.
As micrografias dos sistemas biomassa + corante, conforme a Figura 29,
indicam a formação de aglomerados à superfície da biomassa, característica observada
anteriormente para a sorção de corantes em alguns materiais
(106)
86
Resultados e discussão
(a)
(b)
Figura 29: - Micrografia eletrônica de varredura (MEV) – amplificação: 2000X.
Luffa c. in natura + corante Vermelho Procion H-E7B (a); Luffa c. in natura + corante
Amarelo Procion H-E4R (b) retidos no processo de sorção.
87
Resultados e discussão
6.2.5 – Utilização da Luffa c. em sistema de coluna de leito fixo para a remoção dos
corantes Amarelo Procion H-E4R e Vermelho Procion H-E7B de soluções aquosas
Tendo como objetivo avaliar o potencial do uso da
Luffa c. na remoção de
corantes de efluentes industriais, o processo de sorção em sistema de coluna de leito
fixo foi, também, investigado. Colunas de leito fixo são um meio eficiente em ciclos de
sorção/dessorção, situação encontrada nas indústrias, já que exploram melhor o
gradiente de concentração, “força motriz” nos processos de sorção; assim, o sistema de
colunas permite uma utilização mais eficiente da capacidade do material sorvente. Em
geral, efluentes com melhor qualidade são obtidos – isto é, efluentes com características
físicas e químicas menos agressivas ao ambiente.
O processo de sorção em coluna de leito fixo utiliza uma solução de composição
invariável no tempo, que é feita escoar, a uma vazão constante, em um leito
uniformemente empacotado do material sorvente. Esta alternativa, em geral mais
econômica, é amplamente usada e encontra aplicações em diversos campos como, por
exemplo, na descoloração de óleos vegetais e minerais, na purificação de proteínas e,
mais recentemente, em processos de sorção, devido aos resultados quase sempre
vantajosos resultantes do mecanismo de transferência de massa.
As isotermas de sorção são definidas, geralmente em sistema em batelada, em
uma avaliação preliminar e para obter os parâmetros operacionais. Na continuidade,
ensaios em coluna de leito fixo são realizados a partir da definição das condições mais
adequadas para a sorção, com o objetivo de avaliar a melhor alternativa a ser usada nos
processos industriais, gerando informações valiosas para dimensionar o processo de
sorção em escala industrial. Neste estudo voltado aos efluentes têxteis, os ensaios foram
realizados em colunas de vidro nas quais era introduzida uma quantidade conhecida da
biomassa
in natura, formando um leito com 7,2 cm de altura; nestes experimentos, o
fluxo utilizado foi 4 mL min
-1
, otimizado previamente.
A estabilidade física e química do material usado como sorvente é um aspecto
importante a considerar, uma vez que determina a vida útil do sorvente para o
tratamento de efluentes. A
Luffa c., utilizada continuamente, não apresenta contração,
deterioração ou perda de massa ao final deste período, apenas um pequeno aumento do
volume ocupado pela biomassa (
swelling).
88
Resultados e discussão
Um dos elementos mais importantes associados ao projeto de uma coluna de
sorção de leito fixo é pré-determinar quando a coluna alcança o ponto de saturação para
um dado conjunto de condições
(107)
. As curvas de ruptura (breakthrough curves ou
curvas características do transporte), para a sorção dos corantes Amarelo Procion e
Vermelho Procion pela
Luffa c., mostradas na Figura 30, foram empregadas para
determinar a capacidade de sorção da biomassa no sistema de coluna, na condição de
exaustão. A concentração no efluente foi praticamente zero (C/C
o
< 0,01) nos primeiros
60 mL (vermelho) e 40 mL (amarelo), aumentando a partir deste volume. Este, portanto,
são os volumes do ponto de ruptura, correspondendo à condição a partir da qual as
espécies de interesse não são mais retidas pelo material sorvente. A eficiência do
processo é 98% e 100% para a sorção do Vermelho Procion e do Amarelo Procion,
respectivamente, nos volumes dos pontos de ruptura. Conforme a Figura 31 (curva de
ruptura em função do tempo), a saturação da biomassa ocorre em cerca de 15 minutos,
nas condições experimentais utilizadas,
demonstrando uma baixa capacidade de sorção
em comparação ao sistema em batelada. Uma remoção maior que 50% dos dois corantes
é sempre observada até cerca de 140 mL de efluente; a exaustão da coluna ocorre para
um volume de efluente de aproximadamente 320 mL para a sorção do corante amarelo e
para 400 mL na remoção do corante vermelho (C/Co ≥ 0,9). As Figuras 30 e 31
mostram, também, não haver separação entre as curvas para cada corante, o que
inviabiliza a separação dos dois corantes utilizando o processo de sorção em coluna com
Luffa c., pois ambos apresentam um mesmo comportamento.
0
0,6
1,2
00,30,6
Volume (L)
C
t
/C
o
vermelho amarelo
Figura 30 – Curvas de ruptura em função do volume para a sorção dos corantes Amarelo
Procion H-E4R e Vermelho Procion H-E7B. Co: 10 mg L
-1
; pH, 2,8; m(biomassa):
1,174 g; altura do leito: 7,2 cm; fluxo: 4 mL min
-1
.
89
Resultados e discussão
0
0,6
1,2
0 75 150
Tempo (min)
C
t/
C
o
vermelho amarelo
Figura 31 -
Curvas de ruptura em função do tempo para a sorção dos corantes Amarelo
Procion H-E4R e Vermelho Procion H-E7B. Co, 10 mg L
-1
; pH, 2,8; m(biomassa),
1,174 g; altura do leito, 7,2 cm; fluxo, 4 mL min
-1
.
A capacidade da coluna na condição de exaustão completa, isto é, a capacidade
de sorção da coluna, pode ser estimada a partir da área sob a curva de ruptura (C/Co
versus V) utilizando a expressão
(108-109)
:
Q (mgg
-1
) = (área sob a curva) x (concentração inicial Co) / quantidade de sorvente (14)
As capacidades da coluna de sorção para os corantes Amarelo Procion e Vermelho
Procion, calculadas de acordo com a expressão (14), são 4,0 e 4,4 mg g
-1
,
respectivamente. Esses valores, se comparados aos determinados nas isotermas de
Langmuir (Tabela 10) mostram-se bem inferiores. Alguns autores têm mencionado que
a isoterma de sorção obtida em sistema em batelada nem sempre concorda com aquela
obtida em coluna de leito fixo, o que tem sido associado à presença de outros
mecanismos
.(32)
6.2.6 – Estudo da regeneração da biomassa
Além de permitir obter o comportamento da sorção em uma coluna de leito fixo
ao longo do tempo, considerando os efeitos de dispersão e transferência de massa, até à
total saturação (equilíbrio), as curvas de ruptura também são um auxílio valioso no
estudo da reversibilidade do processo.
90
Resultados e discussão
O estudo da dessorção ajuda a esclarecer o mecanismo envolvido na sorção e,
também, é importante uma vez que a regeneração da biomassa é necessária para tornar o
processo de sorção mais econômico. A dessorção dos corantes Vermelho Procion e
Amarelo Procion foi estudada utilizando diferentes eluentes, inicialmente no sistema em
batelada. Água em pH neutro e soluções alcalinas foram testadas como agentes
dessorventes. A água não foi capaz de remover quantidades significativas dos corantes
sorvidos, o que sugere que a sorção não envolve somente ligações fracas. No entanto,
uma solução de NaOH, pH 11, é capaz de recuperar quantidades significativas dos
corantes. Com o aumento do pH do meio, aumenta a quantidade de sítios negativos à
superfície da biomassa, o que favorece a dessorção dos corantes devido à repulsão
eletrostática. Para os sistemas estudados, o aumento da sorção em meio ácido (pH=2,5)
e o aumento da dessorção em meio alcalino sugere um mecanismo de troca iônica
envolvido na sorção dos corantes pela
Luffa c. A remoção dos corantes presentes
na coluna após sua saturação foi realizada percolando-se 1,0 L de NaOH 0,001 mol L
-1
.
Este volume de solução foi utilizado com o intuito de remover o máximo possível de
soluto retido na
Luffa c. A dessorção do corante amarelo atinge 92% ao serem utilizados
300 mL da solução da base; para o corante vermelho, 94% são removidos da coluna
com 150 mL do agente dessorvente (Figura 32).
0
2,5
5
00,30,6
Volume (L)
C (mg L
-1
)
vermelho amarelo
Figura 32 -
Curvas da dessorção para os corantes Amarelo Procion H-E4R e Vermelho
Procion H-E7B. Co: 0,001 mol L
-1
de NaOH; m(biomassa): 1,174 g; altura do leito: 7,2
cm; fluxo: 4 mL min
-1
em função do volume.
91
Resultados e discussão
6.2.7 - Ciclos de reutilização da biomassa (sorção-dessorção)
A reutilização de biomassas no âmbito industrial é muito importante, pois torna
o processo mais viável economicamente. Industrialmente, um sistema de sorção utiliza,
em geral, duas colunas. A primeira trabalha em um ciclo de sorção e a segunda em um
ciclo de dessorção, necessário para regenerar o material sorvente. A etapa de
regeneração, na qual o sólido sorvente é tratado visando remover o soluto retido e a
reutilização do sorvente, envolve a passagem de um solvente apropriado através do
leito. Este solvente age como um “agente dessorvente” e deve obedecer a dois critérios:
promover a completa dessorção em cada ciclo e manter inalterada a capacidade de
sorção do material sorvente nos diferentes ciclos
(110)
.
A eficiência da dessorção (E
des
) pode ser usada para avaliar se um determinado
agente dessorvente é capaz de obedecer ao primeiro critério acima mencionado; esse
parâmetro pode ser calculado conhecendo-se o comportamento de sorção e de dessorção
do sistema sorvente-sorvato, isto é, a quantidade da espécie dessorvida (m
des
) e retida
(m
sor
) em um ciclo:
E
des
(%) = (m
des
/ m
sor
) x 100 (15)
A observância do segundo critério, por sua vez, pode ser medida pela “eficiência
da retenção” (E
ret
), que permite avaliar a possibilidade de reutilização do material
sorvente comparando a retenção da espécie de interesse nos ciclos subseqüentes
(quantidade da espécie retida no n-ésimo ciclo, m
n
) à retenção no primeiro ciclo
(quantidade da espécie retida no primeiro ciclo, m
1
), de acordo com:
E
ret
(%) = (m
n
/ m
1
) x 100 (16)
A possibilidade de reutilização da Luffa c., avaliada em quatro ciclos
consecutivos de sorção e dessorção utilizando uma solução de NaOH pH 11 como
agente dessorvente, é apresentada na Figura 33. A eficiência da retenção do corante
Vermelho Procion mostra-se semelhante nos quatro ciclos, mas o comportamento
observado para a sorção do corante amarelo é diferente. Para este corante, no terceiro
92
Resultados e discussão
ciclo ocorre uma diminuição na eficiência da retenção. Também a recuperação dos
corantes mostra um comportamento distinto, já que a eficiência da dessorção do corante
vermelho permanece inalterada nos quatro ciclos realizados, e para o corante amarelo a
dessorção aumenta, atingindo 97-98% nos últimos dois ciclos (Tabela 12).
Figura 33- Comparação entre ciclos consecutivos de sorção-dessorção utilizando NaOH
pH 11 como agente dessorvente. (a) corante Vermelho Procion H-E7B (b) corante
Amarelo Procion H-E4R, C
o
: 10 mg L
-1
; volume da solução do corante: 250 mL;
quantidade de biomassa: 1,174 g; volume da solução de NaOH: 200 mL.
Tabela 12 – Eficiência da dessorção e eficiência da retenção para os corantes Amarelo Procion
H-E4R e Vermelho Procion H-E7B retidos em Luffa c.
Amarelo Procion Vermelho Procion
Ciclo E
des
(%) E
ret
(%) E
des
(%) E
ret
(%)
1 83 77
2 74 100 78 98
3 98 76 72 99
4 97 75 80 96
A Tabela 12 mostra valores para E
des
variando entre 74 e 98 % para o corante
Amarelo Procion e entre 72 e 80 % para o Vermelho Procion; esses dados indicam que a
solução de NaOH utilizada é eficaz para a recuperação do corante amarelo, porém
menos eficiente para recuperar o corante vermelho. Em relação à eficiência de retenção
E
ret
, o uso de NaOH pH 11 como agente dessorvente mostra-se conveniente para a
sorção do corante vermelho, já que nos quatro ciclos observados não ocorre diminuição
93
Resultados e discussão
neste parâmetro. Entretanto, observa-se uma perda na E
ret
na sorção do corante Amarelo
Procion a partir do terceiro ciclo de reutilização.
A redução na capacidade de retenção do corante amarelo pela
Luffa c. no sistema
de coluna de leito fixo a partir do terceiro ciclo de sorção-dessorção pode ser atribuída à
liberação de quantidades residuais da base durante a etapa de retenção nos dois últimos
ciclos. Em seguida à dessorção, em cada ciclo, a coluna era lavada com água destilada
para remover qualquer resíduo da base, antes de ser realizada uma nova etapa de sorção
dos corantes; no entanto, se a base não era totalmente removida, poderia comprometer a
sorção dos corantes nos ciclos seguintes. Como não é observado esse mesmo
comportamento para o corante vermelho, uma remoção incompleta da base pode ser a
razão para a diminuição na eficiência da retenção do corante amarelo, já que os
experimentos eram realizados separadamente. Uma outra possibilidade é a modificação
da biomassa com o contato freqüente com a solução alcalina; entretanto, como a
diminuição da capacidade de sorção não foi observada de modo semelhante para os dois
corantes estudados, essa possibilidade não parece convincente.
O comportamento da solução de NaOH pH 11 como agente dessorvente
apresentado na Figura 33 e na Tabela 12 indica não ser este um agente dessorvente
totalmente eficaz, não preenchendo os dois critérios recomendados. Entretanto, é
significativa a excelente eficiência da retenção observada para o corante vermelho e,
também, a capacidade bastante satisfatória (> 72%) de recuperar os corantes retidos na
biomassa de
Luffa c.. Considerando as quantidades acumuladas dos corantes, nos quatro
ciclos de sorção e dessorção realizados, a eficiência global da recuperação é igual a 77 e
86% para Vermelho Procion e Amarelo Procion, respectivamente, valores estes que são
atraentes visando processos econômicos. É interessante, ainda, observar que a remoção
de corantes de soluções em etapas intermediárias do processo têxtil permite o reuso
destas correntes líquidas em etapas que permitam concentrações iguais ou inferiores à
resultante do ciclo de sorção/dessorção, minimizando a quantidade de efluente final a
ser tratado na estação de tratamento da indústria têxtil.
94
Resultados e discussão
6.2.8 - Aplicação da sorção em Luffa c. à descontaminação de efluentes têxteis contendo
Amarelo Procion e Vermelho Procion
Experimentos em coluna de leito fixo e em batelada foram realizados para
avaliar o desempenho da biomassa na purificação de efluentes do setor de tingimento na
indústria têxtil. Foi utilizado no estudo em coluna um leito de 2,5 g de
Luffa c. (15,5
cm) e um fluxo de 4 mL min
-1
. A mesma condição foi utilizada no estudo em batelada,
com agitação durante 60 min.
A Figura 34 mostra a concentração residual do efluente sintético após a etapa de
sorção em sistema de batelada, com e sem ajuste de pH, e em sistema com duas colunas
de leito fixo em série, sem ajuste do pH. Este estudo foi realizado ajustando-se o pH do
efluente a 4 devido á dificuldade em alcançar o valor mais adequado e anteriormente
definido (pH
≈ 2,5). Como indica a figura, a eficiência na remoção do corante vermelho
é aproximadamente 8 % para o sistema em coluna e 18 % para o sistema de colunas em
série; no sistema em batelada, é alcançada uma maior eficiência na sorção – 56% sem
ajuste do pH e 84% ao ser ajustado primeiramente o pH do efluente. Para a remoção do
corante amarelo, a eficiência ao ser usada a coluna de leito fixo é 14 %, e no sistema em
batelada, sem e com ajuste do pH, a eficiência aumenta para 36 e 85 %,
respectivamente. O sistema em batelada, portanto, mostra-se mais eficiente para a
sorção dos corantes amarelo e vermelho pela
Luffa c. ao ser avaliado o efluente
sintético, mesmo quando comparado ao sistema de colunas de leito fixo em série.
Figura 34 – Concentração residual no processo de sorção dos corantes Amarelo Procion
H-E4R e Vermelho Procion H-E7B utilizando
Luffa c. em sistemas em batelada e em
coluna de leito fixo (efluente sintético).
0
20
40
Concentração residual (mg L
-1
)
vermelho inicial
coluna 1
coluna 2
batelada pH 8
batelada pH 4
amarelo inicial
coluna 1
batelada pH 8
batelada pH 4
95
Resultados e discussão
A comparação entre o sistema de coluna e em batelada para a sorção dos
corante Vermelho Procion pela
Luffa c. pode ser vista na Figura 35 para o efluente da
etapa de tingimento de uma indústria têxtil. Nota-se que a sorção em batelada, com e
sem ajuste do pH, apresenta uma eficiência bastante semelhante – 75 e 88% para uma e
duas etapas de sorção, respectivamente. Esses valores sugerem que o pH não é
determinante do processo de sorção na
Luffa c. para efluentes desta natureza e, também,
que o uso de duas etapas de sorção em batelada favorece a remoção do corante do
efluente. A aplicação da sorção na
Luffa c. em sistema de colunas de leito fixo mostra
uma melhor eficiência – 80 e 70% para a primeira e segunda colunas, respectivamente,
com uma eficiência total igual a 94%.
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
Concentação residual, mg L
-1
efluente
coluna 1
coluna 2
batelada 1
batelada 2
batelada 1 - pH 4
batelada 2 - pH 4
Figura 35 - Concentração residual no processo de sorção do corante Vermelho Procion
H-E7B utilizando
Luffa c. em sistemas em batelada e em coluna de leito fixo (efluente
da indústria têxtil)
As Figuras 34 e 35 mostram um comportamento distinto na sorção dos corantes
nos efluentes sintético e da indústria têxtil; para este último, a maior eficiência na
sorção é observada ao ser utilizado o sistema de colunas em série. Essa diferença,
provavelmente, está relacionada à complexidade da composição química do efluente
industrial, já que a sorção é um processo afetado fortemente pela composição da solução
contendo a espécie de interesse.
O uso de processos de sorção para a remoção de contaminantes de efluentes
industriais deve ser avaliado não apenas quanto à eficiência da sorção, mas também
quanto aos possíveis efeitos sobre a qualidade geral do efluente a ser lançado no
ambiente. Por essa razão a caracterização dos efluentes utilizados nos testes de sorção
96
Resultados e discussão
envolve, em geral, parâmetros tais como pH, turbidez, cor aparente, DQO e
condutividade, além de alguns outros mais específicos e relacionados ao tipo de efluente
considerado. Os valores destes parâmetros determinados para os efluentes utilizados
neste estudo estão apresentados nas Tabelas 13, 14 e 15. O efluente industrial, contendo
o corante Vermelho Procion H-E7B, apresenta uma coloração bastante intensa e um
aspecto denso.
O pH dos efluentes sintéticos não apresenta variação significativa nos testes
realizados sem ajuste preliminar, mas o processo de sorção com ajuste do pH causa um
aumento de mais de uma unidade de pH para o efluente tratado. Esta variação,
observada apenas na condição de ajuste prévio do pH do efluente, está associada a uma
maior eficiência na remoção dos corantes. O efluente industrial, por outro lado,
apresenta um pH elevado, próximo a 10, e nos processos de sorção em que não era
ajustado previamente o pH não ocorre também variação significativa neste parâmetro.
Neste caso, é preciso considerar que ao banho de tingimento são adiconados diversos
compostos como auxiliares químicos para a fixação dos corantes nas fibras dos tecidos;
ácidos (acéticos e sulfúrico) e bases (hidróxido e carbonato de sódio) são usados no
controle do pH no tingimento. É possível, então, supor um efeito tamponante que
mantém o pH do efluente tratado igual ao seu pH original. O CONAMA estabelece a
faixa de pH entre 5 e 9 para os efluentes tratados
(7)
; portanto, o processo de sorção
resulta em um efluente com pH acima da faixa estabelecida pela legislação brasileira e
seria necessário uma pequena redução do pH antes do efluente ser lançado no ambiente.
A turbidez corresponde à alteração da penetração da luz em decorrência da
presença de partículas em suspensão e é um parâmetro importante, pois com o aumento
da turbidez dos sistemas aquáticos há uma redução da zona onde a fotossíntese ocorre
(zona eufótica), com prejuízos às formas de vida existentes
(111)
. A turbidez dos
efluentes sintéticos tratados com a
Luffa c. em sistemas de colunas em série é reduzida
em mais de 80% e não há variação neste parâmetro para o efluente industrial após o
tratamento. Neste sistema, a biomassa na coluna exerce a função de sorvente e também
de filtro, retendo partículas presentes no efluente. Ao ser usado o sistema em batelada
há um aumento muito grande na turbidez dos efluentes utilizados nos testes de sorção.
Este aumento está relacionado à liberação de partículas da biomassa para a solução
durante a agitação necessária para a sorção dos corantes. O padrão de turbidez aceito
97
Resultados e discussão
pela legislação é de até 100 UNT
(7)
; assim, mesmo ao ser adotado o sistema em
batelada, a turbidez do efluente apresenta-se dentro do padrão legal, à exceção dos
sistemas em que houve ajuste do pH.
A demanda química de oxigênio (DQO) é um parâmetro relacionado à
quantidade de oxigênio consumido por espécies orgânicas presentes no meio. Este é um
parâmetro importante para os sistemas aquáticos, pois permite avaliar o potencial
poluidor dos efluentes industriais, assim como estimar o seu impacto sobre o
ecossistema aquático
(112)
. De um modo geral, aumenta a DQO dos efluentes
empregados nos testes de sorção, e esse aumento provavelmente está relacionado ao
aumento da quantidade de compostos orgânicos liberados da biomassa, tais como
terpenos, ceras, flavonóides, ácidos graxos, hidrocarbonetos, entre outros
(27)
. Uma
diminuição no valor final da DQO, nos sistemas em batelada, pode ser alcançada
utilizando um sistema de retenção como, por exemplo, areia. Esse aumento é mais
significativo ao ser utilizado o sistema em batelada para a remoção dos corantes. De
acordo com a legislação brasileira
(7)
, o efluente tratado com a biomassa de Luffa c. não
apresenta condições para lançamento nos corpos d’água, uma vez que os valores
determinados para DQO são ainda bastante elevados.
Tabela 13 - Tratamento de efluente sintético contendo Vermelho Procion H-E7B em
sistema em batelada e de coluna de leito fixo
pH Turbidez (UNT) DQO (mg L
-1
)
A* D* A* D* A* D*
batelada, sem ajuste do
pH
7,56 7,95 23,7 99,25 3010 4675
batelada, com ajuste do
pH
2,83 4,14 16,1 177,5 ND 3790
coluna, sem ajuste do
pH
7,56 7,60(a);
7,94(b)
23,7 15,9(a)
3,0(b)
3010 1890(b)
A*: Características do efluente antes do tratamento com Luffa c.; D*: Características do
efluente depois do tratamento com
Luffa c.; (a) valores determinados após a primeira
coluna; (b) valores determinados após a segunda coluna.
98
Resultados e discussão
Tabela 14: Tratamento de efluente sintético (Amarelo Procion H-E4R) pela Luffa c. usando
sistema em batelada e coluna.
pH Turbidez (UNT) DQO (mg L
-1
)
A* D* A* D* A* D*
batelada, sem
ajuste do pH.
8,15 8,07 15,15 120 2225 3330
batelada, com
ajuste do pH
3,25 4,74 24,4 90 2225 6315
coluna, sem ajuste
do pH
8,15 7,99(b) 15,15 2,5(b) 2225 3870(b)
A* - Características do efluente antes do tratamento com Luffa c.; D* - Características
do efluente depois do tratamento com Luffa c.; (a) valores determinados após a primeira
coluna; (b) valores determinados após a segunda coluna
Tabela 15: Tratamento de efluente (Vermelho Procion H-E7B) pela Luffa c. usando sistema
em batelada e coluna.
pH Turbidez (UNT) DQO (mg L
-1
)
A* D* A D A D
batelada, sem
ajuste do pH.
9,97 9,31 10,2 83,5 11515 18890
batelada, com
ajuste do pH
3,16 4,27 2,0 129 11515 18610
coluna, sem
ajuste do pH
9,97 9,68(b) 10,2 10,3(b) 11515 11940(b)
A* - Características do efluente antes do tratamento com Luffa c.; D* - Características
do efluente depois do tratamento com Luffa c.; (a) valores determinados após a primeira
coluna; (b) valores determinados após a segunda coluna.
99
Resultados e discussão
6.3 – Estudo da sorção de íons metálicos na Luffa c. in natura e modificada com NaOH.
6.3.1 – Efeito do pH sobre o processo de sorção dos íons metálicos pela Luffa c.
O estudo da remoção dos íons metálicos foi realizado em meio de cloreto e
nitrato nos diferentes valores de pH. Na Tabela 16 estão os valores para a remoção em
pH 5 dos diferentes íons metálicos pela biomassa in natura. A remoção de íons Pb(II)
pela biomassa in natura em soluções de NaNO
3
e NaCl foi semelhante, mas a sorção
dos íons Zn(II) e Cu(II) foi maior em solução de NaCl. No processo de remoção dos
íons Cd(II), uma maior eficiência foi observada na presença de nitrato.
Tabela 16 – Efeito do meio iônico na remoção dos íons Cd(II), Cu(II), Pb(II) e Zn(II)
pela biomassa de Luffa c. in natura
Eficiência da remoção (%)
*
Eletrólito
(mol L
-1
)
Cu(II) Zn(II) Cd(II) Pb(II)
NaNO
3
0,10 20,65 16,60 16,68 50,17
NaCl 0,10 29,89 21,45 10,40 48,17
*
média da duplicata (estimativa do erro: 0,1<δ<3,66%). Condições experimentais:
Cu(II)2,0 mg L
-1
; Zn(II) 1,0 mg L
-1
; Cd(II)
2,0 mg L
-1
; Pb(II)10 mg L
-1
; m (biomassa):
50 mg; pH 5,0; tempo de contato: 60 min; T: 26±2 ºC.
A solubilidade da forma presente do íon metálico no meio investigado é
importante para permitir que o íon atinja a estrutura porosa da biomassa. Na escolha do
intervalo de pH estudado foi considerada, então, a possibilidade da formação dos
hidróxidos dos íons metálicos, o que limita a faixa estudada. Entretanto, é preciso
também considerar a formação dos hidroxocomplexos dos íons – MOH
+
, M(OH)
2
,
M(OH)
3
-
ou M(OH)
4
-2
. A avaliação da capacidade de sorção de um material é mais
confiável em soluções com valores de pH onde não ocorre precipitação dos hidróxidos
dos íons metálicos investigados
(113)
. Na condição de maior remoção – pH 5 – essas
espécies, quando presentes, apresentam concentrações muito pequenas e, portanto, não
afetam a concentração do íon livre M
2+
, sendo esta de fato a espécie predominante.
100
Resultados e discussão
Todos os íons estudados formam complexos estáveis com o íon cloreto
(114)
.
Estes complexos podem ser catiônicos, neutros ou aniônicos – como, por exemplo,
[PbCl]
+
, [PbCl
2
] ou [PbCl
4
]
2-
. A formação de complexos não afetou significativamente a
eficiência do processo de remoção dos íons Pb(II); conforme os valores apresentados na
Tabela 16, a sorção desse íon é bastante semelhante nos dois meios iônicos investigados
(diferença inferior a 4%) . Entretanto, o comportamento de sorção apresentado pelos
demais íons mostra-se diferente, uma vez que na presença de íons cloreto observa-se um
aumento na eficiência da sorção de ca. 45% e 29% para Cu(II) e Zn(II),
respectivamente, ou uma diminuição de aproximadamente 38% para Cd(II), em
comparação ao meio nitrato. Essas diferenças no comportamento só podem ser
compreendidas à luz da formação dos diferentes clorocomplexos desses íons. Dentre os
íons estudados, o Cd(II) apresenta a maior tendência a formar complexos aniônicos com
íons cloreto, e a presença dessas espécies negativas deve contribuir para a diminuição da
eficiência da sorção em pH 5, condição utilizada neste estudo. Entretanto, nestas
condições experimentais, a maior fração dos íons metálicos encontra-se na forma não
complexada (M
2+
) ou como complexos catiônicos
(114).
O efeito do pH do meio aquoso na remoção dos íons metálicos pela biomassa
natural e modificada com NaOH foi avaliado na faixa de pH de 1 a 7, em 0,10mol L
-1
de
NaCl. (Figura 36). O pH influencia tanto na remoção dos íons metálicos como na
especiação destas espécies na solução. A baixa remoção dos metais em meio fortemente
ácido pode ser relacionada ao excesso de íons hidrogênio, os quais competem com os
íons metálicos pelos sítios ativos da biomassa (protonação dos sítios ativos na superfície
da biomassa). Com o aumento do pH há um aumento na remoção dos íons metálicos,
tanto pela biomassa natural como pela modificada, provavelmente devido ao aumento
das cargas negativas na superfície das biomassas, o que favorece a atração pelos íons
metálicos. O comportamento de sorção dos quatro íons estudados mostrou-se
semelhante, com aumento da eficiência da remoção pela biomassa in natura até pH 5. É
importante ressaltar que, embora os cátions dos metais em solução aquosa possam ser
convertidos em diferentes produtos de hidrólise, em pH aproximadamente 5 a espécie
predominante é o íon livre (M
2+
), o qual deve interagir mais fortemente com os sítios
negativos da biomassa; portanto, na continuação do estudo os experimentos foram
realizados em pH 5.
101
Resultados e discussão
As curvas apresentadas na Figura 36 mostram que em pH ca. 5-6 ocorre sorção
máxima para todos os íons metálicos investigados, ao ser utilizada a biomassa in natura.
As constantes de ionização para grupos carboxílicos apresentam valores próximos a 5
(115)
. Portanto, os dados experimentais sugerem a participação dos grupos carboxílicos
na remoção dos íons metálicos da solução. Em soluções com pH acima de 4 os grupos
carboxílicos encontram-se desprotonados, isto é, apresentam carga negativa, capaz de
atrair os cátions metálicos e favorecendo a sorção. Assim, é possível sugerir que a
remoção dos íons metálicos estudados pela biomassa não modificada segue um
mecanismo de troca iônica, envolvendo interações eletrostáticas entre os cátions
metálicos e a sua superfície negativa
(116)
. A sorção pela biomassa modificada parece
atingir condição máxima em valores de pH pouco acima daquele considerado ao ser
usada a biomassa in natura, principalmente para a remoção dos íons Cu(II) e Zn(II).
Portanto, é provável que a sorção ocorra de diferentes formas para a biomassa
modificada e não modificada.
Cu(II)
0
50
100
048
pH
Remoção (%)
Zn(II)
0
25
50
048
pH
Remoção (%)
Cd(II)
0
15
30
048
pH
Remoção (%)
Pb(II)
0
50
100
04
pH
Remoção (%)
8
Figura 36 - Efeito da variação do pH na eficiência da remoção dos íons metálicos Cu(II)
2,0mg L
-1
; Zn(II) 1,2mg L
-1
; Cd(II) 2,0mg L
-1
e Pb(II) 10mg L
-1
; m(biomassa): 200mg;
tempo de contato: 120min; T: 26±2 ºC; 20mL de NaCl 0,10mol L
-1
(Δ) Luffa c. in
natura; (▲) Luffa c. modificada com NaOH.
102
Resultados e discussão
A comparação da remoção dos íons metálicos pela biomassa natural e pela
biomassa modificada com base, no meio NaCl, indica que a eficiência para os íons
Pb(II), Zn(II) e Cd(II) foi maior, cerca de 78, 57 e 69%, respectivamente, ao ser
utilizada a biomassa modificada. Para a remoção de Cu(II) o aumento foi ainda maior
ao ser utilizada a biomassa modificada (180%), o que pode ser relacionado à uma
expressiva afinidade por esse íon. Essa melhora na eficiência da remoção dos metais,
em uma primeira análise, pode ser atribuída à disponibilidade de novos grupos
funcionais na superfície da biomassa modificada, como resultado da reação envolvida
na hidrólise alcalina. Segundo XIE et al. pode ocorrer dissolução da biomassa e/ou
destruição de sítios de ligação importantes para a sorção dos íons metálicos quando o
material é tratado com solução de NaOH 0,1 mol L
-1
(117)
. Após o tratamento com a
solução de NaOH o teor de proteínas na biomassa de Luffa c. é menor, mas a remoção
dos íons investigados pela biomassa tratada com solução alcalina é superior àquela
observada para a biomassa in natura; portanto, outros componentes e/ou outros
mecanismos devem ser mais importantes para a sorção destes íons pela Luffa c.
Nas biomassas encontram-se grupos funcionais responsáveis pela captura dos
íons metálicos. Conforme apresentado anteriormente (item 6.1) o tratamento da
biomassa com solução de hidróxido de sódio pode acarretar dois efeitos: o aumento da
quantidade de grupos carboxílicos e a diminuição dos grupos amina. O espectro no IV
indica uma diminuição na banda de absorção atribuída à presença de grupos amina e,
também, uma diminuição da absorção na região de 1750 cm
-1
, associada às carbonilas.
Portanto, a maior eficiência observada para a sorção dos íons investigados ao ser
utilizada a biomassa modificada não pode ser atribuída a esses aspectos relacionados ao
processo de modificação com base. Entretanto, é preciso considerar que a reação de
modificação introduz quantidades significativas de íons HO
-
, os quais podem ficar
depositados sobre a superfície da biomassa, tornando possível a precipitação dos
hidróxidos metálicos nos seus poros
(118,119)
. De acordo com a solubilidade dos
hidróxidos de Cd(II), Cu(II), Pb(II) e Zn(II), a formação do hidróxido de Cu(II) é a mais
favorecida; portanto, é possível supor que o aumento na eficiência da remoção deste íon
está relacionado à microprecipitação do hidróxido como resultado da presença de OH
-
nos poros da biomassa modificada
(114).
É preciso, ainda considerar a possibilidade
de um aumento na eficiência da sorção como resultado de uma alteração na estrutura de
103
Resultados e discussão
poros da biomassa devido ao tratamento de modificação; esta alteração pode
corresponder a variações no diâmetro médio e/ou no volume médio dos poros.
Entretanto, o maior aumento foi observado para a remoção do íon Cu(II), sendo esta a
espécie com menor raio iônico dentre aquelas investigadas
(119)
. Portanto, não parece
provável haver uma relação entre a maior remoção do Cu(II) e um aumento no diâmetro
dos poros da biomassa.
6.3.2 – Efeito da quantidade de biomassa sobre o processo de sorção dos íons metálicos
pela Luffa c.
Os experimentos relacionados à quantidade de biomassa para a remoção dos íons
Cd(II), Cu(II), Zn(II) e Pb(II) foram conduzidos em pH 5, no meio NaCl 0,1mol L
-1
,
para as biomassas natural e modificada com NaOH (Figura 37). A eficiência da
remoção (%) dos íons Cd(II) e Pb(II) pela biomassa in natura e modificada, e também a
remoção dos íons Cu(II) e Zn(II) pela Luffa c. modificada aumenta com o aumento da
quantidade da biomassa, provavelmente devido ao aumento no número de sítios ativos
para ligação aos íons metálicos. A eficiência da remoção de Cu(II) e Zn(II) pela
biomassa não modificada mostrou apenas uma pequena variação com o aumento da
quantidade de biomassa. A partir das curvas apresentadas na Figura 37, foi escolhido
utilizar uma massa igual a 50 mg de Luffa c. na sequência do trabalho.
Na avaliação da densidade de sorção (Figura 37), com o aumento da
concentração da biomassa a capacidade de sorção (q, mg do íon metálico retido/g da
biomassa) diminui para os íons estudados, indicando que os sítios de interação não estão
completamente saturados nas condições utilizadas. Os resultados apresentados mostram
que a maior ou menor eficiência da sorção dos íons metálicos pela Luffa – bruta ou
modificada - é determinada, principalmente, pela afinidade da biomassa pelos diferentes
íons metálicos.
104
Resultados e discussão
Figura 37 - Efeito da quantidade de Luffa c. in natura e Luffa c. modificada com NaOH
na porcentagem de remoção e no parâmetro q
e
dos íons metálicos
.
Luffa c. in natura –
eficiência da remoção (%) (Δ), q
e
(mg g
-1
) (□); Luffa c. modificada com NaOH –
eficiência da remoção (%) (▲), q
e
(mg g
-1
) (■). Meio: 20mL de NaCl 0,10mol L
-1
;
Cu(II) 2,0mg L
-1
; Zn(II) 1,2mg L
-1
; Cd(II) 2,0mg L
-1
e Pb(II) 10mg L
-1
; pH 5,0; tempo
de contato: 120min; T: 26±2 ºC.
6.3.3 – Estudo da cinética da sorção dos íons metálicos pela biomassa de Luffa c.
O estudo da cinética da remoção dos íons Cd(II), Cu(II), Zn(II) e Pb(II) foi
conduzido no meio NaCl 0,1mol L
-1
(pH 5), no intervalo de 5 a 180 minutos. A
eficiência da remoção dos íons investigados aumentou inicialmente com o aumento do
tempo, sendo que uma grande fração dos íons metálicos foi removida nos primeiros 10
minutos de contato pela biomassa natural e modificada. Como indica a Figura 38, 30
minutos é o tempo mínimo necessário para atingir o equilíbrio de remoção dos íons
metálicos pela Luffa c. natural ou modificada. Como a velocidade da remoção dos íons é
um parâmetro importante para o desenvolvimento de tratamentos de remediação de
efluentes baseados em sorção em biomassas, a capacidade de remover os íons metálicos
Cu(II)
0
50
100
0,02 0,05 0,1 0,2 0,4
massa (g)
Remoção (%)
0
0,6
1,2
q
e
(mg g
-1
)
Zn(II)
0
50
100
0,02 0,05 0,1 0,2 0,4
massa ( g)
Remoção ( %)
0
0,1
0,2
q
e
(mg g
-1
)
Cd(II)
0
50
100
0,02 0,05 0,1 0,2 0,4
massa (g)
)
0
0,15
0,3
q
e
(mg g
-1
)
Remoção (%
Pb(II)
0
50
100
0,02 0,05 0,1 0,2 0,4
massa (g)
Remoção (%)
0
3
6
q
e
(mg g
-1
)
105
Resultados e discussão
em 30 minutos é um indicativo do potencial desta biomassa como sorvente no
tratamento de efluentes contendo íons metálicos.
Figura 38 - Efeito do tempo de contato na remoção dos íons metálicos pela Luffa c. in
natura (Δ) e modificada com NaOH (▲). Meio: 20 mL de NaCl 0,10 mol L
-1
; Cu(II)
2,0 mg L
-1
; Zn(II) 1,2 mg L
-1
; Cd(II) 2,0 mg L
-1
e Pb(II) 10 mg L
-1
; m(biomassa): 50
mg; pH 5; T: 26±2 ºC.
Conforme as curvas apresentadas na Figura 38, o processo de sorção ocorre em
duas fases, sendo a primeira dela muito rápida (até aproximadamente 10 minutos de
contato) e condizente com processos físicos ou de troca iônica ocorrendo na superfície
da biomassa. Muitos produtos agrícolas agem como trocadores iônicos naturais; assim,
a remoção inicial rápida dos íons metálicos pela biomassa de Luffa c. é coerente com a
hipótese quanto à sorção baseada em um processo de troca iônica
(63).
Os modelos cinéticos de primeira e de segunda ordem foram avaliados para a
remoção dos íons metálicos pela biomassa de Luffa c. in natura e modificada. A Figura
39 mostra, como exemplo, a curva para a cinética da sorção do íon Pb(II) segundo os
dois modelos. Os dados experimentais não se ajustaram à equação do modelo de
cinética de pseudo-primeira ordem para os íons estudados, conforme indicam os valores
para os coeficientes de correlação (r
2
) obtidos para as curvas segundo este modelo,
Cu(II)
0
0,4
0,8
0 100 200
Tempo (min)
qe (mg g
-1
)
Zn(II)
0
0,1
0,2
0 100 200
Tempo (min)
qe (mg g
-1
)
Cd(II)
0
0,15
0,3
0 100 200
Tempo (min)
qe (mg g )
-1
Pb(II)
0
2
4
0 100 200
Tempo (min)
qe (mg g
-1
)
106
Resultados e discussão
inferiores a 0,91, mostrados na Tabela 17. Estas observações indicam que os sistemas
Luffa c.-íons metálicos não obedecem a uma reação de primeira ordem.
(75)
Segundo HO
e MCKAY
(71)
, a maioria dos sistemas de sorção segue o modelo de pseudo-segunda
ordem. Neste estudo com biomassa de Luffa c. natural e modificada, os dados
experimentais também seguem o modelo cinético de pseudo-segunda ordem.
Da Tabela 17 é interessante observar o comportamento da constante de
velocidade de sorção de pseudo-primeira ordem. O valor de k
p
determinado para a
sorção do Cu(II) é menor ao ser utilizada a biomassa modificada, mas o comportamento
oposto é observado para Pb(II) e Zn(II) (k
p
(biomassa modificada) > k
p
(biomassa in
natura)). Esta observação implica que, provavelmente, ocorrem em maior extensão
ligações envolvendo átomos de oxigênio da superfície da biomassa e átomos de
hidrogênio dos íons Pb(II) e Zn(II) hidratados (forças de longo alcance), e outro
mecanismo predomina para a sorção do Cu(II) com a biomassa modificada.
(b)
0
300
600
0 100 200
Tempo (min)
t/qt (min g mg
-1
)
(a)
0
1,5
3
4,5
00,150,3
1/t (min
-1
)
1/q
e
(g mg
-1
)
Figura 39 - Curva para a cinética da sorção do íon Pb(II) segundo o modelo de pseudo –
primeira ordem (a) e pseudo-segunda ordem (b) na remoção do íon metálico pela Luffa
c. in natura (Δ) e modificada com NaOH (▲). Meio: 20 mL de NaCl 0,10 mol L
-1
;
Pb(II) 10 mg L
-1
; m(biomassa): 50 mg; pH 5; T: 26±2 ºC.
107
Resultados e discussão
Tabela 17 - Parâmetros do modelo de pseudo-primeira ordem para o processo de sorção
dos íons metálicos em Luffa c. in natura e modificada (T: 26±2 ºC )
Luffa c. in natura
Luffa c. modificada
k
p
(mg
2
g
-2
min)
q
e
(1)
(mg g
-1
)
q
e
(2)
(mg g
-1
)
r
2
k
p
(mg
2
g
-2
min)
q
e
(1)
(mg g
-1
)
q
e
(2)
(mg g
-1
)
r
2
Cu(II) 6,5 0,24 0,24 0,9162 2,0 0,66 0,75 0,7555
Zn(II) 0,75 0,098 0,089 0,6400 2,7 0,18 0,17 0,9105
Cd(II) 2,3 0,034 0,032 0,7943 2,5 0,22 0,24 0,7935
Pb(II) 0,82 0,36 0,37 0,6216 1,9 3,2 3,3 0,8651
(1)
valor experimental
(2)
valor obtido pelo modelo; concentração das soluções: Cd(II):
18 μmol L
-1
; Cu(II): 31 μmol L
-1
; Pb(II): 48 μmol L
-1
; Zn(II): 15 μmol L
-1
As Tabelas 18 e 19 apresentam os valores dos parâmetros cinéticos
determinados para os diferentes sistemas íon metálico-biomassa, de acordo com o
modelo de pseudo-segunda ordem; uma ótima correlação é observada para todos os
sistemas investigados (r
2
>0,98). Também a comparação entre a capacidade de sorção
determinada nos experimentos cinéticos e aquela obtida da aplicação do modelo é um
parâmetro importante para avaliar o ajuste dos dados experimentais e ajudar a
identificar qual modelo cinético predomina no sistema considerado. Para os sistemas
Luffa c.-íons metálicos uma concordância bem maior é observada ao considerar o
modelo de pseudo-segunda ordem. Portanto, conforme estabelece este modelo, o
processo de sorção dos íons metálicos investigados pela biomassa de Luffa c.,
modificada ou não, envolve um processo de sorção química, com troca e/ou
compartilhamento de elétrons ente os íons metálicos e a biomassa.
108
Resultados e discussão
Tabela 18 - Parâmetros do modelo de pseudo-segunda ordem para o processo de
sorção dos íons metálicos em Luffa c. in natura (T: 26±2 ºC)
k
2
(g mg
-1
min)
q
e
(1)
(mg g
-1
)
q
e
(2)
(mg g
-1
)
h
(mg g
-1
min
-1
)
r
2
Cu(II) 0,53 0,24 0,24 0,031 0,9974
Zn(II) 9,9 0,093 0,089 0,079 0,9903
Cd(II) 5,9 0,036 0,032 0,0078 0,9911
Pb(II) 1,5 0,37 0,37 0,20 0,9993
(1)
valor experimental;
(2)
valor obtido pelo modelo; concentração das soluções: Cd(II):
18 μmol L
-1
; Cu(II): 31 μmol L
-1
; Pb(II): 48 μmol L
-1
; Zn(II): 15 μmol L
-1
Tabela 19 - Parâmetros do modelo de pseudo-segunda ordem para o processo de
sorção dos íons metálicos em Luffa c. modificada (T: 26±2 ºC)
k
2
(g mg
-1
min)
q
e
(1)
(mg g
-1
)
q
e
(2)
(mg g
-1
)
h
(mg g
-1
min
-1
)
r
2
Cu(II) 0,18 0,78 0,75 0,11 0,9954
Zn(II) 14 0,17 0,17 0,40 0,9963
Cd(II) 0,58 0,24 0,24 0,034 0,9956
Pb(II) 0,11 3,3 3,3 1,2 0,9989
(1)
valor experimental;
(2)
valor obtido pelo modelo; concentração das soluções: Cd(II):
18 μmol L
-1
; Cu(II): 31 μmol L
-1
; Pb(II): 48 μmol L
-1
; Zn(II): 15 μmol L
-1
Tanto na biomassa in natura como na modificada, os íons Pb(II) e Zn(II) são
removidos a uma maior velocidade, sendo a menor velocidade inicial determinada para
a sorção do íon Cd(II). Como a velocidade é afetada pela natureza da espécie e também
por sua reatividade, e sendo os raios iônicos dos íons Cu(II) e Zn(II) semelhantes (72 e
83 pm, respectivamente), é possível relacionar as velocidades de sorção a maior ou
menor afinidade existente entre os íons envolvidos e os grupos funcionais da biomassa.
109
Resultados e discussão
Para avaliar qual etapa - difusão externa, difusão intrapartícula, sorção - é mais
importante para a cinética do processo de sorção dos íons metálicos, foram também
empregados modelos de difusão interna e externa das moléculas do soluto, sendo os
parâmetros cinéticos determinados conforme as equações (3) - (6).
As Tabelas 20 e 21 mostram os valores determinados para o coeficiente de
difusão externa β (primeira etapa da sorção) para os quatro íons estudados, para a
biomassa in natura e modificada; esses valores indicam que a difusão externa das
espécies iônicas pode ser importante para o processo de sorção na biomassa de Luffa c..
Também para outros sistemas de sorção, como a remoção de cromo (Cr(III) e Cr(VI)) e
níquel (Ni(II)) utilizando farelo de arroz, os coeficientes de difusão externa
apresentaram valores da mesma ordem de grandeza que os obtidos neste estudo
(46)
.
O processo de difusão intrapartícula (segunda etapa da sorção) pode ser
caracterizado pela constante de velocidade de difusão intrapartícula (k) e pelo
coeficiente de difusão intrapartícula (D), conforme as equações (4) e (5) apresentadas
anteriormente.
(47)
A Figura 40 apresenta as curvas obtidas para a sorção do Pb(II), a
partir das quais foram determinados os parâmetros cinéticos k e D, apresentados nas
Tabelas 20 e 21. A comparação dos coeficientes de correlação obtidos na aplicação dos
diferentes modelos cinéticos permite assumir que a difusão dos íons metálicos através
da partícula da biomassa de Luffa c. é mais importante para a velocidade da sorção que
a etapa de difusão externa, tanto para a biomassa in natura como para a biomassa
modificada com base. Os valores de D
são similares aos encontrados para a difusão de
íons metálicos em soluções aquosas, sugerindo a presença de água livre no interior das
partículas da biomassa de Luffa c..
110
Resultados e discussão
(a)
0,2
0,3
0,4
0100200
tempo (min)
qe (mg g
-1
)
(b)
1,5
2,5
3,5
0 100 200
tempo (min)
q
e
(mg g
-1
)
Figura 40 - Comparação entre os diferentes modelos cinéticos estudados. dados
experimentais;  cinética de pseudo-primeira ordem;  difusão intrapartícula;
cinética de pseudo-segunda ordem; (a) Luffa c. in natura (b) Luffa c. modificada; Pb
(II) 10 mg L
-1
.
Tabela 20 - Parâmetros cinéticos para a sorção dos íons metálicos em Luffa c. in natura
*
difusão externa difusão intrapartícula
C
0
(mol L
-1
)
β
(m s
-1
)
r
2
D
(cm
2
s
-1
)
r
2
k
(mg g
-1
s
- 1/2
)
r
2
Cu(II) 3,1x10
-5
7,7x10
-10
0,9582 7,1x10
-9
0,9791 9,3x10
-4
0,9924
Zn(II) 1,5x10
-5
4,9x10
-10
0,9117 2,1x10
-9
0,9998 2,9x10
-4
0,9669
Cd(II) 1,8x10
-5
1,0x10
-9
0,9130 7,9x10
-9
0,9847 8,4x10
-5
0,9929
Pb(II) 4,8x10
-5
2,1x10
-9
0,9435 5,9x10
-9
0,9644 7,3x10
-4
0,9990
*
T: 26±2 ºC
Tabela 21 - Parâmetros cinéticos para a sorção dos íons metálicos em Luffa c.
modificada
*
difusão externa difusão intrapartícula
C
0
(mol L
-1
)
β
(m s
-1
)
r
2
D
(cm
2
s
-1
)
r
2
k
(mg g
-1
s
- 1/2
)
r
2
Cu(II) 3,1x10
-5
5,1x10
-9
0,9058 5,2x10
-10
0,9475 3,2x10
-3
0,9872
Zn(II) 1,5x10
-5
1,1x10
-9
0,8889 3,5x10
-10
0,9014 3,4x10
-4
0,9669
Cd(II) 1,8x10
-5
5,9x10
-10
0,9459 1,2x10
-9
0,9835 9,0x10
-4
0,9834
Pb(II) 4,8x10
-5
4,4x10
-9
0,9903 1,9x10
-9
0,9942 8,6x10
-3
0,9674
*
T: 26±2 ºC
111
Resultados e discussão
6.3.4 – Isotermas de sorção para os sistemas Luffa c.-íon metálico
Um aumento na capacidade de remoção dos íons metálicos com o aumento da
sua concentração inicial (Figura 41) sugere haver um favorecimento da interação dos
íons com os sítios ativos presentes na Luffa não tratada, no intervalo de concentrações
avaliado. Isto é devido ao aumento no gradiente de concentração das espécies iônicas, o
que tem efeito de “força motora” sobre o processo de sorção. Para concentrações mais
elevadas dos íons metálicos, diminui a proporção da superfície da biomassa disponível
em relação à quantidade de íons; com isso, ainda observa-se uma eficiência crescente na
remoção dos solutos, porém de forma menos acentuada, com tendência para um valor
limite, mais evidente para a remoção pela Luffa modificada.
112
Resultados e discussão
Cu(II)
0
1,5
3
01326
C
o
(mg L
-1
)
q
e
(mg g
-1
)
Zn(II)
0
0,1
0,2
024
C
o
(mg L
-1
)
q
e
(mg g
-1
)
Cd(II)
0
0,3
0,6
01020
C
o
(mg L
-1
)
q
e
(mg g
-1
)
Pb(II)
0
2
4
0 60 120
C
o
(mg L
-1
)
q
e
(mg g
-1
)
Figura 41 - Isotermas para a sorção dos íons metálicos pela Luffa c. in natura (Δ) e
modificada com NaOH (▲). Meio: 20 mL de NaCl 0,10 mol L
-1
; Cu(II) 2,0 mg L
-1
;
Zn(II) 1,2 mg L
-1
; Cd(II) 2,0 mg L
-1
e Pb(II) 10 mg L
-1
; m(biomassa): 50 mg; pH 5;
tempo de contato: 60min; T: 26±2 ºC.
Cu(II)
0
5
10
0 400 800
C
o
(mg L-1)
qe (mg g-1)
Zn(II)
0
4
8
0 300 600
C
o
(mg L
-1
)
q
e
(mg g
-1
)
Cd(II)
0
2
050100
C
o
(mg L
-1
)
q
e
(mg g
-1
)
Pb(II)
0
15
30
0 300 600
C
o
(mg L
-1
)
q
e
(mg g
-1
)
113
Resultados e discussão
Para obter as isotermas dos íons individuais, as concentrações iniciais foram
variadas enquanto a quantidade da biomassa foi mantida constante. Os valores das
constantes de Freundlich e de Langmuir (Q°, b, K
F
, n) para os sistemas Luffa c.–íon
metálico estão relacionados nas Tabelas 22 (biomassa natural) e 23 (biomassa
modificada), nas quais são ainda apresentados os coeficientes de correlação resultantes
da aplicação dos modelos de isotermas a cada sistema estudado. Os dados apresentados
nestas tabelas indicam que o processo de sorção dos íons investigados pode ser mais
bem descrito segundo o modelo de isotermas de Freundlich, o qual considera uma
superfície heterogênea (0,95<r
2
<0,99). Os valores para a constante n, inferiores à
unidade, indicam que o processo de sorção dos íons não é favorecido ao ser utilizada a
biomassa in natura.
(120)
Entretanto, tomando por base de comparação os valores dos
coeficientes de correlação determinados para os dois modelos de isotermas, nota-se uma
concordância bastante satisfatória, para os dois modelos, para os íons Cd(II) e Pb(II)
(r
2
Langmuir
≈ r
2
Freundlich
). A capacidade máxima de retenção para Pb(II) - ca. 110 mg g
-1
- é
superior aos valores encontrados na literatura referentes a outras biomassas, sendo
comparável apenas ao valor atribuído à remoção deste íon em casca de carvalho – 153
mg g
-1
(121).
O mecanismo principal para a remoção dos íons metálicos pela Luffa c. pode ser
a troca iônica. Os componentes em maior quantidade na biomassa natural e modificada -
celulose, hemi-celulose e lignina - possuem afinidade pelos íons metálicos. Os modelos
baseados em reações de troca são, com freqüência, utilizados para descrever a retenção
de íons metálicos em materiais sorventes naturais.
(122-123)
Nestes modelos, a formação de
complexos de superfície leva em conta efeitos relacionados à carga do íon e ao raio
iônico. A capacidade de remoção dos íons metálicos investigados pela biomassa de
Luffa c. in natura segue a seqüência Pb(II) >> Cu(II) > Cd(II) ≈ Zn(II), sem obedecer,
portanto, à seqüência decrescente de raio iônico. Esta observação sugere que outro tipo
de interação pode ser também responsável pela sorção dos íons na superfície da
biomassa. Ligações covalentes podem resultar do compartilhamento de pares
eletrônicos livres entre átomos de O da superfície da biomassa e íons do metal, ou pode
também haver formação de ligações O---M. Tem sido, também, mencionado na
literatura que espécies mais eletronegativas são mais eficientemente retidas nas
114
Resultados e discussão
biomassas naturais.
(124)
A seqüência observada na retenção dos íons investigados pela
biomassa de Luffa c. é razoavelmente semelhante à série de eletronegatividade dos íons.
A área de superfície determinada para a Luffa c. modificada com NaOH (7,3 m
2
g
-1
) é um pouco maior em comparação à área determinada para a biomassa não
modificada (6,2 m
2
g
-1
), o que leva a supor um pequeno aumento da capacidade de
sorção para o material modificado. De fato, os valores encontrados para Q
o
para Cd(II),
Cu(II) e Zn(II) são maiores ao ser utilizada a biomassa modificada (Tabela 5);
entretanto, surpreende o valor cerca de 88% inferior determinado para a capacidade de
sorção do Pb(II) na Luffa c. modificada.
Tabela 22: Parâmetros das isotermas de Langmuir e Freundlich para a remoção dos
íons metálicos pela Luffa c. in natura (T: 26±2 ºC)
Modelo de Freundlich Modelo de Langmuir
K
F
*
n r
2
Q
o
(mg g
-1
)
b
(L mg
-1
)
K
L
(L g
-1
)
r
2
Cu(II) 0,078 0,82 0,9793 2,02 0,078 0,16 0,8103
Zn(II) 0,032 0,52 0,9571 0,38 0,22 0,081 0,7747
Cd(II) 0,013 0,85 0,9721 0,56 0,027 0,015 0,9714
Pb(II) 0,38 0,98 0,9996 110 0,0011 0,12 0,9987
*
(mg g
-1
) (L mg
-1
)
1/n
Para avaliar o efeito da temperatura sobre o processo de sorção dos íons
metálicos e também para calcular os parâmetros termodinâmicos característicos deste
processo as isotermas de sorção de Freundlich e de Langmuir foram investigadas em
três diferentes temperaturas (Tabela 23).
Os valores da Tabela 23 mostram que a capacidade máxima de sorção (Qº)
aumenta com o aumento da temperatura para Pb(II) e diminui para Cu(II). O aumento
na capacidade máxima de sorção com o aumento da temperatura pode ser devido a uma
maior exposição dos sítios de ligação com maior afinidade pelos íons Pb(II) na estrutura
interna da biomassa, favorecendo a penetração dos íons metálicos, ou por uma maior
velocidade de difusão no interior das partículas.
(105)
115
Resultados e discussão
Tabela 23: Efeito da temperatura sobre o processo de sorção dos íons metálicos pela
Luffa c. modificada com NaOH
Modelo de Freundlich Modelo de Langmuir
T
(ºC)
K
F
n r
2
Q
o
(mg g
-1
)
b
(L mg
-1
)
K
L
(L g
-1
)
r
2
Cu(II) 28 1,37 3,45 0,9653 8,35 0,041 0,34 0,9937
40 1,35 3,25 0,9623 7,34 0,063 0,46 0,9959
60 1,39 3,27 0,9183 4,04 0,62 2,5 0,9976
Zn(II) 26 0,174 1,74 0,9853 3,27 0,032 0,11 0,8458
40 0,199 1,68 0,9810 7,13 0,017 0,12 0,9608
60 0,200 1,69 0,9599 4,82 0,0047 0,023 0,9308
Cd(II) 25 0,101 1,33 0,9818 1,84 0,059 0,10 0,9380
40 0,101 1,26 0,9812 1,92 0,058 0,11 0,9801
60 0,0929 1,36 0,9766 1,69 0,061 0,10 0,9723
Pb(II) 27 2,52 2,55 0,9931 13,5 0,19 2,6 0,9984
40 2,92 2,63 0,9971 11,9 0,30 3.6 0,9577
60 3,04 2,78 0,9904 11,2 0,34 3,8 0,9777
Os fatores de separação R
L
calculados segundo a equação (9) para os sistemas
biomassa-íon metálico foram inferiores à unidade nas temperaturas utilizadas nos
experimentos de sorção, conforme mostra a Figura 42. Portanto, os sistemas Luffa-íon
metálico são considerados favoráveis para processos de sorção. Os valores calculados
para R
L
indicam que uma sorção mais favorável para concentrações mais elevadas dos
íons Cu(II), Cd(II), Pb(II) e Zn(II).
116
Resultados e discussão
(a)
0
0,6
1,2
075150
Co, mg L
-1
R
L
(b)
0
0,6
1,2
0 75 150
Co, mg L
-1
R
L
Figura 42: Variação do fator de separação R
L
para os íons metálicos à temperatura
ambiente (26±2
o
C); (a) Luffa c. in natura; (b) Luffa c. modificada. Meio: 20 mL de
NaCl 0,10 mol L
-1
; ◊ Cu(II) 2,0 mg L
-1
; ○ Zn(II) 1,2 mg L
-1
; □ Cd(II) 2,0 mg L
-1
e ∆
Pb(II) 10 mg L
-1
; m(biomassa): 50 mg; pH 5; tempo de contato: 60min; T: 26±2 ºC.
Na Tabela 24 estão mostrados os valores para os parâmetros termodinâmicos
relativos ao processo de sorção dos íons metálicos na biomassa de Luffa c. modificada,
determinados de acordo com as equações (11) e (12) anteriormente apresentadas.
Tabela 24: Parâmetros termodinâmicos para o processo de sorção dos íons metálicos
na Luffa c. modificada com NaOH
T
(ºC)
ΔGº
(kJ mol
-1
)
ΔHº
(kJ mol
-1
)
ΔSº
(J mol
-1
K
-1
)
Cu(II) 28 -19 74 310
40 -23
60 -29
Zn(II) 26 -19 -46 -91
40 -18
60 -16
Cd(II) 25 -22 0.82 76
40 -23
60 -24
Pb(II) 27 -2,2 -34 106
40 -0.82
60 -1.3
117
Resultados e discussão
Os valores negativos determinados para UG
o
confirmam a viabilidade do
processo de remoção dos íons estudados utilizando a biomassa de Luffa c. e sua
natureza espontânea; com o aumento da temperatura a espontaneidade da sorção dos
íons Cu(II) e Cd(II) aumenta, mas a remoção de Pb(II) torna-se não espontânea à
temperatura mais elevada. O valor pequeno e positivo para UH
o
indica que o processo
de remoção dos íons Cd(II) é endotérmico e pouco favorecido pelo aumento da
temperatura, conforme apontam os valores de Q
o
apresentados na Tabela 24. A sorção
de Zn(II) e Pb(II) mostra comportamento exotérmico, confirmado pelos valores
negativos de UH
o
. A variação negativa de entropia, observada para a sorção destes
íons corresponde a um aumento no grau de organização da espécie retida na biomassa.
Para a retenção dos íons Cu(II) e Cd(II) foi determinada uma variação positiva da
entropia, mostrando um aumento da desordem na interface sólido-líquido durante o
processo de sorção destes íons
(125)
.
Os espectros no IV obtidos para a biomassa modificada contendo íons Pb(II)
retidos no processo de sorção, apresentados na Figura 43, mostram alterações nas
regiões de absorção de 3000-3400 cm
-1
e 1650 cm
-1
, atribuídas, respectivamente, à
presença de grupos hidroxila e carbonila , indicando que estes grupos estão envolvidos
na sorção desses íons pela biomassa de Luffa c. modificada. Os quatro íons utilizados
nesse estudo do comportamento de sorção da Luffa c. apresentam propriedades
semelhantes e, assim, é possível supor que também para os outros íons – Cd(II), Cu(II) e
Zn(II) – a sorção pela biomassa envolve grupos carboxila e hidroxila.
118
Resultados e discussão
Figura 43 - Espectro na região do infravermelho para a Luffa cylindrica contendo o íon
Pb(II) retidos no processo de sorção. (a) Luffa c. modificada com NaOH + Pb(II); (b)
Luffa c. modificada com NaOH
A micrografia da biomassa modificada com íons Pb(II) retidos, apresentada na
Figura 44, mostra a formação de pequenos aglomerados, o que já foi anteriormente
observado para a sorção de íons metálicos em biomassas vegetais
(125)
.
Figura 44 - Microscopia eletrônica de varredura (MEV) – amplificação: 2000X. Luffa c.
modificada com NaOH + íons Pb(II) retidos no processo de sorção.
119
Resultados e discussão
6.3.5 – Utilização da Luffa c. em sistema de coluna de leito fixo para a remoção dos íons
Cd(II), Cu(II), Pb(II) e Zn(II) de soluções aquosas
Também para avaliar o potencial do uso da Luffa c. modificada na remoção de
íons metálicos de efluentes industriais, o processo de sorção em sistema de coluna de
leito fixo foi avaliado; este estudo não foi realizado para a biomassa in natura devido à
baixa remoção obtida nos experimentos em batelada. Os testes em coluna de leito fixo
foram realizados com soluções contendo todos os íons de interesse.
As curvas de ruptura para a sorção dos íons metálicos pela Luffa c. modificada
com NaOH são mostradas na Figura 45. A concentração de Pb(II) no efluente foi
inferior a 1% da concentração inicial da solução nos primeiros 120 mL recolhidos, mas
na primeira alíquota de 50 mL recolhida a concentração dos íons Cd(II) e Cu(II) já
correspondia a 18% e 26% da concentração inicial, respectivamente. A concentração de
íons Zn(II), nesta primeira fração, era quase igual à concentração inicial (C/C
o
= 0,98) e
a saturação da coluna, nas condições deste estudo, ocorre em 10 minutos. Esses dados
demonstram uma pequena capacidade de sorção para íons Zn(II).
0
0,6
1,2
00,51
Volume tratado (L)
Ct/Co
Figura 45 – Curvas de ruptura para a sorção de íons metálicos em Luffa c. modificada.
▲Pb(II) 18 mg L
-1
; ♦Cu(II) 15 mg L
-1
; • Zn(II) 2 mg L
-1
; ■Cd(II) 10 mg L
-1
; meio de
NaCl 0,1 mol L
-1
, pH 5; m(biomassa): 1,147 g; altura do leito: 7,2 cm; fluxo:5 mL min
-
1
.
A capacidade de sorção dos metais, à temperatura ambiente, é 10 mgg
-1
, 2,9
mgg
-1
, 1,5 mgg
-1
e 3,8 mgg
-1
para Pb(II), Cd(II), Zn(II) e Cu(II), respectivamente,
determinada pela expressão (14). Estes valores são inferiores aos valores determinados
para a capacidade máxima de sorção dos íons utilizando o modelo de Langmuir –
120
Resultados e discussão
14 mg g
-1
, 3,3 mg g
-1
e 8,4 mg g
-1
, para Pb(II), Zn(II) e Cu(II). Apenas para Cd(II) a
capacidade de sorção é menor ao realizar o processo em sistema em batelada – 1,8 mg
g
-1
. Considerando um volume de 50 mL introduzido na coluna, a eficiência da sorção
atinge 97%, 82%, 74% e 1,8%, respectivamente, para Pb(II), Cd(II), Cu(II) e Zn(II). As
curvas de ruptura mostram, ainda, não ser possível a separação entre os íons Cd(II),
Cu(II) e Zn(II) pois estes apresentam um mesmo perfil de comportamento nas curvas
características de transporte; entretanto, é possível obter um efluente com níveis de
Pb(II) bem inferiores.
É importante ressaltar aqui o efeito competitivo na sorção dos íons metálicos de
soluções multicomponentes, já que os sítios de ligação na superfície da biomassa
mostram uma maior afinidade pelos íons Pb(II), conforme os dados obtidos no estudo
das isotermas de sorção no sistema em batelada (Tabela 23).
6.3.6 – Estudo da regeneração da biomassa
Seguindo as mesmas etapas adotadas no estudo da sorção dos corantes amarelo e
vermelho utilizando colunas de leito fixo, uma avaliação preliminar de agentes de
dessorção para os íons metálicos foi realizada em sistema em batelada, utilizando
soluções multicomponentes, e comparando-se a eficiência da dessorção dos diferentes
agentes avaliados.
De acordo com as características da sorção dos íons metálicos na Luffa c.
modificada, a escolha dos agentes dessorventes teve por base dois mecanismos: a troca
dos íons metálicos retidos na biomassa por uma outra espécie catiônica e a possibilidade
de formação de complexos estáveis dos íons. No mecanismo de troca, a hipótese mais
simples envolve íons hidrogênio; portanto, soluções ácidas foram avaliadas. Soluções de
HCl de diferentes concentrações são capazes de recuperar quantidades significativas dos
íons metálicos, sendo a maior eficiência observada ao ser usada uma solução HCl
0,1 mol L
-1
. EDTA 0,1 mol L
-1
(pH 10) também apresenta boa eficiência de dessorção,
o que é atribuído à sua capacidade de complexação dos íons em estudo. A utilização de
soluções de EDTA na dessorção dos íons metálicos, entretanto, apresenta a
desvantagem do custo mais elevado (em comparação ao uso de soluções de HCl) e,
também, a dificuldade de recuperar os íons da solução do complexante já que as
121
Resultados e discussão
constantes de formação dos complexos são bastante elevadas
(114)
. Assim, HCl
0,1 mol L
-1
foi a escolha como agente dessorvente para os estudos com os sistemas
Luffa c. modificada-íons metálicos.
A remoção dos íons metálicos retidos na coluna contendo a biomassa modificada
foi, então, realizada percolando-se 1,0 L de solução HCl 0,1 mol L
-1
e o perfil de
dessorção é mostrado na Figura 46. Conforme as curvas nessa figura, a dessorção dos
íons apresenta comportamentos distintos. A dessorção dos íons Pb(II) atinge 83% ao
serem recolhidos 450 mL da solução dessorvente; a maior fração dos demais íons é
recuperada nos primeiros 50 mL. A eficiência da dessorção obedece à seqüência
Pb(II) > Zn(II) > Cu(II) > Cd(II).
0
5
10
0 0,25 0,5
Volume (L)
C (mg L
-1
)
Figura 46 - Curvas de dessorção para os íons metálicos em Luffa c. modificada.
▲Pb(II); ♦Cu(II); • Zn(II); ■Cd(II); C
o
, 0,1 mol L
-1
de HCl; m(biomassa): 1,174 g;
altura do leito: 7,2 cm; fluxo: 5 mL min
-1
em função do volume.
6.3.7 - Ciclos de reutilização da biomassa (sorção-dessorção)
A reutilização da biomassa modificada no processo de sorção, tendo como
agente dessorvente uma solução de HCl 0,1 mol L
-1
, pode ser avaliada calculando-se os
parâmetros eficiência da retenção (E
ret
) e eficiência da dessorção (E
des
), como descrito
anteriormente; quatro ciclos de sorção-dessorção consecutivos foram também
considerados neste estudo (Figura 47). Na Tabela 25 estão apresentados os valores
calculados para E
des
e E
ret
para os sistemas biomassa modificada-íon metálico.
122
Resultados e discussão
Cu(II)
0
1
2
3
1234
Número de ciclos
Massa de
Cu(II) (mg)
Seqüência1 Seqüência2
Zn (II)
0
0,2
0,4
0,6
1234
Número de ciclos
Massa de Zn
(II) (mg)
Seqüência1 Seqüência2
Cd (II)
0
1
2
3
1234
Número de ciclos
Massa de
Cd(II) (mg)
Seqüência1 Seqüência2
Pb (II)
0
1
2
3
1234
Número de ciclos
Massa de Pb
(II) (mg)
Seqüência1 Seqüência2
Figura 47- Comparação entre ciclos consecutivos de sorção-dessorção utilizando HCl
0,1 mol L
-1
como agente dessorvente. C
o
= ▲Pb(II) 18 mg L
-1
; ♦Cu(II) 15 mg L
-1
; •
Zn(II) 2 mg L
-1
; ■Cd(II) 10 mg L
-1
; meio de NaCl 0,1 mol L
-1
, pH 5; volume da
solução dos metais: 300 mL; quantidade de biomassa: 1,174 g; volume da solução de
HCl: 200 mL.
Tabela 25 – Eficiências de dessorção e de retenção para o sistema Luffa c. modificada –
íon metálico
Cd(II) Cu(II) Pb(II) Zn(II)
ciclo E
des
(%) E
sor
(%) E
des
(%) E
sor
(%) E
des
(%) E
sor
(%) E
des
(%) E
sor
(%)
1 13 49 67 84
2 13 101 51 108 70 122 79 107
3 11 101 51 110 72 123 79 108
4 9 101 51 112 71 125 80 108
Os valores mostrados na Tabela 25 variam entre 67 e 84% para Pb(II) e Zn(II),
indicando que a solução de HCl 0,1 mol L
-1
é razoavelmente eficaz, segundo o critério
mencionado anteriormente, como agente de dessorção para remover esses íons da
biomassa modificada. Entretanto, a dessorção dos íons Cd(II) apresenta-se muito pobre
e, também, para os íons Cu(II) a E
des
mostra-se pouco atraente. Por outro lado, o uso da
123
Resultados e discussão
solução de HCl 0,1 mol L
-1
obedece estritamente o critério de não alterar a capacidade
de sorção das espécies Cd(II) e Zn(II), sendo os valores da eficiência da sorção
próximos a 100%. Porém, ao ser repetida a etapa de sorção é observado um aumento da
eficiência para os íons Pb(II) – E
sos
≈ 123%; essa variação pode estar relacionada a uma
eluição inadequada antecedendo a etapa de sorção.
Considerando as quantidades totais retidas e removidas nos quatro ciclos de
sorção-dessorção, a eficiência global da recuperação dos íons é igual a 80% para Zn(II)
e 70% para Pb(II); para os íons Cu(II) e Cd(II), a eficiência da recuperação nos quatro
ciclos mostra-se inferior - 51% e 12%, respectivamente. .
6.3.8 – Aplicação da sorção em Luffa c. modificada na descontaminação de efluentes
contendo íons metálicos
O desempenho da biomassa modificada com NaOH foi avaliado na remoção de
íons metálicos de efluentes de indústrias de baterias e de galvanoplastia, utilizando os
sistemas de coluna de leito fixo e em batelada. Neste estudo, um leito de 1,174 g da
biomassa (7,2 cm) e um fluxo de 5 L min
-1
foram empregados; essa mesma condição foi
adotada nos experimentos em batelada, com agitação durante 60 min. Os valores
apresentados nas Tabelas 26 e 27 permitem comparar a eficiência da biomassa
modificada na remoção dos íons metálicos, nos efluentes industriais utilizados nos testes
de sorção, em colunas de leito fixo e em batelada.
O efluente da indústria de baterias apresenta características de pH e
condutividade bem diferentes daquelas apresentadas pelo efluente da indústria de
galvanoplastia – pH muito ácido e condutividade elevada. Sendo o processo de sorção
fortemente afetado pelas condições do meio, são previsíveis diferenças na sorção dos
íons metálicos nos dois efluentes.
Comparando-se os dois efluentes a partir da remoção dos íons, observa-se para a
biomassa modificada um desempenho superior para o efluente da indústria de
galvanoplastia. Como já foi mencionado, a sorção dos íons metálicos é um processo
dependente da composição (qualitativa e quantitativa) da solução e sofre a influência da
competição dos íons pelos sítios de ligação. A presença de outros cátions com afinidade
pela biomassa, principalmente em concentrações mais elevadas, afeta o processo de
124
Resultados e discussão
sorção. Também a presença de ânions contribui para uma alteração na capacidade de
sorção, já que podem ser formados complexos com afinidades distintas (maiores ou
menores) pela biomassa em comparação aos íons livres. Além disso, outros parâmetros,
tais como a condutividade, podem também levar a variações significativas na remoção
dos íons de efluentes. A condutividade, em particular, é bastante mais elevada para o
efluente de indústria de baterias (459 mS).
O efeito do tratamento com a biomassa modificada sobre a qualidade global dos
efluentes mostra-se favorável pela diminuição provocada na turbidez. Entretanto,
mesmo sem contribuir para tornar o efluente menos adequado ao descarte por não
causar aumento nos demais parâmetros analisados, o tratamento com a Luffa c. pouco
afeta a DQO, o pH e a condutividade dos efluentes.
Tabela 26 - Tratamento de efluente de indústria de baterias com Luffa c.
modificada
A
*
B
*
C
*
pH 0,60 0,54
DQO( mg L
-1
) 104 100
Turbidez (UNT) 1,5 0,19
Condutividade (mS) 459 431
Íon metálico
Pb(II) (mg L
-1
) 6,4 3,6 3,7
Cu(II) (mg L
-1
) 7,0 6,3 6,7
Zn(II) (mg L
-1
) 2,5 2,3 2,5
Cd(II) (mg L
-1
) 0,18 0,15 0,15
A
*
: características originais do efluente; B
*
: características do efluente após tratamento
em sistema de coluna de leito fixo; C
*
: características do efluente após tratamento em
sistema em batelada.
125
Resultados e discussão
Tabela 27 - Tratamento de efluente de indústria de galvanoplastia com Luffa c.
modificada
A
*
B
*
C
*
pH 6,8 6,8
DQO (mg L
-1
) 6340 5150
Turbidez (UNT) 57 45
Condutividade (mS) 96 96
Íon metálico
Pb(II) (mg L
-1
) 4,6 1,8 3,7
Cu(II) (mg L
-1
) 5,5 2,9 3,2
Zn(II) (mg L
-1
) 13 11 12
Cd(II) (mg L
-1
) ND ND ND
A
*
: características originais do efluente; B
*
: características do efluente após tratamento
em sistema de coluna de leito fixo; C
*
: características do efluente após tratamento em
sistema em batelada.
126
Conclusões
CONCLUSÕES
O uso de biomassas na descontaminação de efluentes industriais atende à
necessidade de processos eficazes para a remoção dos contaminantes que associem
baixo custo, alto desempenho, sem gerar outros rejeitos e com a possibilidade da
recuperação das espécies retidas, o que representa um grande interesse sob o ponto de
vista econômico. A Luffa c., embora não apresente grande capacidade de sorção para os
íons metálicos ou para os corantes estudados, se comparada a outros materiais,
especialmente carvão ativo, é uma biomassa de baixo custo e facilmente obtida.
O estudo realizado envolvendo a remoção de íons metálicos – Cd(II), Cu(II),
Pb(II) e Zn(II) – e corantes reativos – Amarelo Procion H-E4R e Vermelho Procion H-
E7B – pela biomassa de Luffa cylindrica mostrou alguns aspectos positivos quanto à
viabilidade do seu uso na descontaminação de efluentes contendo as espécies
investigadas. Dentre estes aspectos, destacam-se:
- a interação biomassa-soluto é fortemente dependente das características do soluto e,
também, das condições do meio
- em meio ácido a superfície da biomassa torna-se positiva devido à protonação dos
grupos ativos, e a sorção dos cations metálicos só é favorecida em valores de pH mais
elevados (grupos de ligação na biomassa dissociados); por outro lado, os corantes,
apresentando grupos sulfônicos dissociados (R-SO
3
-
) em pH baixo, são removidos da
solução no meio mais ácido
- há um pequeno favorecimento na capacidade máxima de sorção para o corante
vermelho, o que deve ser atribuído a aspectos que possam facilitar a entrada do corante
nos poros, tais como tamanho e/ou forma da molécula; as áreas ocupadas por molécula
dos corantes Amarelo Procion e Vermelho Procion foram estimadas em 140 Å
2
e 114
Å
2
, respectivamente, indicando que uma molécula do corante amarelo ocupa uma área
ca. 23% maior na superfície da biomassa em comparação à área ocupada pela molécula
do corante vermelho
127
Conclusões
- a sorção dos corantes Vermelho Procion e Amarelo Procion pela biomassa in natura, e
a sorção dos íons metálicos pela Luffa c. bruta e modificada obedecem a uma cinética de
pseudo-segunda ordem, que considera uma etapa de quimissorção; entretanto, os
estudos cinéticos mostram que o processo de sorção é influenciado por um mecanismo
de difusão intrapartícula
- o ajuste dos dados experimentais da sorção dos corantes Amarelo Procion e Vermelho
Procion ao modelo de isotermas de Langmuir indica uma superfície constituída
principalmente por zonas homogêneas, com formação de uma monocamada de sorção
- o aumento na capacidade máxima de sorção Qº para o corante Amarelo Procion com
o aumento da temperatura indica o caráter endotérmico do processo, mas não ocorre
variação acentuada para o corante Vermelho Procion
- os valores calculados para o fator de separação R
L
indicam que a sorção dos corantes
Vermelho Procion e Amarelo Procion e dos íons Cu(II), Cd(II), Pb(II) e Zn(II) é mais
favorável para concentrações mais elevadas, no intervalo utilizado neste estudo
- o processo de sorção dos íons investigados pode ser mais bem descrito segundo o
modelo de isotermas de Freundlich, indicando uma superfície heterogênea; o processo
de sorção dos íons não é favorecido ao ser utilizada a biomassa in natura
- os valores positivos calculados para a variação da entalpia ΔHº e para a variação da
entropia ΔSº na sorção dos corantes amarelo e vermelho indicam a natureza
endotérmica do processo e um aumento na desordem na interface sólido-solução; a
variação negativa da energia livre ΔGº aponta o aumento da espontaneidade do
processo de remoção dos corantes com o aumento da temperatura
- os valores negativos calculados para ΔGº confirmam a natureza espontânea do
processo de remoção dos íons estudados utilizando a biomassa modificada; com o
aumento da temperatura, a espontaneidade da sorção dos íons Cu(II) e Cd(II) aumenta,
do íon Zn(II) é insignificante e diminui para o íon Pb(II)
128
Conclusões
- os valores calculados para ΔHº na remoção dos íons metálicos indicam um processo
endotérmico para Cd(II) e exotérmico para a sorção de Zn(II) e Pb(II)
- a sorção dos íons Cd(II), Cu(II) e Pb(II) resulta em uma maior graus de liberdade na
superfície sorvente-soluto (ΔSº >0), mas o processo aumenta os graus de organização
para o íon Zn(II) (ΔSº < 0)
O potencial de utilização da biomassa de Luffa c. para a remoção de corantes e
íons metálicos de efluentes, avaliado em sistema em batelada e em coluna de leito fixo,
apresenta como aspectos importantes para a prática industrial:
- os valores para a capacidade de sorção no sistema de colunas são inferiores aos valores
determinados utilizando o modelo de Langmuir para o sistema em batelada, para os íons
metálicos e também para os corantes
- na dessorção destaca-se a solução de NaOH em pH 11 na recuperação de 92% e 94%
dos corantes amarelo e vermelho, respectivamente e HCl 0,1 mol L
-1
na dessorção dos
metais, obedecendo à seqüência Pb(II) > Zn(II) > Cu(II) > Cd(II)
- a eficiência da remoção dos corantes permanece inalterada ao serem realizados três
ciclos consecutivos de sorção e dessorção
- o efluente da indústria de baterias utilizado nos testes de sorção apresenta
características de pH e condutividade bem diferentes daquelas apresentadas pelo
efluente da indústria de galvanoplastia – acidez e condutividade elevadas; são, portanto,
previsíveis diferenças na sorção dos íons metálicos nos dois efluentes já que a sorção é
fortemente dependente do meio
- diferentemente do observado para os efluentes sintéticos, a remoção dos corantes do
efluente da indústria têxtil é mais eficiente no sistema de coluna de leito fixo;
provavelmente, a composição do efluente (qualitativa e quantitativa) favorece o
processo em coluna
129
Conclusões
- mesmo ao ser adotado o sistema em batelada, a turbidez dos efluentes apresenta-se
dentro do padrão legal, à exceção dos sistemas em que houve ajuste do pH no efluente
dos corantes; por outro lado, a dissolução de espécies orgânicas durante o contato
biomassa-solução contribui para o aumento da DQO do efluente tratado
- nos efluentes de bateria e galvonoplastia não ocorre aumento na DQO nem são
afetados o pH e a condutividade no tratamento com a biomassa
Devido à elevada concentração dos corantes no efluente de tingimento, sugere-se
o uso de processos combinados de tratamento – opção esta muitas vezes necessárias em
conseqüência das características destes corantes. Entretanto, é preciso ressaltar que a
grande solubilidade em água dos corantes reativos dificulta o emprego de alguns
processos usuais de descontaminação, tais como a floculação. Em relação aos íons
metálicos, visando uma maior eficiência no processo de sorção na biomassa modificada,
pode ser sugerido o uso de sistemas de colunas em série. Além disso, é também
importante considerar que a reutilização do efluente tratado pode contribuir para a
diminuição do volume total de efluente gerado no processo industrial.
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