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UNIVERSIDADE DE SÃO PAULO
INSTITUTO DE QUÍMICA
Programa de Pós-Graduação em Química
Wanessa Roberto Melchert
Desenvolvimento de procedimentos
analíticos limpos e com alta sensibilidade
para a determinação de espécies
de interesse ambiental
São Paulo
Data do depósito na SPG: 18/05/2009
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Wanessa Roberto Melchert
Desenvolvimento de procedimentos analíticos
limpos e com alta sensibilidade para a
determinação de espécies de interesse ambiental
Tese apresentada ao Instituto
de Química da Universidade
de São Paulo para obtenção
do título de Doutor em
Química (Química Analítica)
Orientador: Prof. Dr. Fábio Rodrigo Piovezani Rocha
São Paulo
2009
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Wanessa Roberto Melchert
Desenvolvimento de procedimentos analíticos limpos e com alta sensibilidade para a
determinação de espécies de interesse ambiental
Tese apresentada ao Instituto de Química da
Universidade de São Paulo para obtenção do
Título de Doutor em Química (Química Analítica)
Aprovada em: _____________
Banca examinadora
Prof. Dr. ___________________________________________________________________
Instituição: __________________________________________________________________
Assinatura: _________________________________________________________________
Prof. Dr. ___________________________________________________________________
Instituição: __________________________________________________________________
Assinatura: _________________________________________________________________
Prof. Dr. ___________________________________________________________________
Instituição: __________________________________________________________________
Assinatura: _________________________________________________________________
Prof. Dr. ___________________________________________________________________
Instituição: __________________________________________________________________
Assinatura: _________________________________________________________________
Prof. Dr. ___________________________________________________________________
Instituição: __________________________________________________________________
Assinatura: _________________________________________________________________
“Não estejais ansiosos quanto à vossa vida, pelo que haveis de comer, ou pelo que haveis de
beber; nem quanto ao vosso corpo, pelo que haveis de vestir.
Olhai para as aves do céu, que não semeiam, nem ceifam, nem ajuntam em celeiros, e vosso
Pai celestial as alimenta. Não valeis vós muito mais do que elas?
E pelo que haveis de vestir, por que andais ansiosos?
Olhai para os lírios do campo, como crescem; não trabalham nem fiam;
Portanto, não vos inquieteis, dizendo: Que havemos de comer? ou: Que havemos de beber?
ou: Com que nos havemos de vestir?
Porque vosso Pai celestial sabe que precisais de tudo isso.
Mas buscai primeiro o seu reino e a sua justiça, e todas estas coisas vos serão acrescentadas.
Não vos inquieteis, pois, pelo dia de amanhã; porque o dia de amanhã cuidará de si mesmo.”
Mateus 6. 25-34
À minha razão de viver, Cleiton dos Santos Mattos,
dedico este trabalho pelo amor, respeito, dedicação,
paciência, paciência e paciência,
demonstrados a cada instante.
Você é tudo para mim!
Aos meus queridos pais, Rosângela e Willian Melchert,
dedico este trabalho com todo amor a vocês,
por toda confiança e apoio.
Muito do que sou é devido as minhas raízes!
Ao professor e amigo Fábio R.P. Rocha,
todo meu agradecimento e respeito
pela orientação e dedicação.
Tenha certeza que muito do que sou
profissionalmente aprendi ao seu lado.
Obrigada!
Aos queridos amigos Mariana e Diogo,
dedico este trabalho. O que seria de mim sem vocês?
Obrigada por estarem ao meu lado em todos os momentos.
Vocês são muito especiais!
Agradecimentos
Aos amigos, que como disse o filósofo grego Aristóteles:
“amigos de cuja
companhia gostamos, amigos cujas qualidades admiramos,...”
Á todos do laboratório LABEQ, pelas alegrias e tristezas que desfrutamos em
todos os momentos;
Aos técnicos de laboratório Priscila e Daniel, pela ajuda incontável e incansável.
Especialmente ao Daniel que me ajudou significativamente na parte experimental;
À Lúcia Delfino pela amizade e pelo café de todo dia;
Aos funcionários do Instituto de Química que de alguma maneira contribuíram
para que este projeto fosse realizado;
À FAPESP, pela bolsa concedida e ao CNPQ, pelo apoio financeiro;
Aos professores Renato Sanches Freire e Mauro Bertotti pelas sugestões
apresentadas no exame de qualificação;
À CETESB, principalmente ao Gilson Alves Quinaglia, pela contribuição nas
análises de toxicidade;
Ao Prof. Luiz Henrique Catalani e à aluna Vânia B. Bueno, pela contribuição nas
análises cromatográficas;
Ao Prof. Renato Sanches Freire e às alunas Luciana Paleta e Larissa Ciccotti, pela
contribuição nas análises de carbono orgânico total;
Ao Prof. Pedro Vitoriano de Oliveira, pela disponibilidade do laboratório de
pesquisa e incentivo nesta defesa de tese;
À Universidade de São Paulo, pela formação acadêmica e ao programa de Pós-
Graduação em Química pela oportunidade;
À banca examinadora desta tese; pelas discussões e sugestões apresentadas;
À todos que me apoiaram e sempre estiveram ao meu lado.
Muito obrigada!
RESUMO
Melchert, W.R. Desenvolvimento de procedimentos analíticos limpos e com alta
sensibilidade para a determinação de espécies de interesse ambiental. 2009. 182 p. Tese
(Doutorado) – Instituto de Química, Universidade de São Paulo, São Paulo, 2009.
Procedimentos analíticos limpos e com alta sensibilidade foram desenvolvidos para a
determinação de espécies de interesse ambiental (carbaril, sulfato e cloro livre). Os
procedimentos foram baseados no acoplamento de sistemas de análises em fluxo com
microbombas solenoides à espectrofotometria com longo caminho óptico ou em
procedimentos de extração em ponto nuvem, visando a concentração das espécies de interesse
sem o emprego de solventes tóxicos. A determinação de carbaril em águas naturais foi
baseada em uma dupla extração em ponto nuvem: uma etapa de clean-up para a remoção de
substâncias orgânicas interferentes e outra de pré-concentração do indofenol formado na
reação com a forma oxidada do p-aminofenol. Resposta linear foi observada entre
10 e 500 µg L
-1
, com absortividade molar aparente estimada em 4,6x10
5
L mol
-1
cm
-1
. O
limite de detecção foi estimado em 7 µg L
-1
e coeficiente de variação em 3,4% (n = 8).
Recuperações entre 91 e 99% foram estimadas para adições de carbaril em amostras de águas
naturais. Uma cela simples e de baixo custo com 30 cm de caminho óptico foi construída para
medidas espectrofotométricas. A cela apresenta características desejáveis como baixa
atenuação do feixe de radiação e volume interno (75 µL) comparável a de uma cela
convencional. O desempenho da cela foi avaliado na determinação de fosfato utilizando o
método azul de molibdênio com resposta linear obtida entre 0,05 e 0,8 mg L
-1
de fosfato
(r = 0,999). O aumento na sensibilidade (30,4 vezes) em comparação com o obtido com uma
cela de fluxo convencional de 1 cm está de acordo com o estimado pela lei de Lambert-Beer.
A formação do indofenol foi também explorada para a determinação de carbaril no
procedimento em fluxo com celas de 30 e 100 cm. Respostas lineares; limite de detecção e
coeficiente de variação foram estimados entre 50 - 750 e 5 - 200 µg L
-1
; 4,0 e 1,7 µg L
-1
e
2,3 e 0,7%, respectivamente, para as celas de 30 e 100 cm. O procedimento proposto foi
seletivo para a determinação de carbaril, sem interferências de outros pesticidas carbamatos.
O resíduo gerado foi tratado com persulfato de potássio e irradiação ultravioleta, com redução
de 94% do carbono orgânico total, não sendo o resíduo degradado considerado tóxico, frente
às bactérias Vibrio-fischeri. A determinação de sulfato foi baseada em medidas
turbidimétricas com cela de fluxo de 1 cm, com resposta linear observada entre
20 - 200 mg L
-1
. Deriva de linha base não foi observada em função do fluxo pulsado gerado
pelas microbombas solenoides. O limite de detecção e o coeficiente de variação (n = 20)
foram estimados em 3 mg L
-1
e 2,4%, respectivamente, com frequência de amostragem de
33 determinações por hora. Para aumentar a sensibilidade, uma cela de fluxo de 100 cm foi
empregada e deriva de linha base foi evitada utilizando uma etapa de limpeza periódica com
EDTA em meio alcalino. Resposta linear foi observada entre 7 - 16 mg L
-1
com limite de
detecção de 150 µg L
-1
e coeficiente de variação de 3,0% (n = 20). A frequência de
amostragem foi estimada em 25 determinações por hora. Resultados obtidos para amostras de
águas naturais e de chuva foram concordantes a nível de confiança de 95% com o
procedimento turbidimétrico em batelada. A determinação de cloro livre em águas naturais e
de torneira foi baseada na reação com N,N-dietil-p-fenilenodiamina, com resposta linear entre
5 e 100 µg L
-1
de hipoclorito e limite de detecção e coeficiente de variação estimados em
0,23 µg L
-1
e 3,4%, respectivamente. A frequência de amostragem foi estimada em
58 determinações por hora.
Palavras-chave: análises em fluxo, espectrofotometria, aumento de sensibilidade, química
limpa, poluentes ambientais, multicomutação, extração em ponto nuvem.
ABSTRACT
Melchert, W.R. Development of clean analytical procedures with high sensitivity for
determination of species of environmental interest. 2009. 182 p. PhD Thesis – Instituto de
Química, Universidade de São Paulo, São Paulo, 2009.
Clean analytical procedures with high sensitivity for the determination of species of
environmental interest (carbaryl, sulphate and chlorine) were developed. Flow systems with
solenoid micropumps were coupled to long optical pathlength spectrophotometry or cloud
point extraction procedures, aiming the concentration of species for determination without
employing toxic solvents. Carbaryl determination in natural waters was based on a double
cloud point extraction: a clean-up step for removal of interfering organic species and
pre-concentration of the indophenol blue, formed in the reaction with the oxidized of
p-aminophenol. Linear response was observed between 10 and 50 µg L
-1
, with apparent molar
absortivity estimated as 4.6x10
5
L mol
-1
cm
-1
. Detection limit was estimated as 7 mg L
-1
and
the coefficient of variation as 3.4% (n = 8). Recoveries between 91 and 99% were obtained
for carbaryl spiked to natural waters. A simple and low cost flow cell with 30 cm optical path
was constructed for spectrophotometric measurements. The cell shows desirable
characteristics such as reduced attenuation of the radiation beam and internal volume (75 µL)
comparable to conventional flow cells. The performance was evaluated by phosphate
determination by the molibdenium blue method, with linear response between 0.05 and
0.8 mg L
-1
of phosphate (r = 0.999). The increase in sensitivity (30.4 fold) in comparison to
the obtained with a conventional 1 cm optical path flow cell agreed to theoretical value
estimated by the Lambert-Beer law. The determination of carbaryl was also carried out in a
flow system coupled to 30 and 100 cm optical path flow cells, also exploiting the formation of
indophenol compound. Linear responses, detection limits and coefficients of variation were
50 - 750 and 5 - 200 µg L
-1
;4.0 and 1.7 µg L
-1
and 2.3 and 0.7%, respectively, for 30 and
100 cm cells. The proposed procedure was selective for the determination of carbaryl, without
interferences of other carbamate pesticides. The waste of the analytical procedure was treated
with potassium persulphate and ultraviolet irradiation, with decrease of 94% of total organic
carbon. The residue after treatment was not toxic for Vibrio-fischeri bacteria. Sulphate
determination was based on turbidimetric measurements with 1-cm flow cell, with linear
response between 20 and 200 mg L
-1
. Baseline drift was avoided in view of the pulsed flow
related to the solenoid micropumps. The detection limit and the coefficient of variation were
estimated as 3 mg L
-1
and 2.4%, respectively, for a sampling rate of 33 determinations per
hour. Aiming the increase in sensitivity, a 100 cm optical path flow cell was employed and
baseline drift was avoided with a washing, step employing EDTA in alkaline medium. Linear
response was observed between 7 - 16 mg L
-1
, with a detection limit of 150 µg L
-1
, coefficient
of variation of 3.0% (n = 20) and sampling rate of 25 determinations per hour. Results
obtained natural and rain for water samples agreed at 95% confidence level with the batch
turbidimetric procedure. The determination of free chlorine in natural and tap waters was
based on the reaction with N,N-diethyl-p-phenylenediamine, with linear response between
5 and 100 µg L
-1
, and detection limit and coefficient of variation estimated as 0.23 µg L
-1
and
3.4%, respectively. Sampling rate was estimated as 58 determinations per hour.
Keywords: flow analysis, spectrophotometry, sensitivity increase, clean chemistry,
environmental pollutants, multicommutation, cloud point extraction.
Lista de abreviaturas
A – amostra
ANA – Agência Nacional de Águas
ANSA – ácido 2-naftilamina-1-sulfônico
B – reator helicoidal
C – solução transportadora
CCD – dispositivos de carga acoplada (do inglês Charge-Coupled Device)
CETESB – Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental
CONAMA – Conselho Nacional de Meio Ambiente
CMC – Concentração Micelar Crítica
CTAB – Brometo de cetiltrimetil amônio
D – detector espectrofotométrico
DPD – N,N-dietil-p-fenilenodiamina
d.i. – diâmetro interno
EDTA – ácido etilenodiaminotetra-acético
EPA – Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos da América
FIA – análise por injeção em fluxo (do inglês flow injection analysis)
FUNASA – Fundação Nacional de Saúde
HPLC – Cromatografia líquida de alta eficiência (do inglês high performance liquid
chromatography)
IUPAC – União Internacional de Química Pura e Aplicada (do inglês International Union of
Pure and Applied Chemistry)
LCW – guia de ondas com núcleo líquido (do inglês liquid core waveguide)
LD – limite de detecção
LED – diodo emissor de luz (do inglês light emitting diode)
n – índice de refração
NED – N-(1-naftil)etilenodiamina
NTU – unidade nefelométrica
P – microbomba solenoide
PAP – p-aminofenol
POA – processo oxidativo avançado
PVC – cloreto de polivinila
R – reagente
r – coeficiente de correlação
SIA – análise por injeção sequencial (do inglês sequential injection analysis)
SINDAG – Sindicato Nacional da Indústria de Produtos para Defesa Agrícola
TAN – 1-2-tiazolilazo-2-naftol
τ – turbidância
TMA – trimetilanilina
Triton X-114 - polioxietileno (7-8) t-octil fenol
UV – radiação ultravioleta
V – válvula solenoide
Vis – radiação visível
W – descarte
Lista de Tabelas
Tabela 1 – Concentrações máximas admissíveis de poluentes (águas de Classe 1)
e
limites de quantificação de procedimentos analíticos oficiais, baseados em
medidas espectrofotométricas.......................................................................... 28
Tabela 2 – Concentrações características de procedimentos espectrofotométricos com
celas de 1 cm e 4 m..........................................................................................
31
Tabela 3 – Comparação do desempenho obtido com celas de diferentes caminhos
ópticos em sistemas de análises por injeção em fluxo.....................................
33
Tabela 4 – Características analíticas de procedimentos que empregam celas de longo
caminho óptico construídas com Teflon
®
AF 2400.........................................
35
Tabela 5 – Surfactantes comumente utilizados em procedimentos analíticos................... 41
Tabela 6 – Sequência de acionamento das microbombas solenoides para a
determinação de carbaril..................................................................................
67
Tabela 7 – Sequência de acionamento das microbombas solenoides para a
determinação de sulfato...................................................................................
68
Tabela 8 – Sequência de acionamento das microbombas solenoides para a
determinação de cloro livre..............................................................................
70
Tabela 9 – Porcentagens de recuperação de carbaril em amostras de águas naturais.......
75
Tabela 10 –
Estudos de adição e recuperação de carbaril em amostras de águas naturais.. 86
Tabela 11 –
Características analíticas de procedimentos espectrofotométricos para
determinação de carbaril com p-aminofenol....................................................
88
Tabela 12 –
Resposta relativa para alguns pesticidas carbamatos pelo procedimento
proposto............................................................................................................
90
Tabela 13 –
Características analíticas de procedimentos em fluxo para a determinação
de carbaril.........................................................................................................
98
Tabela 14 –
Aferição das microbombas solenoides empregadas nos sistemas de análises
em fluxo...........................................................................................................
99
Tabela 15 –
Parâmetros otimizados para o sistema com microbombas solenoides para a
determinação de carbaril..................................................................................
102
Tabela 16 –
Sinais analíticos para carbaril antes e após o procedimento de clean-up em
concentrações diferentes de NaOH..................................................................
109
Tabela 17 –
Resposta relativa para alguns pesticidas carbamatos com o procedimento
proposto............................................................................................................
109
Tabela 18 –
Estudo de adição e recuperação de carbaril em amostras de águas naturais... 110
Tabela 19 –
Determinação de carbaril em amostras de águas naturais............................... 111
Tabela 20 –
Resumo dos resultados obtidos com os procedimentos de degradação do
resíduo gerado na determinação de carbaril.....................................................
122
Tabela 21 –
Sinais analíticos obtidos para sulfato 50 mg L
-1
na presença de diferentes
surfactantes......................................................................................................
126
Tabela 22 –
Constantes dielétricas de diferentes solventes e influência sobre a resposta
analítica na determinação turbidimétrica de sulfato........................................
130
Tabela 23 –
Influência da adição de metanol sobre a resposta analítica do procedimento
turbidimétrico para a determinação de sulfato ...............................................
131
Tabela 24 –
Parâmetros otimizados para o sistema com microbombas solenoides para a
determinação de sulfato...................................................................................
132
Tabela 25 –
Estudo de adição e recuperação de sulfato em amostras de águas naturais..... 136
Tabela 26 –
Determinação de sulfato em amostras de águas naturais................................. 137
Tabela 27 –
Determinação de sulfato em amostras de águas de chuva .............................. 144
Tabela 28 –
Características analíticas de diferentes procedimentos para a determinação
de sulfato..........................................................................................................
146
Tabela 29 –
Parâmetros otimizados para o sistema com microbombas solenoides para a
determinação de cloro livre..............................................................................
158
Tabela 30 –
Concentrações máximas toleradas de espécies concomitantes na
determinação de cloro livre..............................................................................
160
Tabela 31 –
Determinação de cloro livre em amostras de águas naturais........................... 161
Tabela 32 –
Características analíticas de diferentes procedimentos espectrofotométricos
em fluxo para a determinação de cloro livre...................................................
163
Lista de Figuras
Figura 1. Esquema da transmissão de luz através do guia de ondas............................................ 30
Figura 2. Eficiência de transmissão de radiação por um guia de ondas construído com tubo de
vidro e preenchido com solventes de índice de refração distintos................................
32
Figura 3. Esquema de uma microbomba solenoide...................................................................... 37
Figura 4. Sinais analíticos obtidos com solução colorida e água, variando o volume
dispensado pelas microbombas.....................................................................................
38
Figura 5. Representação esquemática do equilíbrio entre monômeros e agregados micelares.... 40
Figura 6. Diferentes etapas de extração em ponto nuvem............................................................ 42
Figura 7. Esquema do circuito eletrônico empregado para o acionamento das microbombas
solenoides......................................................................................................................
54
Figura 8. Formulário empregado para interface com o usuário................................................... 55
Figura 9. Formulário principal do software para aquisição de dados ..........................................
55
Figura 10. Fotografia do espectrofotômetro empregado para as medidas em fluxo...................... 56
Figura 11. Arranjo para medidas por espectrofotometria com longo caminho óptico................... 58
Figura 12. Foto ilustrativa da cela construída.................................................................................
58
Figura 13. Esquema do fotorreator empregado para a degradação de resíduos............................. 60
Figura 14. Diagrama de fluxos do módulo de análises para a determinação de carbaril............... 66
Figura 15. Diagrama de fluxos do módulo de análises para a determinação de sulfato.................
68
Figura 16. Diagrama de fluxos do módulo de análises para a determinação de cloro livre........... 70
Figura 17. Esquema das reações envolvidas na formação do azul de indofenol a partir de
carbaril..........................................................................................................................
74
Figura 18. Espectros de absorção UV-Vis após extração em ponto nuvem do azul de indofenol. 76
Figura 19.
Efeito da concentração de p-aminofenol sobre o sinal analítico de α-naftol................
78
Figura 20. Efeito da concentração de metaperiodato de potássio sobre o sinal analítico de
α-naftol..........................................................................................................................
79
Figura 21.
Efeito da concentração de hidróxido de sódio sobre o sinal analítico de α-naftol.......
80
Figura 22.
Efeito da concentração de Triton X-114 sobre o sinal analítico de α-naftol................
81
Figura 23.
Efeito da concentração de CTAB sobre o sinal analítico de α-naftol...........................
82
Figura 24. Efeito da concentração de KOH na solução de etanol sobre o sinal analítico de
α-naftol..........................................................................................................................
84
Figura 25. Curvas de calibração com e sem pré-concentração em ponto nuvem...........................
85
Figura 26. Sinais transientes para permanganato de potássio com celas de caminho óptico de
1 cm e 30 cm.................................................................................................................
91
Figura 27. Sinais transientes para a determinação de fosfato com celas de caminho óptico de
1 cm e 30 cm.................................................................................................................
92
Figura 28. Efeito do número de pulsos de p-aminofenol sobre o sinal analítico........................... 94
Figura 29. Efeito do número de pulsos de KIO
4
sobre o sinal analítico.........................................
94
Figura 30. Efeito do número de pulsos da amostra sobre o sinal analítico ................................... 95
Figura 31. Efeito do número de ciclos de amostragem sobre o sinal analítico.............................. 96
Figura 32. Efeito da concentração de p-aminofenol sobre o sinal analítico................................... 100
Figura 33. Efeito da parada de fluxo sobre o sinal analítico.......................................................... 102
Figura 34. Sinais transientes e curva de calibração obtidos para a determinação de carbaril........ 103
Figura 35. Espectro de absorção de uma amostra de água de rio antes e após o procedimento de
clean-up por extração em ponto nuvem........................................................................
105
Figura 36. Efeito da temperatura sobre o sinal analítico................................................................ 106
Figura 37. Efeito da concentração de hidróxido de sódio na solução de referência sobre o sinal
analítico utilizando água como transportador...............................................................
107
Figura 38. Efeito da concentração de hidróxido de sódio na solução de referência sobre o sinal
analítico utilizando como transportador NaOH 0,01 mol L
-1
.......................................
107
Figura 39. Efeito da concentração de hidróxido de sódio no procedimento de clean-up...............
108
Figura 40. Espectros de absorção do resíduo gerado na determinação de carbaril: sem
degradação; com degradação utilizando H
2
O
2
0,2 mol L
-1
e H
2
O
2
0,02 mol L
-1
..........
114
Figura 41. Espectros de absorção do resíduo gerado na determinação de carbaril: sem
degradação; com degradação sem e com HCl ..............................................................
114
Figura 42. Espectros de absorção do resíduo gerado na determinação de carbaril: sem
degradação; com degradação utilizando K
2
S
2
O
8
e TiO
2
+ K
2
S
2
O
8
..............................
115
Figura 43. Espectros de absorção do resíduo gerado na determinação de carbaril: sem
degradação; com degradação utilizando H
2
O
2
e HCl, TiO
2
+ HCl e TiO
2
+ HCl +
H
2
O
2
..............................................................................................................................
116
Figura 44. Efeito da massa do reagente sobre a absorção de radiação pelo resíduo gerado.......... 117
Figura 45. Efeito da massa de TiO
2
e K
2
S
2
O
8
sobre a porcentagem de redução de carbono
orgânico total do resíduo gerado na determinação de pesticida carbaril......................
118
Figura 46. Efeito do tempo de exposição à radiação ultravioleta sobre a porcentagem de
redução de carbono orgânico total do resíduo gerado na determinação de carbaril.....
119
Figura 47. Cromatogramas dos reagentes e do resíduo sem e com degradação.............................
120
Figura 48. Efeito da proporção amostra/reagente e do número de ciclos de amostragem sobre o
sinal analítico................................................................................................................
124
Figura 49. Efeito da parada de fluxo sobre o sinal analítico.......................................................... 126
Figura 50. Efeito da concentração de BaCl
2
sobre o sinal analítico............................................... 128
Figura 51. Efeito da adição de sulfato em relação ao sinal analítico..............................................
129
Figura 52. Sinais transientes e curva de calibração obtidos com o sistema proposto para a
determinação turbidimétrica de sulfato.........................................................................
133
Figura 53. Espectros de emissão da lâmpada de tungstênio/halogênio e intensidade do feixe de
radiação com microbombas solenoides e cela de fluxo de 1 cm...................................
134
Figura 54. Espectros de emissão da lâmpada de tungstênio/halogênio e intensidade do feixe de
radiação com sistema FIA com adição contínua de BaCl
2
...........................................
135
Figura 55. Efeito da parada de fluxo sobre o sinal analítico.......................................................... 138
Figura 56. Espectros de emissão da lâmpada de tungstênio/halogênio e intensidade do feixe de
radiação com microbombas solenoides e cela de fluxo de 100 cm...............................
139
Figura 57. Sinais transientes e curva de calibração obtidos com o sistema proposto para a
determinação turbidimétrica de sulfato com cela de 100 cm de caminho óptico.........
140
Figura 58. Equações das reações químicas envolvidas na formação da suspensão de formazina. 141
Figura 59. Sinais analíticos e curva de calibração utilizando suspensões de formazina................ 142
Figura 60. Esquema das reações envolvidas na determinação de cloro livre................................. 147
Figura 61. Efeito do número de pulsos da solução de DPD sobre o sinal analítico....................... 149
Figura 62. Efeito do número de pulsos de tampão fosfato sobre o sinal analítico......................... 149
Figura 63. Efeito do número de pulsos da amostra sobre o sinal analítico.................................... 151
Figura 64. Efeito do número de ciclos de amostragem sobre o sinal analítico.............................. 151
Figura 65. Efeito da concentração do DPD sobre o sinal analítico................................................ 152
Figura 66. Efeito da concentração do tampão fosfato sobre o sinal analítico................................ 153
Figura 67. Efeito da acidez do tampão fosfato sobre o sinal analítico........................................... 154
Figura 68. Efeito da acidez do tampão acetato sobre o sinal analítico........................................... 155
Figura 69. Efeito da concentração do tampão acetato sobre o sinal analítico................................ 156
Figura 70. Efeito da interrupção do fluxo sobre o sinal analítico...................................................
157
Figura 71. Efeito do tamanho do reator sobre o sinal analítico...................................................... 158
Figura 72. Sinais transientes e curva de calibração obtidos com o sistema proposto para a
determinação de cloro livre com cela de 100 cm de caminho óptico...........................
159
SUMÁRIO
1. INTRODUÇÃO.........................................................................................................
24
1.1. Espectrofotometria com longo caminho óptico.........................................................
29
1.2. Sistemas de análises em fluxo com microbombas solenoides.................................. 35
1.3. Extração em ponto nuvem......................................................................................... 39
1.4. Espécies de interesse ambiental estudadas................................................................ 43
1.4.1. Carbaril...................................................................................................................... 43
1.4.2. Sulfato........................................................................................................................
45
1.4.3. Cloro livre..................................................................................................................
50
2. PARTE EXPERIMENTAL....................................................................................... 53
2.1. Equipamentos e acessórios........................................................................................ 54
2.1.1. Sistemas de detecção e de análises em fluxo.............................................................
54
2.1.2. Extração e pré-concentração em ponto nuvem de carbaril em amostras de águas
naturais......................................................................................................................
56
2.1.3. Construção de uma cela de fluxo de longo caminho óptico para medidas
espectrofotométricas..................................................................................................
57
2.1.4. Degradação de resíduos gerados na determinação de carbaril.................................. 59
2.2. Reagentes e soluções................................................................................................. 60
2.2.1. Extração e pré-concentração em ponto nuvem de carbaril em amostras de águas
naturais......................................................................................................................
60
2.2.2. Construção de uma cela de fluxo de longo caminho óptico para medidas
espectrofotométricas..................................................................................................
61
2.2.3. Determinação de carbaril em sistema de análises em fluxo com microbombas
solenoides e cela de longo caminho óptico...............................................................
61
2.2.4. Determinação turbidimétrica de sulfato em sistema de análises em fluxo com
microbombas solenoides...........................................................................................
62
2.2.5. Determinação de cloro livre em sistema de análises em fluxo com microbombas
solenoides e cela de longo caminho óptico...............................................................
63
2.3. Procedimentos........................................................................................................... 63
2.3.1. Extração e pré-concentração em ponto nuvem de carbaril em amostras de águas
naturais......................................................................................................................
63
2.3.1.1.
Clean-up da amostra e hidrólise do carbaril.............................................................. 63
2.3.1.2.
Pré-concentração do carbaril..................................................................................... 64
2.3.2. Construção de uma cela de fluxo de longo caminho óptico para medidas
espectrofotométricas..................................................................................................
64
2.3.3. Procedimentos em fluxo............................................................................................ 65
2.3.3.1.
Determinação de carbaril em sistema de análises em fluxo com microbombas
solenoides e cela de longo caminho óptico...............................................................
65
2.3.3.2.
Determinação turbidimétrica de sulfato em sistema de análises em fluxo com
microbombas solenoides...........................................................................................
67
2.3.3.3.
Determinação de cloro livre em sistema de análises em fluxo com microbombas
solenoides e cela de longo caminho óptico...............................................................
69
2.4. Degradação de resíduos gerados na determinação de carbaril.................................. 71
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO.............................................................................. 73
3.1. Extração e pré-concentração em ponto nuvem de carbaril em amostras de águas
naturais......................................................................................................................
74
3.1.1. Separação de interferentes e hidrólise do carbaril..................................................... 75
3.1.2. Pré-concentração do azul de indofenol .....................................................................
77
3.2. Avaliação de desempenho da cela de fluxo de longo caminho óptico construída
no laboratório para medidas espectrofotométricas...................................................
90
3.3.
Determinação de carbaril em sistema de análises em fluxo com microbombas
solenoides e cela de longo caminho óptico...............................................................
93
3.3.1. Medidas espectrofotométricas com emprego de cela de fluxo com caminho óptico
de 30 cm....................................................................................................................
93
3.3.2. Medidas espectrofotométricas com emprego de cela de fluxo com caminho óptico
de 100 cm..................................................................................................................
99
3.4. Degradação de resíduos gerados da determinação de carbaril.................................. 111
3.5. Determinação turbidimétrica de sulfato em sistema de análises em fluxo com
microbombas solenoides...........................................................................................
122
3.5.1. Medidas turbidimétricas com emprego de cela de fluxo com 1 cm.......................... 123
3.5.2. Medidas turbidimétricas com emprego de cela de fluxo com 100 cm...................... 137
3.6. Determinação de cloro livre em sistema de análises em fluxo com microbombas
solenoides e cela de longo caminho óptico...............................................................
147
4. CONCLUSÕES......................................................................................................... 164
5. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS...................................................................... 168
1. INTRODUÇÃO
Introdução
___________________________________________________________________________
25
O termo Green Chemistry (Química Verde) surgiu em 1993 com a expansão do
programa Alternative Synthetic Pathways for Pollution Prevention criado pela Agência de
Proteção Ambiental norte americana (EPA) em 1991. O objetivo inicial deste projeto foi
aprimorar os produtos químicos existentes ou desenvolver produtos novos menos perigosos
para a saúde humana e para o meio ambiente. Esta proposta recebeu incentivos no meio
acadêmico, das indústrias e também de agências governamentais e não-governamentais
1
.
Química Verde pode ser definida como o uso da Química para a prevenção da poluição,
constituindo o desenvolvimento de soluções inovadoras que resultem em menor impacto ao
ambiente e aos seres humanos
2
. Outros termos também foram utilizados para designar a
Química Verde, como: Química Limpa, Química Ambientalmente Benigna ou Química
Autossustentável
2
.
A implementação da Química Verde pode ser baseada em doze princípios
3
, que
objetivam o desenvolvimento de procedimentos que empreguem mínima quantidade de
reagentes e que não produzam resíduos tóxicos. Para tanto, os reagentes empregados devem
possuir mínima toxicidade e os resíduos devem ser reciclados e, se possível, reutilizados, caso
contrário, os procedimentos devem incluir uma etapa de tratamento dos resíduos gerados
4
.
Quando indústrias implementam tecnologias que eliminam substâncias perigosas de
seus produtos e processos, significativos benefícios ambientais e econômicos são alcançados.
A indústria de polímeros foi o setor que mais investiu em práticas sustentáveis em seus
processos, como o caso da corporação Asahi Kasei, que em 2003 desenvolveu um novo
processo para fabricação de policarbonatos utilizados em carros, ferramentas, CDs e DVDs
5
.
Anteriormente, a fabricação de policarbonatos com 4,4'-dihidróxi-2,2-difenilpropano
Introdução
___________________________________________________________________________
26
era baseada no chamado “processo fosfogênico”, que utilizava monóxido de carbono e cloro.
Este processo envolvia um número considerável de desvantagens econômicas e ambientais,
em adição à alta toxicidade do gás fosfogênio e da alta probabilidade carcinogênica do
reagente cloreto de metila. O novo processo utiliza como matéria-prima óxido de etileno,
dióxido de carbono e bisfenol A. Esta nova tecnologia, além da substituição dos reagentes
tóxicos, conseguiu superar os problemas ambientais e econômicos existentes e alcançar
maneiras de conservação de energia e redução da emissão de CO
2
, que chegava a
173 toneladas por 1000 toneladas de policarbonatos produzidos.
Na área acadêmica, as pesquisas em Química Verde têm funções primordiais, pois
fornecem conhecimento em novos processos e produtos químicos, que são necessários para
desenvolver tecnologias limpas e que podem ser aplicados nas indústrias, contribuindo para o
avanço tecnológico do país e servindo como meio de educação dos estudantes
6
. Neste sentido,
têm predominado estudos envolvendo o desenvolvimento de novas rotas sintéticas, baseados
na substituição e/ou minimização do consumo de solventes
7 - 11
. Entretanto, o
desenvolvimento de procedimentos analíticos mais limpos é também essencial, pois muitas
das metodologias rotineiras não se enquadram aos preceitos da Química Limpa, por
produzirem resíduos perigosos, algumas vezes em quantidades elevadas. Como exemplos,
podem ser citados o uso de quantidades elevadas de ácidos no preparo de amostras e a
geração de resíduos de solventes orgânicos em procedimentos de separação, incluindo
cromatografia a líquido
12
. A estratégia mais direta para o desenvolvimento de procedimentos
mais limpos é a diminuição das quantidades de resíduos gerados, pois permite que os
procedimentos existentes sejam adaptados, visando minimizar o impacto ambiental.
Segundo estimativa da Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental
(CETESB), em 2004, 70% dos efluentes industriais não-tratados eram lançados nos corpos
d’água e pelo menos 250 mil toneladas do lixo industrial enquadram-se na lista dos poluentes
Introdução
___________________________________________________________________________
27
considerados perigosos
13
. Estes poluentes são gerados na produção de produtos de uso
cotidiano, como plásticos, pesticidas, tintas e produtos têxteis. Dentre os resíduos, destacam-
se, pela toxicidade, os metais pesados e compostos orgânicos, incluindo organoclorados e
organofosforados que podem ser diretamente emitidos ou gerados por reações posteriores.
A ameaça mundial aos rios e oceanos pelo lixo e pela poluição de origem doméstica e
industrial é um dos principais problemas ambientais. Desde 1950, o consumo de água em todo
o mundo triplicou, sendo que a média por habitante foi ampliada em cerca de 50%; para cada
1000 litros de água utilizada pelo homem, resultam 10000 mil litros de água poluída. Com a
promulgação da Constituição de 1988, todos os corpos d’água passaram a ser de domínio
público, cabendo ao poder público a outorga de direitos de uso dos recursos hídricos, segundo
critérios estabelecidos pela Política Nacional de Recursos Hídricos (Lei n° 9433, de janeiro de
1997). Em função de condições de escassez em quantidade e ou qualidade, a água deixou de
ser um bem livre e passou a ter valor econômico. A Lei n° 9433/1997 definiu a cobrança pela
captação, consumo e lançamento de efluentes por usuários como um dos instrumentos de
gestão dos recursos hídricos, e a Lei n° 9984/2000 instituiu a Agência Nacional de Águas
(ANA), com competência para implementar, em articulação com os Comitês de Bacias
Hidrográficas, a cobrança pelo uso dos recursos hídricos de domínio da União. A taxa
estabelecida é de R$ 0,01 por m
3
de água retirada do rio e mais R$ 0,07 para o consumidor
que despejar água no rio sem tratamento
14
. No caso dos efluentes, a cobrança será feita a
partir da estimativa da concentração total de compostos orgânicos, sem considerar os
poluentes inorgânicos ou toxicidade das espécies envolvidas
15
.
A Resolução nº 357 do Conselho Nacional de Meio Ambiente (CONAMA), de 17 de
março de 2005, estabelece critérios para a classificação das águas de acordo com a finalidade
à qual se destinam e define limites máximos toleráveis de substâncias potencialmente
prejudiciais à saúde. Águas doces que se enquadram na Classe 1 podem ser destinadas: a) ao
Introdução
___________________________________________________________________________
28
abastecimento para consumo humano, após tratamento simplificado; b) à proteção das
comunidades aquáticas; c) à recreação de contato primário, tais como natação, esqui aquático
e mergulho e d) à irrigação de hortaliças que são consumidas cruas e de frutas que se
desenvolvam rentes ao solo e que sejam ingeridas cruas sem remoção de película. Os teores
máximos tolerados de alguns poluentes em águas de classe 1 são apresentados na Tabela 1,
em comparação com os limites de quantificação de procedimentos analíticos comumente
empregados para análise de águas
16,17
. Destes dados, é notável a inadequada sensibilidade dos
procedimentos analíticos espectrofotométricos oficiais em relação aos limites estabelecidos
pela legislação vigente. O desenvolvimento de procedimentos analíticos com maior
sensibilidade é, portanto, indispensável para que o monitoramento e controle da emissão de
poluentes possam ser feitos pelos órgãos governamentais.
Tabela 1 - Concentrações máximas admissíveis de poluentes (águas de Classe 1)
17
e limites de
quantificação de procedimentos analíticos oficiais
16
, baseados em medidas
espectrofotométricas
Poluente
Concentração máxima (µ
µµ
µg L
-1
) Limite de quantificação (µ
µµ
µg L
-1
)
Cianeto 5 20
Sulfeto 2 100
Fenóis 3 100
Pesticida 0,002 - 0,1
a
0,5 - 4,0
b
a. concentração variável em função do tipo de pesticida; b. carbamatos e determinação por HPLC
Nesta tese, foram desenvolvidos procedimentos analíticos limpos visando o aumento
de sensibilidade e aplicação à determinação de espécies de interesse ambiental. Os sistemas
de análises em fluxo foram baseados no processo de multicomutação para o gerenciamento
independente das soluções e foram acoplados às medidas por espectrofotometria com longo
caminho óptico, visando aumentar a sensibilidade dos procedimentos. Também foi
Introdução
___________________________________________________________________________
29
desenvolvido um procedimento analítico simples, explorando dupla extração em ponto
nuvem, para a separação de componentes da matriz e concentração do analito, visando a
determinação do pesticida carbaril em amostras de águas naturais.
1.1. Espectrofotometria com longo caminho óptico
Medidas espectrofotométricas convencionais envolvem o uso de uma fonte de
radiação, lentes para direcionar e focalizar a radiação, um compartimento de amostras,
sistema óptico e detector. Frequentemente, a amostra está em uma cela transparente,
posicionada entre o feixe de radiação e o detector. A radiação espalhada, refletida ou
transmitida pela amostra, pode ser coletada por lentes e espelhos e direcionada ao detector
18
.
Pela sua robustez, custo relativamente baixo e grande número de procedimentos
desenvolvidos, a espectrofotometria UV-Vis tem sido amplamente aplicada na determinação
de espécies de interesse ambiental.
De acordo com a lei de Lambert-Beer, a absorbância é proporcional ao caminho óptico
da cela de medida, devido ao aumento do número de espécies absorventes que interagem com
o feixe de radiação. Entretanto, em celas construídas com materiais convencionais, o aumento
do caminho óptico é limitado pela excessiva atenuação do feixe de radiação e aumento do
volume interno
19
.
Quando um guia de ondas é utilizado como cela para medidas espectrofotométricas, a
transmissão da luz depende da reflexão total que ocorre entre a fase líquida e a parede do
tubo, conforme o esquema de transmissão exemplificado na Figura 1, utilizando um capilar de
vidro borossilicato.
Introdução
___________________________________________________________________________
30
Figura 1. Esquema da transmissão de luz através do guia de ondas. O índice de refração de cada fase é
representado por n
x
. Adaptada da referência 20
O índice de refração da fase líquida (n
1
) é 1,33 quando água é usada como solvente, o
da parede da cela (n
2
, vidro borossilicato) e da atmosfera (n
3
) são 1,47 e 1,00,
respectivamente. Então, n
2
> n
1
> n
3
. Para ocorrer reflexão total, a lei de Snell deve ser
seguida:
sen θ
2
> n
3
/ n
2
(1)
A relação entre θ
1
e θ
2
é dada por:
sen θ
2
/ sen θ
1
> n
1
/ n
2
(2)
Rearranjando as equações (1) e (2), chega-se em:
sen θ
1
> n
3
/ n
1
(3)
Se o ângulo de incidência (θ
1
) satisfizer a desigualdade da equação (3), a luz incidente
será mantida dentro do guia de ondas sem nenhuma perda no processo de reflexão na
superfície externa da cela
20
.
parede da cela
n
2
atmosfera
n
3
Fase líquida
n
1
fonte
detector
parede da cela
n
2
atmosfera
n
3
Fase líquida
n
1
fonte
detector
Introdução
___________________________________________________________________________
31
Um dos primeiros trabalhos com a utilização de um guia de ondas foi apresentado por
Fuwa et al.
21
com o emprego de uma cela de vidro Pyrex de 4 m de comprimento (1-2 mm
d.i.) para a determinação de fosfato, iodeto, mercúrio (II) e cobre (II). Os procedimentos
apresentaram aumento de até 3000 vezes na sensibilidade em comparação aos que utilizam
celas de 1 cm de caminho óptico. Alguns resultados obtidos estão descritos na Tabela 2.
Tabela 2 - Concentrações características (1% absorção) de procedimentos espectrofotométricos com
celas de 1 cm e 4 m
21
Analito Método
Cela de 1 cm
(µg L
-1
)
Cela de 4 m
(µg L
-1
)
Fosfato Azul de molibdênio 21 7,7x10
-3
I
-
Oxidação-extração 2,0x10
4
7
Hg
2+
Complexação com
Ditizona
125 0,4
Cu
2+
Complexação com
Ditizona
100 0,35
Outro aspecto interessante deste trabalho é a comparação da transmissão da radiação
através de uma cela linear de 0,7 m e 2 mm d.i. com uma cela enrolada de mesmo tamanho,
variando apenas o solvente que constitui o núcleo líquido (Figura 2). Quando ambas as celas
são preenchidas com solventes que apresentam índice de refração maior que o material da
cela (vidro Pyrex, n = 1,47), a eficiência de transmissão é significativamente melhorada. A
discrepância da eficiência de transmissão encontrada é obviamente maior para a cela enrolada
do que para a cela linear, chegando a um aumento de 28 vezes, enquanto para a cela linear o
aumento da eficiência de transmissão é de apenas 2 vezes
21
. Porém, este aumento da
Introdução
___________________________________________________________________________
32
eficiência de transmissão fica restrito a solventes que apresentam índice de refração maior que
o do material do capilar.
Recentemente, a DuPont
22
(DuPont Fluoroproducts, DE, USA) introduziu no mercado
fluoropolímeros amorfos (família denominada Teflon
®
AF) que apresentam índice de refração
entre 1,29 e 1,31. Reflexão total interna da radiação pode ser obtida com um capilar
construído ou recoberto com este material, preenchido por soluções aquosas diluídas. A
estrutura porosa dos fluoropolímeros amorfos também permite alta permeabilidade a espécies
gasosas e este material pode ser utilizado para a construção de sensores para gases
23
.
Figura 2. Eficiência de transmissão de radiação por um guia de ondas construído com tubo de vidro
(0,7 m, 2 mm d.i.) e preenchido com solventes de índice de refração distintos. (A) guia de
ondas linear; (B) guia de ondas enrolado. Solventes empregados: (1) água; (2) acetona;
(3) etanol; (4) n-butanol; (5) acetilacetona; (6) tetracloreto de carbono; (7) benzeno;
(8) acetofenona; (9) dissulfeto de carbono; (10) 1-bromonaftaleno. Adaptada da referência 21
A viabilidade da utilização do Teflon
®
AF acoplado a sistemas de análises em fluxo
foi estudada por Zhang
24
na determinação espectrofotométrica de nitrito. A cela estudada foi
construída com quartzo recoberto com Teflon
®
AF e o procedimento utilizado empregava a
reação de Griess-Saltzman
25
, com medida do produto formado em 540 nm. Foram
comparados os limites de detecção e a faixa de resposta linear para a determinação de nitrito
usando uma cela convencional de 1 cm e celas com caminho óptico entre 50 e 400 cm
0
1,33
10
20
30
(10)
(9)
(8)
(6)
(7)
(5)
(4)
(3)
(2)
(1)
Intensidade relativa
Índice de refração
1,35 1,36 1,39 1,45 1,46 1,49 1,53 1,62 1,65
(A)
0
1,33
10
20
30
(10)
(9)
(8)
(6)
(7)
(5)
(4)
(3)
(2)
(1)
Intensidade relativa
Índice de refração
1,35 1,36 1,39 1,45 1,46 1,49 1,53 1,62 1,65
(A)
0
1,33
10
20
30
(10)(9)
(8)
(7)
(5)(4)
(3)
(2)(1)
Intensidade relativa
Índice de refração
1,35 1,36 1,39 1,45 1,46 1,49 1,53 1,62 1,65
(B)
(6)
0
1,33
10
20
30
(10)(9)
(8)
(7)
(5)(4)
(3)
(2)(1)
Intensidade relativa
Índice de refração
1,35 1,36 1,39 1,45 1,46 1,49 1,53 1,62 1,65
(B)
(6)
Introdução
___________________________________________________________________________
33
(Tabela 3). Com este estudo, foi possível observar que o limite de detecção diminui
substancialmente com o aumento do caminho óptico, apesar da relação não ser diretamente
proporcional, devido ao aumento do nível de ruído.
Tabela 3 - Comparação do desempenho obtido com celas de diferentes caminhos ópticos em sistemas
de análises por injeção em fluxo
Caminho óptico
(cm)
Limite de resposta linear
(nmol L
-1
)
Limite de Detecção
(nmol L
-1
)
1 50000 100
50 4000 6
200 1000 4
400 600 2
Várias aplicações de celas de longo caminho óptico construídas com Teflon
®
AF 2400
têm sido relatadas, viabilizando a quantificação direta de algumas espécies de interesse
ambiental (Tabela 4).
O acoplamento de celas de longo caminho óptico à sistemas em fluxo frequentemente não
requer modificações nos parâmetros químicos ou hidrodinâmicos. Entretanto, é importante
considerar o efeito do aumento de caminho óptico sobre a magnitude do branco analítico e nas
perturbações por efeito Schlieren
26
. O sinal do branco devido à absorção de radiação pelos
reagentes geralmente aumenta proporcionalmente ao caminho óptico, aspecto que se torna
mais crítico quando a introdução de reagentes ocorre de forma intermitente. Isso foi
observado em um procedimento em fluxo com multicomutação para a determinação de fenóis
totais. Com o emprego de cela de fluxo com 100 cm de caminho óptico, o sinal do branco foi
de A = 0,3000, limitando a concentração do reagente empregado e afetando a faixa de
Introdução
___________________________________________________________________________
34
resposta linear e a sensibilidade. O uso de reagentes imobilizados pode ser uma alternativa
para evitar esse problema
27
. O efeito causado por diferenças de índice de refração na zona de
amostra (efeito Schlieren) foi avaliado com soluções 1,5 mol L
-1
de etanol, citrato, tartarato e
cloreto de sódio, que não absorvem radiação no visível. Foi utilizado um sistema FIA em
linha única e água como transportador. O sinal analítico foi monitorado simultaneamente em
617, 700 e 800 nm com um espectrofotômetro multicanal e foi observado que o perfil e a
intensidade do sinal analítico foram afetados com o emprego da LCW. Alternativas como
parada de fluxo e medidas em dois comprimentos de onda foram implementadas para
diminuir este efeito. As perturbações foram reduzidas quando o fluxo foi interrompido, sendo
o efeito restabelecido com a propulsão da zona de amostra. Com base em medidas em dois
comprimentos de onda, a magnitude da perturbação foi 96% menor, sem aumentar o tempo de
análise ou requerer modificações no sistema empregado. Entretanto, para uma eficiente
compensação do efeito Schlieren utilizando esta estratégia, a magnitude da perturbação
precisa ser similar nos comprimentos de onda analítico e de referência.
Medidas baseadas em espalhamento de radiação foram avaliadas utilizando uma cela
LCW e diferentes volumes de uma suspensão de carbonato de cálcio. Foi observado que a
magnitude do sinal analítico variou com o aumento do volume injetado, indicando o potencial
para a aplicação em medidas turbidimétricas. Entretanto, o módulo de análises deve ser
configurado para evitar retenção de partículas sólidas na cela, por exemplo, utilizando adição
intermitente de reagentes e solução de limpeza
26
.
Introdução
___________________________________________________________________________
35
Tabela 4 - Características analíticas de procedimentos que empregam celas de longo caminho óptico
construídas com Teflon
®
AF 2400
Espécie
Caminho
óptico (cm)
Faixa linear
(nmol L
-1
)
Limite de detecção
(nmol L
-1
)
Concentração
máxima
(nmol L
-1
)
17*
Ref.
Fe
2+
447 0,5 - 10 0,2 5400 28
Cr(VI) 500 < 30 0,2 960 29
Mo(VI)
500 < 30 0,6
____ 29
Fenóis 100 100-1000 10
31 30
H
2
O
2
491 20-700 4 ____
31
Cu
2+
440 1-160 0,4 141
32
NO
2
-
450 < 30 0,5 71000
33
NO
3
-
450 < 30 1,5 710000
33
* concentração máxima tolerada de poluentes, conforme resolução n° 357 do CONAMA
1.2. Sistemas de análises em fluxo com microbombas solenoides
Sistemas de análises em fluxo (FIA) têm sido empregados especialmente para a
mecanização de procedimentos analíticos, minimizando a intervenção do analista,
aumentando o número de amostras que podem ser processadas por unidade de tempo e
melhorando a precisão das medidas
34
. Estes sistemas também apresentam grande
potencialidade para o desenvolvimento de procedimentos analíticos mais limpos, com geração
de resíduos usualmente menor que em procedimentos em batelada. Inicialmente, a injeção da
amostra no fluxo transportador era feita através de seringas hipodérmicas. Outros dispositivos
Introdução
___________________________________________________________________________
36
têm sido propostos com a mesma finalidade, como injetor proporcional, válvula rotatória,
válvulas de 6 e 8 vias e válvulas e microbombas solenoides
35,36
.
O emprego de dispositivos discretos, como válvulas solenoides, originou o processo
de multicomutação, baseado em módulos de análises com estrutura ativa, que pode ser
reconfigurada por software. Desta forma, o gerenciamento das soluções e a implementação
das diferentes etapas do processo analítico podem ser feitos independentemente, aumentando
assim a versatilidade dos sistemas de análises em fluxo
37,38
. Esta estratégia permite que a
inserção de amostras e reagentes seja realizada somente nas quantidades realmente
necessárias para implementar o procedimento analítico, resultando em consumo de soluções
da ordem de microlitros.
Microbombas solenoides são constituídas de um pistão metálico envolto por um
solenoide, com uma mola na parte superior e conectado a um diafragma na parte inferior. Este
diafragma está sobre uma câmara a pressão atmosférica (Figura 3a). Ao aplicar uma corrente
elétrica (ca. 100 mA) ao solenoide da microbomba, um campo eletromagnético é gerado,
movimentando o pistão metálico para cima, comprimindo a mola e expandindo o diafragma.
Com a expansão, ocorre diminuição da pressão no interior da câmara, permitindo a entrada de
solução (Figura 3b). Ao cessar a corrente elétrica, o pistão retorna à posição inicial
juntamente com o diafragma e a pressão é restabelecida no interior da câmara, liberando a
solução (Figura 3c). As microbombas solenoides possuem menor tamanho, são mais leves que
as bombas peristálticas e consomem em média 0,14 W de energia (vazão de 1 mL min
-1
).
Desta forma, 4 microbombas solenoides requerem 1/20 da energia consumida por uma bomba
peristáltica. Cada microbomba pode realizar até 20 milhões de ciclos
39
, o que corresponde a
1 ano de funcionamento contínuo com vazão de 1 mL min
-1
. Estes dispositivos dispensam
com precisão (ca. 1%) volumes entre 8 e 250 µL por pulso
39
.
Introdução
___________________________________________________________________________
37
Figura 3. Esquema de uma microbomba solenoide desativada (a e c) e ativada (b)
Devido ao seu mecanismo de funcionamento, as microbombas solenoides podem ser
empregadas tanto para amostragem, como para propulsão de soluções. Estes dispositivos
apresentam fluxo pulsado que reflete no perfil do sinal analítico em condições de mistura não
apropriadas (Figura 4). O perfil do sinal é dependente do volume dispensado pelas
microbombas, da frequência de pulsação, do tamanho do reator e do volume interno da cela
de fluxo
40
. Lapa et al.
41
avaliaram estes efeitos empregando um sistema de análises em fluxo
com microbombas solenoides na determinação espectrofotométrica de Cr(VI) com
1,5-difenilcarbazida em meio ácido. O estudo englobou, por exemplo, o efeito do volume
dispensado em cada pulso sobre o sinal analítico. Para volumes entre 3 e 8 µL, o sinal foi
irregular revelando uma mistura ineficiente entre amostra e reagente. Estes resultados também
confirmaram a ocorrência de efeito Schlieren, devido às diferenças de índices de refração das
soluções transportadora e da amostra. Porém, estes efeitos podem ser atenuados pelo aumento
do comprimento do reator, que contribui para uma maior dispersão da amostra.
(a) (b)
(c)
Introdução
___________________________________________________________________________
38
Figura 4. Sinais analíticos obtidos com solução colorida e água, variando o volume dispensado pelas
microbombas: (a) 8 µL e (b) 25 µL por pulso. Adaptado da referência 40
Em condições similares (mesmo volume de amostra e comprimento do reator), a
mistura entre os fluidos no sistema com microbombas foi superior à observada nos sistemas
com predominância de fluxo laminar, nos quais a interpenetração depende exclusivamente
dos fenômenos de difusão e convecção
42
. O fluxo pulsado inerente ao emprego de
microbombas solenoides foi também explorado para determinação espectrofotométrica de
bromexina
43
. Na proposta do módulo de análises foi considerado que a interpenetração entre
amostra e reagente deveria ocorrer rapidamente e independentemente do comprimento do
reator, para fornecer adequado tempo de reação antes da detecção. O sistema proposto foi
utilizado para a determinação de bromexina em medicamentos, com resultados concordantes a
nível de confiança de 95% com o procedimento de referência que emprega titulação
potenciométrica.
Além do potencial para automação e miniaturização, o uso de sistemas de análises em
fluxo com microbombas solenoides pode contribuir para o desenvolvimento de procedimentos
analíticos mais limpos. Neste sentido, Rocha et al.
44
investigaram o emprego de um sistema
de análises em fluxo com microbombas solenoides para minimizar o consumo de reagentes e,
consequentemente, a geração de resíduos, na determinação espectrofotométrica de ciclamato
em adoçantes de mesa. O limite de detecção foi estimado em 30 µmol L
-1
, com resposta linear
Tempo
Absorbância
Tempo
Absorbância
Introdução
___________________________________________________________________________
39
observada até 3,0 mmol L
-1
. Coeficiente de variação foi estimado em 1,7% (n = 20) e
60 amostras podem ser analisadas por hora, consumindo 3,0 mg de KI, 1,3 µg de NaNO
2
e
125 µmol de H
3
PO
4
por determinação e gerando 2,0 mL de resíduo. Como o reagente mais
tóxico (NaNO
2
) é completamente decomposto em meio ácido na presença de excesso de KI, o
resíduo final contém apenas íons de iodeto e triiodeto.
Outro exemplo representativo é a determinação de nitrito baseada na reação de
diazo-acoplamento com sulfanilamida e N-(1-naftil)etilenodiamina (NED). Após a medida
analítica, a pequena quantidade de resíduo gerado foi degradada em linha pelo processo de
fotoFenton. Resposta linear foi verificada até 1,0 mg L
-1
, com limite de detecção estimado em
8 µg L
-1
(nível de confiança de 99,7%). O coeficiente de variação (n = 20) e a frequência de
amostragem foram estimados em 0,8% e 108 determinações por hora. O consumo do reagente
mais tóxico (NED) foi reduzido 55 e 20 vezes em comparação aos procedimentos em batelada
e de análises em fluxo com adição contínua de reagentes, respectivamente. Um resíduo
incolor foi obtido após a fotodegradação em linha, com redução de 87% do teor de carbono
orgânico total. Desta forma, o acoplamento do sistema com microbombas solenoides à etapa
de fotodegradação dos resíduos permitiu a drástica redução da quantidade de resíduos
gerados
45
.
1.3. Extração em ponto nuvem
As análises químicas de amostras ambientais (águas naturais, solos e sedimentos, por
exemplo) requerem, frequentemente, preparação das amostras combinada com técnicas
sensíveis, usualmente associadas a equipamentos onerosos e sofisticados
46
. Uma alternativa é
a concentração e separação do analito da matriz da amostra, sendo a extração líquido-líquido
uma das estratégias mais usuais
47
. A clássica extração líquido-líquido baseia-se na partição do
soluto entre duas fases, formando um sistema heterogêneo. Apesar do potencial analítico,
Introdução
___________________________________________________________________________
40
podem ser citadas várias desvantagens, tais como o uso de solventes inflamáveis, tóxicos,
corrosivos e carcinogênicos
1
. Além disso, estes procedimentos usualmente são trabalhosos e
morosos, frequentemente requerendo várias etapas de extração para separação quantitativa
48
.
Uma estratégia para contornar os inconvenientes anteriormente mencionados, é a
extração líquido-líquido com surfactantes. A palavra “surfactante” é derivada da expressão
em inglês surface active agent e refere-se às substâncias que diminuem a tensão superficial do
meio no qual são dissolvidas, sendo também denominadas tensoativos. Em soluções aquosas,
podem formar micelas, cujas estruturas dependem da geometria das moléculas do
surfactante
49
. Estes agregados moleculares apresentam regiões hidrofóbicas e hidrofílicas, que
são espontaneamente associadas em solução aquosa a partir de uma determinada
concentração, denominada concentração micelar crítica (CMC).
A CMC é uma propriedade intrínseca do surfactante e depende de sua estrutura
(comprimento das cadeias hidrocarbônicas, presença de ramificações, duplas ligações ou
anéis aromáticos) e das condições experimentais (força iônica, contraíons, temperatura, etc)
50
.
Abaixo da CMC, os surfactantes encontram-se predominantemente na forma de monômeros
em solução. Em concentrações mais elevadas que a CMC, existe um equilíbrio dinâmico entre
monômeros e micelas
51
(Figura 5).
Figura 5. Representação esquemática do equilíbrio entre monômeros e agregados micelares
Monômero
Micela
Solução
C M C
Monômero
Micela
Solução
C M C
Introdução
___________________________________________________________________________
41
Um tensoativo típico possui a estrutura R-X, onde R é uma cadeia de hidrocarboneto
(normalmente linear) variando de 8 a 18 átomos de carbono e X é o grupo-cabeça, polar (ou
iônico)
52
. Dependendo de X, os surfactantes podem ser neutros (surfactantes não-iônicos),
carregados negativamente (surfactantes aniônicos) ou positivamente (surfactantes catiônicos).
Os surfactantes que apresentam grupos catiônicos e aniônicos são denominados anfóteros. Na
Tabela 5, são listados alguns dos principais surfactantes utilizados em procedimentos
analíticos.
Tabela 5 - Surfactantes comumente utilizados em procedimentos analíticos
Tipo Agente tensoativo
Brometo de cetiltrimetil amônio (CTAB)
Brometo de dodeciltrimetil amônio (DTAB)
Catiônicos
Cloreto de cetilpiridino (CPC)
Dodecil sulfato de sódio (SDS)
Bis(2-etilhexil) sulfossuccinato de sódio (Aerossol OT)
Aniônicos
Dihexadecil fosfato (DHF)
Polioxietileno (9-10) t-octil fenol (Triton X-100)
Polioxietileno (7-8) t-octil fenol (Triton X-114)
Não-iônicos
Polioxietileno (23) dodecanol (brij)
3-(dodecildimetil amônio) propano 1-sulfato (SB-12)
Anfóteros
4-(dodecildimetil amônio) butirato (DAB)
Surfactantes não-iônicos apresentam uma característica intrínseca em soluções
aquosas. Em uma determinada temperatura e em quantidades acima da CMC é observada a
separação de duas fases isotrópicas, sendo uma concentrada em surfactante (denominada fase
rica em surfactante) e uma fase aquosa diluída, contendo surfactante em concentração
Introdução
___________________________________________________________________________
42
próxima à CMC (fase pobre em surfactante)
53
. Este fenômeno, conhecido como ponto nuvem,
permite a utilização de surfactantes em procedimentos de extração, substituindo os solventes
orgânicos empregados na extração líquido-líquido convencional
54
. Espécies hidrofóbicas
presentes em solução podem ser extraídas e concentradas na fase rica em surfactante, como
ilustrado na Figura 6 pela extração do complexo hidrofóbico formado entre Co
2+
e o ligante
1-(2-tiazolilazo)-2-naftol (TAN), utilizando Triton X-114
55
. O complexo metálico
hidrofóbico foi formado após adição do ligante e ajuste de pH (Figura 6a). As espécies
hidrofóbicas foram então envolvidas por agregados micelares formados quando a CMC foi
atingida. A separação de fases foi induzida por aquecimento da solução, sendo inicialmente
observada a turvação (Figura 6b). Após centrifugação, a fase rica em surfactante, contendo a
maior fração do complexo metálico hidrofóbico, foi separada (Figura 6c-d). O sobrenadante
continha quantidade desprezível do complexo metálico e surfactante em concentração abaixo
da CMC
55
.
Figura 6. Diferentes etapas de extração em ponto nuvem. Solução do complexo Co
2+
/TAN na presença
de Triton X-114 antes (a) e após (b) aquecimento. Os tubos indicados por (c) e (d)
correspondem à extração do complexo em diferentes concentrações, após aquecimento e
centrifugação
55
Introdução
___________________________________________________________________________
43
1.4. Espécies de interesse ambiental estudadas
1.4.1. Carbaril
O uso de pesticidas é atualmente a principal estratégia para o combate e a prevenção
de pestes que interferem na qualidade de vida da população. No Brasil, em 2006, foi
observado aumento de 31% na comercialização destes produtos, movimentando o equivalente
a R$ 10.246.000,00, segundo estimativa do Sindicato Nacional da Indústria de Produtos para
Defesa Agrícola (SINDAG)
56
. Entretanto, estes compostos são potencialmente tóxicos ao
homem, podendo causar efeitos adversos ao sistema nervoso central e periférico, apresentar
ação imunodepressora ou carcinogênica
57
.
Os carbamatos constituem uma das mais importantes classes de pesticidas utilizados
no Brasil. O carbaril (1-naftil-N-metil carbamato) é um inseticida de largo espectro, usado
para controlar mais de 100 tipos de pragas em culturas como feijão, banana, batata e culturas
domésticas
1
. Entretanto, esta substância inibe a enzima colinesterase, prejudicando as funções
do sistema nervoso central, e pode provocar náuseas, vômitos, broncoconstrição, visão turva,
convulsões, coma e insuficiência respiratória, além de apresentar característica teratogênica
58
.
Diversos procedimentos têm sido descritos na literatura para análise de carbaril em
diferentes matrizes
59 - 63
, principalmente baseados em separações cromatográficas
64 - 67
. O
procedimento 8318, recomendado pela EPA para a determinação de N-metilcarbamatos em
solos, águas e resíduos, por exemplo, é baseado em cromatografia líquida de alta eficiência
(HPLC) com detecção fluorimétrica
1
, após derivação pós-coluna. Antes das análises, o analito
é extraído com uma mistura de etilenoglicol, metanol e acetonitrila.
A determinação espectrofotométrica de carbaril pode ser realizada utilizando os
reagentes p-aminofenol, p-N,N-dimetilfenilenodiamina e ácido 1-amino-2-naftol-4-sulfônico,
que formam compostos com absorção máxima entre 600 e 700 nm
59
. Para a extração do
Introdução
___________________________________________________________________________
44
analito em amostras de águas, foram utilizados 200 mL de clorofórmio em cada
determinação
59
.
Outros procedimentos espectrofotométricos foram baseados na diazotização com
trimetilanilina (TMA) em meio micelar contendo dodecil sulfato de sódio
58
. O surfactante
aniônico foi utilizado para a dissolução da TMA e para fornecer o meio adequado para a
reação de acoplamento com α-naftol. Posteriormente, o mesmo surfactante foi utilizado em
um procedimento de extração em ponto nuvem com indução pela adição de ácido clorídrico,
com base na derivatização com ácido 2-naftilamina-1-sulfônico (ANSA)
68
. O procedimento
foi utilizado para a determinação de resíduos de carbaril em águas e vegetais.
A determinação espectrofotométrica de carbaril também foi implementada em
sistemas em fluxo
38,62,69 - 71
. Um sistema em linha única baseado na reação do carbaril com o
produto da diazotização do ácido sulfanílico em meio alcalino foi o primeiro trabalho
proposto. Respostas lineares foram observadas entre 0,1 – 40 mg L
-1
de carbaril, com limite
de detecção e coeficiente de variação estimados em 0,08 mg L
-1
e 3,8%, respectivamente
69
.
Outros sistemas de análises por injeção em fluxo com detecção espectrofotométrica foram
baseados na reação do carbaril hidrolisado com p-aminofenol em meio alcalino, formando
azul de indofenol, com máxima absorção em 585 nm
38,70,71
. Etapas demoradas de extração do
carbaril, consumindo quantidades elevadas de reagentes, foram empregadas nestes
procedimentos, por exemplo, utilizando 2,5 g de sulfato de sódio anidro, 60 mL de cloreto de
metileno e 10 mL de hidróxido de sódio por determinação
69
ou extração com xileno (10 mL
por determinação), seguida por extração de retorno com NaOH 0,2 mol L
-1
do α-naftolato
70
.
Recentemente, um procedimento em fluxo com detecção por quimiluminescência
72
foi
desenvolvido, explorando a oxidação com Ce(IV) em meio de ácido nítrico contendo
rodamina 6G como sensibilizador. Extração em fase sólida foi utilizada para concentrar e
separar o analito da matriz, sendo a eluição realizada com 5 mL de uma solução 1:1 de acetato
Introdução
___________________________________________________________________________
45
de etila/n-hexano. O eluato foi coletado e evaporado até a secura sob fluxo de nitrogênio,
seguido da adição de etanol diretamente ao resíduo.
Extração por solvente utilizando tecnologia de microchip e detecção baseada em
espectrometria de lentes térmicas foi recentemente descrita
73
. Após a hidrólise do pesticida
em meio alcalino e acoplamento do α-naftol com trimetilanilina diazotizada, o produto da
reação (um azo-corante) foi extraído em tolueno, consumindo ca. 7 mL do solvente orgânico
por determinação.
1.4.2. Sulfato
Sulfato é o ânion de maior relevância nas indústrias minerais, químicas e
bioquímicas
74
. Está presente em diversos minerais, incluindo a barita (BaSO
4
), a epsomita
(MgSO
4
.7H
2
O) e a gipsita (CaSO
4
.2H
2
O)
74
. Devido à redução por bactérias, frequentemente
encontradas em fontes de abastecimento de água, sulfato produz ácido sulfídrico, que resulta
em sabor e odor desagradáveis, além de provocar efeitos tóxicos e deletérios, como o aumento
nas propriedades corrosivas da água
75
. A rápida determinação de sulfato em águas naturais é
importante para estudos ambientais e agrícolas
76
, no qual procedimentos com sensibilidade
elevada são requeridos.
O procedimento gravimétrico pode ser utilizado para determinação de sulfato em
águas naturais e em resíduos domésticos e industriais. Este procedimento é baseado na baixa
solubilidade do sulfato de bário ( Ks = 1,1x10
-10
), Equação 4
16,77
.
SO
4
2-
(aq)
+ Ba
2+
(aq)
BaSO
4(s)
(4)
Introdução
___________________________________________________________________________
46
No entanto, devido às características inerentes à análise gravimétrica, este processo é
muito demorado e inconveniente para aplicação em estudos ambientais, devido à baixa
detectabilidade e grande número de amostras frequentemente envolvidas nestes estudos.
O número de procedimentos espectrofotométricos para determinação de sulfato é
restrito, pois poucas espécies formadas com sulfato absorvem radiação UV-Vis.
Procedimentos baseados na formação de FeSO
4
+
, com detecção em 355 nm, foram propostos
utilizando sistemas de análises por injeção em fluxo
78
e por injeção sequencial
79
. Respostas
lineares foram observadas entre 10 e 100 mg L
-1
de SO
4
2-
, com frequências de amostragem de
30 e 74 medidas por hora, para os sistemas FIA e SIA, respectivamente. Porém, estes
procedimentos requerem a adição de Hg
2+
e Al
3+
empregados, respectivamente, para mascarar
cloreto (evitando a formação do íon FeCl
2+
, que apresenta alta absorção de radiação em
340 nm) e fluoreto, espécies usualmente presentes em águas naturais.
Procedimentos indiretos também foram propostos para a determinação de sulfato,
explorando medidas no ultravioleta. Os reagentes mais utilizados foram
4-amino-4-clorobifenil que envolveu a medida da quantidade de amina remanescente na
solução, após a precipitação com sulfato; 2-aminoperimidina, cuja metodologia consiste em
adicionar quantidades conhecidas do reagente que forma precipitado com sulfato, sendo as
medidas realizadas em 305 nm; e p-aminodimetilanilina, que, após a redução de sulfato a
sulfeto, forma o azul de metileno em meio ácido e na presença de íons Fe
3+
. O procedimento
apresentou elevada sensibilidade (ε = 34000 L mol
-1
cm
-1
), porém, o composto formado é
instável na presença de luz e a redução de sulfato a sulfeto requer condições drásticas, com a
utilização de agentes redutores como titânio em ácido fosfórico ou ácidos hipofosfórico e
iodídrico em solução de ácido acético
80,81
.
Outro reagente muito utilizado para a determinação de sulfato é o cloranilato de bário.
Ao reagir com SO
4
2-
em meio ácido, uma quantidade equivalente de íons cloranilato é
Introdução
___________________________________________________________________________
47
deslocada em função da menor solubilidade do sulfato de bário (Equação 5). Estas espécies
podem ser monitoradas espectrofotometricamente em 530 nm e, uma vez que o cloranilato de
bário é pouco solúvel em água, a reação deve ser realizada em 50% de etanol, a fim de
aumentar a sensibilidade do procedimento
82
.
SO
4
2-
(aq)
+ BaC
6
Cl
2
O
4(s)
+ H
+
(aq)
HC
6
Cl
2
O
4
-
(aq)
+ BaSO
4(s)
(5)
Esta metodologia foi explorada em sistemas de análises em fluxo, tanto com o
reagente em suspensão
76,83
, como na forma de uma minicoluna empacotada
84,85
. Porém,
diversos cátions interferem no procedimento, sendo indispensável a utilização de uma coluna
catiônica (e.g. utilizando resinas Muromac 50W-X4
84
ou Amberlite CG-120
85
) para o pré-
tratamento das amostras.
Procedimentos espectrofluorimétricos para a determinação de sulfato também foram
relatados na literatura, baseados na formação de complexo ternário do analito com zircônio-
biacetil monoxima nicotinilhidrazona e com calceína-zircônio para análises em amostras de
águas
86
e de carvão
87
, respectivamente. Os comprimentos de onda máximos de excitação e
emissão foram 410 e 505 nm. Respostas lineares entre 30 e 150 mg L
-1
e de até 25 mg L
-1
de
SO
4
2-
e frequências de amostragem de 30 e 50 determinações por hora, respectivamente,
foram obtidas para análises de águas
86
e de carvão
87
. Entretanto, os procedimentos estão
propensos às interferências de vários ânions inorgânicos, principalmente fosfato, molibdato e
fluoreto.
A turbidimetria e a nefelometria vêm sendo bastante utilizadas para a determinação de
sulfato. Estes procedimentos são baseados no espalhamento da radiação pelas partículas
sólidas dispersas na suspensão. O decréscimo da intensidade de radiação incidente, resultado
do espalhamento pelas partículas, é a base do procedimento turbidimétrico. A turbidância (τ)
Introdução
___________________________________________________________________________
48
é relacionada com a quantidade de partículas dispersas, e a quantificação é análoga às análises
espectrofotométricas (Equação 6).
τ = - log I / I
0
(6)
Por outro lado, o procedimento nefelométrico é baseado na medida da radiação
espalhada, geralmente em um ângulo reto com o feixe de incidência. Para estas medidas, a
relação entre a intensidade de radiação espalhada e a quantidade de partículas que causa o
espalhamento é descrita pela Equação 7
88
.
I = K I
0
C (7)
O valor de K é constante para um determinado instrumento, quando condições
experimentais são controladas. A intensidade de radiação espalhada (I) é, portanto,
diretamente proporcional à intensidade de radiação incidente (I
0
)
e à concentração do analito.
Nos procedimentos turbidimétricos e nefelométricos em batelada, a repetibilidade dos
resultados é um aspecto crítico, pois vários fatores podem interferir na formação da suspensão
coloidal, como temperatura, adição de agentes estabilizadores e acidez do meio; normalmente
não mais de 10 determinações podem ser realizadas por hora. Como alternativa,
procedimentos em fluxo foram desenvolvidos para a determinação de sulfato. O primeiro
sistema de análises por injeção em fluxo para determinação turbidimétrica de sulfato foi
apresentado em 1977
89
. O sistema proposto empregava adição contínua dos reagentes BaCl
2
,
álcool polivinílico e HCl e bobinas helicoidais de até 2,5 m foram utilizadas para mistura
entre os reagentes e amostra. As amostras foram injetadas manualmente com uma seringa de
1 mL e as medidas turbidimétricas foram realizadas em 480 nm. Foram investigados
parâmetros experimentais, como a composição dos reagentes, vazão, comprimento das
Introdução
___________________________________________________________________________
49
bobinas e volume da amostra, com o intuito de melhorar a precisão, a sensibilidade e a
frequência de amostragem. Amostras de águas e digeridos de plantas foram analisadas pelo
sistema proposto, sendo os resultados concordantes com os obtidos pelo procedimento de
referência para determinação de sulfato
77
. Neste procedimento, foi possível obter frequência
de amostragem de 180 determinações por hora com desvio padrão relativo de 0,85%. Apesar
da melhora na precisão, tendo em vista as condições reprodutíveis de processamento da
amostra, inconvenientes como deriva de linha base e efeitos de memória causados pelo
acúmulo de sólidos no percurso analítico e na cela de medida foram observados. Como
alternativa, foi proposto um módulo de análises utilizando uma etapa de limpeza com ácido
etilenodiamino tetra-acético (EDTA) em meio alcalino
90
. Após a medida turbidimétrica, um
fluxo intermitente da solução de limpeza era inserido no percurso analítico pela comutação de
um injetor proporcional. Com esta alternativa, foi possível analisar 3000 amostras sem deriva
significativa de linha base. A frequência de amostragem foi estimada em 120 determinações
por hora, com desvio padrão relativo inferior a 1% e respostas lineares entre 1 e 30 mg L
-1
e
5 e 200 mg L
-1
de sulfato para análises de águas e digeridos de plantas, respectivamente.
Sistemas de análises por injeção em fluxo e injeção sequencial propostos posteriormente,
também utilizaram solução de limpeza para evitar os inconvenientes anteriormente
mencionados
76, 91 - 95
.
Alternativamente, foi proposto o uso de uma cela de fluxo especialmente configurada
para evitar acúmulos de sólidos
96,97
. A mistura da amostra com os reagentes foi inserida
dentro de um tubo de polipropileno que, por sua vez, foi inserido dentro de uma cela de fluxo
de vidro. A fonte de radiação e o fotodiodo foram posicionados frente-a-frente no final do
tubo de polipropileno. Resultados promissores foram obtidos, como resposta linear de
até 2,0x10
-2
mol L
-1
de sulfato e frequência de amostragem de 24 medidas por hora, sem
significativa deriva de linha base
96
.
Introdução
___________________________________________________________________________
50
1.4.3. Cloro livre
Cloro é o halogênio mais abundante na natureza. O íon cloreto pode ser extraído a
partir da água do mar ou de depósitos de sal gema (cloreto de sódio, cloreto de potássio e
cloreto de magnésio) e está entre os dez produtos químicos industriais de maior produção
98
.
Em soluções aquosas, o cloro é oxidado ao íon hipoclorito e reduzido ao íon cloreto
em uma reação de desproporcionamento (Equações 8 e 9)
98
. O cloro existente na água sob as
formas de ácido hipocloroso e de íon hipoclorito é definido como cloro livre residual. Se
combinado com amônia, formam-se cloraminas (NH
2
Cl, NHCl
2
e NCl
3
), sendo então
denominado cloro residual combinado (Equações 10 – 12)
99,100
.
Cl
2(aq)
+ 2H
2
O
(l)
→ H
3
O
+
(aq)
+ HClO
(aq)
+ Cl
-
(aq)
(8)
Cl
2(aq)
+ 2OH
-
(aq)
→ ClO
-
(aq)
+ Cl
-
(aq)
+ H
2
O
(l)
(9)
NH
4
+
(aq)
+ HOCl
(aq)
→ NH
2
Cl
(aq)
+ H
2
O
(l)
+ H
+
(aq)
(10)
NH
2
Cl
(aq)
+ HOCl
(aq)
→ NHCl
2(aq)
+ H
2
O
(l)
(11)
NHCl
2(aq)
+ HOCl
(aq)
→ NCl
3(aq)
+ H
2
O
(l)
(12)
O cloro e seus compostos são fortes agentes oxidantes, sendo utilizados no tratamento
da água com objetivo de desinfecção (destruição dos micro-organismos patogênicos), de
oxidação (alteração das características da água pela oxidação dos compostos nela existentes)
ou de ambas as ações simultaneamente
101
. Com a preocupação crescente em desinfetar as
águas, houve aumento drástico na utilização de cloro livre. O principal inconveniente está na
Introdução
___________________________________________________________________________
51
formação dos subprodutos entre o desinfetante e matéria orgânica e/ou brometo e iodeto
presentes nas águas. A formação dos subprodutos foi evidenciada em 1974, quando
clorofórmio resultante da cloração foi identificado em água de torneira
1
. O excesso de cloro
também pode induzir problemas de saúde como desconforto estomacal e irritação nos olhos e,
por meio de seus subprodutos (e.g. triclorometano, bromodiclorometano,
dibromoclorometano e tribromometano), causar câncer
102
. Os níveis de trihalometanos
refletem claramente as práticas adotadas no tratamento e na distribuição da água em diversos
países, além da qualidade das águas brutas
101
.
No Brasil, a portaria n° 518 do Ministério da Saúde estabelece que a água para
consumo humano deve ter concentrações iguais ou superiores a 0,2 mg L
-1
e inferiores a
2,0 mg L
-1
de cloro residual livre
103
. Por outro lado, a portaria n° 36 do mesmo órgão,
estabelece a concentração de 100 µg L
-1
como o teor máximo de trihalometanos em água
potável
101
. Pela resolução n° 357 do CONAMA
17
, o máximo permitido de cloro total (cloro
livre + cloro combinado) para águas doces é 0,01 mg L
-1
.
O procedimento oficial para a determinação de cloro livre e combinado é baseado na
titulação com sulfato ferroso amoniacal, sendo utilizado como indicador
N,N-dietil-p-fenilenodiamina (DPD). Na ausência do íon iodeto, cloro livre reage
instantaneamente com DPD, formando um produto de coloração rósea. Adições de pequenas
quantidades do íon iodeto catalisam a reação entre monocloraminas e DPD. Excesso deste íon
catalisa também a reação com dicloroaminas
16
.
A diferença cinética entre a reação de cloro livre e monocloramina com DPD foi
explorada para a determinação sequencial em sistema de análises em fluxo. Para a
determinação de cloro livre, o reagente DPD e solução tampão fosfato pH 6,3 foram
introduzidos por confluência com vazões de 1,2 mL min
-1
. As soluções foram misturadas com
a amostra em reator de 30 cm. Para a determinação de cloro total, após medida de cloro livre,
Introdução
___________________________________________________________________________
52
foi adicionado fluxo de iodeto de potássio (1,2 mL min
-1
) que acelerava a reação das
cloraminas presentes com DPD, sendo as medidas realizadas em um segundo
espectrofotômetro, em 520 nm
104
. A quantidade de cloramina, foi calculada por diferença,
considerando a correção da diluição pela adição da solução de iodeto de potássio. Resposta
linear foi obtida entre 0,1 e 8,0 mg L
-1
, com limite de detecção de 0,07 mg L
-1
. O
procedimento é uma alternativa para determinação de cloro livre e total, com vantagens de
analisar mais amostras em um curto período de tempo e minimizar interferências de
cloraminas por meio da discriminação cinética. Entretanto, no procedimento proposto foi
necessário utilizar dois sistemas de detecção e o limite de detecção encontrado não foi
adequado para a determinação de cloro total em águas naturais de acordo com a legislação
ambiental vigente. Outro procedimento espectrofotométrico para a determinação de cloro
livre na presença de outras espécies cloradas foi baseado na utilização do corante amarelo
ácido 17. Após mistura do corante com o analito em tampão borato pH 9,0 e reação por
5 minutos, as medidas foram realizadas em 395 nm
105
. Resposta linear foi obtida até 1 mg L
-1
,
com limite de detecção estimado em 50 µg L
-1
. O efeito de espécies concomitantes foi
avaliado e não foram observadas interferências de cloraminas e íons cloreto. Porém, o corante
reage rapidamente com dióxido de cloro, sendo indesejável utilizar este procedimento na
presença do interferente. Procedimentos espectrofotométricos utilizando sistemas de injeção
em fluxo vêm sendo propostos para determinação de cloro livre em amostras de águas
naturais e em branqueadores com base em diferentes reagentes
102,106
, sistemas
miniaturizados
107
, sistemas com multicomutação
108,109
e espectrofotometria com longo
caminho óptico
103
. Todos os procedimentos propostos alcançaram características inerentes
dos sistemas em fluxo, como a mecanização, diminuição do consumo de reagentes e amostras
e, por consequência, dos resíduos gerados. Entretanto, os limites de detecção para cloro livre
foram superiores à concentração estabelecida pela legislação vigente.
2. PARTE EXPERIMENTAL
Parte Experimental
___________________________________________________________________________
54
2.1. Equipamentos e acessórios
2.1.1. Sistemas de detecção e de análises em fluxo
Os módulos de análises foram construídos com microbombas solenoides (Bio-Chem),
como dispositivos de propulsão e inserção de soluções. Os dispositivos empregados
dispensam, com precisão, volumes entre 10 e 60 µL por pulso e foram controlados por um
microcomputador (Pentium III) através de uma das portas paralelas disponíveis. Para a
compatibilização da intensidade de corrente e da diferença de potencial necessária para o
acionamento das microbombas, foram empregados circuitos integrados do tipo ULN2803 e
um regulador de voltagem (LM317)
71,110
. Uma fonte de diferença de potencial constante
(12 V) foi construída para alimentação dos solenoides (Figura 7).
Figura 7. Esquema do circuito eletrônico empregado para o acionamento das microbombas solenoides
(Pi). LM317: regulador de voltagem e ULN2803: circuito integrado
12 V
1 µF
240
Ω
ΩΩ
Ω
10 k
Ω
ΩΩ
Ω
2000 µF
P
1
P
2
P
3
P
4
P
5
LM317
12 V
ULN2803
Parte Experimental
___________________________________________________________________________
55
O programa para controle dos dispositivos foi desenvolvido em linguagem Visual
Basic 6.0 (Microsoft). O formulário principal, empregado para interface com o usuário e
entrada de variáveis está ilustrado na Figura 8. As variáveis que definem a rotina de operação
(número de pulsos de cada microbomba, número de ciclos de amostragem e número de
replicatas) podem ser definidas pelo usuário. Para aquisição de dados, foi utilizado o software
fornecido pelo fabricante (Ocean Optics), ilustrado na Figura 9.
Figura 8. Formulário empregado para interface com o usuário
Figura 9. Formulário principal do software para aquisição de dados fornecido pela Ocean Optics
Parte Experimental
___________________________________________________________________________
56
Nos sistemas de análises em fluxo, foram utilizados tubos de polietileno (0,8 mm d.i.)
e confluências de acrílico. Para a medida dos sinais, foi empregado um espectrômetro
multicanal (Ocean Optics, USB 2000) acoplado à uma lâmpada de tungstênio-halogênio
(Ocean Optics, LS-1), Figura 10 (a) e (b). Fibras ópticas foram empregadas para o transporte
da radiação (Figura 10c). Medidas foram efetuadas com cela de fluxo de quartzo com 1 cm de
caminho óptico e 80 µL de volume interno (Figura 10d) ou com cela de fluxo capilar (sílica
fundida revestida com Teflon
®
AF 2400) com 100 cm de caminho óptico e 250 µL de volume
interno (Figura 10e).
Figura 10. Fotografia do espectrofotômetro empregado para as medidas em fluxo. (a) espectrômetro
multicanal; (b) fonte de radiação; (c) cabos de fibra óptica; (d) suporte para cela de fluxo de
1 cm e (e) cela de fluxo de 100 cm de caminho óptico
2.1.2. Extração e pré-concentração em ponto nuvem de carbaril em amostras de águas
naturais
Um espectrofotômetro UV-Vis (HITACHI, modelo U-3000), equipado com cela de
quartzo com 1 cm de caminho óptico, foi empregado para obtenção dos espectros de
absorção. Um espectrofotômetro UV-Vis (FEMTO, modelo 700S), equipado com cela de
(a)
(b)
(c)
(d)
(e)
(c)
(a)
(b)
(c)
(d)
(e)(e)
(c)
Parte Experimental
___________________________________________________________________________
57
acrílico de volume reduzido (1 cm de caminho óptico), foi utilizado para as medidas após
extração.
As extrações em ponto nuvem foram realizadas em tubos cônicos de polipropileno
graduados de 15 mL. Banho de água a 40
o
C e centrífuga (QUIMIS, modelo Q222T) foram
utilizados para induzir o ponto nuvem e acelerar a separação de fases, respectivamente.
2.1.3. Construção de uma cela de fluxo de longo caminho óptico para medidas
espectrofotométricas
Uma cela de fluxo foi construída com um tubo de Teflon
®
AF 2400 de 30 cm de
comprimento, 0,6 mm de diâmetro interno e aproximadamente 75 µL de volume
(Biogeneral)
23
. Adaptadores construídos em acrílico foram utilizados para o alinhamento das
fibras ópticas com o guia de ondas e para entrada e saída de soluções, conforme ilustrado na
Figura 11A. Os blocos de acrílico foram presos por 2 parafusos e um filme plástico de
poliéster (transparência para retroprojetor) foi utilizado para separar a solução do interior do
guia de ondas das fibras ópticas (Figura 11B). Os dispositivos foram arranjados e
acondicionados em uma caixa para evitar a incidência de luz ambiente, como mostrado na
Figura 12.
Parte Experimental
___________________________________________________________________________
58
Figura 11. (A) Arranjo para medidas por espectrofotometria com longo caminho óptico. As setas
largas indicam os pontos de entrada e saída de soluções; (B) Vista em corte de um dos
adaptadores. (a) blocos de acrílico (2,0 e 4,0 cm de comprimento x 4,0 cm de largura x 2,0
cm de altura) presos por 2 parafusos (não mostrados na Figura); (b) filme de poliéster; (c)
cabo de fibra óptica e (d) guia de ondas (Teflon
AF 2400)
Figura 12. Foto ilustrativa da cela construída. (a) blocos de acrílico presos por parafusos; (b) cabos de
fibra óptica; (c) guia de ondas de 30 cm; (d) caixa para acondicionamento da cela. As setas
indicam pontos de entrada e saída das soluções
Para avaliar as características da cela, foi utilizado um módulo de análises construído
empregando tubos de polietileno (0,8 mm d.i.) e confluências feitas de acrílico. A propulsão
dos fluidos foi efetuada por uma bomba peristáltica (Ismatec IPC-4), equipada com tubos de
Tygon. Um injetor proporcional com barra deslizante foi empregado para a inserção das
b
c
d
guiade ondas
fonte
detector
adaptador
adaptador
fibraóptica
fibraóptica
A
B
a
b
c
d
guiade ondas
fonte
detector
adaptador
adaptador
fibraóptica
fibraóptica
A
B
a
a
(a)
(b)
(d)
(b)
(c)
(a)
(b)
(d)
(b)
(c)
Parte Experimental
___________________________________________________________________________
59
soluções. O sistema de detecção descrito no item 2.1.1. foi utilizado em todas as medidas.
Cela de fluxo de 1 cm de caminho óptico e volume interno de 80 µL (Hellma) foi empregada
em experimentos para comparação de resultados.
2.1.4. Degradação de resíduos gerados na determinação de carbaril
Foi construído um fotorreator de acordo com a descrição apresentada por Cavicchioli e
Gutz
111
, com base em uma lâmpada de vapor de mercúrio (Philips HPL-N 400, 400 W)
empregada em iluminação pública. O bulbo de vidro externo foi removido e inserido em um
tubo de PVC (10,2 cm de diâmetro, 60 cm de comprimento) utilizado em construção civil
para transporte de esgoto. O soquete da lâmpada foi fixado nas extremidades do tubo e a
lâmpada foi alimentada através de um reator apropriado (Serwal RIM426B, 220 V). A fonte
de radiação empregada apresenta um espectro de emissão contínuo, predominantemente na
região do visível e linhas de emissão típicas de vapor de mercúrio em 254, 313 e 366 nm. O
recipiente com o resíduo gerado foi posicionado a 10 cm da lâmpada e permaneceu sob
constante agitação (Figura 13).
Um espectrofotômetro UV-Vis (HITACHI, modelo U-3000), equipado com cubeta de
quartzo Hellma (1 cm) foi empregado para as medidas espectrofotométricas. As medidas de
carbono orgânico total foram realizadas utilizando um analisador SHIMADZU TOC – 5000A.
Um cromatógrafo SHIMADZU LC-20 AT com detector UV-Vis foi empregado nos estudos
de caracterização do resíduo gerado. Nos ensaios de toxicidade, foi utilizado um luminômetro
MICROTOX 500-B-7120 com unidade integrada de comando e medição e um termobloco
embutido, disponível na CETESB-SP.
Parte Experimental
___________________________________________________________________________
60
Figura 13. Esquema do fotorreator empregado para a degradação de resíduos. (a) tubo de PVC;
(b) lâmpada de vapor de mercúrio e (c) agitador magnético
2.2. Reagentes e soluções
Todas as soluções foram preparadas com água destilada e deionizada (0,67 µS cm
-1
) e
reagentes de grau analítico.
2.2.1. Extração e pré-concentração em ponto nuvem de carbaril em amostras de águas
naturais
As soluções de referência de carbaril 10 a 500 µg L
-1
(0,05 – 2,5 µmol L
-1
) foram
preparadas por diluição de soluções estoque 10 mg L
-1
, preparadas em etanol 5% (v/v).
Alíquotas de uma solução de hidróxido de sódio 1,0 mol L
-1
foram utilizadas para hidrólise do
pesticida.
Soluções de p-aminofenol 6,9 mmol L
-1
foram preparadas por dissolução de uma
quantidade apropriada do reagente em água. Soluções de Triton X-114 0,14 mol L
-1
foram
preparadas em água e mantidas em temperatura inferior a 20°C. A solução estoque do
(a)
(b)
(c)
(a)
(b)
(c)
Parte Experimental
___________________________________________________________________________
61
surfactante catiônico CTAB (27 mmol L
-1
) foi preparada em água. Uma solução de hidróxido
de potássio 3,5 mmol L
-1
foi preparada em etanol.
Amostras de águas de rios e lagos foram coletadas na região de Piracicaba, São Paulo.
As amostras foram filtradas utilizando membrana de acetato de celulose de 0,45 µm,
conservadas a -4°C e estabilizadas a temperatura ambiente imediatamente antes das análises.
2.2.2. Construção de uma cela de fluxo de longo caminho óptico para medidas
espectrofotométricas
Solução molibdato de amônio 2,5 mmol L
-1
foi preparada em meio de ácido nítrico
0,2 mol L
-1
. Solução de ácido ascórbico 2,5% (m/v) foi preparada em água. Soluções de
referência de fosfato foram preparadas por diluições da solução estoque 1000 mg L
-1
,
preparada a partir de hidrogenofosfato de potássio. Soluções de permanganato de potássio
foram preparadas por diluições de uma solução estoque 1000 mg L
-1
.
2.2.3. Determinação de carbaril empregando sistema de análises em fluxo com microbombas
solenoides e cela de longo caminho óptico
As soluções de referência de α-naftol e carbaril 5 a 400 µg L
-1
foram preparadas por
diluição de soluções estoque 15 mg L
-1
. O reagente 1 consistiu de uma solução de
p-aminofenol 4,6x10
-5
mol L
-1
e o reagente 2 continha KIO
4
2,0x10
-4
mol L
-1
. O NaOH
1,0x10
-2
mol L
-1
foi utilizado como transportador.
Soluções de pesticidas carbamatos (aminocarb, bendiocarb, carbofuran, pirimicarb e
propoxur) 1,2 – 9,9x10
-7
mol L
-1
foram preparadas em água.
Soluções de NaOH 1,0 mol L
-1
e Triton X-114 0,14 mol L
-1
foram utilizadas para
separar o analito da matriz da amostra.
Parte Experimental
___________________________________________________________________________
62
Amostras de águas de rios e lagos foram coletadas na região de Piracicaba e de
Boituva, São Paulo. As amostras foram filtradas em membrana de acetato de celulose de
0,45 µm, preservadas a -4°C e estabilizadas a temperatura ambiente imediatamente antes das
análises.
2.2.4. Determinação turbidimétrica de sulfato em sistema de análises em fluxo com
microbombas solenoides
As soluções de referência de SO
4
2-
7 – 200 mg L
-1
foram preparadas por diluição de
uma solução estoque 1000 mg L
-1
, preparada com sulfato de sódio seco em estufa a 100ºC por
2 horas. O reagente foi preparado com BaCl
2
5% (m/v), Tween 80 0,05% (v/v) e HNO
3
0,035 mol L
-1
. Água deionizada foi empregada como transportador. Solução de limpeza
contendo Na
2
EDTA 0,3% (m/v) em NaOH 0,2 mol L
-1
foi utilizada nas medidas com cela de
longo caminho óptico.
Solução estoque de formazina contendo 4000 NTU (unidade nefelométrica empregada
para estimativa de turbidez) foi preparada a partir de sulfato de hidrazina 10 mg L
-1
e
hexametilenotetramina 100 mg L
-1
, mantida em repouso por 48 horas antes das medidas.
Suspensões foram preparadas nos intervalos 0,2 - 6,0 e 20 - 300 NTU por diluições da solução
estoque, sendo empregadas para medidas com celas de 100 e 1 cm de caminho óptico,
respectivamente.
Amostras de águas de chuva foram coletadas no campus da Universidade de São Paulo
no período de março a setembro/2007 e conservadas sob refrigeração (-4
O
C).
Parte Experimental
___________________________________________________________________________
63
2.2.5. Determinação de cloro livre em sistema de análises em fluxo com microbombas
solenoides e cela de longo caminho óptico
Soluções de referência de hipoclorito (5 – 150 µg L
-1
) foram preparadas por diluição
em NaOH 1,0x10
-4
mol L
-1
de uma solução comercial (Super Candida), cuja concentração
(24,203 g L
-1
) foi determinada por titulação iodométrica. O reagente 1, DPD 8,4x10
-4
mol L
-1
contendo EDTA 2,0x10
-5
mol L
-1
e o reagente 2, tampão acetato 0,08 mol L
-1
pH = 3,75,
foram preparados em água.
Soluções das espécies Mn
2+
, Cu
2+
, Fe
3+
, Ca
2+
, Ba
2+
, SO
4
2-
e NO
3
-
foram preparadas a
partir do sal apropriado, dissolvido em água deionizada.
Amostras de águas de rios e lagos foram coletadas em Piracicaba e em torneiras da
cidade de São Paulo. As amostras de rios e lagos foram filtradas utilizando membrana de
acetato de celulose de 0,45 µm, preservadas a -4°C e estabilizadas a temperatura ambiente
imediatamente antes das análises.
2.3. Procedimentos
2.3.1. Extração e pré-concentração em ponto nuvem de carbaril em amostras de águas
naturais
2.3.1.1. Clean-up da amostra e hidrólise do carbaril
Para a extração do pesticida, alíquotas de 13 mL da amostra ou soluções de referência
contendo o analito (0,05 a 2,5 µmol L
-1
), 400 µL de NaOH 1 mol L
-1
e 1 mL de
Triton X-114 0,14 mol L
-1
foram mantidas por 10 minutos em banho aquecido a 40°C. A
separação de fases foi realizada por centrifugação por 10 minutos. A fase sobrenadamente,
contendo o carbaril hidrolisado a α-naftol foi, então, separada da matéria orgânica contida na
amostra e empregada para a determinação espectrofotométrica subsequente.
Parte Experimental
___________________________________________________________________________
64
2.3.1.2. Pré-concentração do carbaril
Para o procedimento de pré-concentração em ponto nuvem, alíquotas de 10 mL da
amostra previamente submetida ao procedimento descrito no item 2.3.1.1. foi misturada com
1 mL de p-aminofenol 6,9 mmol L
-1
, 25 µL de CTAB 27 mmol L
-1
e 1 mL de Triton X-114
0,14 mol L
-1
em tubos graduados de 15 mL. A mistura foi aquecida em banho de água com
temperatura controlada em 40°C por 5 minutos. A separação das fases foi acelerada por
centrifugação por 5 minutos. A fase aquosa foi removida por aspiração e a fase rica em
surfactante foi diluída a 500 µL com uma solução de hidróxido de potássio 3,5 mmol L
-1
em
etanol, utilizando a graduação do tubo, para diminuir a viscosidade da fase rica e facilitar a
transferência para a cela de medida. As medidas espectrofotométricas foram realizadas em
630 nm.
2.3.2. Construção de uma cela de fluxo de longo caminho óptico para medidas
espectrofotométricas
O desempenho da cela construída foi avaliado empregando soluções de permanganato
de potássio e o método do azul de molibdênio para a determinação de fosfato. Sistema de
análises em fluxo em linha única (volume da amostra = 80 µL, vazão do transportador =
2,4 mL min
-1
e reator helicoidal de 50 cm) foi empregado nos experimentos com
permanganato de potássio (medidas em 525 nm). Para a determinação de fosfato, foi
empregado um módulo de análises com adição de reagentes por confluência. As soluções de
fosfato (250 µL) foram inseridas no fluido transportador (H
2
O, 4,0 mL min
-1
), recebendo por
confluência as soluções de molibdato de amônio (R
1
) e ácido ascórbico (R
2
), fluindo a
1,0 mL min
-1
. Foi empregado um reator helicoidal com 100 cm de comprimento e as medidas
espectrofotométricas foram realizadas em 660 nm.
Parte Experimental
___________________________________________________________________________
65
2.3.3. Procedimentos em fluxo
As medidas nos sistemas de análises em fluxo foram realizadas em triplicata e
baseadas em altura de pico. A inserção das soluções foi sempre baseada em amostragem
binária
37
, introduzindo alíquotas de amostra e reagentes alternadamente no módulo de
análises. As microbombas solenoides foram aferidas por pesagem do volume dispensado em
100 pulsos. Para otimização dos sistemas propostos, foi utilizado o procedimento univariado.
O efeito do tamanho do reator helicoidal foi avaliado mantendo constantes os volumes de
amostra e reagentes, assim como os ciclos de amostragem.
2.3.3.1. Determinação de carbaril em sistema de análises em fluxo com microbombas
solenoides e cela de longo caminho óptico
Separação da matriz e hidrólise do carbaril foi realizada de acordo com o
procedimento descrito no item 2.3.1.1.
O módulo de análises foi construído com 4 microbombas solenoides que dispensam
com precisão volumes nominais de 10 µL por pulso e 2 válvulas solenoides (Figura 14),
operadas de acordo com a sequência de acionamento descrita na Tabela 6. Alíquotas de
amostra e dos reagentes foram sequencialmente introduzidas no percurso analítico pelas
microbombas P
1
, P
2
e P
3
. Foram empregados 7 pulsos de amostra, 3 pulsos do reagente 1
(p-aminofenol), 1 pulso do reagente 2 (KIO
4
) e 10 ciclos de amostragem (etapas 1, 2 e 3). Um
ciclo de amostragem é definido como o número de vezes que se repete a sequência de
inserção de alíquotas amostra/reagente. Após a etapa de parada de fluxo (etapa 4), a válvula
solenoide V
2
foi desligada e a zona de amostra foi transportada até a cela de fluxo, passando
por uma bobina de 100 cm (etapa 5). O transportador foi inserido por uma microbomba
solenoide com volume nominal de 60 µL/pulso e a medida espectrofotométrica foi realizada
em 585 nm. A substituição da amostra foi realizada acionando simultaneamente a
Parte Experimental
___________________________________________________________________________
66
microbomba P
1
e a válvula solenoide V
1
(etapa 6). Esta válvula foi utilizada para auxiliar na
substituição das soluções, evitando a passagem por todo o percurso analítico, minimizando os
riscos de contaminação e a válvula solenoide V
2
foi utilizada para evitar problemas com a
impedância hidrodinâmica causada pela cela de longo caminho óptico na formação da zona de
amostra.
Figura 14. Diagrama de fluxos do módulo de análises para a determinação de carbaril. P
1
- P
4
:
microbombas solenoides, A: amostra, C: transportador, R
1
e R
2
: reagentes p-aminofenol e
metaperiodato de potássio, respectivamente, B: reator helicoidal (100 cm), D:
espectrofotômetro (λ = 585 nm), V
1
- V
2
: válvulas solenoides de 3 vias, W: descarte e x:
ponto de confluência
D
P
1
P
2
P
3
P
4
R
2
R
1
A
C
V
1
V
2
W
W
D
P
1
P
2
P
3
P
4
R
2
R
1
A
C
V
1
V
2
W
W
x
Parte Experimental
___________________________________________________________________________
67
Tabela 6 - Sequência de acionamento das microbombas solenoides para a determinação de carbaril
Etapa
Descrição P
1
P
2
P
3
P
4
V
1
V
2
Pulsos ou Tempo
1 Inserção da amostra 1/0
0 0 0 0 1 7*
2 Inserção do reagente 1 0 1/0
0 0 0 1 3*
3 Inserção do reagente 2 0 0 1/0
0 0 1 1*
4 Parada de fluxo 0 0 0 0 0 0 20 s
5
Transporte da zona de amostra e
medida
0 0 0 1/0
0 0 220
1/0
0 0 0 1 0 100
6 Substituição da amostra
0 0 0 1/0
1 0 50
*10 ciclos de amostragem; 1/0: pulsos de corrente na microbomba
2.3.3.2. Determinação turbidimétrica de sulfato em sistema de análises em fluxo com
microbombas solenoides
O diagrama de fluxos do módulo de análises é apresentado na Figura 15.
Microbombas solenoides foram empregadas para inserção das soluções no percurso analítico,
sendo as medidas realizadas em celas de fluxo com caminho óptico de 1 ou 100 cm. A válvula
solenoide (V) foi utilizada para auxiliar na substituição das soluções. A rotina de acionamento
das bombas para a determinação de sulfato está apresentada na Tabela 7.
Parte Experimental
___________________________________________________________________________
68
Figura 15. Diagrama de fluxos do módulo de análises para a determinação de sulfato. P
1
– P
4
:
microbombas solenoides, A: amostra, C: transportador, R
1
e R
2
: reagentes BaCl
2
,
Tween 80 e ácido nítrico e EDTA em meio alcalino, respectivamente, B: reator helicoidal
(50 cm), D: espectrofotômetro (λ = 410 nm), V: válvula solenoide de 3 vias, W: descarte e
x: ponto de confluência
Tabela 7 - Sequência de acionamento das microbombas solenoides para a determinação de sulfato
Etapa
Descrição P
1
P
2
P
3
P
4
V
Pulsos ou
Tempo
1 Inserção da amostra 1/0 0 0 0 0 6
a
2 Inserção do reagente 0 1/0 0 0 0 2
a
3 Parada de fluxo 0 0 0 0 0 20
b
ou 50
c
s
4
Transporte da zona de amostra e
medida
0 0 0 1/0
0 200
0 0 1/0 0 0 20
d
5 Limpeza
0 0 0 1/0
0 100
d
1/0 0 0 0 1 100
6 Substituição da amostra
0 0 0 1/0
1 50
a: 5 ciclos de amostragem; b: cela de fluxo 1 cm; c: cela de fluxo 100 cm; d: etapa empregada somente nas
medidas com cela LCW; 1/0: pulsos de corrente na microbomba
D
P
1
P
2
P
4
P
3
R
2
R
1
A
C
V
W W
D
P
1
P
2
P
4
P
3
R
2
R
1
A
C
V
W W
Parte Experimental
___________________________________________________________________________
69
Alíquotas de amostra e reagente foram sequencialmente introduzidas no percurso
analítico pelas microbombas P
1
e P
2
com volume nominal de 10 µL por pulso. Foram
empregados 6 pulsos de amostra, 2 pulsos de reagente (BaCl
2
, HNO
3
e Tween 80) e 5 ciclos
de amostragem (etapas 1 e 2). Após retenção por 20 ou 50 s (etapa 3), a zona de amostra foi
transportada até a cela de fluxo, passando por uma bobina de 50 cm (etapa 4). O transportador
foi inserido por uma microbomba solenoide com volume nominal de 60 µL/pulso e a medida
turbidimétrica foi realizada em 410 nm. Solução limpeza de EDTA em meio alcalino (R
2
) foi
utilizada nas medidas com a cela LCW (etapa 5). A substituição da amostra foi realizada
acionando simultaneamente a microbomba P
1
e a válvula solenoide V (etapa 6), direcionando
a solução para o descarte.
2.3.3.3. Determinação de cloro livre em sistema de análises em fluxo com microbombas
solenoides e cela de longo caminho óptico
O módulo de análises empregado é mostrado na Figura 16 e foi operado de acordo
com a sequência de acionamento descrita na Tabela 8.
A amostra e os reagentes foram introduzidos no percurso analítico pelas microbombas
P
1
, P
2
e P
3,
empregando 4 pulsos de amostra, 1 pulso do reagente 1 (DPD), 1 pulso do
reagente 2 (tampão acetato) e 6 ciclos de amostragem (etapas 1, 2 e 3). Após a etapa de
parada de fluxo (etapa 4), a válvula solenoide V
2
foi desligada e a zona de amostra foi
transportada até a cela de medida, passando pelo reator helicoidal de 75 cm (etapa 5). O
transportador foi inserido por uma microbomba solenoide com volume nominal de
60 µL/pulso e a medida espectrofotométrica foi realizada em 515 nm. A substituição da
amostra foi realizada acionando simultaneamente a microbomba P
1
e a válvula solenoide V
1
(etapa 6).
Parte Experimental
___________________________________________________________________________
70
Figura 16. Diagrama de fluxos do módulo de análises para a determinação de cloro livre. P
1
– P
4
:
microbombas solenoides, A: amostra, C: transportador (H
2
O), R
1
e R
2
: reagentes
N,N-dietil-p-fenilenodiamina e tampão acetato pH 3,75, respectivamente, B: reator
helicoidal (75 cm), D: espectrofotômetro (λ = 552 nm), V
1
– V
2
: válvulas solenoides de
3 vias, W: descarte e x: ponto de confluência
Tabela 8 - Sequência de acionamento das microbombas solenoides para a determinação de cloro livre
Etapa
Descrição P
1
P
2
P
3
P
4
V
1
V
2
Pulsos ou Tempo
1 Inserção da amostra 1/0
0 0 0 0 1 4*
2 Inserção do reagente 1 0 1/0
0 0 0 1 1*
3 Inserção do reagente 2 0 0 1/0
0 0 1 1*
4 Parada de fluxo 0 0 0 0 0 0 20 s
5
Transporte da zona de amostra e
medida
0 0 0 1/0
0 0 130
1/0
0 0 0 1 0 100
6 Substituição da amostra
0 0 0 1/0
1 0 50
*6 ciclos de amostragem; 1/0: pulsos de corrente na microbomba
D
P
1
P
2
P
3
P
4
R
2
R
1
A
C
V
1
V
2
W
W
D
P
1
P
2
P
3
P
4
R
2
R
1
A
C
V
1
V
2
W
W
x
Parte Experimental
___________________________________________________________________________
71
2.4. Degradação de resíduos gerados na determinação de carbaril
Os resíduos utilizados para os estudos iniciais estavam armazenados há três meses e
apresentavam coloração marrom-amarelada, diferente da cor característica do produto da
reação (azul). Desta forma, o monitoramento da degradação foi realizado em 445 nm, que
corresponde ao máximo de absorção. Todos os estudos foram realizados com volume de
resíduo de 30 mL e com exposição por 30 min à radiação UV. Foram utilizados como agentes
oxidantes persulfato de potássio 10 g L
-1
e dióxido de titânio 5 g L
-1
.
O teor de carbono orgânico total foi determinado pela diferença entre as medidas de
carbono total e carbono inorgânico. As medidas de carbono total foram realizadas pela
introdução do resíduo em uma câmara de reação aquecida (670°C) contendo um catalisador
de platina absorvido sobre óxido de alumínio. Nestas condições, a água foi vaporizada e o
carbono do resíduo transformado em CO
2
, sendo quantificado em um analisador de
infravermelho. O carbono inorgânico foi medido da mesma maneira que o carbono total,
porém, dentro da câmara continha ácido fosfórico
112
.
Estudos de caracterização do resíduo gerado foram realizados utilizando cromatografia
líquida de alta eficiência (HPLC). As condições cromatográficas utilizadas foram baseadas
nas descritas por Aceituno et al.
113
: coluna C-18 (25 mm x 4,6 mm); fase móvel (vazão
0,7 mL min
-1
): 95% de tampão 0,68 mol L
-1
ácido fórmico/formiato de amônio e 5% de
metanol (modo isocrático, 2 minutos), 5 a 100% de metanol (gradiente, 13 minutos) e 100%
de metanol (modo isocrático, 15 minutos). A separação analítica foi realizada para o resíduo
sem degradação e com degradação, na presença de dióxido de titânio ou persulfato de
potássio.
Os ensaios de toxicidade foram realizados na CETESB (São Paulo), utilizando a
bactéria marinha Vibrio fischeri. O parâmetro utilizado para avaliação de toxicidade foi a
inibição da luminescência emitida pelas bactérias quando em contato com o resíduo tóxico.
Parte Experimental
___________________________________________________________________________
72
As bactérias foram cultivadas em meio líquido e posteriormente congeladas (-30°C). Para
reativar o metabolismo e emissão de luz, após o tempo de congelamento, as bactérias foram
colocadas em um meio de reconstituição (constituído principalmente por NaCl e KCl)
13,114
.
Após período de aclimatização (entre 15 e 20 minutos com temperatura estabilizada a 15°C),
a luminescência foi medida antes e após adição do resíduo tóxico. Em todas as soluções foi
necessário ajustar o pH entre 6 e 8,5 e a salinidade entre 20 e 50 g L
-1
para não afetar a
bioluminescência das bactérias.
3. Resultados e Discussão
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
74
3.1. Extração e pré-concentração em ponto nuvem de carbaril em amostras de águas
naturais
O procedimento foi proposto em virtude da baixa concentração de carbaril em
águas naturais e devido à simplicidade e baixa geração de resíduos tóxicos na extração
em ponto nuvem. A determinação espectrofotométrica do pesticida carbaril foi baseada
na formação do azul de indofenol, conforme as reações descritas por Khalaf et al.
70
,
cujo esquema é mostrado na Figura 17. O carbaril (I) é hidrolisado em meio alcalino,
formando α-naftol (II), que reage com a forma oxidada do p-aminofenol (III), gerada
pela reação com oxigênio dissolvido ou outro agente oxidante. Essa reação produz uma
benzoquinonaimina (IV) que reage na posição para livre do composto fenólico, para
produzir a espécie (V). Os compostos formados sofrem rápida oxidação, produzindo o
azul de indofenol (VI), que apresenta máxima absorção de radiação em 585 nm.
Figura 17. Esquema das reações envolvidas na formação do azul de indofenol a partir de
carbaril
NH
2
OH
NH
O
O
2
OH
O C
O
N CH
3
OH-
OH
OH
NH
OH
O
N
OH
I II
III IV
V VI
NH
2
OH
NH
O
O
2
OH
O C
O
N CH
3
OH-
OH
OH
NH
OH
O
N
OH
I II
III IV
V VI
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
75
3.1.1. Separação de interferentes e hidrólise do carbaril
A determinação espectrofotométrica de carbaril em amostras de águas naturais
sofre interferências de componentes da matriz da amostra e apresenta sensibilidade
inadequada
38,59 – 61,68,70,71,73
. Estes inconvenientes foram eliminados por extração
líquido-líquido com solventes orgânicos
59,70,73
. Por exemplo, um dos procedimentos
propostos
70
consome 10 mL de xileno por determinação. No presente trabalho, a
determinação direta de carbaril em amostras de águas naturais por reação com p-
aminofenol não forneceu resultados confiáveis. Quando as amostras foram analisadas
pelo procedimento proposto, após adição de carbaril 200 µg L
-1
, foram obtidas
recuperações de até 270% (Tabela 9), indicando a necessidade de separação do analito
dos componentes orgânicos da matriz da amostra.
Tabela 9 - Porcentagens de recuperação de carbaril em amostras de águas naturais (n = 3) após
adição de 200 µg L
-1
Amostra
Carbaril recuperado (µg L
-1
)
Recuperação (%)
1
195±12 98,0±6,2
2
247±46 124±23
3
358±16 179±8,2
4
540±16 270±37
Foi observado que a matéria orgânica contida nas amostras também foi extraída
para a fase rica em surfactante, afetando a determinação. Desta forma, um procedimento
para a separação prévia destas substâncias (clean-up da amostra) por extração em ponto
nuvem foi investigado, a fim de evitar a utilização de solventes orgânicos. Carbaril foi
determinado após extração com Triton X-114 0,5% (v/v) em NaOH 27 mmol L
-1
. A
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
76
fase rica em surfactante reteve as espécies orgânicas hidrofóbicas que poderiam causar
interferências nas determinações espectrofotométricas, enquanto a fase aquosa alcalina
continha o carbaril hidrolisado a α-naftol. A eficiência deste procedimento foi
demonstrada pela comparação de espectros de absorção de uma amostra de água natural
após adição de carbaril 500 µg L
-1
e dos reagentes para a formação do produto, com e
sem o procedimento de clean-up, com o obtido para uma solução de referência contendo
a mesma concentração de carbaril (Figuras 18a-c).
450 500 550 600 650 700 750 800
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
(d)
(c)
(b)
(a)
Absorbância
Comprimento de onda (nm)
Figura 18. Espectros de absorção UV-Vis após extração em ponto nuvem do azul de indofenol:
(a) amostra de água natural com adição de carbaril 500 µg L
-1
sem a etapa de clean-
up; (b) a mesma amostra após clean-up e (c) solução de carbaril 500 µg L
-1
. (d)
Espectro de absorção do azul de indofenol (carbaril 6,0 mg L
-1
) sem extração em
ponto nuvem
O procedimento de extração foi eficiente porque o carbaril é solúvel e facilmente
hidrolisado em meio alcalino. Isto foi comprovado em estudo realizado para avaliar o
efeito da etapa de clean-up na determinação de carbaril. Quando uma solução contendo
carbaril 300 µg L
-1
foi analisada em triplicata, com e sem a extração preliminar, valores
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
77
de absorbância foram 0,221±0,008 e 0,214±0,012, respectivamente, indicando que o
analito permanece na fase pobre em surfactante após a extração em ponto nuvem. Desta
forma, a extração preliminar sem a adição dos reagentes cromogênicos foi empregada
para a separação do analito da matéria orgânica contida na amostra.
3.1.2. Pré-concentração do azul de indofenol
O esquema das reações que resultam na formação do indofenol foi apresentado
na Figura 17. O produto da reação foi completamente extraído com Triton X-114 e o
máximo de absorção foi alterado de 608 para 630 nm após extração em ponto nuvem
(espectros de absorção na Figura 18c - d).
Os efeitos dos parâmetros que afetam o desenvolvimento da reação e a extração
do produto (concentrações de surfactante, p-aminofenol e NaOH; temperatura e tempo
de incubação; concentração de KOH em solução de etanol) foram investigados afim de
maximizar a eficiência de extração com mínima quantidade de reagente e tempo. Os
estudos de otimização foram realizados com α-naftol pois, em meio alcalino, carbaril é
rápida e quantitativamente hidrolisado a este produto
70
.
A concentração de p-aminofenol foi o primeiro parâmetro otimizado,
considerando o efeito sobre o sinal analítico na determinação de α-naftol. O estudo foi
realizado com NaOH 13 mmol L
-1
, KIO
4
360 µmol L
-1
, Triton X-114 0,25% (v/v) e
α-naftol 1,87 µmol L
-1
. A concentração de p-aminofenol foi avaliada entre
60 e 860 µmol L
-1
, sendo a solução de referência e do branco analítico submetidas ao
procedimento de extração em ponto nuvem. Os resultados obtidos são apresentados na
Figura 19, na qual é possível observar que o sinal analítico aumenta até 570 µmol L
-1
sem afetar significativamente o sinal do branco. Acima desta concentração, o sinal do
branco aumenta substancialmente por que o reagente na forma oxidada absorve radiação
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
78
no comprimento de onda de medida. A concentração de p-aminofenol 570 µmol L
-1
foi
então selecionada para os demais estudos.
0 200 400 600 800
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
(b)
(a)
Absorbância
Concentração de p-aminofenol (µmol L
-1
)
Figura 19. Efeito da concentração de p-aminofenol sobre o sinal analítico de α-naftol
1,87 µmol L
-1
(a) e do branco analítico (b). Condições experimentais: NaOH
13 mmol L
-1
, KIO
4
360 µmol L
-1
e Triton X-114 0,25% (v/v)
A adição de agentes oxidantes é usualmente requerida para a formação de
benzoquinonaimina a partir de p-aminofenol e α-naftol. Nos experimentos iniciais, o
p-aminofenol foi oxidado por metaperiodato de potássio em meio alcalino. O efeito da
concentração de metaperiodato de potássio foi avaliado entre 27 e 187 µmol L
-1
, mas a
resposta analítica não foi significativamente afetada pela presença desta espécie,
indicando que o oxigênio dissolvido em solução foi suficiente para agir como oxidante
(Figura 20). Além disto, em concentrações acima de 50 µmol L
-1
, o sinal do branco
analítico aumenta significativamente na presença de KIO
4
. Em vista destes resultados,
as medidas posteriores foram realizadas sem adição de metaperiodato de potássio.
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
79
0 50 100 150 200
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
(b)
(a)
Absorbância
Concentração de KIO
4
(µmol L
-1
)
Figura 20. Efeito da concentração de metaperiodato de potássio sobre o sinal analítico de
α-naftol 1,87 µmol L
-1
(a) e do branco analítico (b). Condições experimentais: NaOH
13 mmol L
-1
, p-aminofenol 570 µmol L
-1
e Triton X-114 0,25% (v/v)
A reação de acoplamento que produz o azul de indofenol é favorecida em meio
alcalino. Concentrações de NaOH entre 6,7 e 53 mmol L
-1
foram avaliadas com
α-naftol 1,87
µmol L
-1
e o sinal analítico atingiu valor máximo quando foi utilizado
NaOH 13 mmol L
-1
(Figura 21). Apesar da redução do sinal analítico em ca. 10%, a
concentração de NaOH 27 mmol L
-1
foi selecionada, em vista do menor sinal do branco
analítico e para garantir a conversão quantitativa do carbaril a α-naftol. Soluções
contendo a mesma concentração molar de α-naftol e carbaril (70 µmol L
-1
) foram
analisadas em meio contendo NaOH 27 mmol L
-1
, obtendo sinais analíticos de
0,489±0,002 e 0,488±0,010, respectivamente, comprovando que a hidrólise do pesticida
foi quantitativa.
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
80
0 10 20 30 40 50 60
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
(b)
(a)
Absorbância
Concentração de NaOH (mmol L
-1
)
Figura 21. Efeito da concentração de hidróxido de sódio sobre o sinal analítico de α-naftol
1,87 µmol L
-1
(a) e do branco analítico (b). Condições experimentais: p-aminofenol
570 µmol L
-1
e Triton X-114 0,25% (v/v)
Triton X-114 foi escolhido para a extração do produto da reação em vista do
ponto nuvem em temperatura conveniente (23 a 25
o
C em função da concentração do
surfactante) e da alta densidade, que facilita a separação das fases por centrifugação. A
concentração do surfactante pode afetar tanto a eficiência de extração, quanto a razão
entre os volumes das fases. Entretanto, o segundo aspecto não é relevante no
procedimento proposto, visto que o volume foi sempre ajustado para
500 µL antes das medidas espectrofotométricas. Assim, o efeito da diluição do produto
devido ao aumento do volume da fase rica em surfactante não foi observado. Na
Figura 22, pode ser observado que concentrações de Triton X-114 até 0,42% (v/v) não
foram suficientes para a separação quantitativa. Acima desta concentração, o sinal
analítico não foi significativamente afetado. A concentração de Triton X-114
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
81
0,60% (v/v), escolhida para a extração, é 32 vezes maior que a CMC (350 µmol L
-1
)
115
e
produz ca. 300 µL de fase rica em surfactante após centrifugação.
0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
(b)
(a)
Absorbância
Concentração de Triton X-114 (% v/v)
Figura 22. Efeito da concentração de Triton X-114 sobre o sinal analítico de α-naftol
1,87 µmol L
-1
(a) e do branco analítico (b). Condições experimentais: NaOH
27 mmol L
-1
e p-aminofenol 570 µmol L
-1
Em experimentos anteriores, sem extração em ponto nuvem, foi observado que a
adição de CTAB aumentava a absortividade molar aparente (de 7514 para
10251 L mol
-1
cm
-1
) do azul de indofenol. Entretanto, em geral, a mistura de
surfactantes não-iônicos e iônicos aumenta o ponto nuvem, tornando difícil a separação
das fases. Por exemplo, o uso de CTAB 1,0 mmol L
-1
aumentou o ponto nuvem de uma
solução de Triton X-114 1% (m/v) de 25 para 74°C, efeito que foi significativo somente
para concentrações acima de 75 µmol L
-1
de CTAB
116
. Aumento de sensibilidade
(ca. 35% maior que sem a utilização de CTAB) foi observado com CTAB 55 µmol L
-1
no procedimento de extração do indofenol (Figura 23). Por outro lado, o sinal analítico
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
82
do branco foi 2,5 vezes maior. Devido a este aspecto, as medidas foram realizadas com
adição de CTAB 37 µmol L
-1
, que aumenta o sinal analítico em 15% e o sinal do branco
em 30% em relação às medidas sem adição de surfactante catiônico. Nestas condições
experimentais, foi avaliado que a eficiência de extração não foi afetada pela presença do
surfactante catiônico, indicando que o aumento de sensibilidade foi devido ao aumento
da absortividade molar do produto da reação.
0 10 20 30 40 50 60
0,2
0,4
0,6
0,8
(b)
(a)
Absorbância
Concentração de CTAB (µmol L
-1
)
Figura 23. Efeito da concentração de CTAB sobre o sinal analítico de α-naftol
1,87 µmol L
-1
(a) e do branco analítico (b). Condições experimentais: NaOH
27 mmol L
-1
e p-aminofenol 570 µmol L
-1
O efeito da ordem de adição dos reagentes foi avaliado em diferentes sequências,
levando em consideração os sinais analíticos e do branco. Variações de até 70% foram
observadas, sendo o melhor resultado obtido com a ordem: α-naftol, NaOH, PAP,
CTAB e Triton X-114.
Os efeitos dos tempos de incubação em banho de água com temperatura de
40°C (de 5 a 20 minutos) e de centrifugação (entre 5 e 15 minutos) foram também
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
83
avaliados, visando empregar os menores tempos que resultassem na extração completa
do indofenol e eficiente separação de fases. Estes estudos foram realizados com
α-naftol 1,87 µmol L
-1
, p-aminofenol 570 µmol L
-1
, NaOH 27 mmol L
-1
, CTAB
37 µmol L
-1
e Triton X-114 0,60% (v/v). Como ambos os parâmetros não afetaram
significativamente a eficiência de extração nas faixas avaliadas, os tempos de incubação
e centrifugação foram fixados em 5 minutos.
Devido à alta viscosidade da fase rica em surfactante, etanol foi adicionado após
a separação das fases, para facilitar a transferência da solução para a cela de medida.
Entretanto, foi observada a degradação do indofenol com a adição de solvente orgânico
em função da mudança de pH. Hidróxido de potássio entre 1,75 e 14,0
mmol L
-1
foi
adicionado ao etanol para evitar este inconveniente. Melhores resultados foram obtidos
quando KOH 3,50 mmol L
-1
foi adicionado à solução de etanol. Acima desta
concentração, a presença de KOH não afetou o sinal analítico, mas o sinal do branco
aumentou em até 17% (Figura 24).
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
84
0 2 4 6 8 10 12 14
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
(b)
(a)
Absorbância
Concentração de KOH (mmol L
-1
)
Figura 24. Efeito da concentração de KOH na solução de etanol sobre o sinal analítico de
α-naftol 1,87 µmol L
-1
(a) e do branco analítico (b). Condições experimentais:
NaOH 27 mmol L
-1
, CTAB 37 µmol L
-1
e p-aminofenol 570 µmol L
-1
Após otimização, foram avaliadas as características analíticas do procedimento
proposto para a determinação de carbaril com extração em ponto nuvem. Resposta
linear foi observada entre 10 e 500 µg L
-1
, descrita pela equação
A = 0,163 + 0,002 C (µg L
-1
), r = 0,999. Limite de detecção foi estimado em 7 µg L
-1
a
nível de confiança de 99,7%, conforme recomendações da IUPAC, considerando o
desvio padrão de 8 medidas da solução do branco analítico. O coeficiente de variação
foi estimado em 3,4% (n = 8). O fator de enriquecimento, calculado pela razão das
inclinações das curvas analíticas obtidas com e sem pré-concentração (Figura 25), foi
de 29, para volumes iniciais e finais de 15 e 0,5 mL, respectivamente. A extração do
produto formado foi, portanto, quantitativa, o que foi confirmado por medidas de
absorbância no sobrenadante após extração, gerando resultados concordantes com os
obtidos para o branco analítico.
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
85
0 500 1000 1500 2000 2500 3000
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
(b)
(a)
Absorbância
Concentração de α-naftol (µg L
-1
)
Figura 25. Curvas de calibração com (a) e sem (b) pré-concentração em ponto nuvem
O procedimento proposto foi aplicado para a determinação de carbaril em
amostras de águas naturais após adição de 200 µg L
-1
do analito. Como mostrado na
Tabela 10, foram obtidas recuperações entre 91% e 99% para o procedimento proposto,
indicando ausência de efeitos de matriz. Após separação da matéria orgânica por
extração em ponto nuvem, os resultados foram concordantes com o procedimento
espectrofotométrico em batelada
59
, a nível de confiança de 95%.
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
86
Tabela 10 - Estudos de adição e recuperação de carbaril em amostras de águas naturais, após
adição de carbaril 200 µg L
-1
Carbaril (µg L
-1
) Recuperação %
Amostra
Procedimento
Proposto*
Procedimento
Referência
59
*
Procedimento
Proposto
Procedimento
Referência
59
1
186±9 196±1
93,0 98,0
2
197±4 207±12
98,0 103
3
181±15 181±4
91,0 91,0
4
198±9 214±9
99,2 107
* após clean-up da amostra por extração em ponto nuvem
As características analíticas do procedimento proposto foram superiores às
obtidas em outros procedimentos espectrofotométricos para a determinação de carbaril
com p-aminofenol (Tabela 11)
38,59,61,70,71
. A sensibilidade foi 165 vezes superior à
obtida com procedimento baseado em análise por injeção sequencial
38
e o limite de
detecção foi 8,8 vezes menor que o encontrado com sistema de análises em fluxo com
microbombas solenoides empregando fotômetro baseado em diodo emissor de luz
71
. O
limite de detecção é comparável com o estimado por HPLC com detecção fluorimétrica
após derivação pós-coluna
64
(3 µg L
-1
), quimiluminescência
72
(29 µg L
-1
) ou
espectrometria de lentes térmicas
73
(14 µg L
-1
). Caso necessário, no procedimento
proposto, a sensibilidade pode ser aumentada utilizando espectrofotometria com longo
caminho óptico. Experimento efetuado com uma cela de fluxo capilar de 100 cm de
caminho óptico, resultou em sensibilidade ca. 90 vezes maior em comparação à obtida
com uma cela convencional de 1 cm. Nestas condições, resposta linear foi observada
para concentrações de carbaril até 4,5 µg L
-1
, com limite de detecção estimado em
200 ng L
-1
.
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
87
O consumo de reagentes (0,750 mg de p-aminofenol; 0,016 g de NaOH e
0,200 mg de CTAB por determinação) foi ca. 20% menor em relação ao observado no
procedimento espectrofotométrico em batelada
59
. Em vista das características inerentes
dos sistemas de análises em fluxo, o consumo de reagentes e o coeficiente de variação
encontrados nestes procedimentos foram menores que no procedimento proposto.
Entretanto, devido à menor sensibilidade, estes procedimentos requerem concentração
prévia do analito. Estas etapas preliminares normalmente não são consideradas nas
estimativas de precisão e tempo consumido nas análises.
Resultados e Discussão
____________________________________________________________________________________________________________________
88
Tabela 11 - Características analíticas de procedimentos espectrofotométricos para determinação de carbaril com p-aminofenol
Procedimento
Sensibilidade
(L mol
-1
)
Limite de
detecção (µg L
-1
)
Coeficiente de
variação (%)
Consumo PAP (mg/
determinação)
Ref.
Batelada 13280 ---- 1,7 (n = 10) 0,900 59
FIA – confluência 4346 26 ---- 0,109 70
FIA – confluência 3521 12 0,02 (n = 5) ---- 61
SIA 2817 26 0,14 (n = 4) 0,011 38
FIA com válvulas solenoides 4226 26 0,5 (n = 8) 0,005 38
FIA com microbombas solenoides 10866 51 0,76 (n = 10) 0,0028 38
FIA com microbombas solenoides e
fotômetro de LED
4226
60
0,80 (n = 10)
0,0028
71
Extração em ponto nuvem 464806 7 3,4 (n = 8) 0,750
Procedimento
proposto
FIA = análises por injeção em fluxo; SIA = análises por injeção sequencial e LED = diodo emissor de luz
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
89
O procedimento proposto não requer solventes orgânicos (e.g. xileno)
59
para extração
do carbaril e clean-up da amostra e apresenta sensibilidade adequada para determinação direta
do pesticida em amostras ambientais. As características analíticas do procedimento proposto
foram também superiores em comparação a outros procedimentos envolvendo meio micelar
58
ou extração em ponto nuvem com indução pela adição de ácido
68
, sendo o limite de detecção
ca. 30 e 7 vezes menor, respectivamente. Além disto, estes procedimentos consomem grandes
quantidades de HCl concentrado, com diferentes finalidades. Em um dos procedimentos
58
, o
reagente foi preparado em meio ácido, também empregando nitrito de sódio e acetona. No
outro procedimento
68
, 5 mL de HCl concentrado foi consumido para cada 5 mL da amostra, a
fim de promover a separação das fases por ponto nuvem.
A resposta relativa foi avaliada para alguns pesticidas carbamatos (aminocarb,
bendiocarb, carbofuran, pirimicarb e propoxur) a partir das inclinações da curvas de
calibração obtidas na mesma faixa de concentração (2,6x10
-7
– 2,6x10
-6
mol L
-1
). Os
resultados apresentados na Tabela 12 foram similares aos observados com outros
procedimentos para a determinação de carbaril, com base na reação com trimetilanilina
58
ou
ANSA
68
. Dos pesticidas avaliados, somente o propoxur mostrou resposta significativa, que é
ca. 5 vezes menor que a observada para carbaril. Foi observado em experimentos preliminares
que a formação do azul de indofenol na reação entre propoxur e p-aminofenol é lenta,
requerendo ca. 8 minutos para atingir a condição do estado estacionário, enquanto a formação
do produto foi instantânea com carbaril. Deste modo, outros carbamatos não devem interferir
significativamente na determinação de carbaril.
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
90
Tabela 12 - Resposta relativa para alguns pesticidas carbamatos pelo procedimento proposto
Pesticida Resposta relativa (%)
Carbaril 100
Aminocarb 5
Bendiocarb 5
Carbofuran 10
Pirimicarb 7
Propoxur 23
3.2. Avaliação de desempenho da cela de fluxo de longo caminho óptico construída no
laboratório para medidas espectrofotométricas
Foram obtidos sinais transientes com soluções de permanganato de potássio
empregando a cela proposta e uma cela comercial com caminho óptico de 1 cm. Mesmo
aumentando o caminho óptico em 30 vezes, os volumes internos das celas são
aproximadamente iguais (75 e 80 µL para as celas de 30 e 1 cm, respectivamente), o que não
altera substancialmente a dispersão da amostra e o tempo de limpeza (14 s e 18 s para as celas
de 1 e 30 cm, respectivamente). A sensibilidade utilizando a cela de 30 cm foi ca. 25 vezes
maior em relação à cela de 1 cm (Figura 26).
O desempenho da cela proposta também foi avaliado na presença de reações químicas,
explorando a determinação de fosfato pelo método do azul de molibdênio. Sinais transientes
obtidos com celas de 1 e 30 cm são mostrados na Figura 27. Resposta linear foi observada
entre 0,05 e 0,8 mg L
-1
de P (r = 0,999) para cela de 30 cm, enquanto para cela de 1 cm a
resposta linear foi de 2,0 – 10,0 mg L
-1
de P (r = 0,997). O aumento de sensibilidade foi
estimado em 30,4 vezes, o que está de acordo com o esperado pela lei de Lambert-Beer. O
limite de quantificação estimado com a cela construída é compatível com o limite máximo
permitido pela resolução do CONAMA nº 357
17
para fósforo em águas (0,020 - 0,1 mg L
-1
).
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
91
Figura 26. Sinais transientes para permanganato de potássio com celas de caminho óptico de (A) 1 cm
e (B) 30 cm. Os números indicam concentrações de permanganato de potássio em mg L
-1
.
As figuras inseridas mostram a relação linear entre absorbância e concentração
3 6 9 12 15 18 21
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
B
10,0
7,5
5,0
2,5
1,0
Absorbância
Tempo (min)
0 2 4 6 8 10
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
Absorbância
Concentração de MnO
4
-
(mg L
-1
)
3 6 9 12 15 18 21
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
B
10,0
7,5
5,0
2,5
1,0
Absorbância
Tempo (min)
0 2 4 6 8 10
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
Absorbância
Concentração de MnO
4
-
(mg L
-1
)
0 5 10 15 20 25 30
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
A
100,0
50,0
20,0
10,0
7,5
5,0
2,5
1,0
Absorbância
Tempo (min)
0 20 40 60 80 100
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
Absorbância
Concentração de MnO
4
-
(mg L
-1
)
0 5 10 15 20 25 30
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
A
100,0
50,0
20,0
10,0
7,5
5,0
2,5
1,0
Absorbância
Tempo (min)
0 20 40 60 80 100
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
Absorbância
Concentração de MnO
4
-
(mg L
-1
)
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
92
Figura 27. Sinais transientes para a determinação de fosfato com celas de caminho óptico de (A) 1 cm
e (B) 30 cm. Os números indicam as concentrações de fósforo em mg L
-1
. As figuras
inseridas mostram a relação linear entre absorbância e concentração
0 2 4 6 8 10
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
A
12,0
8,0
6,0
4,0
2,0
Absorbância
Tempo (min)
2 4 6 8 10
0,1
0,2
0,3
0,4
Absorbância
Concentração de fósforo (mg L
-1
)
0 2 4 6 8 10
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
A
12,0
8,0
6,0
4,0
2,0
Absorbância
Tempo (min)
2 4 6 8 10
0,1
0,2
0,3
0,4
Absorbância
Concentração de fósforo (mg L
-1
)
0 2 4 6 8 10 12
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
B
0,8
0,6
0,4
0,2
0,1
0,05
Absorbância
Tempo (min)
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
Absorbância
Concentração de fósforo (mg L
-1
)
0 2 4 6 8 10 12
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
B
0,8
0,6
0,4
0,2
0,1
0,05
Absorbância
Tempo (min)
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
Absorbância
Concentração de fósforo (mg L
-1
)
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
93
3.3. Determinação de carbaril em sistema de análises em fluxo com microbombas solenoides
e cela de longo caminho óptico
Os procedimentos descritos na literatura para determinação de carbaril em águas
naturais não apresentam sensibilidade adequada conforme o teor máximo permitido pela
resolução n° 357 do CONAMA
17
. Desta forma, este trabalho buscou desenvolver um
procedimento analítico mais sensível para a determinação de carbaril, visando a análise de
amostras de águas naturais. Também foi desenvolvido um procedimento para a degradação do
resíduo gerado, evitando o descarte de poluentes tóxicos ao ambiente.
3.3.1. Medidas espectrofotométricas com emprego de cela de fluxo com caminho óptico de
30 cm
O módulo de análises empregado é apresentado na Figura 14. Microbombas
solenoides foram empregadas para gerenciar as diferentes soluções, conferindo ao módulo de
análises características desejáveis, como baixo custo e consumo de energia, redução das
quantidades de reagentes e portabilidade
41
. Devido ao fluxo pulsado e à pressão com que as
soluções são dispensadas, as condições de mistura são melhoradas. As medidas
espectrofotométricas foram realizadas com uma cela de fluxo de 30 cm, cuja construção foi
descrita no item 2.1.3. Alíquotas de amostras e reagentes foram alternadamente inseridas no
percurso analítico empregando o processo de amostragem binária, que facilita a otimização
das condições experimentais pela variação das frações volumétricas. Os efeitos do número de
pulsos das microbombas solenoides dos reagentes (p-aminofenol e KIO
4
) e da amostra foram
avaliados utilizando soluções contendo α-naftol 50 e 100 µg L
-1
. Na otimização do número de
pulsos da amostra, o número de pulsos dos reagentes foi diminuído pela metade. As medidas
foram realizadas com 4 ciclos de amostragem. Os resultados são apresentados nas
Figuras 28 – 30.
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
94
Figura 28. Efeito do número de pulsos de p-aminofenol 4,6x10
-5
mol L
-1
sobre o sinal analítico (a) e
branco analítico (b). Condições experimentais: α-naftol 100 µg L
-1
(6 pulsos); KIO
4
1,0x10
-4
mol L
-1
(1 pulso) e transportador NaOH 0,1 mol L
-1
1 2 3 4 5 6
0,25
0,30
0,35
0,40
0,45
Absorbância
Número de pulsos
(a)
(b)
Figura 29. Efeito do número de pulsos de KIO
4
1,0x10
-4
mol L
-1
sobre o sinal analítico (a) e branco
analítico (b). Condições experimentais: α-naftol 50 µg L
-1
(6 pulsos); p-aminofenol
4,6x10
-5
mol L
-1
(6 pulsos) e transportador NaOH 0,1 mol L
-1
1 2 3 4 5 6
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
(b)
(a)
Absorbância
Número de pulsos
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
95
2 4 6 8 10 12 14
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
(b)
(a)
Absorbância
Número de pulsos
Figura 30. Efeito do número de pulsos da amostra sobre o sinal analítico (a) e branco analítico (b).
Condições experimentais: α-naftol 50 µg L
-1
; p-aminofenol 4,6x10
-5
mol L
-1
(3 pulsos);
KIO
4
1,0x10
-4
mol L
-1
(1 pulso) e transportador NaOH 0,1 mol L
-1
A melhor resposta analítica, foi obtida para 6 pulsos de p-aminofenol; 1 pulso de KIO
4
e 14 pulsos de amostra e, nestas condições, foi avaliado o efeito do número de ciclos de
amostragem (Figura 31). Como não houve diferença significativa variando este parâmetro de
5 para 6, escolheu-se trabalhar com 5 ciclos. Para favorecer a mistura entre amostra e
reagentes, o número de pulsos das soluções foi reduzido pela metade (3 pulsos de
p-aminofenol; 1 pulso de KIO
4
e 7 pulsos de amostra), sendo empregados 10 ciclos de
amostragem, visando manter o volume total da zona de amostra.
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
96
1 2 3 4 5 6
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
(b)
(a)
Absorbância
Ciclos de amostragem
Figura 31. Efeito do número de ciclos de amostragem sobre o sinal analítico (a) e branco analítico (b).
Condições experimentais: α-naftol 50 µg L
-1
(14 pulsos); p-aminofenol 4,6x10
-5
mol L
-1
(6 pulsos); KIO
4
1,0x10
-4
mol L
-1
(1 pulso) e transportador NaOH 0,1 mol L
-1
Nas condições otimizadas, empregando o diagrama de fluxos apresentado na
Figura 14, utilizando cela de fluxo de 30 cm, foi observada resposta linear entre
50 e 750 µg L
-1
, descrita pela equação A = -0,0298 + 0,8509 C (µg L
-1
), r = 0,999. O limite de
detecção (99,7% de confiança) e o coeficiente de variação (n = 20) foram estimados em
4,0 µg L
-1
e 2,3%, respectivamente. A frequência de amostragem foi estimada em
48 determinações por hora.
As características analíticas do procedimento proposto são superiores às obtidas em
outros procedimentos em fluxo baseados na reação com p-aminofenol e metaperiodato de
potássio em meio alcalino (Tabela 13). O limite de detecção estimado a nível de confiança de
99,7% é 85% inferior ao observado no sistema de análises em fluxo com introdução contínua
de reagentes e no sistema com multicomutação com válvulas solenoides e 90% inferior ao
observado no sistema de análises por injeção sequencial. Merece destaque a sensibilidade do
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
97
procedimento proposto, que é ca. 28, 61 e 18 vezes maior em comparação ao sistema de
análises em fluxo, sistema de análises por injeção sequencial e sistema com multicomutação
com válvulas solenoides, respectivamente.
Na Tabela 13 estão listados também a quantidade de resíduo gerado por hora e o
consumo de reagentes que, de forma geral, diminuiu em comparação com os procedimentos
avaliados. Os maiores valores foram encontrados para o sistema de análises por injeção em
fluxo que emprega adição contínua de reagentes por confluência, chegando a ca. 1350, 67 e
119 vezes em relação ao procedimento proposto, respectivamente para NaOH, KIO
4
e
p-aminofenol. Em relação ao consumo observado no sistema com multicomutação com
válvulas solenoides, a redução foi de ca. 13, 3 e 4 vezes, para NaOH, KIO
4
e p-aminofenol,
respectivamente. O volume de resíduo gerado por hora é semelhante ao sistema por injeção
sequencial (que apresenta frequência de amostragem ca. 2,5 vezes menor), mas 78% e 94%
menor em relação ao sistema com válvulas solenoides e ao sistema de análises por injeção em
fluxo, respectivamente.
Resultados e Discussão
____________________________________________________________________________________________________________________
98
Tabela 13 - Características analíticas de procedimentos em fluxo para a determinação de carbaril
Consumo de reagente
(mg/determinação)
Procedimento
Sensibilidade
(L µg
-1
)
Limite de
detecção*
(µg L
-1
)
Resíduo gerado
(mL h
-1
)
Frequência de
amostragem
(med h
-1
)
NaOH KIO
4
PAP
FIA
38
0,0302 26 430 90 216 2,48 0,135
SIA
38
0,014 40 27 20 1,7 0,193 0,011
Multicomutação com
válvulas solenoides
38
0,047 26 120 70 2 0,092 0,005
Procedimento proposto 0,851 4 27 48 0,16 0,036 0,0012
* 99,7% de confiança
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
99
3.3.2. Medidas espectrofotométricas com emprego de cela de fluxo com caminho óptico de
100 cm
As microbombas solenoides empregadas nos sistemas de análises em fluxo foram
aferidas por pesagem do volume dispensado em 100 pulsos. Esta aferição foi realizada
utilizando as celas de fluxo de 1 e 100 cm de caminho óptico (Tabela 14). Os volumes
dispensados pelas microbombas, com a utilização da cela de 1 cm, não apresentaram
diferenças significativas dos volumes nominais. Entretanto, quando a cela de 100 cm foi
utilizada, os volumes dispensados pelas microbombas P
1
– P
3
(10 µL) foram inferiores em
50% e para a microbomba P
4
(60 µL) em 85%. Então, a redução dos volumes foi atribuída à
impedância hidrodinâmica que a cela de 100 cm caminho óptico exerceu no sistema.
Tabela 14 – Aferição das microbombas solenoides empregadas nos sistemas de análises em
fluxo
Volume (µL)
Microbomba Nominal Cela de 1 cm Cela de 100 cm
P
1
10,0
11,3 ± 0,2 6,4 ± 0,1
P
2
10,0
13,0 ± 0,1 6,4 ± 0,1
P
3
10,0
12,7 ± 0,1 7,9 ± 0,1
P
4
60,0
47,1 ± 0,1 7,3 ± 0,2
O módulo de análises descrito na Figura 14 foi empregado com o número de pulsos de
amostras e reagentes e ciclo de amostragem otimizados no item 3.3.1. Com o emprego da cela
de 100 cm de caminho óptico, a magnitude do sinal do branco analítico deve ser levada em
consideração, sendo este parâmetro afetado pela absorção de radiação pelos reagentes e por
perturbações por efeito Schlieren
26
. Em algumas aplicações anteriores envolvendo
espectrofotometria com longo caminho óptico, a concentração dos reagentes e
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
100
consequentemente o desempenho analítico foram limitados pelo sinal do branco
30
. Como o
reagente p-aminofenol absorve radiação no comprimento de onda de medida (585 nm), a
otimização foi realizada levando em consideração as magnitudes dos sinais analíticos e do
branco. Concentrações de p-aminofenol entre 4,6x10
-6
e 9,2x10
-5
mol L
-1
, foram avaliadas
utilizando α-naftol 50 µg L
-1
, 10 ciclos de amostragem e NaOH 0,1 mol L
-1
no transportador,
para favorecer a reação que ocorre em meio alcalino (Figura 32). O sinal analítico aumentou
significativamente com o aumento da concentração do reagente. Por exemplo, utilizando
p-aminofenol 9,2x10
-5
mol L
-1
, o sinal foi ca. 5 vezes maior do que utilizando solução com
4,6x10
-6
mol L
-1
. Entretanto, o sinal do branco também aumentou consideravelmente
(ca. 6,5 vezes, nas mesmas condições). Desta forma, a concentração de p-aminofenol
selecionada foi de 4,6x10
-5
mol L
-1
.
0,0 2,0 4,0 6,0 8,0 10,0
0,0
0,2
0,4
0,6
(a)
(b)
Absorbância
Concentração p-aminofenol (10
-5
mol L
-1
)
Figura 32. Efeito da concentração de p-aminofenol sobre o sinal analítico (a) e branco analítico (b).
Condições experimentais: 3 pulsos de PAP, 7 pulsos de α-naftol 50 µg L
-1
; 1 pulso de KIO
4
1,0x10
-4
mol L
-1
e transportador NaOH 0,1 mol L
-1
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
101
O efeito da concentração de KIO
4
foi variado de 5x10
-5
a 1x10
-3
mol L
-1
, sendo
verificado aumento significativo da resposta analítica até 2x10
-4
mol L
-1
(sinal analítico 50%
maior que o obtido na menor concentração avaliada), sem afetar a magnitude do branco
analítico. Concentrações de hidróxido de sódio na solução transportadora de até 0,1 mol L
-1
não afetaram significativamente os sinais analítico e do branco, sendo selecionada a
concentração de 0,01 mol L
-1
para estudos posteriores. Nestas condições, foi avaliado o efeito
do comprimento do reator helicoidal, entre 50 e 200 cm. O sinal analítico aumentou
gradativamente até 150 cm, indicando que o efeito do aumento do tempo de residência sobre a
formação do azul de indofenol superou o efeito do aumento da dispersão da amostra. Como as
condições de mistura foram adequadas, foi empregado um reator de 100 cm sendo o tempo de
residência da zona de amostra aumentado pela interrupção do fluxo (Figura 33). Não foram
observadas diferenças significativas a partir do tempo de interrupção de fluxo de 20 s e houve
uma tendência de diminuição do sinal após este valor, devido à difusão do produto que não foi
compensada pela taxa de formação do indofenol. Em comparação ao resultado obtido sem
parada de fluxo, com a retenção da zona de amostra por 20 s, o sinal analítico foi 14% maior,
o que é significativo para a análise de carbaril em baixas concentrações. Os parâmetros
otimizados para a determinação de carbaril estão resumidos na Tabela 15.
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
102
0 50 100 150 200
0,25
0,26
0,27
0,28
0,29
0,30
0,31
0,32
Absorbância
Parada de fluxo (s)
Figura 33. Efeito da parada de fluxo sobre o sinal analítico. Condições experimentais: α-naftol
100 µg L
-1
(7 pulsos); p-aminofenol 4,6x10
-5
mol L
-1
(3 pulsos); KIO
4
1,0x10
-4
mol L
-1
(1 pulso) e transportador NaOH 0,01 mol L
-1
Tabela 15 - Parâmetros otimizados para o sistema com microbombas solenoides para a determinação
de carbaril
Parâmetros Faixa avaliada Valor selecionado
[PAP] (µmol L
-1
) 18 - 140 46
[KIO
4
] (µmol L
-1
) 50 - 1000 200
[NaOH] (mol L
-1
) 0,01 – 1,0 0,01
Reator (cm) 50 – 200 100
Parada de fluxo (s) 0 - 200 20
Após otimização, foram avaliadas as características analíticas do sistema proposto
acoplado à cela de 100 cm de caminho óptico. Sinais transientes e uma curva de calibração
são apresentados na Figura 34. Resposta linear foi observada entre 5 e 200 µg L
-1
de carbaril,
descrita pela equação A = -0,0163 + 0,0038 C (µg L
-1
), r = 0,999. Previamente aos sinais
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
103
analíticos, foram observados sinais característicos de efeito Schlieren, especialmente devido
ao emprego de solução de NaOH como transportador. Para compensar este efeito, foram
realizadas medidas em dois comprimentos de onda (máximo de absorção do produto e outro
estabelecido como referência, no qual o produto não absorve radiação)
117
. O limite de
detecção (99,7% de confiança) e o coeficiente de variação (n = 20) foram estimados em
1,7 µg L
-1
e 0,7%, respectivamente, com frequência de amostragem de 54 determinações por
hora. O consumo de reagentes por determinação foi estimado em 1,9 µg de p-aminofenol e
5,7 µg de metaperiodato de potássio, com volume de efluente de 2,6 mL por determinação.
Figura 34. Sinais transientes e curva de calibração obtidos para a determinação de carbaril com cela de
100 cm de caminho óptico. Os números indicam as concentrações de carbaril em µg L
-1
Utilizando cela de 100 cm de caminho óptico, as características analíticas foram
superiores às obtidas com cela de 30 cm e com outros procedimentos em fluxo baseados na
reação com p-aminofenol e metaperiodato de potássio em meio alcalino
38
(Tabela 13). O
limite de detecção, estimado a nível de confiança de 99,7%, foi 2,5 vezes menor em
0 6 12 18 24 30
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
200
100
50
20
10
5
0
Absorbância
Tempo (min)
0 50 100 150 200
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
Absorbância
Concentração de carbaril (µg L
-1
)
0 6 12 18 24 30
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
200
100
50
20
10
5
0
Absorbância
Tempo (min)
0 50 100 150 200
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
Absorbância
Concentração de carbaril (µg L
-1
)
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
104
comparação com sistema proposto com cela de 30 cm de caminho óptico, 15 vezes inferior ao
observado no sistema de análises em fluxo com adição contínua de reagentes e no sistema
com multicomutação com válvulas solenoides, e 24 vezes inferior ao observado no sistema de
análises por injeção sequencial. A sensibilidade obtida com cela de 100 cm foi 5, 90, 268 e
80 vezes maior em comparação com o sistema com cela de 30 cm, sistema de análises em
fluxo, sistema de análises por injeção sequencial e sistema com multicomutação,
respectivamente.
O consumo dos reagentes diminuiu em comparação com os procedimentos avaliados.
Os maiores ganhos foram encontrados em relação ao sistema de análises por injeção em fluxo,
sendo 90, 413 e 71 vezes inferior, respectivamente, para NaOH, KIO
4
e p-aminofenol. Em
relação ao sistema com multicomutação com válvulas solenoides, a redução de consumo foi
de ca. 15 e 3 vezes, para KIO
4
e p-aminofenol, respectivamente.
Ao analisar amostras de águas naturais pelo procedimento proposto, foram observadas
interferências na determinação do pesticida, causadas pela matéria orgânica presente nas
amostras. Desta forma, foram obtidos espectros de absorção das amostras de águas naturais na
região do visível, na qual ocorre a medida do indofenol formado. Todas as amostras avaliadas
absorveram significativamente no comprimento de onda de medida (585 nm), com
absorbância variando entre 0,095 e 0,399. Visando eliminar a interferência, foi empregado o
procedimento de clean-up por extração em ponto nuvem (descrito no item 2.3.1.1.) antes das
medidas pelo procedimento desenvolvido. Na Figura 35, é apresentado o espectro de absorção
de uma amostra de água de rio, antes e após o procedimento de clean-up por extração em
ponto nuvem. A absorção em 585 nm foi reduzida em 74% com o procedimento de separação
da matéria orgânica.
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
105
500 600 700 800
0,0
0,4
0,8
1,2
(b)
(a)
Absorbância
Comprimento de onda (nm)
Figura 35. Espectro de absorção de uma amostra de água de rio antes (a) e após (b) o procedimento de
clean-up por extração em ponto nuvem
Com a etapa prévia de extração, foi construída uma curva de calibração para as
análises das amostras, sendo observado decréscimo de 58% na sensibilidade
(A = 0,0327 + 0,0016 C µg L
-1
, r = 0,999). Como a curva de calibração após o procedimento
de extração foi obtida em um dia frio (ca. 14
o
C), a diminuição de sensibilidade poderia ser
devida ao efeito da temperatura na velocidade da reação. Os estudos foram realizados
utilizando carbaril e α-naftol na mesma concentração molar (7,0x10
-7
mol L
-1
) em NaOH
5x10
-3
mol L
-1
, com reator de 100 cm imerso em banho de água com temperatura controlada.
De acordo com os resultados apresentados na Figura 36, o aumento no sinal analítico foi de
apenas 8%, variando a temperatura de 20 a 32°C. Desta forma, a hipótese de que a perda de
sensibilidade seria devido ao efeito da temperatura foi descartada.
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
106
20 25 30 35 40 45 50
0,40
0,45
0,50
0,55
0,60
(b)
(a)
Absorbância
Temperatura (
o
C)
Figura 36. Efeito da temperatura sobre o sinal analítico para carbaril (a) e α-naftol (b)
No processo de clean-up, a concentração de NaOH (3,0x10
-2
mol L
-1
) empregada era
superior à otimizada para as medidas em fluxo (1,0x10
-2
mol L
-1
). Desta forma, outro fator
que pode ter afetado a sensibilidade é a concentração de hidróxido de sódio na amostra.
Alguns estudos foram realizados utilizando carbaril e α-naftol na mesma concentração molar
(1,4x10
-6
mol L
-1
) e variando a concentração de NaOH (5,0x10
-3
– 5,0x10
-2
mol L
-1
) na
amostra, utilizando água ou NaOH 0,01 mol L
-1
como transportadores (Figuras 37 e 38). Com
o aumento da concentração de NaOH na amostra, utilizando água ou NaOH 0,01 mol L
-1
como transportadores, houve decréscimo no sinal analítico de 35 e 18% para carbaril, e de
28 e 22% para α-naftol, respectivamente. Com estes resultados, foi possível concluir que a
diminuição de sensibilidade foi devida à concentração de NaOH na amostra, sendo então
avaliado o efeito da concentração de NaOH no processo de extração. O estudo foi realizado
utilizando solução de carbaril 2,5x10
-7
mol L
-1
(Figura 39).
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
107
0,00 0,01 0,02 0,03 0,04 0,05
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
(b)
(a)
Absorbância
Concentração de OH
-
(mol L
-1
)
Figura 37. Efeito da concentração de hidróxido de sódio na solução de referência sobre o sinal
analítico de α-naftol (a) e carbaril (b), utilizando água como transportador
0,00 0,01 0,02 0,03 0,04 0,05
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
(b)
(a)
Absorbância
Concentração de OH
-
(mol L
-1
)
Figura 38. Efeito da concentração de hidróxido de sódio na solução de referência sobre o sinal
analítico do α-naftol (a) e carbaril (b), utilizando como transportador NaOH 0,01 mol L
-1
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
108
0,00 0,01 0,02 0,03 0,04 0,05
0,08
0,10
0,12
0,14
0,16
0,18
Absorbância
Concentração de OH
-
(mol L
-1
)
Figura 39. Efeito da concentração de hidróxido de sódio no procedimento de clean-up na solução de
referência de carbaril 2,5x10
-7
mol L
-1
Para avaliar se o carbaril seria extraído para a fase rica em surfactante na etapa de
clean-up, aspecto indesejável para a determinação do pesticida, foram comparados os
resultados obtidos com carbaril 5,0x10
-7
mol L
-1
antes e após o procedimento de clean-up com
NaOH 5,0x10
-3
e 3,0x10
-2
mol L
-1
(Tabela 16). Foi observado que, com a menor quantidade
de NaOH, 7,2% do carbaril foi extraído para a fase rica em surfactante, enquanto que com o
aumento da concentração de NaOH não houve diferença significativa nos sinais analíticos
com e sem clean-up. De acordo com os resultados apresentados nas Figuras 37 e 38, com o
aumento da concentração de NaOH para 0,03 mol L
-1
, o sinal analítico diminui (ca. 30% em
relação à resposta máxima observada). Entretanto, optou-se por utilizar maior concentração de
NaOH para garantir a exatidão do procedimento, evitando assim a extração do analito para a
fase rica em surfactante na etapa de separação da matéria orgânica da amostra.
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
109
Tabela 16 - Sinais analíticos para carbaril antes e após o procedimento de clean-up em concentrações
diferentes de NaOH
Sinal analítico
NaOH
(mol L
-1
)
com
clean-up
sem
clean-up
0,005
0,297±0,006 0,320±0,006
0,03
0,208±0,004 0,206±0,007
A resposta relativa para alguns pesticidas carbamatos (aminocarb, bendiocarb,
carbofuran, pirimicarb e propoxur) foi avaliada a partir dos coeficientes angulares das curvas
de calibração obtidas na mesma faixa de concentração (2,6x10
-7
– 2,6x10
-6
mol L
-1
), sendo os
resultados apresentados na Tabela 17. Foi possível observar que nenhum pesticida carbamato
causou interferência superior a 2%, mostrando que o procedimento é seletivo para carbaril. A
menor resposta relativa observada no procedimento em fluxo, em relação ao procedimento
com extração em ponto nuvem, deve-se ao menor tempo de residência (ca. 30 s), o que torna
o procedimento mais seletivo em relação ao carbaril.
Tabela 17 - Resposta relativa para alguns pesticidas carbamatos com o procedimento proposto
Pesticida Resposta relativa (%)
Carbaril 100
Aminocarb 2
Bendiocarb 0,8
Carbofuran 0,3
Pirimicarb 0
Propoxur 1,4
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
110
A porcentagem de recuperação de carbaril foi estimada após adição de
50 ou 100 µg L
-1
do analito em águas naturais, sendo observadas recuperações entre 83,6 e
104%, demonstrando ausência de efeitos de matriz na determinação de carbaril e a eficiência
do procedimento de clean-up (Tabela 18).
Tabela 18 - Estudo de adição e recuperação de carbaril em amostras de águas naturais
Carbaril (µg L
-1
)
Amostra Adicionado Recuperado
Recuperação %
1 50,0 41,8±2,1 83,6±4,2
100,0
93,4±4,8 93,4±4,8
2 50,0
44,8±2,7 89,6±5,4
100,0
92,8±2,6 92,8±2,6
3 50,0
51,8±0,4 104±0,8
100,0
103 ±1 103±1
4 50,0
42,5±1,6 85,0±3,2
100,0
94,6±2,1 94,6±2,1
O sistema proposto foi então utilizado para a determinação de carbaril em águas
naturais, após adição de 50 e 100 µg L
-1
do analito, sendo os resultados apresentados na
Tabela 19. As amostras foram também analisadas pelo procedimento de referência, baseado
em cromatografia líquida de alta eficiência, não sendo verificadas diferenças significativas a
nível de 95 % de confiança.
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
111
Tabela 19 - Determinação de carbaril em amostras de águas naturais após adição de carbaril
50 e 100 µg L
-1
Carbaril (µg L
-1
)
Amostra Procedimento proposto Procedimento de referência
59
1 60,4 ±1,0 57,9±2,5
2 60,2±1,5 59,2±1,0
3 101±4 101±1
4 121±1 121±1
3.4. Degradação de resíduos gerados da determinação de carbaril
Visando o desenvolvimento de procedimentos analíticos mais limpos, nem sempre é
possível a substituição dos reagentes tóxicos. Alternativas são a minimização do consumo dos
reagentes e da geração de resíduos tóxicos, associadas a processos de tratamento dos resíduos.
A oxidação química é uma forma de transformar moléculas ambientalmente
indesejáveis em espécies menos tóxicas
118
. A oxidação completa (também chamada de
mineralização) de um composto orgânico, gera como produtos finais CO
2
, H
2
O e ácidos
minerais, como HCl
118
. Com este objetivo, os processos oxidativos avançados (POA), são
caracterizados pela geração de espécies fortemente oxidantes, principalmente radicais
hidroxila (•OH), capazes de promover rapidamente a degradação de vários compostos
poluentes
119
. Diferentes alternativas podem ser empregadas para a produção destes radicais,
permitindo adaptação para tratamentos específicos. A principal desvantagem dos POAs é o
alto custo dos processos. A aplicação de tecnologias com luz solar pode diminuir o custo, pois
elimina a necessidade de emprego de radiação UV
120
. Dentre os POAs, destacam-se a
fotocatálise heterogênea e a reação de fotoFenton.
O processo de fotocatálise heterogênea é baseado na irradiação de um fotocalisador,
geralmente um semicondutor inorgânico, como TiO
2
, ZnO ou CDs. A energia do fóton deve
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
112
ser maior ou igual à energia do “band gap” do semicondutor para provocar transições
eletrônicas. Assim, sob irradiação, um elétron é promovido da banda de valência para a banda
de condução, formando sítios oxidantes e redutores, oxidando os compostos orgânicos à CO
2
e H
2
O e reduzindo metais dissolvidos ou outras espécies presentes
121
.
O processo de fotoFenton utiliza Fe
2+
que sob irradiação gera radicais hidroxila de
acordo com a equação 13
122
.
Fe
2+
+ H
2
O
2
→ Fe
3+
+ •OH + OH
-
(13)
Na ausência de um substrato, o radical hidroxila formado pode oxidar outro íon Fe(II)
como na equação 14. Os íons férricos formados podem decompor H
2
O
2
cataliticamente a H
2
O
e O
2
, cujos passos são dependentes do pH como mostrado nas Equações 15 – 18, formando
também íons ferrosos e radicais
122
.
Fe
2+
+ •OH → Fe
3+
+ OH
-
(14)
Fe
3+
+ H
2
O
2
→ FeOOH
2+
+ H
+
(15)
FeOOH
2+
→ Fe
2+
+ HO
2
•
(16)
Fe
2+
+ HO
2
•
→ Fe
3+
+ HO
2
•
(17)
Fe
3+
+ HO
2
•
→ Fe
2+
+ O
2
+ H
+
(18)
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
113
O íon persulfato é um forte agente oxidante em meio aquoso (E° = 2,01 V). A
decomposição deste íon, com a formação de radicais sulfato (Equação 19), pode ser induzida
por irradiação. Em uma segunda etapa os radicais de sulfato reagem com água formando
radicais hidroxila (Equação 20). Nas etapas subsequentes, o S
2
O
8
2-
é decomposto conforme
Equações 21 – 22
123
.
S
2
O
8
2-
→ 2 SO
4
-•
(19)
2 SO
4
-•
+ H
2
O → HSO
4
-
+ HO• (20)
S
2
O
8
2-
+ HO• → HSO
4
-
+ SO
4
-•
+ ½ O
2
(21)
SO
4
-•
+ HO• → HSO
4
-
+ ½ O
2
(22)
Radiação UV associada a H
2
O
2
, H
2
O
2
+ TiO
2
ou K
2
S
2
O
8
, foi investigada para a
degradação do resíduo gerado na determinação de carbaril. Primeiramente, foram avaliadas
duas concentrações diferentes de H
2
O
2
, na presença de 0,2 g TiO
2
/30 mL em meio ácido (HCl
0,22 mol L
-1
), Figura 40. Após definir a concentração de H
2
O
2
em 0,02 mol L
-1
, a degradação
foi realizada na presença e ausência de HCl 0,22 mol L
-1
, mantendo 0,2 g TiO
2
/30 mL
(Figura 41).
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
114
300 400 500 600 700 800
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
(c)
(b)
(a)
Absorbância
Comprimento de onda (nm)
Figura 40. Espectros de absorção do resíduo gerado na determinação de carbaril: (a) sem degradação;
(b) com degradação utilizando H
2
O
2
0,2 mol L
-1
e (c) com degradação utilizando
H
2
O
2
0,02 mol L
-1
300 400 500 600 700 800
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
(c)
(b)
(a)
Absorbância
Comprimento de onda (nm)
Figura 41. Espectros de absorção do resíduo gerado na determinação de carbaril: (a) sem degradação;
(b) com degradação sem adição de HCl e (c) com degradação em HCl 0,22 mol L
-1
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
115
Os resultados apresentados na Figura 41, que estão de acordo com informações da
literatura, indicam que a degradação deve ser realizada em meio ácido, para que a fotocatálise
com TiO
2
seja efetiva, o que aumentaria os custos. Assim, como alternativa, foi avaliado o
emprego de persulfato de potássio, que pode ser empregado também em meio alcalino. Este
reagente foi empregado na presença e ausência de TiO
2
(Figura 42). Em outro estudo, a
degradação foi avaliada com a utilização de H
2
O
2
sem TiO
2
e TiO
2
sem H
2
O
2
(Figura 43).
300 400 500 600 700 800
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
(c)
(b)
(a)
Absorbância
Comprimento de onda (nm)
Figura 42. Espectros de absorção do resíduo gerado na determinação de carbaril: (a) sem degradação;
(b) com degradação utilizando 0,3 g K
2
S
2
O
8
/ 30 mL e (c) com degradação utilizando
0,2 g TiO
2
+ 0,3 g K
2
S
2
O
8
/ 30 mL
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
116
300 400 500 600 700
800
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
(d)
(c)
(b)
(a)
Absorbância
Comprimento de onda (nm)
Figura 43. Espectros de absorção do resíduo gerado na determinação de carbaril: (a) sem degradação;
(b) com degradação utilizando H
2
O
2
0,02 mol L
-1
e HCl 0,22 mol L
-1
; (c) com degradação
utilizando 0,2 g TiO
2
/ 30 mL e HCl 0,22 mol L
-1
e (d) com degradação utilizando
0,2 g TiO
2
/ 30 mL, HCl 0,22 mol L
-1
e H
2
O
2
0,02 mol L
-1
Tomando como base a descoloração do resíduo, a degradação foi mais efetiva na
presença de óxido de titânio com peróxido de hidrogênio em meio ácido, bem como
utilizando persulfato de potássio. A partir destes resultados, fez-se um estudo da massa
adequada de reagentes para a degradação, tanto utilizando óxido de titânio, como persulfato
de potássio. A variação de absorbância do resíduo é apresentada na Figura 44 e as medidas de
carbono orgânico total, na Figura 45.
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
117
0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25 0,30
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
Absorbância
massa de TiO
2
(g)
0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25 0,30
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
Absorbância
massa de K
2
S
2
O
8
(g)
Figura 44. Efeito da massa do reagente sobre a absorção de radiação pelo resíduo gerado utilizando
(A) TiO
2
(HCl 0,22 mol L
-1
e H
2
O
2
0,02 mol L
-1
) e (B) K
2
S
2
O
8
. Irradiação por 30 minutos
B
A
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
118
É possível observar que a total descoloração do resíduo gerado ocorre com 0,05 g de
TiO
2
para 30 mL de resíduo, enquanto utilizando K
2
S
2
O
8
o descoloramento ocorre
gradativamente com o aumento da massa do mesmo (Figura 44). Porém, a mineralização do
resíduo gerando CO
2
e H
2
O ocorreu à medida que a massa, tanto de TiO
2
, quanto de K
2
S
2
O
8
,
foi aumentada (Figura 45). Na Figura 45a, para a massa de TiO
2
de 0,20 g, houve um aumento
de carbono orgânico total. Este efeito pode ser devido ao espalhamento da radiação incidente
pelas partículas sólidas em suspensão. Para massas inferiores, este efeito deve ser
compensando pelo aumento da eficiência do processo de formação de radicais hidroxila.
0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25 0,30
10
20
30
40
50
60
70
80
(b)
(a)
% Redução de carbono orgânico total
massa (g / 30 mL)
Figura 45. Efeito da massa de (a) TiO
2
(HCl 0,22 mol L
-1
e H
2
O
2
0,02 mol L
-1
) e (b) K
2
S
2
O
8
sobre a
porcentagem de redução de carbono orgânico total do resíduo gerado na determinação de
carbaril. Irradiação por 30 minutos
O efeito do tempo de exposição à radiação ultravioleta foi avaliado com 0,15 e 0,30 g
de TiO
2
e K
2
S
2
O
8
para 30 mL de resíduo, respectivamente. Medidas de carbono orgânico total
foram realizadas para avaliar a eficiência dos processos (Figura 46). Reduções de carbono
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
119
orgânico total acima de 94% foram obtidas com 0,15 g de dióxido de titânio com 20 minutos
de exposição à radiação UV e utilizando 0,30 g de persulfato de potássio com 5 minutos de
exposição UV.
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45
88
90
92
94
96
98
(b)
(a)
% Redução de carbono orgânico total
Tempo de exposição no UV (min)
Figura 46. Efeito do tempo de exposição à radiação ultravioleta sobre a porcentagem de redução de
carbono orgânico total do resíduo gerado na determinação de carbaril: (a) K
2
S
2
O
8
e (b)
TiO
2
(HCl 0,22 mol L
-1
e H
2
O
2
0,02 mol L
-1
)
Estudos de caracterização do resíduo gerado foram realizados utilizando cromatografia
líquida de alta eficiência (HPLC). A separação analítica foi realizada para o resíduo sem
degradação e com degradação, na presença de dióxido de titânio e persulfato de potássio
(Figura 47).
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
120
Figura 47. Cromatogramas dos reagentes e do resíduo sem degradação (A) e do resíduo antes e após
degradação com (B) dióxido de titânio e (C) persulfato de potássio
d
0 10 20 30 40
0
50000
100000
150000
200000
α-naftol
ρ-aminofenol
resíduo
Intensidade relativa
Tempo (min)
a
b
c
0 10 20 30 40
0
50000
100000
150000
200000
α-naftol
ρ-aminofenol
resíduo
Intensidade relativa
Tempo (min)
0 10 20 30 40
0
50000
100000
150000
200000
α-naftol
ρ-aminofenol
resíduo
Intensidade relativa
Tempo (min)
a
b
c
A
0 10 20 30 40
0
50000
100000
150000
200000
resíduo
Intensidade relativa
Tempo (min)
TiO
2
- 10 min
TiO
2
- 30 min
0 10 20 30 40
0
50000
100000
150000
200000
resíduo
Intensidade relativa
Tempo (min)
TiO
2
- 10 min
TiO
2
- 30 min
0 10 20 30 40
0
50000
100000
150000
200000
resíduo
Intensidade relativa
Tempo (min)
TiO
2
- 10 min
TiO
2
- 30 min
0 10 20 30 40
0
50000
100000
150000
200000
resíduo
Intensidade relativa
Tempo (min)
TiO
2
- 10 min
TiO
2
- 30 min
B
0 10 20 30 40
0
50000
100000
150000
200000
resíduo
Intensidade relativa
Tempo (min)
K
2
S
2
O
8
resíduo degradado
0 10 20 30 40
0
50000
100000
150000
200000
resíduo
Intensidade relativa
Tempo (min)
K
2
S
2
O
8
resíduo degradado
0 10 20 30 40
0
50000
100000
150000
200000
resíduo
Intensidade relativa
Tempo (min)
K
2
S
2
O
8
resíduo degradado
0 10 20 30 40
0
50000
100000
150000
200000
resíduo
Intensidade relativa
Tempo (min)
K
2
S
2
O
8
resíduo degradado
C
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
121
Foi possível caracterizar os picos do resíduo gerado antes de ocorrer a mineralização
(a) e dos reagentes utilizados (b: p-aminofenol e c: α-naftol) (Figura 47A). Após a degradação
do resíduo, utilizando dióxido de titânio com 10 minutos de exposição à radiação ultravioleta,
foi observado o pico característico do carbaril hidrolisado (d), porém, com 30 minutos de
exposição, ocorreu a total mineralização do resíduo (Figura 47B). Utilizando persulfato de
potássio, foi possível identificar somente o pico característico do próprio reagente que restava
na solução, após a total mineralização do resíduo (Figura 47C).
Outro parâmetro importante é a toxicidade do resíduo antes e após o processo de
degradação. Testes de toxicidade foram realizados empregando a bactéria marinha Vibrio
fischeri, que é luminescente, gram-negativa e anaeróbica facultativa. Em condições
ambientais favoráveis (pH e salinidade do meio), esta bactéria emite luz naturalmente. O teste
é baseado na medida da luminescência emitida pela bactéria após exposição a uma amostra
por um período de 15 minutos
13
. A intensidade de luminescência da amostra é comparada a de
um controle, no qual não foi adicionada a amostra. Na presença de substâncias tóxicas, a
bioluminescência diminui, sendo a supressão proporcional à toxicidade do resíduo. É
considerado não-tóxico o resíduo que apresente menos de 20% de inibição da luminescência
da bactéria. Os ensaios foram realizados no resíduo sem degradação e com degradação,
utilizando dióxido de titânio ou persulfato de potássio. Ocorreu inibição de 87 e 100% da
bioluminescência em contato com resíduo sem degradação e com degradação utilizando
dióxido de titânio, respectivamente. Portanto, o resíduo fotodegradado com a utilização de
TiO
2
e H
2
O
2
é considerado mais tóxico para as bactérias Vibrio fischeri que o resíduo sem
degradação.
Entretanto, no resíduo degradado com persulfato de potássio, a inibição foi de 19%,
classificando este resíduo como não-tóxico para bactérias Vibrio fischeri. Para os resíduos
sem degradação e com degradação utilizando dióxido de titânio, foi necessário realizar
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
122
diluições das soluções para relacionar a concentração do resíduo com o efeito de inibição
sobre a bactéria, construindo curvas de calibração para calcular a diluição do resíduo
necessária para inibição menor que 20% de luminescência. O resíduo sem degradação deve
ser diluído na ordem de 3 vezes, enquanto o resíduo degradado com dióxido de titânio deve
ser diluído na ordem de 5 vezes. Esta diferença se deve à presença de peróxido de hidrogênio,
que não foi eliminado após o processo de degradação e apresenta efeito tóxico sobre as
bactérias. Na Tabela 20, são apresentados os resultados obtidos com os procedimentos
utilizados na degradação do resíduo. Resultados mais promissores (menor tempo de irradiação
e menor toxicidade do resíduo) foram alcançados com a utilização de K
2
S
2
O
8
, bem como
custo 22% inferior em comparação ao procedimento de degradação com TiO
2
.
Tabela 20 - Resumo dos resultados obtidos com os procedimentos de degradação do resíduo gerado na
determinação de carbaril
Parâmetro TiO
2
K
2
S
2
O
8
Descoloramento total m = 0,15 g e t = 20 min m = 0,30 g e t = 5 min
Redução TOC > 94% m = 0,15 g e t = 10 min m = 0,30 g e t = 5 min
Toxicidade*
tóxico, necessário
diluição de 1:5
não-tóxico
Custo R$/Litro de resíduo 5,60 4,35
* em relação às bactérias Vibrio fischeri.
3.5. Determinação turbidimétrica de sulfato em sistema de análises em fluxo com
microbombas solenoides
Sulfato é encontrado em baixas concentrações (na ordem de µg L
-1
) em amostras de
águas de chuvas. Considerando que os procedimentos encontrados na literatura não
apresentam limites de quantificação adequados, foi proposto o desenvolvimento de um
procedimento com alta sensibilidade, por meio do aumento do caminho óptico de medida. O
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
123
fluxo pulsado inerente à propulsão com microbombas solenóides, foi avaliado para evitar
deriva de linha base, usual em procedimentos turbidimétricos em fluxo.
3.5.1. Medidas turbidimétricas com emprego de cela de fluxo com caminho óptico de 1 cm
A determinação turbidimétrica de sulfato foi baseada na clássica reação de
precipitação com íons bário(II) e as medidas foram baseadas no espalhamento da radiação
devido à suspensão formada. Alíquotas de amostras e reagentes foram alternadamente
inseridas no módulo de análises, empregando o processo de amostragem binária, que facilita a
otimização das condições experimentais. O efeito da proporção amostra/reagente foi avaliado
com a variação do número de pulsos das microbombas solenoides correspondentes, mantendo
constante o volume total. Na Figura 48, são apresentados os sinais analíticos em função da
proporção amostra/reagente empregando 5 ciclos de amostragem (A) e a variação dos ciclos
de amostragem, mantendo a proporção amostra/reagente em 6/2 (B).
A proporção amostra/reagente 6/2 apresentou sensibilidade maior em relação à
proporção 1/7, e não houve diferença significativa no sinal analítico acima de 5 ciclos de
amostragem.
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
124
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9
0,04
0,08
0,12
0,16
0,20
Sinal Analítico
Ciclos de amostragem
Figura 48. Efeito da proporção amostra/reagente com 5 ciclos de amostragem (A) e do número de
ciclos de amostragem com proporção amostra/reagente 6/2 (B) sobre o sinal analítico,
utilizando solução de SO
4
2-
50 mg L
-1
e reagente BaCl
2
5% (m/v), Tween 80 0,05% (v/v) e
HNO
3
0,035 mol L
-1
1/7 2/6 3/5 4/4 5/3 6/2 7/1
0,00
0,08
0,16
0,24
0,32
0,40
Sinal Analítico
Proporção amostra/reagente
1/7 2/6 3/5 4/4 5/3 6/2 7/1
0,00
0,08
0,16
0,24
0,32
0,40
Sinal Analítico
Proporção amostra/reagente
B
A
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
125
O efeito do comprimento do reator foi avaliado entre 50 e 150 cm, pois possibilita
aumento no tempo de residência da zona de amostra e melhoria da mistura entre amostra e
reagentes. Observou-se que o sinal analítico aumenta em 9,2% para o reator de 150 cm em
relação ao de 50 cm, devido ao aumento na formação de precipitado, o que compensa o efeito
da dispersão da amostra. Entretanto, aumentando o reator, a frequência de amostragem
diminui. Optou-se por utilizar um reator de 50 cm e, como alternativa para o aumento do
tempo de residência, foi avaliado o efeito da parada de fluxo no reator B.
A nucleação do precipitado é favorecida com o aumento do tempo de contato entre as
soluções da amostra e do reagente, efeito que deve ser mais significativo para soluções de
sulfato mais diluídas. O estudo foi realizado com uma solução de SO
4
2-
24 mg L
-1
(Figura 49).
O sinal analítico não apresentou diferenças significativas a partir do tempo de residência de
20 s. Em comparação com o sinal analítico obtido com parada de fluxo por 10 s, a
sensibilidade aumentou em 11%, sem afetar a precisão das medidas, indicando que não
ocorreu deposição de precipitado. Isto se deve à baixa quantidade de partículas sólidas em
suspensão e à presença de surfactante (Tween 80) no meio reacional.
A adição de surfactantes é frequentemente requerida em metodologias turbidimétricas
em fluxo. A presença destes agentes visa garantir nucleação uniforme, melhorando a
repetibilidade das medidas. Em procedimentos em fluxo, também podem ser diminuídos os
efeitos de memória, reduzindo o tempo de limpeza e deriva de linha base
124
. Desta forma, a
magnitude do sinal analítico e a precisão foram avaliadas na presença de surfactantes com
diferentes características (Tabela 21).
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
126
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
0,05
0,06
0,07
0,08
0,09
Sinal Analítico
Tempo (s)
Figura 49. Efeito da parada de fluxo sobre o sinal analítico para solução de SO
4
2-
24 mg L
-1
e reagente
BaCl
2
5% (m/v), Tween 80 0,05% (v/v) e HNO
3
0,035 mol L
-1
Tabela 21 - Sinais analíticos obtidos para sulfato 50 mg L
-1
na presença de diferentes surfactantes
Surfactante Fórmula Estrutural
CMC
125
(mol L
-1
)
Sinal analítico (n = 3)
Sem
surfactante
____ ____
0,285±0,001
Tween 20 [CH
2
O(CHO)
4
](CH
2
CH
2
O)
20
OCOC
11
H
26
5,9x10
-4
0,335±0,008
Tween 80 [CH
2
O(CHO)
4
](CH
2
CH
2
O)
20
OCOC
17
H
36
1,2x10
-4
0,370±0,005
Brij 35 C
12
H
25
(OCH
2
CH
2
)
23
OH 1,0x10
-4
0,325±0,010
CTAB CH
3
(CH
2
)
15
N
+
(CH
3
)
3
Cl
-
1,3x10
-3
0,332±0,017
DTAB CH
3
(CH
2
)
11
N
+
(CH
3
)
3
Br
-
1,5x10
-2
0,306±0,011
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
127
Não houve diferença significativa entre os sinais obtidos com os surfactantes
Tween 20; Brij 35; CTAB e DTAB; porém, com a utilização do surfactante não-iônico
Tween 80, foi observado menor desvio das medidas, bem como aumento de ca. 30% no sinal
analítico em comparação ao obtido sem adição de surfactante. A concentração do surfactante
Tween 80 foi avaliada entre 0,05 e 0,2% (v/v). Porém, não foram observadas diferenças
significativas aumentando a concentração do surfactante, que foi fixada em 0,05% (v/v)
(2,4x10
-4
mol L
-1
), que corresponde a 2 vezes a CMC.
A taxa de nucleação depende também das concentrações de cloreto de bário e da
acidez do meio. O efeito da acidez foi avaliado utilizando os ácidos nítrico, clorídrico e
perclórico. Os maiores sinais analíticos foram observados com o emprego de HNO
3
e HCl.
Como a nucleação do precipitado afeta diretamente a repetibilidade do procedimento, foi
avaliado o efeito da acidez sobre este parâmetro, considerando 20 medidas de SO
4
2-
50 mg L
-1
na presença destes ácidos com a mesma concentração molar (0,035 mol L
-1
). Foram obtidos
sinais analíticos médios de 0,442±0,010 e 0,478±0,007 utilizando a solução reagente
preparada em meio de HCl e HNO
3
, respectivamente. Devido ao maior sinal analítico (7,4%)
e menor desvio nas medidas (32,9%), a solução reagente foi preparada em meio de HNO
3
. O
efeito da concentração foi avaliado entre 0,035 e 0,14 mol L
-1
, utilizando solução de
SO
4
2-
50 mg L
-1
, porém não foram observadas diferenças significativas no sinal analítico.
O efeito da concentração do reagente cloreto de bário foi avaliado entre 2,5 e 10,0%
(m/v), conforme apresentado na Figura 50. A máxima resposta foi observada para a
concentração de 5,0% (m/v) (12% superior à observada para 2,5% m/v do precipitante). Para
soluções mais concentradas (10,0% m/v BaCl
2
), a precisão foi afetada por efeito Schlieren
117
,
devido às diferenças de índice de refração entre o transportador e a solução reagente.
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
128
2,5 5,0 7,5 10,0
0,30
0,32
0,34
0,36
Sinal Analítico
Concentração de BaCl
2
(%)
Figura 50. Efeito da concentração de BaCl
2
sobre o sinal analítico, utilizando solução com Tween 80
0,05% (v/v) em HNO
3
0,035 mol L
-1
. Solução de SO
4
2-
100 mg L
-1
A adição de sulfato, usualmente empregada para aumentar a sensibilidade mediante a
formação de núcleos de cristalização em linha, foi avaliada variando o número de pulsos de
solução de SO
4
2-
100 mg L
-1
adicionada por meio de uma microbomba adicional, conectada
ao ponto x no módulo de análises apresentado na Figura 15. O efeito da adição foi avaliado
com uma solução de referência 50 mg L
-1
e solução do branco analítico com parada de fluxo
por 20 s (Figura 51A) e sem parada de fluxo (Figura 51B). A adição de sulfato não causou
efeito significativo sobre o sinal analítico; apenas um ligeiro aumento (20%) foi observado no
estudo sem parada de fluxo. A parada de fluxo exerce o mesmo efeito da adição de sulfato,
favorecendo a nucleação do precipitado. Contudo, como o aumento na sensibilidade foi pouco
significativo, a adição de sulfato foi descartada, especialmente considerando o efeito sobre o
sinal do branco para medidas com a cela de 100 cm de caminho óptico.
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
129
0 1 2 3
0,04
0,08
0,12
0,16
0,20
Sinal Analítico
Número de pulsos da solução 100 mg L
-1
de SO
4
2-
(a)
(b)
0 1 2 3
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
0,12
Sinal Analítico
Número de pulsos da solução 100 mg L
-1
de SO
4
2-
(a)
(b)
Figura 51. Efeito da adição de sulfato 100 mg L
-1
em relação ao sinal analítico de sulfato 50 mg L
-1
(a)
e solução do branco analítico (b). Reagente: BaCl
2
5% (m/v), Tween 80 0,05% (v/v) e
HNO
3
0,035 mol L
-1
. Resultados com (A) e sem (B) parada de fluxo por 20 s
B
A
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
130
A adição de solvente orgânico miscível ao meio aquoso diminui a constante dielétrica,
aumentando a atração eletrostática entre os íons em solução, favorecendo a precipitação
quantitativa
126
. Neste sentido, foi avaliada a influência da adição de diversos solventes
orgânicos à solução do reagente precipitante. A concentração dos solventes utilizados foi 50%
(v/v) e os resultados obtidos são apresentados na Tabela 22.
Tabela 22 - Constantes dielétricas (ε) de diferentes solventes (25ºC)
127
e influência sobre a resposta
analítica na determinação turbidimétrica de sulfato
Solvente
Constante
dielétrica (ε)
Sinal do branco
analítico
Coeficiente
angular
(L mg
-1
)
r
Água 78,54 0,017 0,00495 0,999
Etanol 24,30 0,125 0,00433 0,999
Metanol 32,63 0,051 0,00534 0,999
Acetona 20,70 0,175 0,00387 0,997
iso-propanol 18,30 0,066 0,00449 0,998
n-propanol 20,10 0,221 0,00390 0,993
Prada et al.
126
verificaram a diminuição da solubilidade do sulfato de chumbo no
procedimento em batelada com a adição de solventes orgânicos. Entretanto, ao realizar este
estudo no sistema de análises em fluxo proposto, na mesma concentração (50% v/v) estudada
anteriormente, os resultados foram discrepantes, não sendo observada correlação entre o sinal
analítico e a constante dielétrica do solvente adicionado. A maior resposta foi alcançada com
o uso de metanol na solução reagente (BaCl
2
5% m/v, Tween 80 0,05% v/v e
HNO
3
0,035 mol L
-1
), solvente orgânico que apresenta maior constante dielétrica entre os
avaliados. Foi observado que, para os solventes etanol, acetona e n-propanol, o sinal do
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
131
branco foi mais elevado, o que pode afetar o limite de detecção do procedimento. Isto se deve
à diferença de índice de refração entre a solução do reagente precipitante que continha o
solvente orgânico e o transportador (água)
117
.
Estudos adicionais foram realizados com metanol: (i) somente no transportador, com
concentração 20% (v/v); (ii) somente no reagente, com concentração 50% (v/v) e (iii) no
transportador e no reagente, com concentrações 20 e 50% (v/v), respectivamente. Os
resultados foram comparados com os obtidos sem adição de metanol (Tabela 23).
Tabela 23 - Influência da adição de metanol sobre a resposta analítica do procedimento turbidimétrico
para a determinação de sulfato
Reagente Transportador
Sinal do
branco
Coeficiente
angular
(L mg
-1
)
r
Água Água 0,0219 0,00370 0,999
Água 20% (v/v) metanol
0,0457 0,00403 0,999
50% (v/v) metanol
Água 0,0710 0,00401 0,998
50% (v/v) metanol
20% (v/v) metanol
0,0190 0,00420 0,999
É notável a diminuição do sinal do branco ao utilizar metanol tanto no reagente como
no transportador, em razão da diminuição do efeito Schlieren. Entretanto, nestas condições a
sensibilidade aumentou em apenas 12% em comparação com os resultados obtidos sem
adição do solvente orgânico. Devido a este resultado e à toxicidade do metanol, optou-se por
trabalhar com soluções aquosas sem adição de solventes orgânicos.
A faixa avaliada e os valores otimizados dos parâmetros experimentais estão listados
na Tabela 24.
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
132
Tabela 24 - Parâmetros otimizados para o sistema com microbombas solenoides para a determinação
de sulfato
Parâmetros Faixa Estudada Escolhido
Proporção amostra/reagente (pulsos) 1/7 – 7/1 6/2
Surfactante
Tween 20; Tween 80; Brij 35;
SDS; CTAB; DTAB
Tween 80
Ácido HNO
3
; HCl; HClO
4
HNO
3
Parada de fluxo (s) 0 – 100 20
Ciclos de amostragem 1 – 8 5
Aditivo
Metanol; Etanol; Acetona; n-
propanol; iso-propanol
Sem aditivo
Adição de sulfato 0 ou 100 mg L
-1
Sem adição
Nas condições otimizadas, empregando o diagrama de fluxos apresentado na
Figura 15, foi observada resposta linear entre 20 e 200 mg L
-1
, descrita pela equação
S = -0,0767 + 0,0044 C (mg L
-1
), r = 0,999. O limite de detecção (99,7% de confiança) e o
coeficiente de variação (n = 20) foram estimados em 3,0 mg L
-1
e 2,4%, respectivamente. A
frequência de amostragem foi estimada em 33 determinações por hora. Sinais transientes e
curva de calibração obtidos com o sistema proposto são apresentados na Figura 52.
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
133
Figura 52. Sinais transientes e curva de calibração obtidos com o sistema proposto para a
determinação turbidimétrica de sulfato. Os números indicam concentrações de sulfato em
mg L
-1
. Reagente contendo BaCl
2
5% (m/v), Tween 80 0,05% (v/v) e HNO
3
0,035 mol L
-1
Deriva de linha base é frequentemente observada em procedimentos turbidimétricos
em fluxo, devido ao acúmulo de sólidos na cela de medida. Este aspecto foi avaliado
processando continuamente uma solução 100 mg L
-1
de sulfato, monitorando a intensidade do
feixe de radiação transmitido através da cela a cada 20 medidas. Os resultados obtidos para
cela de 1 cm são mostrados na Figura 53. A intensidade do feixe de radiação diminuiu ca. 8%
após 200 medidas (4 horas de trabalho), correspondendo a aumento da linha base menor que
0,005 por hora.
Quando a mesma solução (SO
4
2-
100 mg L
-1
) foi processada em sistema FIA com
adição contínua de reagentes
89
, a intensidade da radiação transmitida diminuiu ca. 80%,
depois de 160 medidas, ou 1,5 horas de trabalho, correspondendo a aumento da linha base de
ca. 0,360 por hora, (Figura 54). A deriva de linha base foi então considerada desprezível para
o sistema proposto com cela de 1 cm e a diferença em relação ao observado com sistema em
10 20 30 40
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
200
150
100
74
50
24
20
0
Sinal Analítico
Tempo (min)
0 40 80 120 160 200
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
Concentração de sulfato (mg L
-1
)
Sinal Analítico
10 20 30 40
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
200
150
100
74
50
24
20
0
Sinal Analítico
Tempo (min)
0 40 80 120 160 200
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
Concentração de sulfato (mg L
-1
)
Sinal Analítico
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
134
fluxo com adição contínua de reagentes pode ser atribuída ao fluxo pulsado característico da
propulsão com microbombas solenoides. O movimento caótico dos fluidos a cada pulso
efetivamente remove as partículas sólidas aderidas na cela de medida.
Figura 53. Espectros de emissão da lâmpada de tungstênio/halogênio (A) e intensidade do feixe de
radiação em 410 nm (B) transmitida através da cela. Os espectros foram obtidos a cada
20 medidas efetuadas com microbombas solenoides e cela de fluxo de 1 cm, com
SO
4
2-
100 mg L
-1
200 300 400 500 600 700 800 900
0
1000
2000
3000
4000
A
Intensidade de radiação
Comprimento de onda (nm)
0 50 100 150 200
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
B
Intensidade de radiação
Medidas executadas
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
135
200 400 600 800
0
1000
2000
3000
4000
A
Intensidade de radiação
Comprimento de onda (nm)
0 40 80 120 160
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
B
Intensidade de radiação
Medidas executadas
Figura 54. Espectros de emissão da lâmpada de tungstênio/halogênio (A) e intensidade do feixe de
radiação em 410 nm (B) transmitida através da cela. Os espectros foram obtidos a cada
20 medidas efetuadas com sistema FIA com adição contínua de BaCl
2
empregando cela de
fluxo de 1 cm, com SO
4
2-
100 mg L
-1
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
136
Estudos de adição e recuperação de sulfato em águas naturais (20 ou 40 mg L
-1
) foram
realizados pelos procedimentos proposto e de referência
16
(Tabela 25). As porcentagens de
recuperação foram estimadas entre 87 e 98% para o procedimento proposto e entre 93 – 132%
para o procedimento em batelada. Estes resultados indicam a ausência de efeito de matriz para
determinação de sulfato em águas naturais pelo procedimento proposto.
Tabela 25 - Estudo de adição e recuperação de sulfato em amostras de águas naturais
Recuperação (%)
Amostra
Concentração
adicionada (mg L
-1
)
Procedimento
proposto
Procedimento em
Batelada
16
1 20 97 115
2 20 98 108
3 20 87 132
4 40 93 94
5 40 97 93
6 40 92 93
Amostras de águas naturais foram analisadas pelos procedimentos proposto e de
referência
16
, sendo os resultados apresentados na Tabela 26. As concentrações de sulfato são
concordantes ao nível de 95% de confiança. Entretanto, é necessário salientar que as
determinações realizadas pelo procedimento de referência apresentam desvios elevados,
devido à instabilidade da suspensão formada, o que dificulta a aplicação do procedimento.
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
137
Tabela 26 - Determinação de sulfato em amostras de águas naturais
Concentração de SO
4
2-
(mg L
-1
)
Amostra
Procedimento
Proposto*
Procedimento em
Batelada
16
*
1
19,4±0,4 22,9±6,9
2
19,6±0,1 21,5±5,4
3
37,0±0,5 37,6±6,0
4
38,9±0,3 37,1±4,4
5
36,9±0,3 37,3±7,8
* medidas em triplicata.
3.5.2. Medidas turbidimétricas com emprego de cela de fluxo com caminho óptico de 100 cm
Após desenvolvimento do procedimento com cela de fluxo com caminho óptico de
1 cm, visando o aumento de sensibilidade e a aplicação direta à determinação de sulfato em
baixas concentrações em amostras de águas, foi avaliado o acoplamento à cela de 100 cm de
caminho óptico. Como o processo de nucleação é mais lento para concentrações baixas de
sulfato, o efeito da parada de fluxo foi reavaliado. O aumento no sinal analítico foi
significativo para tempos de parada de fluxo até 50 s (Figura 55). Para tempos de residência
mais altos, o aumento de 23% no sinal analítico para 100 s de interrupção de fluxo em
comparação com 50 s, não compensa o decréscimo na frequência de amostragem. Além disto,
foi observada diminuição do sinal analítico para tempos de parada de fluxo superiores a 100 s,
devido, provavelmente, à deposição de sólidos nas paredes do reator. Desta maneira,
interrupção de fluxo por 50 s foi selecionada, como compromisso entre sensibilidade e
frequência de amostragem.
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
138
0 20 40 60 80 100
0,25
0,30
0,35
0,40
0,45
0,50
Sinal Analítico
Tempo (s)
Figura 55. Efeito da parada de fluxo sobre o sinal analítico. Estudo realizado com solução de
SO
4
2-
12 mg L
-1
Deriva de linha base (< 0,100 por hora) foi observada quando soluções de sulfato em
concentrações menores que 10 mg L
-1
foram processadas empregando a cela LCW. Este
efeito tornou-se mais significativo, quando soluções com concentrações maiores foram
continuamente processadas. Por exemplo, a intensidade de radiação transmitida pela cela de
medida diminuiu em 88% após 100 medidas executadas com solução de sulfato 12 mg L
-1
(Figura 56). Desta forma, uma etapa de limpeza com solução de EDTA em meio alcalino foi
implementada, utilizando outra microbomba solenoide conectada ao ponto de confluência x
(Figura 15). A composição desta solução e o número de pulsos foram ambos avaliados,
considerando a estabilidade da linha base, e os melhores resultados foram observados com
20 pulsos de uma solução EDTA 0,3% (m/v) em NaOH 0,2 mol L
-1
, inserida após cada
triplicata. Nesta condição, a deriva da linha base foi desprezível (< 0,002) após período de
4 horas de trabalho, correspondendo a 100 medidas com solução de sulfato 12 mg L
-1
.
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
139
200 300 400 500 600 700 800 900
0
1000
2000
3000
4000
A
Intensidade de radiação
Comprimento de onda (nm)
0 20 40 60 80 100
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
B
Intensidade de radiação
Medidas executadas
Figura 56. Espectros de emissão da lâmpada de tungstênio/halogênio (A) e intensidade do feixe de
radiação em 410 nm (B) transmitida através da cela. Os espectros foram obtidos a cada
20 medidas efetuadas com microbombas solenoides e cela de fluxo de 100 cm de caminho
óptico, com 12 mg L
-1
SO
4
2-
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
140
Sinais transientes e curva de calibração obtidos com a etapa de limpeza são
apresentados na Figura 57. Sinais espúrios foram observados após cada triplicata, devido ao
efeito Schlieren causado pela introdução da solução de limpeza. A etapa de limpeza diminuiu
somente em 20% a frequência de amostragem (estimada em 25 determinações por hora) e não
afetou a magnitude do sinal analítico, visto que a solução complexante é removida
completamente pelo transportador, evitando a sobreposição com a zona de amostra
subsequente.
Figura 57. Sinais transientes e curva de calibração obtidos com o sistema proposto para a
determinação turbidimétrica de sulfato com cela de 100 cm de caminho óptico. Solução
reagente contendo BaCl
2
5% (m/v), Tween 80 0,05% (v/v) e HNO
3
0,035 mol L
-1
.
Solução de limpeza contendo EDTA 0,3 % (m/v) em NaOH 0,2 mol L
-1
. Os números
indicam a concentração de sulfato em mg L
-1
A sensibilidade alcançada com cela de 100 cm de caminho óptico foi ca. 30 vezes
maior que a obtida com cela de fluxo de 1 cm. A discrepância em relação ao valor teórico
estimado pelo aumento do caminho óptico (100 vezes) é devida a dois fatores: (i) dependência
não linear entre o sinal analítico e o caminho óptico para medidas baseadas em espalhamento
0 20 40 60 80
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
16
15
14
13
12
11
10
9
8
7
0
Sinal Analítico
Tempo (min)
6 8 10 12 14 16
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
Sinal Analítico
Concentraç ão de sulfato ( mg L
-1
)
0 20 40 60 80
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
16
15
14
13
12
11
10
9
8
7
0
Sinal Analítico
Tempo (min)
0 20 40 60 80
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
16
15
14
13
12
11
10
9
8
7
0
Sinal Analítico
Tempo (min)
6 8 10 12 14 16
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
Sinal Analítico
Concentraç ão de sulfato ( mg L
-1
)
6 8 10 12 14 16
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
Sinal Analítico
Concentraç ão de sulfato ( mg L
-1
)
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
141
de radiação e (ii) efeito da concentração de sulfato na taxa de nucleação da suspensão. O
primeiro aspecto foi avaliado em experimentos adicionais realizados empregando suspensões
estáveis de formazina, usualmente utilizadas para estimar a turbidez de águas
128,129
, visando
eliminar o efeito do tempo de nucleação. As equações das reações químicas envolvidas na
produção da suspensão são mostradas na Figura 58. Sinais transientes obtidos empregando
suspensões preparadas por diluição da suspensão estoque com as celas de 1 e 100 cm de
caminho óptico são apresentados na Figura 59.
Figura 58. Equações das reações químicas envolvidas na formação da suspensão de formazina
130
hexametilenotetramina
formazina
hexametilenotetramina
formazina
+ 6H
2
O
6H
2
CO + 4NH
3
+ nH
2
O
nH
2
CO + n/2H
2
N – NH
2
hexametilenotetramina
formazina
hexametilenotetramina
formazinaformazina
+ 6H
2
O
6H
2
CO + 4NH
3
+ nH
2
O
nH
2
CO + n/2H
2
N – NH
2
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
142
Figura 59. Sinais analíticos e curva de calibração obtidos com celas de 1 cm (A) e 100 cm (B) de
caminho óptico utilizando suspensões de formazina. Os números indicam as unidades
nefelométricas das suspensões
0 5 10 15 20
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
B
4,0
6,0
3,0
2,0
1,0
0,4
0,3
0,2
Sinal Analítico
Tempo (min)
0 1 2 3 4 5 6
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
Sinal Analítico
NTU
0 5 10 15 20
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
B
4,0
6,0
3,0
2,0
1,0
0,4
0,3
0,2
Sinal Analítico
Tempo (min)
0 1 2 3 4 5 6
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
Sinal Analítico
NTU
0 2 4 6 8
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
A
300
200
100
60
40
20
Sinal Analítico
Tempo (min)
0 50 100 150 200 250 300
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
Sinal Analítico
NTU
0 2 4 6 8
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
A
300
200
100
60
40
20
Sinal Analítico
Tempo (min)
0 50 100 150 200 250 300
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
Sinal Analítico
NTU
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
143
A partir das equações das retas (S = -0,0007 + 0,0035 NTU para cela de 1 cm e
S = -0,0181 + 0,1649 NTU para cela de 100 cm), foi estimado aumento de sensibilidade em
47 vezes para a cela de 100 cm de caminho óptico em comparação com a cela convencional
de 1 cm. Este valor é concordante com o observado na literatura, comparando a sensibilidade
obtida com celas de fluxo de 1 e 10 cm de caminho óptico (aumento de sensibilidade de
4,4 vezes)
129
. Estes resultados confirmam que a sensibilidade não aumenta proporcionalmente
ao caminho óptico de medida.
O segundo fator que justifica a diferença entre o aumento de sensibilidade obtido
experimentalmente e o valor teórico é a lenta formação da suspensão de BaSO
4
em
concentrações menores de sulfato, como as empregadas nas medidas com cela de longo
caminho óptico (< 16 mg L
-1
). Enquanto um período de 20 s de parada de fluxo foi suficiente
para trabalhar com a cela de 1 cm (concentrações de sulfato maiores que 20 mg L
-1
),
praticamente atingindo a situação de estado estacionário, ca. 80% do sinal em estado
estacionário foi alcançado com parada de fluxo por 50 s nas medidas com menores
concentrações de sulfato. Apesar da discrepância em relação ao valor teórico, o aumento de
30 vezes na sensibilidade permite determinar sulfato em águas não poluídas, bem como em
amostras de águas de chuva
79,131
. Este aspecto foi confirmado pela determinação de sulfato
em águas de chuva, após adição de SO
4
2-
10 mg L
-1
, sendo os resultados apresentados na
Tabela 27. As amostras foram também analisadas pelo procedimento de referência
16
e não
apresentaram diferença significativa a nível de 95% de confiança.
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
144
Tabela 27 - Determinação de sulfato em amostras de águas de chuva após adição de SO
4
2-
10 mg L
-1
Concentração de sulfato (mg L
-1
)
Amostra Procedimento proposto
Procedimento de
referência
16
A 10,0 ±0,3 10,9±1,4
B 10,0±0,1 9,9±0,6
C 7,8±0,1 8,8±0,4
D 12,8±0,1 12,2±0,1
E 12,1±0,1 14,2±0,3
F 10,4±0,1 12,7±0,8
As características analíticas do procedimento proposto são superiores às obtidas em
outros procedimentos em fluxo baseados na formação de suspensão de sulfato de bário
(Tabela 28). A sensibilidade do procedimento proposto com cela de 1 cm é mais elevada em
comparação às obtidas em procedimentos turbidimétricos utilizando tanto SIA quanto FIA, e
também com medidas na região do visível, utilizando suspensão de cloranilato de bário. A
sensibilidade foi inferior em comparação aos procedimentos com fluxos intermitentes e com
reagente precipitante Pb(NO
3
)
2
que utilizam adição extra de sulfato. Em relação ao sistema
com fluxo monossegmentado, a pequena diferença (14%) na sensibilidade é devida à maior
dispersão da amostra que ocorre no procedimento proposto.
A sensibilidade obtida para o procedimento proposto com cela de 100 cm é inferior
somente à obtida no procedimento que envolve pré-concentração (ca. 1,2 vezes). As faixas de
resposta linear, os coeficientes de variação e as frequências de amostragem são comparáveis
aos observados nos demais procedimentos, porém, alguns valores são incoerentes, como é o
caso do coeficiente de variação para o procedimento turbidimétrico com FIA (0,85%), visto
que os próprios autores citam o problema com impregnação do precipitado nas paredes da
Resultados e Discussão
___________________________________________________________________________
145
cela. Outro exemplo é a frequência de amostragem estimada em 180 medidas por hora no
procedimento que emprega pré-concentração, pois o condicionamento da resina leva no
mínimo 2 horas. A Tabela 28 também permite a comparação do consumo de reagentes em
alguns procedimentos para determinação de sulfato. No procedimento proposto, o consumo
dos reagentes diminuiu em ca. 98% em relação ao procedimento turbidimétrico com pré-
concentração, 95% em relação ao procedimento turbidimétrico com FIA, 78% em relação ao
observado no sistema monossegmentado e em 52% em relação ao sistema com fluxos
intermitentes. Além disto, no procedimento proposto com cela de fluxo de 1 cm, não foi
necessária a adição de sulfato, solventes orgânicos ou uso da solução de limpeza (EDTA)
entre as medidas, visto que não foi observada deriva significativa de linha base. Entretanto,
outros procedimentos geram resíduos contendo, por exemplo, 2-propanol e chumbo.
Resultados e Discussão
____________________________________________________________________________________________________________________
146
Tabela 28 - Características analíticas de diferentes procedimentos para a determinação de sulfato
Procedimento
Sensibilidade
(L mg
-1
)
Faixa de
resposta (mg L
-1
)
Coeficiente
de variação (%)
Frequência de
amostragem (h
-1
)
Consumo
de BaCl
2
(mg med
-1
)
Ref.
SIA (turbidimétrico) 0,0048 10 - 200 3,9 26 2,5 93
SIA+fluxo monossegementado
(turbidimétrico)
0,0057 10 - 100 2,5 22 22 94
FIA (turbidimétrico) 0,0036 10 – 200 0,85 180 98 89
FIA+fluxo intermitente (turbidimétrico) 0,0197 1 - 30 1,0 120 10 90
FIA+pré-concentração (turbidimétrico) 0,1983 0,5 – 2,0 2,0 48 250 132
FIA (turbidimétrico) com Pb(NO
3
)
2
0,0094 2 – 20 3,0 35 5,5* 133
FIA detecção no UV, com BaC
6
Cl
2
O
4
n.c. 0,3 - 95 1,3 180 n.c. 85
FIA com coluna de BaC
6
Cl
2
O
4
n.c. 4 - 100 n.c. n.c. 1,0** 84
FIA com suspensão de BaC
6
Cl
2
O
4
0,0040 5 - 30 1,45 30 n.c. 76
Procedimento proposto com cela de 1 cm 0,0049 10 - 100 2,4 33 4,8 ____
Procedimento proposto com cela de 100 cm 0,1681 7 – 16 3,0 25 4,8 ____
n.c.: não consta; med: medida; *
,
** consumo de Pb(NO
3
)
2
e de BaC
6
Cl
2
O
4
, respectivamente
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
147
3.6. Determinação de cloro livre em sistema de análises em fluxo com microbombas
solenoides e cela de longo caminho óptico
Medidas de cloro residual em águas são realizadas para avaliar a eficiência de
desinfecção no sistema de distribuição e a possibilidade de formação de compostos
organoclorados. Assim, existe uma faixa tolerada (0,2 – 2,0 mg L
-1
) que garante a
eficiência do processo e minimiza os efeitos de toxicidade do excesso de cloro. O limite
estabelecido pela resolução do CONAMA para águas de classe 1 é 10 µg L
-1
, que é
inferior ao limite de quantificação dos procedimentos espectrofotométricos descritos na
literatura. Desta forma, foi proposto o desenvolvimento de um sistema de análises em
fluxo com alta sensibilidade para a determinação de cloro livre em águas naturais e de
abastecimento público.
A determinação de cloro livre foi baseada na reação com DPD
16
, cujo produto
formado apresenta máximo de absorção em 552 nm. Um esquema das reações químicas
envolvidas é apresentado na Figura 60.
Figura 60. Esquema das reações envolvidas na determinação de cloro livre. Adaptada da
referência 134
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
148
O mecanismo de reação entre o cloro e o produto formado da oxidação do DPD
pode ocorrer por duas vias possíveis. O cloro pode atacar a amina primária do anel
benzênico ou pode ser um substituinte do anel, formando, respectivamente ,
p-fenilenodiamina ou 2-cloro-p-fenilenodiamina (Figura 60).
O sistema de análises em fluxo com microbombas solenoides (Figura 16) foi
acoplado à cela de 100 cm de caminho óptico. Os volumes aferidos das microbombas
foram apresentados na Tabela 14. Os reagentes e a amostra foram inseridos no percurso
analítico através de amostragem binária. Os números de pulsos da amostra, reagentes e
transportador, foram otimizados, assim como as concentrações dos reagentes e foram
avaliados os efeitos exercidos pelo aumento do reator e do tempo de residência da zona
de amostra.
Os efeitos do número de pulsos das microbombas solenoides para inserção dos
reagentes e da amostra foram avaliados utilizando solução de hipoclorito contendo
50 µg L
-1
, R
1
: DPD 8,4x10
-4
mol L
-1
em H
2
SO
4
0,01 mol L
-1
e R
2
: tampão fosfato
0,04 mol L
-1
(pH = 6,3). A solução R
1
foi preparada em meio de ácido sulfúrico para
evitar a degradação do reagente cromogênico, que ocorre rapidamente em pH 6,3. Os
resultados estão apresentados nas Figuras 61 a 63. Nesta etapa de otimização, as
medidas foram efetuadas com 3 ciclos de amostragem e reator helicoidal de 70 cm.
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
149
1 2 3 4 5 6
0,06
0,08
0,10
0,12
0,14
0,16
0,18
(b)
(a)
Absorbância
Número de pulsos
Figura 61. Efeito do número de pulsos da solução de DPD 8,4x10
-4
mol L
-1
sobre o sinal
analítico de hipoclorito 50 µg L
-1
(a) e branco analítico (b)
1 2 3 4 5 6
0,08
0,10
0,12
0,14
(b)
(a)
Absorbância
Número de pulsos
Figura 62. Efeito do número de pulsos de tampão fosfato (0,04 mol L
-1
, pH = 6,3) sobre o sinal
analítico de hipoclorito 50 µg L
-1
(a) e branco analítico (b)
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
150
Na otimização do número de pulsos de R
1
foi verificado aumento gradativo do
sinal analítico e do branco até 4 pulsos do reagente, sinal este 40% superior em
comparação à inserção de apenas 1 pulso. Acima de 4 pulsos, não houve diferença
significativa na diferença entre os sinais analítico e do branco. Diferentemente do
observado para a solução R
1
, o sinal analítico não sofreu mudanças com o número de
pulsos de R
2
, porém o sinal do branco diminuiu em 7%, alterando de 1 para 4 pulsos,
devido ao efeito da diluição. Como o sinal do branco é um parâmetro importante no
trabalho com cela de longo caminho óptico e visando manter o pH constante nas
medidas analíticas, optou-se por utilizar 4 pulsos deste reagente. Nesta etapa de
otimização, os reagentes estavam em grande excesso em relação ao analito. Desta
forma, ao variar o número de pulsos da amostra, houve aumento gradativo do sinal
analítico, sem mudança no sinal do branco até 10 pulsos da solução. Após este valor, o
sinal começou a diminuir em função da diluição dos reagentes. Assim, os estudos
subsequentes foram realizados com 10 pulsos de amostra.
A melhor resposta analítica, levando em consideração a diferença entre o sinal
analítico e do branco, e a magnitude do sinal do branco, foi obtida com 4 pulsos de
solução R
1
, 4 pulsos de solução tampão fosfato R
2
e 10 pulsos de amostra. Mantendo a
mesma fração volumétrica (2:2:5 para R
1
, R
2
e amostra, respectivamente), foi avaliado o
efeito do número de ciclos de amostragem (Figura 64). Não foi observada variação
significativa de sinal analítico acima de 5 ciclos de amostragem, pois o volume total da
zona de amostra (600 µL) era o mesmo do reator e da cela, limitando o processo de
dispersão. Nos estudos posteriores, foram utilizados 5 ciclos de amostragem.
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
151
0 2 4 6 8 10 12
0,08
0,12
0,16
0,20
(b)
(a)
Absorbância
Número de pulsos
Figura 63. Efeito do número de pulsos da amostra sobre o sinal analítico de hipoclorito
50 µg L
-1
(a) e branco analítico (b)
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9
0,05
0,10
0,15
0,20
0,25
0,30
(b)
(a)
Absorbância
Ciclos de amostragem
Figura 64. Efeito do número de ciclos de amostragem sobre o sinal analítico de hipoclorito
50 µg L
-1
(a) e branco analítico (b)
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
152
O efeito da concentração de DPD foi avaliado entre 4,2x10
-4
e 3,4x10
-3
mol L
-1
(Figura 65), sendo observado que o sinal analítico aumenta com a concentração do
reagente cromogênico, assim como o sinal referente ao branco analítico. Por exemplo,
para concentração DDP 3,4x10
-3
mol L
-1
, o sinal foi 30% maior em comparação ao
obtido com solução de 4,2x10
-4
mol L
-1
, porém, o sinal do branco foi 16% maior. Então,
considerando a magnitude dos sinais analíticos e do branco, foi selecionada a
concentração de 8,4x10
-4
mol L
-1
de DDP, que já havia sido utilizada nos estudos
anteriores.
Figura 65. Efeito da concentração de DPD sobre o sinal analítico de hipoclorito 50 µg L
-1
(a) e
branco analítico (b)
Os efeitos da concentração e pH do tampão fosfato foram avaliados utilizando
solução de hipoclorito 50 µg L
-1
e DPD 8,4x10
-4
mol L
-1
em H
2
SO
4
0,01 mol L
-1
(Figuras 66 e 67). Na otimização da concentração do tampão fosfato, o sinal analítico
foi diminuindo gradativamente, com aumento do sinal do branco. A diferença do sinal
0,0
8,0x10
-4
1,6x10
-3
2,4x10
-3
3,2x10
-3
0,06
0,12
0,18
0,24
0,30
(b)
(a)
Absorbância
Concentração de DPD (mol L
-1
)
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
153
analítico e do branco foi 50% maior ao comparar as concentrações do tampão fosfato de
0,1 e 0,5 mol L
-1
(Figura 66). Este efeito deve-se à alteração do pH de medida quando
soluções com baixa capacidade tamponante foram empregadas, em função do ácido
presente na solução R
1
. Este fato foi confirmado, pois com a diminuição da acidez do
tampão, fixando a concentração em 0,2 mol L
-1
, o sinal analítico aumentou
gradativamente. Entretanto, foi também observado aumento no sinal do branco na
mesma ordem de grandeza (Figura 67), devido à oxidação do reagente com a
diminuição de acidez. Isto também foi observado quando a solução do reagente (DPD)
não foi preparada em meio ácido, pois rapidamente ocorreu mudança de coloração de
transparente para marrom.
0,1 0,2 0,3 0,4 0,5
0,05
0,10
0,15
0,20
0,25
0,30
0,35
(b)
(a)
Absorbância
Concentração de tampão fosfato (mol L
-1
)
Figura 66. Efeito da concentração do tampão fosfato sobre o sinal analítico de hipoclorito
50 µg L
-1
(a) e branco analítico (b)
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
154
5 6 7 8 9
0,1
0,2
0,3
0,4
(b)
(a)
Absorbância
pH
Figura 67. Efeito da acidez do tampão fosfato sobre o sinal analítico de hipoclorito 50 µg L
-1
(a)
e branco analítico (b)
Na literatura, procedimentos que utilizam a mesma reação para determinação de
cloro livre em amostras de águas e/ou em branqueadores, utilizam tampão fosfato
(pH = 6,3) e não relatam nenhuma otimização ou problema com uso deste reagente em
condições de acidez menor
104,107,109
. No procedimento apresentado por Salami et al.
108
,
tampão fosfato foi substituído por tampão acetato, embora nenhuma discussão neste
sentido tenha sido apresentada.
A maior diferença entre os sinais analítico e do branco foi obtida com pH = 5,0.
Porém, a capacidade tamponante do tampão fosfato é limitada neste pH,
pKa
2
(H
3
PO
4
) = 7,21. Desta forma, outras soluções tampão foram avaliadas. Os
tampões citrato, acetato e biftalato foram empregados em concentração 0,2 mol L
-1
e
pH 5,0, utilizando solução de DPD 8,4x10
-4
mol L
-1
em H
2
SO
4
0,01 mol L
-1
. Não foram
observadas diferenças significativas no sinal analítico do branco, sendo então avaliado o
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
155
efeito da acidez e concentração do tampão acetato (Figuras 68 e 69). Foi observado que
com o aumento do pH até 5,5, a diferença entre o sinal analítico e do branco foi menor
em 96% em relação ao pH 4,0 e que abaixo deste pH não houve diferença significativa.
3,5 4,0 4,5 5,0 5,5
0,04
0,08
0,12
0,16
0,20
(b)
(a)
Absorbância
pH
Figura 68. Efeito da acidez do tampão acetato (0,04 mol L
-1
) sobre o sinal analítico de
hipoclorito 50 µg L
-1
(a) e branco analítico (b)
A concentração do tampão acetato foi variada entre 0,02 e 0,2 mol L
-1
, sendo a
maior diferença entre o sinal analítico e do branco obtida utilizando tampão acetato
0,08 mol L
-1
(Figura 69).
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
156
0,00 0,04 0,08 0,12 0,16 0,20
0,04
0,08
0,12
0,16
0,20
(b)
(a)
Absorbância
Concentração de tampão acetato (mol L
-1
)
Figura 69. Efeito da concentração do tampão acetato (pH = 4,0) sobre o sinal analítico de
hipoclorito 50 µg L
-1
(a) e branco analítico (b)
Os efeitos da interrupção do fluxo e do tamanho do reator (Figuras 70 e 71)
também foram avaliados, sendo os valores selecionados, considerando a diferença entre
o sinal analítico e do branco, bem como a magnitude do sinal do branco. Na variação do
tempo de interrupção do fluxo, foi observado aumento de 32% ao comparar os
resultados sem e com interrupção por 20 s. Para a determinação de cloro livre em águas
naturais este aumento é muito significativo, considerando a baixa concentração desta
espécie. Na otimização do tamanho do reator, o sinal referente ao analito se manteve
praticamente constante, apenas ocorrendo diminuição do sinal do branco com o
aumento do reator. Como o reagente (DPD) está em excesso, ocorre significativa
absorção de radiação, minimizada pela dispersão com o uso de reatores maiores.
Considerando este espectro e o efeito sobre a frequência de amostragem, foi selecionado
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
157
o reator de 75 cm. A faixa estudada e o valor selecionado destes parâmetros estão
listados na Tabela 29.
0 10 20 30 40 50
0,00
0,08
0,16
0,24
0,32
0,40
(b)
(a)
Absorbância
Parada de fluxo (s)
Figura 70. Efeito da interrupção do fluxo sobre o sinal analítico de hipoclorito 50 µg L
-1
(a) e do
branco analítico (b)
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
158
30 60 90
0,08
0,12
0,16
0,20
0,24
0,28
0,32
(b)
(a)
Absorbância
Tamanho do reator (cm)
Figura 71. Efeito do tamanho do reator sobre o sinal analítico de hipoclorito 50 µg L
-1
(a) e do
branco analítico (b)
Tabela 29 - Parâmetros otimizados para o sistema com microbombas solenoides para a
determinação de cloro livre
Parâmetro Faixa avaliada Valor selecionado
Pulsos de amostra 1 - 12 10
Pulsos de R
1
1- 6 4
Pulsos de R
2
1 - 6 4
Ciclos de amostragem 1 - 8 5
[DPD] (mmol L
-1
)
0,42 – 3,36 0,84
[Tampão acetato] (mol L
-1
)
0,02 – 0,2 0,08
pH do tampão 3,75 – 5,75 4,0
Comprimento do reator (cm) 20 - 100 75
Parada de fluxo (s) 0 - 50 20
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
159
Após otimização, foram avaliadas as características analíticas do sistema
proposto com microbombas solenoides acoplado à cela de 100 cm de caminho óptico.
Resposta linear foi observada entre 5 e 100 µg L
-1
de hipoclorito, descrita pela equação
A = -0,0329 + 0,0089 C (µg L
-1
), r = 0,999 (Figura 72). O limite de detecção (99,7% de
confiança) e o coeficiente de variação (n = 20) foram estimados em 0,23 µg L
-1
e 3,4%,
respectivamente. A frequência de amostragem foi estimada em 58 determinações por
hora.
Figura 72. Sinais transientes e curva de calibração obtidos com o sistema proposto para a
determinação de cloro livre com cela de 100 cm de caminho óptico. Os números
indicam as concentrações de hipoclorito em µg L
-1
Foi avaliado o efeito de algumas espécies presentes em águas naturais que
poderiam interferir no procedimento proposto (SO
4
2-
, NO
3
-
, Fe
3+
, Ba
2+
, Mn
2+
e Ca
2+
). As
soluções foram preparadas em concentração conhecida de hipoclorito
(50 µg L
-1
) e os resultados foram comparados com os obtidos com uma solução na
ausência dos concomitantes. Em estudo preliminar, foi observada interferência de Fe
3+
e
0 20 40 60 80 100
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
Absorbância
Concentração ClO
-
(µg L
-1
)
0 5 10 15 20 25 30
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
100
75
50
25
10
5
0
Absorbância
Tempo (min)
0 20 40 60 80 100
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
Absorbância
Concentração ClO
-
(µg L
-1
)
0 5 10 15 20 25 30
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
100
75
50
25
10
5
0
Absorbância
Tempo (min)
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
160
Ca
2+
, tornando necessária a adição de EDTA na solução R
1
. Considerando o efeito deste
reagente sobre a sensibilidade e a concentração usual dos íons metálicos em amostras de
águas naturais, a concentração de EDTA foi fixada em 2,0x10
-5
mol L
-1
. Na presença de
EDTA, a concentração máxima tolerada (interferência < 5% dos diferentes
concomitantes) é apresentada na Tabela 30. Quantidades usuais dos concomitantes em
águas naturais não interferem na determinação de hipoclorito pelo procedimento
proposto.
Tabela 30 - Concentrações máximas toleradas (interferência inferior a 5%) de espécies
concomitantes na determinação de cloro livre
Espécie Concentração (mg L
-1
)
SO
4
2-
NO
3
-
Fe
3+
Ba
2+
Ca
2+
Mn
2+
4,0
5,0
0,5
2,5
2,5
4,0
Amostras de águas naturais foram analisadas pelos procedimentos proposto e de
referência
16
, sendo os resultados apresentados na Tabela 31. As concentrações de
hipoclorito foram concordantes ao nível de 95% de confiança. Entretanto, é necessário
salientar que as determinações pelo procedimento de referência foram realizadas
utilizando cela de 5 cm de caminho óptico, devido à baixa concentração de hipoclorito
determinada. Os desvios elevados nas medidas pelo procedimento de referência são
devidos à faixa de trabalho, próxima ao limite de quantificação do procedimento.
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
161
Tabela 31 - Determinação de cloro livre em amostras de águas naturais
Concentração de ClO
-
(µg L
-1
)
Amostra
Procedimento
Proposto
Procedimento em
Batelada
16
1
79,2±0,2 79,1±11,1
2
37,4±0,3 28,0±4,9
3
30,4±0,2 29,8±5,4
4
44,7±3,1 43,9±11,6
5
56,7±0,2 58,8±6,0
As características analíticas do procedimento proposto são superiores às obtidas
em outros procedimentos em fluxo com detecção espectrofotométrica (Tabela 32).
Procedimentos baseados na reação com DPD
104, 107 - 109
apresentaram limites de detecção
superiores ao encontrado com o procedimento proposto e frequência de amostragem
inferior. Esta diferença é devida ao emprego de baixas vazões do transportador
108
e ao
longo tempo de limpeza (90 s)
109
nos sistemas de análises em fluxo propostos
anteriormente. Nos procedimentos baseados em difusão gasosa
136,137
, utilizando
o-dianisidina
136
, o limite de detecção é ca. 250 vezes superior ao obtido no
procedimento proposto, comprometendo a faixa de trabalho (50 – 1300 µg L
-1
).
Entretanto, utilizando 4-aminoantipirina + fenol
137
, tanto o limite de detecção como a
faixa de trabalho são comparáveis ao sistema proposto, porém, a frequência de
amostragem é 93% inferior, devido à recirculação da zona de amostra no sistema. O
coeficiente de variação do procedimento proposto (0,9%) é inferior ao obtido nos
procedimentos listados na Tabela 32, exceto no procedimento em linha única utilizando
Resultados e Discussão
______________________________________________________________________
162
4-nitrofenilhidrazina. Entretanto, é importante salientar que neste procedimento as
concentrações de ClO
-
são 500 vezes mais elevadas que no procedimento proposto.
Em relação ao procedimento proposto com multicomutação com válvulas
solenoides acoplado à cela de longo caminho óptico
103
, que difere na reação envolvida,
a frequência de amostragem e o coeficiente de variação são comparáveis, porém o limite
de detecção estimado ao nível de confiança de 99,7% no sistema proposto nesta tese é
96% inferior. A sensibilidade do procedimento proposto e, por consequência, a faixa de
resposta, são adequadas para atender a legislação ambiental, inclusive a Resolução
n° 357 do CONAMA
17
, na qual o máximo permitido de cloro total (cloro livre + cloro
combinado) para águas doces é de 0,01 mg L
-1
.
Resultados e Discussão
____________________________________________________________________________________________________________________
163
Tabela 32 - Características analíticas de diferentes procedimentos espectrofotométricos em fluxo para a determinação de cloro livre
Sistema Reagente
LD
(µg L
-1
)
Faixa de
Resposta (µg L
-1
)
Frequência de
Amostragem (h
-1
)
Coeficiente de
Variação (%)
Ref.
FIA DPD 70 100 - 8000 ____ 3,0
104
FIA 3,3’-dimetilnaftidina 30 100 - 1000 150 1,2
135
FIA 4-nitrofenilhidrazina 400 1000 – 40000 110 0,6
106
FIA + difusão gasosa o-dianisidina 50 50 – 1300 38 1,5
136
FIA + difusão gasosa 4-aminoantipirina + fenol
0,5 5 – 250 4 3,1
137
FIA miniaturizado DPD 165 125 – 1700 ____ ____
107
SIA o-toluidina 200 < 5000 11 ____
138
SIA tetrametilbenzidina 80 90 – 1300 60 ____
102
Multicomutação - válvulas solenoides DPD 510 1400 – 9700 45 1,4
108
Multicomutação – válvulas solenoides DPD 4500 15000 – 100000 20 2,5
109
Multicomutação - válvulas solenoides + LCW o-toluidina 4,8 70 - 1000 45 1,0
103
Procedimento Proposto DPD 0,2 5 – 100 58 0,9
____
FIA = análises por injeção em fluxo; SIA = análises por injeção sequencial; LCW = cela com caminho óptico de 100 cm
4. Conclusões
Conclusões
___________________________________________________________________________
165
Procedimentos analíticos com alta sensibilidade e mínima geração de resíduos foram
desenvolvidos para a determinação de espécies de interesse ambiental, atendendo os limites
estabelecidos pela legislação vigente.
O procedimento envolvendo extração e pré-concentração em ponto nuvem oferece
uma alternativa simples, limpa, sensível e de baixo custo para a determinação de carbaril em
amostras de águas naturais. A extração utilizando Triton X-114 foi eficiente para separação
do analito de substâncias orgânicas interferentes com recuperações quantitativas, evitando o
uso de solventes orgânicos. O mesmo foi observado na etapa de pré-concentração, obtendo
alto fator de enriquecimento e baixo limite de detecção. Em ambas as etapas, a separação das
fases foi conseguida rapidamente e com temperaturas relativamente baixas, favorecendo o uso
em procedimentos de análises de rotina.
A cela de longo caminho óptico construída é de baixo custo em comparação com uma
cela comercial de 100 cm de caminho óptico (custo aproximado de US$ 1700)
139
e cela de
1 cm (custo aproximado de US$ 900)
140
. A cela apresenta características desejáveis como
caminho óptico ampliado, com baixa atenuação do feixe de radiação e volume reduzido,
devido às dimensões capilares. Adicionalmente, o coeficiente de dispersão é comparável ao
estimado para uma cela de fluxo convencional com 1 cm de caminho óptico e 80 µL de
volume. Volume de amostra de ca. 100 µL é suficiente para medidas em procedimentos em
batelada, empregando, por exemplo, uma seringa hipodérmica para introdução de amostras. A
cela construída pode ser utilizada com sistemas de detecção mais simples, com o alinhamento
do tubo de Teflon
®
AF 2400 a um diodo emissor de luz (LED) e a um fotodetector por meio
dos blocos de acrílico. É também possível a adaptação da cela proposta a espectrofotômetros
comerciais. Medidas por fluorescência podem ser efetuadas empregando LEDs posicionados
Conclusões
___________________________________________________________________________
166
perpendicularmente ao tubo como fontes de excitação, como proposto por Dallas e
Dasgupta
141
.
Os procedimentos analíticos em fluxo desenvolvidos, além de permitirem o aumento
de sensibilidade, devido ao emprego de espectrofotometria de longo caminho óptico,
minimizam drasticamente o consumo de reagentes e, por consequência, a quantidade de
efluentes gerados. Características típicas de sistemas de análises em fluxo com microbombas
solenoides como portabilidade, baixo consumo de energia, melhoria das condições de mistura
e reprodutibilidade no gerenciamento de microvolumes de soluções, também foram
alcançadas.
Na determinação de carbaril, as características analíticas do sistema proposto com cela
de 100 cm foram superiores às obtidas em outros procedimentos em fluxo baseados na reação
com p-aminofenol e metaperiodato de potássio em meio alcalino
38
. Além disto, o
procedimento foi seletivo para carbaril com respostas relativas de outros pesticidas
carbamatos menores que 2%. Foi possível a determinação deste pesticida em amostras de
águas naturais sem interferência da matriz, separada por um procedimento prévio de extração
com Triton X-114, evitando a utilização de solventes orgânicos. Na degradação de resíduos
gerados, foram observadas reduções de carbono orgânico total acima de 94% com 0,15 g de
dióxido de titânio ou 0,30 g de persulfato de potássio com 20 ou 5 minutos de exposição à
radiação UV, respectivamente. Testes de toxicidade com bactéria marinha Vibrio fischeri
classificaram o resíduo como não-tóxico ao ser degradado com persulfato de potássio, porém,
para o resíduo sem degradação e com degradação utilizando dióxido de titânio, é necessário
realizar uma diluição na ordem de 3 e 5 vezes, respectivamente, para que o resíduo seja
classificado como não-tóxico. O custo do procedimento de degradação utilizando persulfato
de potássio é 22% mais baixo que utilizando dióxido de titânio.
Conclusões
___________________________________________________________________________
167
Na determinação turbidimétrica de sulfato, não foi necessária a adição do analito para
favorecer a nucleação do BaSO
4
, sendo esse efeito alcançado com a parada de fluxo,
minimizando o sinal referente ao branco analítico. Deriva de linha base, frequentemente
observada em sistemas de análises em fluxo com turbidimetria, não foi significativa quando
foi empregada cela de 1 cm de caminho óptico, devido ao movimento caótico causado pelo
fluxo pulsado característico da propulsão de fluidos por microbombas solenoides. Entretanto,
utilizando cela de 100 cm de caminho óptico, uma etapa de limpeza com solução de EDTA
em meio alcalino foi necessária após cada triplicata, para evitar acúmulo de BaSO
4
dentro da
cela. Esta etapa de limpeza não afetou a medida dos sinais analíticos e diminui a frequência de
amostragem em somente 24%.
Na determinação de cloro livre com microbombas solenoides acopladas à cela de 100
cm de caminho óptico, foi possível determinar cloro livre em amostras de águas naturais e de
abastecimento, dentro da faixa tolerável em corpos de águas, estabelecida pela legislação
vigente, atendendo à resolução n° 357 do CONAMA, com consumo de reagentes da ordem de
microgramas por determinação. A metodologia analítica é a mesma empregada pelos órgãos
de controle (e.g. CETESB), o que facilita a adoção do procedimento desenvolvido para o
monitoramento desta espécie em águas naturais.
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CURRICULUM VITAE
NOME: Wanessa Roberto Melchert
NASCIMENTO: 16/02/1981 – Boituva/SP
EDUCAÇÃO
Colégio Objetivo, Boituva/SP
Ensino Médio
Concluído em Dezembro/1998.
Universidade Estadual Paulista Júlio de Mesquita Filho, UNESP, Araraquara/SP
Graduação em Química Bacharelado
Concluído em Dezembro/2002.
Universidade de São Paulo, USP, São Paulo/SP
Mestrado em Química (Química Analítica)
Concluído em Abril/2004.
Universidade de São Paulo, USP, São Paulo/SP
Doutorado em Química (Química Analítica)
Concluído em Maio/2009.
OCUPAÇÃO
Bolsista da Fundação de Amparo à Pesquisa do Estado de São Paulo.
PUBLICAÇÕES
- MELCHERT, W.R.; ROCHA, F.R.P.; A green analytical procedure for flow-injection
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- MELCHERT, W.R.; CARDOSO, A.A.; Construção de amostrador passivo de baixo custo
para determinação de dióxido de nitrogênio, Quim. Nova, 29, 365, 2006.
- ROCHA, F.R.P., INFANTE, C.M.C., MELCHERT, W.R. A Multi-purpose flow system
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- ARBEX, M., MARTINS, L.C., PEREIRA, L.A.A., CARDOSO, A.A., MELCHERT, W.R.,
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Microchem. J., 85, 209, 2007.
- MELCHERT, W.R., ROCHA, F.R.P., RAIMUNDO JR., I.M., REIS, B.F. Construção de
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31, 427, 2008.
- MELCHERT, W.R., ROCHA, F.R.P. An improved procedure for flow-based turbidimetric
sulphate determination based on a liquid core waveguide and pulsed flows. Anal.Chim. Acta,
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determination of captopril in pharmaceutical preparations. J. Braz. Chem. Soc., 20, 236,
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