( PDF ) Remoção dos perturbadores endócrinos 17-estradiol e p-nonilfenol por diferentes tipos de carvão ativado em pó (CAP) produzidos no Brasil

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UNIVERSIDADE DE BRASÍLIA

FACULDADE DE TECNOLOGIA

DEPARTAMENTO DE ENGENHARIA CIVIL E AMBIENTAL

REMOÇÃO DOS PERTURBADORES ENDÓCRINOS 17β-

ESTRADIOL E P-NONILFENOL POR DIFERENTES TIPOS

DE CARVÃO ATIVADO EM PÓ (CAP) PRODUZIDOS NO

BRASIL – AVALIAÇÃO EM ESCALA DE BANCADA

DEBORAH FREITAS VERAS

ORIENTADORA: CRISTINA CELIA SILVEIRA BRANDÃO

DISSERTAÇÃO DE MESTRADO EM TECNOLOGIA AMBIENTAL E

RECURSOS HÍDRICOS

PUBLICAÇÃO: PTARH.DM – 099/2006

BRASÍLIA/DF: SETEMBRO - 2006

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UNIVERSIDADE DE BRASÍLIA

FACULDADE DE TECNOLOGIA

DEPARTAMENTO DE ENGENHARIA CIVIL E AMBIENTAL

REMOÇÃO DOS PERTURBADORES ENDÓCRINOS 17β-

ESTRADIOL E P-NONILFENOL POR DIFERENTES TIPOS DE

CARVÃO ATIVADO EM PÓ (CAP) PRODUZIDOS NO BRASIL -

AVALIAÇÃO EM ESCALA DE BANCADA

DEBORAH FREITAS VERAS

DISSERTAÇÃO DE MESTRADO SUBMETIDA AO

DEPARTAMENTO DE ENGENHARIA CIVIL E AMBIENTAL DA

FACULDADE DE TECNOLOGIA DA UNIVERSIDADE DE

BRASÍLIA COMO PARTE DOS REQUISITOS NECESSÁRIOS PARA

OBTENÇÃO DO GRAU DE MESTRE.

APROVADA POR:

_________________________________________________________________________

Profª. Cristina Célia Silveira Brandão, PhD (ENC – UnB)

(ORIENTADORA)

_________________________________________________________________________

Prof. Ricardo Silveira Bernardes, PhD (ENC – UnB)

(EXAMINADOR INTERNO)

_________________________________________________________________________

Prof. Valter Lúcio de Pádua, DSc (DESA- UFMG)

(EXAMINADOR EXTERNO)

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iii

FICHA CATALOGRÁFICA

VERAS, DEBORAH FREITAS

Remoção dos Perturbadores Endócrinos 17β-estradiol e p-nonilfenol por Diferentes Tipos de

Carvão Ativado em Pó (CAP) Produzidos no Brasil – Avaliação em Escala de Bancada.

xvi, 139p., 210 x 297 mm (ENC/FT/UnB, Mestre, Tecnologia Ambiental e Recursos

Hídricos, 2006). Dissertação de Mestrado – Universidade de Brasília. Faculdade de

Tecnologia.

Departamento de Engenharia Civil e Ambiental.

1. Carvão Ativado 2.Perturbadores Endócrinos

3. Remoção do 17β-estradiol e p-nonilfenol 4.Tratamento de água e esgoto

I. ENC/FT/UnB II. Título (série)

REFERÊNCIA BIBLIOGRÁFICA

VERAS, D. F. (2006). Remoção dos Perturbadores Endócrinos 17

-estradiol e p-

nonilfenol por Diferentes Tipos de Carvão Ativado em Pó (CAP) Produzidos no Brasil –

Avaliação em Escala de Bancada. Dissertação de Mestrado em Tecnologia Ambiental e

Recursos Hídricos, Publicação PTARH.DM-099/06, Departamento de Engenharia Civil e

Ambiental, Universidade de Brasília, Brasília, DF, 135p.

CESSÃO DE DIREITOS

AUTOR: Deborah Freitas Veras.

TÍTULO: Remoção dos Perturbadores Endócrinos 17β-estradiol e p-nonilfenol por

Diferentes Tipos de Carvão Ativado em Pó (CAP) Produzidos no Brasil – Avaliação em

Escala de Bancada.

GRAU: Mestre ANO: 2006

É concedida à Universidade de Brasília permissão para reproduzir cópias desta dissertação

de mestrado e para emprestar ou vender tais cópias somente para propósitos acadêmicos e

científicos. O autor reserva outros direitos de publicação e nenhuma parte dessa dissertação

de mestrado pode ser reproduzida sem autorização por escrito do autor.

__________________________

Deborah Freitas Veras

SQS 413 Bloco E ap°110 - 70296-050 - Brasília - DF - Brasil

[email protected]

RESUMO

REMOÇÃO DOS PERTURBADORES ENDÓCRINOS 17β-ESTRADIOL E P-

NONILFENOL POR DIFERENTES TIPOS DE CARVÃO ATIVADO EM PÓ

(CAP) PRODUZIDOS NO BRASIL - AVALIAÇÃO EM ESCALA DE BANCADA

Autor: Deborah Freitas Veras

Programa de Pós-Graduação Tecnologia Ambiental e Recursos Hídricos

Brasília, 28 de setembro de 2006

Nas últimas décadas, verifica-se um crescente interesse científico e debate público a

respeito dos potenciais efeitos adversos associados à exposição humana e animal aos

perturbadores endócrinos. Águas residuárias são as fontes mais comuns de contaminação

de perturbadores endócrinos e, segundo a literatura, essas substâncias não são removidas

por completo nos tratamentos convencionais de água e esgotos. A adsorção em carvão

ativado tem sido apontada como uma opção para a remoção de perturbadores endócrinos.

Entretanto, a eficiência do carvão ativado, de um modo geral, depende da sua matéria-

prima, da área superficial e distribuição do tamanho dos poros e das características dos

compostos a serem adsorvidos. Assim, o presente trabalho contempla a avaliação da

remoção de perturbadores endócrinos por carvão ativado em pó (CAP), sob condições

controladas em laboratório. Os perturbadores endócrinos selecionados para estudo foram o

17β-estradiol e o p-nonilfenol devido, respectivamente, ao maior potencial de risco aos

seres vivos e às concentrações elevadas encontradas em esgotos e mananciais. A

metodologia consistiu em ensaios de capacidade adsortiva, realizados com amostras

preparadas com água deionizada (cerca de 1 µg/L de 17β-estradiol e 100 µg/L de p-

nonilfenol) e CAPs produzidos no Brasil (3 de origem vegetal e 1 de origem animal), e

análises de residuais utilizando o método ELISA. Verificou-se que o modelo de Freundlich

foi o que melhor representou a adsorção do 17β-estradiol nos carvões de origem vegetal.

Quanto às curvas de residuais obtidas, estas se assemelharam a um decaimento

exponencial negativo com relação à dosagem de CAP, com remoções proporcionalmente

mais significantes para dosagens menores que 10mg de CAP/L. Observou-se, a partir de

correlações de dados, que o 17β-estradiol apresentou maior tendência a ser adsorvido nos

microporos e que o carvão mineral tem um comportamento diferenciado, pois ao mesmo

tempo em que apresentou o maior percentual de remoção, não se ajustou aos modelos de

Freundlich e Langmuir. Quanto ao p-nonilfenol, devido a problemas experimentais, não

são apresentados resultados, mas são relatadas as dificuldades enfrentadas.

Palavras-chaves: Perturbadores Endócrinos; Adsorção em Carvão Ativado; 17β-estradiol;

p-nonilfenol.

ABSTRACT

REMOVAL OF THE ENDOCRINE DISRUPTORS 17β-ESTRADIOL AND P-

NONYLPHENOL BY DIFFERENT POWDERED ACTIVATED CARBONS (PAC)

PRODUCED IN BRAZIL – EVALUATION IN BENCH SCALE

Author: Deborah Freitas Veras

Pos-graduated Program in Environmental Technology and Water Resources

September 28

, 2006, Brasília, DF

In the last decades, a growing scientific concern and public debate have been raised over

the potential adverse effects associates to human and animal exposure to endocrine

disruptors (EDs). Domestic sewers and treated effluents are the most common source of

contamination and, according to the literature, these substances are only partially removed

by conventional water and wastewater treatments. Adsorption on activated carbon has been

recognized as an option for the removal of endocrine disruptors. However, the activated

carbon efficiency, in general, depends on the original material, on the superficial area and

pores size distribution and on the characteristics of the compound to be adsorbed. This

work presents an evaluation of the removal of endocrine disruptors by powdered activated

carbon (PAC), carried out under controlled laboratory conditions. The endocrine disruptors

selected to be evaluated were the 17β-estradiol and the p-nonilfenol due to, respectively,

the higher risk potential to live beings and the high concentrations found in sewerage and

raw water. Adsorptive capacity experiments were carried out using samples prepared with

ultra-pure water (around 1 µg/L de 17β-estradiol e 100 µg/L de p-nonilfenol) and PACs

produced in Brazil (3 of vegetal origin and 1 of animal origin). Immunoassay (ELISA) was

used to quantify ED residuals. It was verified that the Freundlich’s Model was more

adequate to describe the adsorption of 17β-estradiol on PAC of vegetal origin. The

residuals curves obtained followed, approximately, a negative exponential decline with the

increase of PAC dosage, presenting more significant removals for dosages below 10mg of

PAC/L. It was observed, from correlations data, that the 17-estradiol had higher tendency

to be adsorbed by micropores and that the animal origin PAC had a singular behavior.

Although it presented the highest removal efficiency, the adsorption results were not

adjustable to either Freundlich’s or Langmuir’s Models. Due to experimental problems, p-

nonylphenol adsorption capacity data are not presented, nevertheless the difficulties faced

are discussed in details.

Keywords: Endocrine Disruptors, Activated Carbon Adsorption, 17-estradiol, p-

nonylphenol.

SUMÁRIO

1 -

INTRODUÇÃO...................................................................................

2 -

OBJETIVO...........................................................................................

3 -

REVISÃO BIBLIOGRÁFICA...........................................................

3.1 -

PERTURBADORES ENDÓCRINOS......................................................

3.1.1 -

O sistema endócrino...................................................................

3.1.2 - Características gerais dos perturbadores endócrinos............. 10

3.1.3 - Características dos perturbadores endócrinos abordados

nesse trabalho.............................................................................

3.1.4 -

Extensão do problema................................................................

3.1.5 -

Detecção dos perturbadores endócrinos..................................

3.2 -

ADSORÇÃO POR CARVÃO ATIVADO...............................................

3.2.1 -

Histórico......................................................................................

3.2.2 -

Princípio da adsorção.................................................................

3.2.3 -

Características da adsorção.......................................................

3.2.4 -

Adsorção por carvão ativado em pó (CAP).............................

3.2.5 -

Adsorção por carvão ativado granular (CAG)........................

3.3 - PROCESSOS DE REMOÇÃO DE PERTURBADORES

ENDÓCRINOS...........................................................................................

3.3.1 -

Remoção por processo de oxidação..........................................

3.3.2 -

Remoção por coagulação melhorada........................................

3.3.3 -

Remoção por filtração em membrana

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

3.3.4 -

Remoção por carvão ativado.....................................................

4 -

METODOLOGIA................................................................................

4.1 -

CONSIDERAÇÕES INICIAIS................................................................

4.2 -

SELEÇÃO DOS TIPOS DE CARVÃO ATIVADO EM PÓ..................

4.3 -

DETERMINÇÃO DA CAPACIDADE ADSORTIVA DOS CAPs.......

4.3.1 -

Definição da configuração dos experimentos...........................

4.3.2 -

Desenvolvimento dos experimentos..........................................

4.3.3 -

Quantificação dos perturbadores endócrinos em estudo........

4.4 -

CONSTRUÇÃO DAS ISOTERMAS DE ADSORÇÃO.........................

vii

5 - APRESENTAÇO E DISCUSSÃO DOS RESULTADOS............... 99

5.1 - EXPERIMENTOS COM P-NONILFENOL - PROBLEMAS

ENFRENTADOS........................................................................................

5.2 - AVALIAÇÃO DA CAPACIDADE ADSORTIVA DOS CAPs PARA

REMOÇÃO DO 17β-ESTRADIOL.........................................................

109

6 -

CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES.........................................

120

REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS......................................................

123

APÊNDICES................................................................................................

130

A - CARACTERISTICAS DOS CAPs E DOS KITs ELISA.......................

131

A.1 - CARACTERÍSTICAS GERAIS DOS DIFERENTES

CAPs..............................................................................................

131

A.2 - VOLUME E DISTRIBUIÇÃO DO TAMANHO DOS

POROS DOS CAPs......................................................................

131

A.3 - GRANULOMETRIA DOS CAPs 131

A.4 - INFORMAÇÕES FORNECIDAS PELOS KITs ELISA 132

B - RESULTADOS OBTIDOS PARA DETERMINAÇÃO DA

CAPACIDADE ADSORTIVA DOS CAPs COM RELAÇÃO AO

17β-ESTRADIOL.......................................................................................

133

B.1-

VALORES RESIDUAIS DO 17β-ESTRADIOL NO

EXPERIMENTO PARA DETERMINAÇÃO DA

CAPACIDADE ADSORTIVA DOS CAPs..................................

133

B.2 -

CONCENTRAÇÃO RESIDUAL DE 17β-ESTRADIOL (Ce)

E MASSA DE 17β-ESTRADIOL ADSORVIDA POR

UNIDADE DE CARVÃO (q

) ......................................................

134

B.3 -

PERCENTAGEM DE REMOÇÃO DE 17β-ESTRADIOL.......

135

B.4 -

MASSA DE 17β-ESTRADIOL MÁXIMA ADSORVIDA POR

UNIDADE DE CARVÃO (q

e max

).................................................

135

B.5 -

VALORES DOS COEFICIENTES n E K DO MODELO DE

FREUNDLICH...............................................................................

135

B.6 - VALOR DO COEFICIENTE b DO MODELO DE

LANGMUIR...................................................................................

136

viii

B.7- VALORES DE pH E TEMPERATURA REGISTRADOS

DURANTE OS EXPERIMENTOS..............................................

136

B.8- DIMENSÕES DOS PRINCIPAIS COMPONENTES

MICROSCÓPICOS E MOLECULARES PRESENTES EM

ÁGUAS NATURAIS E TIPOS DE MEMBRANAS

UTILIZAVEIS PARA A SUA SEPARAÇÃO.............................

138

B.9 - CORRELAÇÕES OBTIDAS ENTRE AS

CARACTERÍSTICAS DOS CAPs E A CONCENTRAÇÃO

ADSORVIDA DE 17β-ESTRADIOL E O VALOR DE K .........

139

LISTA DE TABELAS

Tabela 3.1 - Perturbadores endócrinos mais comumente utilizados pelo homem..... 16

Tabela 3.2 - Algumas substâncias consideradas como perturbadores endócrinos e

seus efeitos em humanos........................................................................ 17

Tabela 3.3 - Comparação dos valores detectados de estrogênios, nos efluentes de

ETEs estudados por Ternes et al. (1999)............................................... 26

Tabela 3.4 - Outros estudos sobre detecção de substâncias perturbadoras

endócrinas.............................................................................................. 27

Tabela 3.5 - Vantagens e desvantagens de imunoensaios para amostras

ambientais............................................................................................. 30

Tabela 3.6 - Classificação das técnicas analíticas de detecção de perturbadores

endócrinos para diferentes matrizes ambientais................................... 32

Tabela 3.7 - Cronologia do uso do carvão ativado................................................... 35

Tabela 3.8 - Classificação dos poros para carvões ativados..................................... 38

Tabela 3.9 - Vantagens e Desvantagens dos diferentes pontos de aplicação do

CAP...................................................................................................... 50

Tabela 3.10 - Coagulação melhorada: percentual requerido de remoção de COT..... 64

Tabela 3.11 - Valor limite de pH para estabelecimento da meta específica de

remoção de COT na coagulação melhorada - segundo

passo..................................................................................................... 65

Tabela 3.12 - Características dos carvões utilizados nos dois grupos de ensaios

realizados por Paune et al. (1998)........................................................ 73

Tabela 3.13 - Resumo dos valores de K obtidos nos experimentos sobre cinética e

dose-resposta de Yoon et al. ............................................................... 75

Tabela 3.14 - Valores de K e dos tempos de equilíbrio de adsorção para os

diferentes adsorvente estudados por Zhang e Zhou............................. 77

Tabela 4.1 – Nomenclaturas adotadas para os tipos de carvão ativado em pó

nacionais utilizados nesse trabalho...................................................... 81

Tabela 4.2 -

Características do 17β-estradiol e do p-nonilfenol...............................

Tabela 4.3 - Volumes para amostra e massas de carvões indicados para

determinados níveis de concentração de adsorvato.............................. 86

Tabela 4.4 - Principais características dos kits ELISA utilizados nesse trabalho.... 91

Tabela 5.1 - Resultados dos ensaios realizados com o carvão COCO para

remoção do 4-nonilfenol...................................................................... 103

Tabela 5.2 -

Resumo das concentrações iniciais do 17β-estradiol...........................

110

Tabela 5.3 -

Equações das isotermas de 17β-estradiol dos CAPs estudados para

os diferentes ajustes aos modelos de Freundlich.................................. 112

Tabela 5.4 - Resumo das correlações obtidas entre as características dos CAPs e

a concentração adsorvida de 17β-estradiol na dosagem de 20mg de

CAP/L e o valor de K...........................................................................

116

Tabela A.1 - Características gerais dos diferentes CAPs estudados ........................ 131

Tabela A.2 - Volume e distribuição do tamanho dos poros para os diferentes

CAPs estudados.................................................................................... 131

Tabela A.3 - Granulometria dos carvões fornecida pelos fabricantes....................... 131

Tabela A.4 - Principais componentes que causam reações cruzadas........................ 132

Tabela B.1 -

Valores residuais do 17β-estradiol em µg/L obtidos nos

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

133

Tabela B.2 - Valores de C

e q

utilizados para traçar os ajustes aos modelos de

isotermas Freundlich e Langmuir......................................................... 134

Tabela B.3 -

Percentagem de remoção de 17β-estradiol...........................................

135

Tabela B.4 -

Massa de 17β-estradiol máxima adsorvida por unidade de carvão

(µg/mg).................................................................................................

135

Tabela B.5 - Valores dos coeficientes n e K do modelo de Freundlich.................... 135

Tabela B.6 - Valor do coeficiente b do modelo de Langmuir.................................. 136

Tabela B.7.1 - Valores de temperatura registrados durante os experimentos (°C)...... 136

Tabela B.7.2 - Valores de pH registrados durante os experimentos............................ 137

Tabela B.8 - Correlações obtidas entre as características dos CAPs e a

concentração adsorvida de 17β-estradiol na dosagem de 20mg de

CAP/L e o valor de K...........................................................................

139

LISTA DE FIGURAS

Figura 3.1 - Glândulas endócrinas presentes no corpo humano.................................. 6

Figura 3.2 - Localização da hipófise e hipotálamo...................................................... 7

Figura 3.3 - Glândula hipófise..................................................................................... 7

Figura 3.4 - Síntese protéica dos hormônios esteróides............................................... 8

Figura 3.5 - Fenômenos de desregulação endócrina.................................................... 9

Figura 3.6 - Pontos de provável detecção de perturbadores endócrinos nas ETEs e

rotas de poluição ambiental...................................................................... 14

Figura 3.7 - Pontos de entrada no meio ambiente dos estrogênios liberados por

animais em fazendas................................................................................. 14

Figura 3.8 -

Estrutura química do 17β-estradiol e do p-nonilfenol.............................

Figura 3.9 - Ilustração de dois passos genéricos dos imunoensaios............................ 29

Figura 3.10 - Esquema da estrutura dos poros para carvões ativados: (a) estrutura

cônica e (b) estrutura cilíndrica................................................................ 39

Figura 3.11 - Tipos de isotermas de adsorção…………………………………............ 40

Figura 3.12 - Tipos de isotermas de adsorção gasosa para caracterização de poros...... 41

Figura 3.13 - Tipos de histereses em isotermas de adsorção-dessorção gasosa e a

relação com o formato do poro................................................................ 42

Figura 3.14 - Isotermas de adsorção pelo modelo de Langmuir.................................... 43

Figura 3.15 - Isotermas de adsorção pelo modelo de Freundlich.................................. 44

Figura 3.16 - Isotermas de Freundlich linearizadas....................................................... 45

Figuras 3.17 - Efeito da temperatura na adsorção –esquemático.................................... 47

Figura 3.18 - Esquemas das opções de localização do CAG......................................... 53

Figura 3.19 - ZMT em uma coluna de CAG.................................................................. 55

Figura 3.20 -

Fenômeno de oxidação do 17α-etinilestradiol no reator de MnO

..........

Figura 4.1 - Tipos de termômetros utilizados no monitoramento de temperatura....... 82

Figura 4.2 - Dispositivo de agitação para teste de jarros............................................. 82

Figura 4.3 - Dessecador acoplado a bomba a vácuo.................................................... 87

Figura 4.4 - Esquema do procedimento utilizado nos experimentos de determinação

da capacidade adsortiva dos CAPs........................................................... 88

Figura 4.5 - Filtração a vácuo...................................................................................... 89

xii

Figura 4.6 - Exemplos de curvas de calibração dos kits ELISA.................................. 91

Figura 4.7 - Etapas do ensaio ELISA........................................................................... 93

Figura 4.8 - Leitora ELISA.......................................................................................... 93

Figura 4.9 -

Esquema de pré-tratamento para amostras com 17β-estradiol.................

Figura 4.10 - Esquema de pré-tratamento para amostra com p-nonilfenol.................... 96

Figura 4.11 - Exemplo hipotético de uma isoterma de adsorção segundo a equação

de Freundlich............................................................................................ 98

Figura 4.12 - Exemplo hipotético de uma isoterma de adsorção segundo a equação

de Langmuir.............................................................................................

Figura 5.1 - Homogeneizador de sangue.....................................................................

107

Figura 5.2 -

Residuais de 17β-estradiol com as dosagens de CAP..............................

110

Figura 5.3 -

Remoção de 17β-estradiol em diferentes dosagens para cada CAP........

112

Figura 5.4 -

Isotermas de adsorção do 17β-estradiol para diferentes CAPs (ajuste

ao modelo de Freundlich)......................................................................... 113

Figura 5.5 -

Isotermas de adsorção do 17β-estradiol para diferentes CAPs (ajuste

ao modelo de Langmuir).......................................................................... 114

Figura 5.6 - Valores das capacidades adsortivas máximas (q

e máx

), obtidas a partir

do ajuste aos modelos de Freundlich e Langmuir, considerando a

concentração inicial de 1µg/L de 17β-estradiol.......................................

114

Figura 5.7 - Parâmetros K e n do modelo de Freundlich............................................. 115

Figura B.1 - Dimensões dos principais componentes microscópicos e moleculares

presentes em águas naturais e tipos de membranas utilizáveis para a

sua separação............................................................................................ 138

xiii

LISTAS DE SÍMBOLOS, NOMECLATURA E ABREVIAÇÕES

α.................................................

Alfa minúsculo e inclinação da isoterma linearizada do

modelo de Langmuir.

ABNT......................................... Associação Brasileira de Normas Técnicas

.......................................... Alumina Ativada

AHH........................................... Aril-hidrocarboneto hidroxilase

APs............................................. Alkylphenols (Alquifenóis)

APnEOs Alkylphenols Ethoxylates (Alquifenóis Polietoxilatos)

ASTM.........................................

American Society for Testing and Materials

(Sociedade Americana para Teste e Materiais)

atm............................................. Unidade de pressão (atmosfera)

ATP............................................ Adenosina tri-fosfato

AWWA.......................................

American Water Works Association

(Associação Americana de Trabalhos com Água)

β..................................................

Beta minúsculo

b.................................................. Constante que relaciona a energia de ligação do adsorvato

com a superfície do adsorvente.

BET............................................ Brunauer, Emmett, Teller (os três cientistas que

aperfeiçoaram a teoria para medir a área superficial dos

carvões ativados)

BPA............................................ Bisfenol A

BTX ........................................... Benzeno, tolueno e xilenos

CA.............................................. Carvão Ativado

CAG........................................... Carvão Ativado Granular

CAP............................................ Carvão Ativado em Pó

CaCO

......................................... Carbonato de Cálcio

CAS............................................ Chemical Abstracts Service

Número de registro único no banco de dados do Chemical

Abstracts Service, uma divisão da Sociedade Americana de

Química. O Chemical Abstracts Service atribui esses

número a cada produto químico que é descrito na literatura.

............................................... Concentração em equilíbrio do adsorvato em solução ou

residual do adsorvato.

GC ............................................. Gas Chromatografic (Cromatografia Gasosa)

GC/MS.......................................

Gas Chromatography Mass Spectrometry

(Cromatografia gasosa ligada à espectrometria de massa)

GC/MS/MS.................................

Gas Chromatography Tandem Mass Spectrometry

(Cromatografia gasosa ligada à dupla espectrometria de

massa)

LC............................................... Liquid Chromatografic (Cromatografia Líquida)

LC/MS........................................

Liquid Chromatography Mass Spectrometry

(Cromatografia Líquida ligada à espectrometria de massa)

LC/MS/MS.................................

Liquid Chromatography Tandem Mass Spectrometry

(Cromatografia Líquida ligada à dupla espectrometria de

massa)

............................................. Centímetro quadrado

............................................. Centímetro cúbico

xiv

o...

.............................................. Concentração inicial do adsorvato ou concentrações iniciais

de 17β-estradiol.

COD........................................... Carbono Orgânico Dissolvido

COT............................................ Carbono Orgânico Total

Da............................................... Unidade de peso molecular (Dalton), um D corresponde ao

peso de um átomo de hidrogênio.

DBPR ........................................ Disinfection Byproduct Rule (Legislação específica para

subprodutos da desinfecção)

DBPs........................................... Disinfection Byproduct (Subprodutos da desinfecção)

DBPC......................................... Dibromocloropropano

CAP...................................................................

Dosagem de CAP

DDT............................................ Dicloro Difenil Tricloroetano

DES............................................ Dietilestilbestrol

DMSO........................................ Dimetilsufóxido

DNA........................................... Deoxyribonucleic Acid (Ácido Desoxirribonucléico)

EEE2...........................................

17α-etinilestradiol

E2...............................................

17β-estradiol

EFS............................................. Extração da Fase Sólida

ELISA......................................... Enzyme Linked Immuno Sorbent Assay (Imunoensaio

enzimático)

ELRA......................................... Enzyme Linked Receptor Assay (Ensaio receptor

enzimático)

ENC............................................

Departamento de Engenharia Civil e Ambiental da

Universidade de Brasília

EOs............................................. Etoxilados

EPA............................................ Environmental Protection Agency (Agência de Proteção

Ambiental Norte Americana)

ER............................................... Estrogen Receptor (Receptor estrógeno)

ER-CA........................................

Estrogen Receptor Competition Assay

(Ensaios de competição com receptor estrógeno)

ETA............................................ Estação de Tratamento de Água

ETE............................................. Estação de Tratamento de Esgoto

ETU............................................ Etilenotiouréia

EUA............................................ Estados Unidos da América

FID............................................. Flame-Ionization Detector (Detector de ionizador de

chama)

g.................................................. Grama

H1, H2, H3, H4.......................... Tipos de Histereses

h.................................................. hora

HAA........................................... Ácidos haloacéticos

HCB............................................ Hexaclorobenzeno

........................................... Peróxido de hidrogênio

........................................ Ácido fosfórico

HPLC.......................................... High Pressure Liquid Chromatography (Cromatografia

líquida de alta pressão)

ICM............................................ Contrastes de raios-X

IUPAC……………………….... International Union of Pure and Applied Chemistry (União

Internacional de Química Pura e Aplicada)

K................................................. Constante relacionada com a capacidade de retenção do

adsorvente pelo adsorvato ou, simplesmente, constante de

adsorção.

kg............................................... Quilograma

.............................................. Coeficiente de partição octanol/água

L................................................. Litro

LD............................................... Limite de detecção

LQ............................................... Limite de quantificação

LAA............................................ Laboratório de Análise de Água

log............................................. Logaritmo

M................................................ massa da substância por unidade de quantidade de matéria

(Molar)

M................................................ Mega

............................................... Metro quadrado

............................................... Metro cúbico

mg............................................... Miligrama

µg................................................

Micrograma

ΜΙΒ............................................

Metilisoborneol

min............................................. Minuto

mL.............................................. Mililitro

µL..............................................

Microlitro

µm..............................................

Micrometro

mm.............................................. Milímetro

............................................ Íons de manganês

MnO

......................................... Óxido de Manganês

Mol............................................. Unidade de mol

MS.............................................. Mass Spectrometry (espectrometria de massa)

MS-MS....................................... Tandem Mass Spectrometry (Dupla espectrometria de

massa)

MVLN........................................ Células da linhagem celular MCF-7 derivadas do câncer de

mama humano que são transferidas de forma estável com

gene luciferase sob o controle de elementos que reagem a

estrogênios do gene Xenopus VGT A2 para a detecção de

atividade receptora estrogênica.

n.................................................. Nano

n.................................................. Constante em função da força de ligação entre o adsorvente

e o adsorvato.

N................................................. Normal

N°............................................... Número

................................................ Nitrogênio

ng................................................ Nanograma

nm............................................... Nanometro

NPs............................................. Nonylphenols (Nonilfenóis)

NPnECs...................................... Nonylphenols Acetic Acids (Nonilfenóis Carboxilados)

NPnEOs...................................... Nonylphenols Ethoxylates (Nonilfenóis Polietoxilados)

OCDE......................................... Organização para a Cooperação e Desenvolvimento

Econômico

................................................ Ozônio

OMS........................................... Organização Mundial de Saúde

Pa................................................ Unidade de pressão (Pascal)

PAHs.......................................... Polycyclic Aromatic Hydrocabons (Hidrocarbonetos

policíclicos aromáticos)

xvi

PESTANAL............................... Substância padrão para uso pesticida

PCB............................................ Policloretos de Bifenilas

PCF............................................ Pentaclorofenol

pH............................................... Potencial Hidrogeniônico

ppb.............................................. Partes por bilhão

ppt............................................... Partes por trilhão

PVC............................................ Polyvinyl Chloride (Cloreto de polivinil)

................................................. Quantidade de adsorvato por unidade de adsorvente ou

massa do perturbador endócrino por unidade de carvão.

QI................................................ Quociente de Inteligência

máx

............................................. Limite de saturação (máxima massa de adsorvato por massa

de adsorvente), capacidade máxima de adsorção do carvão

ativado ou capacidade adsortiva máxima.

................................................ Vazão de projeto

RIA............................................. Radio Immuno Assay (Radio-Imunoensaio)

RNA........................................... Ribonucleic Acid (Ácido ribonucléico)

RNAm........................................ Messenger Ribonucleic Acid (Ácido ribonucléico

mensageiro)

RNAt......................................... Transfer Ribonucleic Acid (Ácido ribonucléico

transportador)

rpm............................................ Rotações por minuto

SDWA........................................ Safe Drinking Water Act (revisão da legislação americana

relativa a água de consumo humano)

T1, T2......................................... Temperaturas

TBT............................................ Tributilo estanho

................................................. Tempo inicial para colocar a amostra no agitador

............................................... Tempo de contato de leito vazio

THM........................................... Trihalometanos

UE............................................... União Européia

UnB........................................... Universidade de Brasília

USA, US.....................................

United States of American

UV.............................................. Ultravioleta

............................................... Volume requerido

VTG............................................ Vitelogenina

YES............................................ Yeast Estrogen Screen (Separação de estrogênio por

levedura)

YTA............................................ Yeast Two-hybrid Assay (Ensaio levedura bi-híbrido)

ZMT........................................... Mass Transfer Zone (Zona de transferência de massa)

ZnCl

......................................... Cloreto de zinco

%................................................. Percentual

°C................................................ Graus Celsius

1 - INTRODUÇÃO

Um dos temas que, nas últimas décadas, tem atraído a atenção da comunidade científica

internacional é a presença no meio ambiente de um grupo específico de substâncias

exógenas capazes de assumir ou inibir a função de hormônios naturais nos seres vivos

alterando as funções do sistema endócrino, nervoso e imunológico. Este grupo é

denominado de perturbadores endócrinos. (Nogueira, 2003 e Castro, 2002).

Essas substâncias são, em sua maior parte, provenientes de produtos como pesticidas,

plásticos, detergente, lacas, tintas, antibióticos, fármacos e resíduos industriais e

domésticos. No entanto, também se deve incluir a esse grupo os próprios hormônios

eliminados pelo seres vivos, já que estes podem causar interferências em outros

organismos de diversas espécies. Em geral, os perturbadores são compostos orgânicos,

lipofílicos e semi-voláteis, o que facilita a dispersão ambiental pelos recursos hídricos

(Nogueira, 2003).

As evidências científicas associadas ao impacto dessas substâncias perturbadoras

endócrinas sobre a saúde humana ainda não são, totalmente, conhecidas, pois os seus

efeitos necessitam de longo prazo para se manifestarem. Já com relação aos impactos sobre

a vida aquática, para as concentrações encontradas nos esgotos sanitários, e em águas

receptoras destes, já existem confirmações por meio de estudos in vitro e in vivo.

O trabalho contemplará o estudo de remoção de dois perturbadores endócrinos: 17-

estradiol (estrogênio natural) e p-nonilfenol (xenoestrogênio). Tais compostos foram

escolhidos, respectivamente, pelo maior potencial de risco aos seres vivos e pelo elevado

valor encontrado das concentrações em esgotos e mananciais.

O p-nonilfenol é largamente usado na fabricação de detergentes, óleos lubrificantes,

pesticidas e realizando o papel de antioxidante, estabilizador e emusificante em cloreto de

polivinila (PVC) e poliestireno. Já o 17β-estradiol, é excretado, principalmente, pelas

mulheres por meio da urina e das fezes, aumentando durante a gestação, períodos férteis e

nos tratamentos de reposição hormonal.

Os efluentes domésticos são a fonte mais comum de contaminação ambiental por

hormônios (estrogênios naturais e sintéticos) e pelo aporte de compostos como o p-

nonilfenol aos ambientes aquáticos. Isto porque a remoção desses compostos nos

tratamentos biológicos de esgotos ocorre em níveis não suficientes para a proteção da vida

aquática, e com potenciais ricos a para saúde humana. Dessa forma é importante buscar

soluções que sejam eficientes na remoção de perturbadores endócrinos, ajustáveis a

sistemas em operação, com baixo custo e flexibilidade.

Atualmente, sabe-se que as tecnologias avançadas de carvão ativado e membrana de

filtração são as mais eficientes na remoção dos perturbadores endócrinos, sendo a

utilização das membranas em muitos casos inviável devido ao seu elevado custo. Outras

opções são as técnicas aplicadas a sistemas convencionais, como a coagulação melhorada e

oxidação que têm se mostrado eficiente na remoção de compostos orgânicos persistentes,

sendo, portanto também possíveis de serem utilizadas na remoção dos perturbadores

endócrinos.

Esse trabalho contemplará o estudo da técnica de remoção por carvão ativado em pó

(CAP). A opção pelo CAP se deve ao fato dessa técnica ser adaptável a sistemas em

operação tanto no tratamento de água de abastecimento como no polimento final das

estações de tratamento de esgoto. Além disso, busca-se conhecer o potencial de aplicação

dos carvões produzidos no Brasil na remoção dos perturbadores endócrinos em questão.

É importante comentar que o tema sobre perturbadores endócrinos ainda é pouco

abordado, principalmente, no Brasil e, portanto, não há recomendações a respeito de

padrões de qualidade na Portaria 518 e nem mesmo fornecidas pela Organização Mundial

de Saúde (OMS). Dessa forma, a idéia de estabelecer um rigoroso controle do que é

lançado nos corpos d’água e de um monitoramento contínuo dos mananciais de

abastecimento torna-se essencial para a preservação ambiental e da saúde humana e,

portanto, deve ser enfatizada.

O trabalho proposto será composto pelos capítulos de: introdução; objetivo; revisão

bibliográfica; metodologia; apresentação e discursão dos resultados; e, conclusões e

recomendações. Na revisão bibliográfica é feita uma apresentação do problema,

juntamente com relatos sobre os diferentes processos de remoção dos perturbadores

endócrinos que vem sendo estudados. Além de uma abordagem teórica sucinta sobre o

carvão ativado.

2 - OBJETIVOS

O objetivo geral deste trabalho é avaliar a remoção de perturbadores endócrinos por quatro

diferentes tipos de carvão ativado em pó, produzidos no Brasil, sob condições controladas

em laboratório.

São objetivos específicos desse trabalho:

(1) Avaliar a capacidade adsortiva dos CAPs selecionados na remoção do perturbador

endócrino 17β-estradiol, em amostras sem interferências de outros compostos

orgânicos.

(2) Avaliar a capacidade adsortiva dos CAPs selecionados na remoção do perturbador

endócrino p-nonilfenol, em amostras sem interferências de outros compostos

orgânicos.

(3) Avaliar, de foram preliminar, qual é a característica do CAP que melhor representa a

capacidade de promover melhores remoções de 17β-estradiol e p-nonilfenol.

3 - REVISÃO BIBLIOGRÁFICA

3.1 - PERTURBADORES ENDÓCRINOS

3.1.1 - O sistema endócrino

O sistema endócrino é um conjunto de glândulas que apresentam como atividade

característica a produção de hormônios. O principal objetivo desses hormônios é auxiliar

nas funções e reações corporais de quase todos os animais vertebrados e invertebrados. Por

exemplo, os ovários e os testículos são glândulas pertencentes ao sistema endócrino cuja

função é controlar as funções sexuais, por meio da liberação dos hormônios estrogênio

(17β-estradiol) e androgênio (testosterona), respectivamente (Nogueira, 2003).

As glândulas que compõem o sistema endócrino são classificadas em duas categorias:

• Endócrinas; que são agrupamentos celulares, localizados no interior de alguns órgãos

bastante vascularizados, que liberam as suas secreções (hormônios) no tecido conjuntivo

intercelular (que contém líquidos e diversas proteínas) e nos berços capilares, de onde

ganham a corrente sangüínea para uma ação à distância. Na Figura 3.1 tem-se uma

ilustração das diversas glândulas endócrinas presentes no corpo humano;

• Exócrinas; que são grupos celulares isolados que liberam as suas secreções em sistemas

canaliculares, com ações somente locais. Ou seja, as secreções não são despejadas na

corrente sangüínea, mas em outros órgãos ou para o exterior do corpo, por meio de

canais. Exemplos dessas glândulas são as sudoríparas, mamárias e o pâncreas.

Com relação aos hormônios produzidos pelas glândulas, estes são classificados de duas

formas diferentes de acordo como são recebidos pelas células-alvos (Nogueira 2003):

• Hormônios lipossolúveis (derivados de aminoácidos e esteróides); não precisam de

emissores e receptores para atravessar a membrana celular, pois são de dimensão menor

e substancialmente lipofílicos. Esses hormônios circulam livremente nas células alvos,

interagindo no núcleo da célula com receptores nucleares muito específicos nos quais há

um encaixe perfeito do hormônio, formando o chamado complexo chave-fechadura;

• Hormônios hidrossolúveis (protéicos e peptídeos); requerem emissores e receptores na

superfície da membrana celular para que haja transmissão de uma célula para outra,

tendo em vista que esses hormônios são pouco solúveis na membrana celular lípidica

pelo fato de serem, geralmente, constituídos por proteínas modificadas e apresentarem

carga em sua estrutura.

A hipófise, ou pituitária, é considerada a glândula controladora do sistema endócrino

porque a maioria dos hormônios por ela produzidos, os denominados tróficos, atuam sobre

outras glândulas endócrinas, comandando as secreções dos hormônios dessas últimas. A

hipófise se situa numa depressão do osso esfenóide, na base craniana, logo abaixo de uma

região cerebral chamada hipotálamo, com o qual mantém estreitas relações anatômicas e

funcionais. Na Figura 3.2 e 3.3 tem-se, respectivamente, a localização específica da

hipófise e do hipotálamo e uma ilustração mais detalhada da hipófise.

No entanto, para que a hipófise controle outras glândulas, esta deverá ser estimulada pelo

sistema nervoso através de conexões neurais com o hipotálamo, o qual produzirá

substâncias semelhantes a hormônios, denominados fatores desencadeadores ou de

liberação. Tal fato permite que o sistema endócrino interaja com o sistema nervoso

formando um preciso mecanismo regulador, no qual o hipotálamo exerce a função de

mediador entre esses dois sistemas.

Figura 3.1 - Glândulas endócrinas presentes no corpo humano (Avancini e Favaretto,

1997).

O mecanismo do sistema endócrino é acionado por reações das células nervosas a algum

estímulo externo (exemplo: fome, medo, etc), ou seja, o sistema nervoso, mais

precisamente o hipotálamo, enviará um sinal desencadeador à hipófise. Por sua vez, a

hipófise liberará um determinado hormônio trófico que atuará sobre uma glândula

endócrina específica, estimulando esta a produzir e liberar seu hormônio específico para a

corrente sanguínea ou para ação local.

Esses últimos hormônios produzidos levam instruções às células-alvos onde se ligarão a

receptores específicos. Os receptores podem estar localizados na superfície celular, como

os dos hormônios protéicos e peptídicos, ou dentro da célula, como os receptores dos

hormônios derivados de aminoácidos (exemplo: os produzidos pela tireóide) e os

hormônios esteróides (exemplo: estradiol, progesterona e testosterona), como já

mencionado.

O conjunto receptor-hormônio interpreta a mensagem hormonal e faz a transdução, isto é,

a transformação do sinal numa reação química que determinará o efeito hormonal. A

transdução é composta de duas fases. A primeira delas é a transcrição em que ocorre o

processo de decodificação da mensagem contida no gene para uma fita de ácido

ribonucléico mensageiro (RNAm), atividade esta realizada pela enzima RNA polimerase

produzida pelos ribossomos. Essa fita de RNAm contém as informações para produzir as

proteínas. Em seguida, tem-se a fase de tradução em que ocorre a síntese e fabricação das

Figura 3.2 – Localização da hipófise e

hipotálamo (César Jr. e Sezar, 2002).

Figura 3.3 – Glândula hipófise (Avancini, e

Favaretto, 1997).

proteínas, onde os ribossomos presentes na célula decodificam a mensagem do RNAm

para uma cadeia de aminoácidos. Essa decodificação baseada em trincas de nucleotídeos,

chamados de codons, que especificam os aminoácidos.

Assim, com a produção das proteínas, têm-se dois tipos de efeitos possíveis: em longo

prazo (exemplo: crescimento ou maturação sexual) e alteração imediata da atividade da

proteína existente na célula (exemplo: aumento do ritmo cardíaco). Na Figura 3.4 tem-se

uma ilustração da síntese protéica dos hormônios esteróides.

Com a ativação da célula-alvo, há um sinal que retorna à glândula endócrina, que produziu

o hormônio, determinando a parada da secreção do mesmo, denominado mecanismo de

(a) Processo de transdução

(b) Fase de tradução

Figura 3.4 – Síntese protéica dos hormônios esteróides (Guido, 2005 - modificado).

“feedback” negativo. Já nos casos em que o nível hormonal não tenha sido suficiente para

produzir as respostas metabólicas esperadas, é liberado um sinal de “feedback” positivo

que estimula a glândula endócrina a produzir mais hormônio. O controle da produção

hormonal pelo mecanismo “feedback” é um dos meios mais importantes na manutenção do

equilíbrio (homeostase) orgânico. Deve-se ressaltar que a inibição ou ativação ocorre como

uma reação em cadeia até chegar ao hipotálamo.

A desregulação ou alteração (perturbação) das funções endócrinas pode estar associada a

interferências na síntese, secreção, transporte, ligação, ação ou eliminação dos hormônios

naturais dos organismos; desencadeando, assim, uma nova resposta hormonal. Uma

substância, ao imitar a ação de um hormônio endócrino, desencadeia de modo exagerado

ou em tempo inadequado um estímulo falso; sendo esse fenômeno designado efeito

agonista. Na Figura 3.5 (b), tem-se um receptor intracelular específico ao hormônio

estradiol, sob a ação agonista por parte da molécula do dicloro difenil tricloroetano (DDT).

Nesse caso, a substância sintética DDT ocupa o lugar do hormônio estradiol no receptor,

por apresentar um formato estrutural semelhante ao do hormônio como mostrado na Figura

3.5 (a) (Nogueira, 2003).

Quando uma substância, por sua vez, bloqueia um receptor específico de um determinado

hormônio endógeno, ela passa a reduzir ou anular os estímulos esperados, nesse caso, o

fenômeno é denominado efeito antagonista. Na Figura 3.5(c) tem-se, como exemplo, a

ação antagonista do benzo[a]pireno sobre o receptor do estradiol. Embora a estrutura do

benzo[a]pireno não seja semelhante ao estradiol, esta é capaz de bloquear a entrada do

receptor, inutilizando o mesmo. Dessa forma, a partir da análise de ambos os fenômenos,

(a) (b) Efeito agonista (c) Efeito antagonista

Figura 3.5 – Fenômenos de desregulação endócrina (Nogueira, 2003).

observa-se a facilidade com que as substâncias exógenas podem ser capazes de

desencadear mecanismos desreguladores, não só em seres humanos, mas em outros

animais bem como nos vegetais (Nogueira, 2003).

De um modo geral, há bastante semelhança entre os hormônios existentes nas diversas

espécies de animais vertebrados, tanto em sua forma quanto em sua função. Segundo a

EPA (2001) é possível se verificar atividades perturbadoras endócrinas em animais

relacionadas desde o desenvolvimento anormal da tiróide em pássaros e peixes, até a

diminuição da fertilidade e alterações sexuais e imunológicas em crustáceos, peixes,

pássaros, répteis e mamíferos. Nos vegetais, embora haja outra estrutura e outras funções,

o mecanismo é também semelhante. Razão pela qual uma substância que interfere nos

mecanismos de ação hormonal pode atuar alterando o desenvolvimento, reprodução e

funções de seres vivos de diversas espécies.

3.1.2. Características gerais dos perturbadores endócrinos

Os perturbadores endócrinos são substâncias (ou mistura de substâncias) exógenas capazes

de assumir ou inibir a função de hormônios naturais nos seres vivos. Acarretando, assim,

alterações nas funções do sistema endócrino, nervoso e imunológico, e, conseqüentemente,

prejudicando a saúde dos organismos, de sua descendência ou de sub-populações

(Nogueira, 2003 e Castro, 2002).

Essas substâncias são, em sua maior parte, provenientes de produtos como pesticidas,

plásticos, detergente, lacas, tintas, antibióticos, fármacose resíduos industriais e

domésticos. No entanto, também se deve incluir a esse grupo os próprios hormônios

eliminados pelo seres vivos, já que estes podem causar interferências em outros

organismos de diversas espécies. Em geral, os perturbadores são compostos orgânicos,

lipofílicos e semi-voláteis, o que facilita a dispersão ambiental pelos recursos hídricos

(Nogueira, 2003).

Segundo Silva (2005b), os mecanismos mais prováveis de ação dos perturbadores

endócrinos são:

• A interação do perturbador endócrino com um receptor específico para desencadear as

alterações que seriam provocadas pelo hormônio naquele sítio de atuação, porém de

forma exagerada ou em tempo inadequado (efeito agonista);

• O bloqueio da ação do hormônio pelo perturbador endócrino ao ocupar os receptores

que seriam destinados especificamente ao hormônio, impedindo, dessa forma, que sua

função seja exercida (efeito antagonista);

• Os danos causados pelo perturbador endócrino no metabolismo dos hormônios sejam

na sua síntese, como citado acima, ou mesmo na destruição e eliminação fisiológica ou

natural;

• Os danos capazes de afetar o Sistema Nervoso Central, onde se encontra o controle da

produção hormonal por meio do hipotálamo, que, como já mencionado, é o responsável

por acionar a glândula hipófise. Como os hormônios são regulados por mecanismos de

“feedback”, ou seja, estes são produzidos de acordo com os níveis hormonais

detectados, constantemente, pelo hipotálamo na corrente sangüínea, qualquer

interferência central pode afetar o controle de diversos hormônios, tanto por receber

informações erradas dos níveis sangüíneos, como por ações deletérias sofridas

diretamente no próprio Sistema Nervoso Central;

• Os efeitos tóxicos causados pelos perturbadores endócrinos quando estes agem como

um receptor celular não hormonal. Isso ocorre na presença de dioxinas e PCBs que

podem interagir com as células e desencadear uma série de efeitos biológicos, dentre os

quais, o bloqueio hormonal. Esse pode ser o mecanismo pelo o qual estas substâncias

causam efeito anti-estrogênico.

Devido ao fato da grande maioria dos perturbadores endócrinos serem bioacumulativos, é

difícil estabelecer uma relação causal direta de apenas um determinado perturbador

endócrino com um determinado problema no ser vivo. Mas é sabido que os perturbadores

endócrinos naturais encontrados nas verduras, cereais, plantas, temperos e frutas não são

acumulados e sim excretados de forma natural, pois o organismo humano já está adaptado

a essas substâncias. No entanto, segundo Kümmerer (2001) esses estrogênios naturais são

capazes de interferir no sistema reprodutivo de organismos aquáticos de forma antagonista.

Já em relação aos perturbadores endócrinos de origem química, estes são sempre

acumulados nos tecidos gordurosos dos seres vivos. Isto faz com que o nível interno de

contaminação seja sempre superior aos próprios hormônios produzidos naturalmente e aos

níveis existentes no ambiente externo, o que aumenta as chances de ações deletérias no

organismo, por meio da competição pelos sítios receptores (Guimarães, 2005).

Os efeitos adversos dos perturbadores endócrinos sobre os organismos vivos dependem da

dose, da carga genética, da forma e da duração da exposição. Além disso, em geral, os

indivíduos são mais susceptíveis em determinadas fases do crescimento e

desenvolvimento. Os efeitos podem ser reversíveis ou não, e se manifestarem de uma

forma aguda ou crônica. É importante ressaltar que para estimular o sistema hormonal são

necessárias concentrações pequenas, da ordem das partes por bilhão (ppb) ou mesmo

partes por trilhão (ppt), sendo essa a principal razão porque pequenos teores exógenos

podem ser perigosos.

As fontes de contato com os perturbadores endócrinos são diversas e podem ocorrer de

forma voluntária ou não. Assim, os seres vivos estão expostos aos perturbadores

endócrinos por meio de sua dieta diária, incluindo o consumo de água potável; no contato

com o ar e solo contaminado; ao utilizar produtos comerciais contendo perturbadores

endócrinos sintéticos como pesticidas, aditivos de alimentos ou produtos de limpeza; e ao

manipular com propósito benéfico ou terapêutico cosméticos e pílulas anticoncepcionais.

Alguns desses produtos, como já foi comprovada sua periculosidade, não são mais

amplamente comercializados ou tiveram sua produção limitada e, ou proibida (Castro,

2002).

Outro ponto que agrava a situação é a possível acumulação dessas substâncias

perturbadoras endócrinas no solo e nos sedimentos de rios, sendo facilmente transportadas

a longas distâncias de suas fontes. Essas substâncias permanecem na cadeia trófica,

representando um sério risco à saúde daqueles que se encontram no topo da cadeia

alimentar, ou seja, os seres humanos (Meyer et al., 1999).

Um dos exemplos de como a acumulação se verifica é relatado em pesquisas realizadas na

região dos Grandes Lagos, entre os EUA e Canadá. No Lago Ontário observou-se a

biomagnificação do PCB (policloretos de bifenilas), desde os fitoplânctons e zooplânctons

até trutas e gaivotas. Considerando a concentração de PCB no sedimento do lago como

valor inicial, os pesquisadores observaram que a concentração aumentou de: 250 vezes no

fitoplâncton; 500 vezes no zooplâncton; 2.800.000 vezes nas trutas e 25.000.000 vezes nas

gaivotas (Colborn et al., 2002). Um exemplo de dispersão de perturbadores endócrinos foi

relatado por Smith e Samuelsen (1996) em que alguns antibióticos como cloranfenicol e o

oxitetraciclina, usados nos cultivos de peixes, foram comumente encontrados também em

sedimentos de origem marinha.

Outro aspecto que desperta o interesse pelo assunto é a presença freqüente de substâncias

perturbadoras endócrinas nos efluentes de estações de tratamento de esgoto (ETEs), em sua

maioria proveniente das excreções humanas, e, conseqüentemente, em águas naturais

receptoras, pois, essas substâncias, em geral, não são completamente removidas pelos

sistemas convencionais de tratamento de esgotos. Isso porque, de acordo com Richardson

et al. (1985 apud Bila e Dezotti, 2003), nas ETEs existem três possíveis destinos para os

estrogênios: serem biodegradados; metabolizados ou degradados parcialmente; ou, ainda

permanecerem no meio. Ou seja, a remoção nem sempre é completa.

Além do lançamento dos efluentes de ETEs em águas superficiais, há outras rotas de

contaminação ambiental por perturbadores endócrinos a partir das ETEs. Um exemplo

pode ser o composto proveniente do lodo digerido, usado como fertilizante na agricultura,

que é capaz de promover a contaminação das águas subterrâneas. Uma avaliação dos

pontos em que os estrogênios podem ser encontrados nas diversas rotas de saídas das ETEs

é apresentada na Figura 3.6.

Os excrementos da criação de animais (gado, porcos, galinha, etc.) são considerados,

potencialmente, a maior fonte de poluição de estrogênio no ambiente. Os componentes

principais são: estrona; 17α-estradiol; 17β-estradiol e conjugados. Ressalta-se a quantidade

de 17α-estradiol liberada nos excretas desses animais que, ao contrário dos humanos,

apresenta valores significantes. As quantidades de estrogênios variam com o tipo de

criação e as condições de saúde do animal (Danish EPA, 2003).

Um documento publicado pela Agência Ambiental Dinamarquesa (Danish EPA, 2003)

relata, a partir de estudos realizados nos Países Baixos, que a concentração de estrogênio

nas fezes e urinas de vacas não-prenhas é, respectivamente de, aproximadamente, 30µg/kg

e 15µg/L. Já a média de excreção durante a gestação é de 1,3mg/dia por animal.

Semelhantemente, a excreção média de estrogênios para porcas prenhas é de 1,13mg/kg de

esterco e para porcas não-prenhas essa concentração é de 100 a 200 vezes inferior.

Acredita-se que esses valores acarretam uma concentração estimada de aproximadamente

1,3µg/L de estrogênios em águas superficiais, pois é suposto que cerca de 3% do esterco

aplicado em campos agrícolas é lixiviado. Uma avaliação das rotas de como o estrogênio

liberado por animais pode vir a poluir o meio ambiente é mostrada na Figura 3.7.

Figura 3.6 – Pontos de provável detecção de perturbadores endócrinos nas ETEs e rotas de

poluição ambiental. (Danish EPA, 2003 - modificado).

Figura 3.7 – Pontos de entrada no meio ambiente dos estrogênios liberados por animais em

fazendas (Danish EPA, 2003 - modificado).

Estrogênio liberado pelos animais

mantidos em estábulos

Tanque de estocagem de adubo

Estrogênios liberados pelos

animais pastando

Sedimentos Água superficial

Solo

Água subterrânea

Água intersticial

no solo

Fase aquosa Fase sólida

Estrogênios liberados por humanos

Esgotamento Sanitário

Estação de Tratamento de esgoto

Fase Aquosa Lodo do Esgoto

Sedimentos

Água

superficial

Solo

Água intersticial no

solo

Água subterrânea

É importante comentar que a presença de antibióticos que são ministrados por meio da

alimentação dos animais para acelerar o crescimento na produção de gado e avícola, e

como aditivo de alimento para peixes e porcos, é uma outra fonte de contaminação química

do solo, das águas subterrâneas e superficiais. Segundo Kümmerer (2001), os antibióticos

merecem atenção especial porque são encontrados em grandes quantidades e tem a

capacidade de promover o desenvolvimento de bactérias resistentes no meio ambiente.

Segundo Xelegati e Robazzi (2003), uma fonte de contaminação humana que merece

destaque são as áreas hospitalares. Nessas áreas são comumente usados alguns tipos de

medicamentos e produtos para esterilização de equipamentos cirúrgicos que apresentam

perturbadores endócrinos na composição e, portanto, oferecem riscos aos profissionais da

área. Já segundo Bila e Dezotti (2003), atenção também deve ser dada aos aterros que

recebem, erroneamente, resíduos provenientes das indústrias farmacêuticas, oferecendo

riscos de contaminação das águas subterrâneas.

O lixo domiciliar é outra fonte importante que deve ser considerada, pois sempre contém

metais que agem como substâncias endócrinas. Guimarães (2005) relata, em estudos

realizados na cidade de São Paulo, que resíduos de mercúrio e chumbo foram encontrados

no lixo coletado e cádmio, chumbo, manganês e mercúrio no chorume captado em aterros e

lixões nas áreas que recebem todo o lixo coletado da cidade.

Quanto ao enquadramento os perturbadores endócrinos, este pode ser divididos em quatro

classes: estrogênios naturais (exemplo: estrona, estradiol, estriol); estrogênios sintéticos

(exemplo: fármacos); fitoestrogênios (exemplo: produtos naturais); xenoestrogênios

(exemplo: químicos industriais como, bisfenol A, p-nonilfenol, DDT) (Nogueira, 2003).

Na Tabela 3.1, é apresentada algumas características dos compostos perturbadores

endócrinos mais comumente utilizados pelo homem e na Tabela 3.2, elaborada a partir do

levantamento desenvolvido por Guimarães (2005), são mostrados os principais efeitos nos

seres humanos atribuídos, a ação de alguns agentes perturbadores endócrinos.

Algumas substâncias presentes na Tabela 3.2 são citadas na Portaria 518. Nesse documento

são apresentados os valores máximos permitidos para que determinadas substâncias

estejam presentes na água de abastecimento, seja porque estas causam riscos à saúde ou

porque as mesmas necessitam está dentro de certos padrões de aceitação para consumo

humano, como por exemplo, no caso do manganês que causa coloração à água. No entanto,

é importante ressaltar que nenhuma substância é relatada pela Portaria 518 com respeito a

características perturbadoras endócrinas.

Tabela 3.1 – Perturbadores endócrinos mais comumente utilizados pelo homem

(Nogueira , 2003 - modificado)

Perturbador Aspectos gerais

Fenóis

Surfactantes utilizados nos detergentes e desinfetantes (exemplo:

p-nonilfenol), componentes constituintes de resinas (exemplo:

bisfenol A) e clorofenóis (exemplo: 2,4,6 triclorofenol).

Ftalatos

Muito utilizado como aditivo plastificante na constituição dos

plásticos e de outros polímeros. Exemplo: dibutilftalato.

Hidrocarbonetos

policíclicos

aromáticos (PAHs)

Provenientes de fontes naturais (erupções vulcânicas, fogos, etc) e

de fontes antropogéneas como da queima de combustíveis fósseis

e incineração de resíduos (exemplo: benzo[a]pireno).

Hormônios

sintéticos

Componentes constituintes da pílula contraceptiva (exemplo:

etinilestradiol) que são excretadas na urina numa forma conjugada

e inativa. As formas conjugadas são muito sensíveis a eventuais

ações bacterianas, no tratamento de efluentes domésticos, o que

acarreta, novamente, a presença de atividade estrogênica com a

formação dos hormônios livres. Também fazem parte desse grupo

alguns hormônios usados no passado que, atualmente, foram

banidos dos circuitos comerciais (exemplo: dietilstilbestrol).

Pesticidas e

biocidas

Compostos muito utilizados na agricultura, como: organoclorados

(exemplo: DDT); organofosforados (exemplo: clorpirifós-metil);

propionaminas (exemplo: propanil), triazinícos (exemplo:

atrazina) e organometálicos, como é o caso do cloreto de tributilo

estanho (TBT) usado nas tintas antivegetativas para embarcações

marítimas, entre outros.

Policloretos de

bifenilas (PCBs) e

dioxinas

Compostos que têm origem em diversos processos industriais ou

resultam como subprodutos da co-incineração.

Produtos naturais Ocorrem em diversos tipos de plantas (exemplo: coumestrol).

Tabela 3.2 – Algumas substâncias consideradas como perturbadores endócrinos e seus

efeitos em humanos (Guimarães, 2005 - modificado)

Perturbadores

endócrinos

Efeitos em seres humanos (*)

Atrazina

• Reduzem a qualidade de esperma (Swan, 2003).

Ascarel (PCB)

• Causam declínio da função do sistema imunológico, e

com isso se tem o aumento de doenças infecciosas

(Penteado e Vaz, 2001);

• Acumula no leite materno das mulheres grávidas ou em

fase de amamentação, acarretando, assim, na

contaminação da criança ao ser alimentada (WHO,

2001);

• Causa endometriose (Santamarta, 2001);

• Afeta o feto atravessando a barreira placentária.

Crianças nascidas de mães que possuem PCB no sangue

têm peso reduzido e QI inferior (Baird, 2002);

• Acumula nos tecidos do feto, portanto, contaminando a

criança mesmo antes do nascimento (Nogueira et al,

1987);

• Filhos de mães que ingeriram óleo contaminado com

PCB possuem o tamanho do pênis reduzido quando na

puberdade (Colborn et al, 2002).

Benzo(a)antraceno;

Benzo(a)pireno

• Alteram a ação de linfócitos e são mutagênicos (Patnaik,

2002).

Bisfenol A

• Substitui a recepção do estrogênio; diminui a ovulação;

aumenta de secreção da prolactina (Wozniak et al,

2005).

BTX (Benzeno, tolueno e

xilenos).

• Causam anomalias menstruais, como aumento do

sangramento e dos intervalos do ciclo (Mendes, 1997);

• São capazes de se fixarem nos glóbulos vermelhos

(Azevedo e Chasin, 2003).

Carbaril

• Inibem o acetilcolinesterase, causador de

hipotireoidismo (Larini, 1999);

• Causa redução na contagem de espermatozóides e

estimula presença de espermatozóides anormais

(Mendes, 1997).

Cádmio

• Causa câncer de próstata (Cardoso e Chasin, 2001);

• Concentram-se no pâncreas, nos testículos, tireóide e

glândulas salivares (Della Rosa e Gomes, 1988);

• Acumula no leite materno (WHO, 2001);

• Causa atrofia testicular, redução no volume do esperma

e tumores nos testículos (Patnaik, 2002).

Cloreto de Cádmio;

Metiram; Mancozeb;

Maneb; Zineb

(os 3 últimos contêm

etilenotiouréia – ETU).

• Causa hipotireoidismo (Ministério da Saúde, 2001).

Chumbo

• Reduz a qualidade do esperma (Moreira e Moreira,

2004);

• Causa hipotireoidismo decorrente de alterações

funcionais da hipófise (Ministério da Saúde, 2001);

• Acumula no leite materno (WHO, 2001);

• Causa atrofia testicular e redução da quantidade do

esperma (Patnaik, 2002);

• Causa aborto espontâneo (Mendes, 1997);

• Acumula na tireóide, adrenais, pituitária, testículos e

ovários (Teves, 2001);

• Passa pela placenta entre a 12ª e 14ª semana. Atinge o

cérebro do feto. Aumenta de forma significativa a taxa

de abortos, a natimortalidade, a pré-maturidade,

diminuição no crescimento pós-natal e o aumento da

taxa de má-formação (Peres et al., 2001).

Clordano; Dieldrin;

DDT; Endosulfan

• Acumula no leite materno (WHO, 2001);

• Causa criptorquidia, hipospadia (Santamarta, 2001);

• Aumenta as irregularidades menstruais (Mendes, 1997).

Compostos pirimidínicos

(Metirimol, Etirimol e

Ciprodinil)

• Inibem a produção de hormônios esteróides (Colborn et

al, 2002).

DBPC

(Dibromocloropropano)

• Diminuem a motilidade e a produção de

espermatozóides (Bowler e Cone, 2001).

Dissulfeto de Carbono

• Perturba o balanço hormonal entre o cérebro, glândula

pituitária e ovários, levando a distúrbios menstruais

(Batstone, 2001).

Estireno

• Causa más formações, ou seja, são teratogênicos (Larini,

1997).

• Causa aborto espontâneo. Os filhos de mulheres

expostas ao estireno apresentam peso inferior (Mendes,

1997).

Ftalatos

• Reduzem a qualidade do esperma; são teratogênicos e

causam feminilização (Mcginn, 2004).

HCB

(Hexaclorobenzeno)

• Acumula no leite materno (WHO, 2001);

• Hipotireoidismo (Ministério da Saúde, 2001);

• Supressão imunológica (Patnaik, 2002);

• Esteatose, hepatomegalia (Patnaik, 2002).

Manganês

• Causa danos ao DNA dos linfócitos;

• Mal de Parkinson (Martins e Lima, 2001);

• Impotência (Boeler e Cone, 2001);

• Concentra-se na tireóide, pituitária, suprarenais e

pâncreas (Teves, 2001).

Mercúrio

• Causam ciclo menstrual irregular, menos ovulações, são

teratogênicos (Cardoso, 2002);

• Acumula no leite materno (WHO, 2001);

• Acumulam no pâncreas, testículos e próstata (Teves,

2001);

• Atravessa a barreira placentária. Causa

hematoencefalíca, na forma de metilmercúrio (Azevedo

e Chasin, 2003);

• Causa aborto espontâneo, natimortos, Síndrome de

Paralisia Cerebral e danos ao cerebelo em filhos de mães

que consumiram peixes com metilmercúrio (Azevedo,

2003).

Óxido de Etileno

• Evidência de aborto espontâneo em profissionais que

esterilizam instrumentos (Xelegati e Robazzi, 2003).

PCF (Pentaclorofenol)

• Porfiria cutânea tardia, pápulas, pústulas e efeitos nas

glândulas sudoríparas (Vieira et al., 1981);

• Concentra-se nas adrenais. Causa hepatomegalia.

Aumento de atividade da aril-hidrocarboneto hidroxilase

(AHH), resultando em mutagenicidade e

carcinogenicidade irreversíveis (Larini, 1999);

• Anemia aplástica, citopenia, agranulocitose, cloroacne

(Ministério da Saúde, 2001)

Soldagem

• Espermatozóides com formato anormal (Batstone,

2001).

Triclorfon

• Causa diminuição de espermatozóides e do fluido

seminal e formação de espermatozóides anormais

(Spritzer et al., 2001).

(*) Todas as referências citadas nessa tabela podem ser encontradas no trabalho de Guimarães (2005).

3.1.3. Características dos perturbadores endócrinos abordados nesse trabalho

O trabalho, em questão, contemplará o estudo da remoção específica de dois perturbadores

endócrinos: um estrogênio natural (17β-estradiol) e um xenoestrogênio (p-nonilfenol), que

respectivamente, foram escolhidos pelo potencial de risco ao seres vivos e pelo elevado

valor encontrado das concentrações em esgotos e mananciais.

O 17β-estradiol é um hormônio natural que nas mulheres é responsável pela síntese de

estrogênio circulante. De acordo com os relatos realizados por Carmo (2004), esse

hormônio é produzido principalmente pelos ovários em altos valores perto do período de

ovulação (mulheres na pré-menopausa) e por meio da conversão de androgênios, derivados

da adrenal, em estrogênios no tecido adiposo (mulheres na pós-menopausa). Essa síntese

também pode ocorrer em células epiteliais, no tecido adiposo associado à mama, ou ainda

em células infiltrantes linforreticulares.

O 17β-estradiol e seus compostos análogos estão presentes na maior parte dos corpos

d’água que recebem efluentes domésticos. De acordo com Johnson et al. (1999), a

quantidade de estrogênio diária liberada por mulheres grávidas é capaz de atingir até 30mg,

sendo os valores médios liberados por mulher na ordem de 250µg/dia. Em relação às

mulheres na fase de pré-menopausa, esse valor pode variar de 10 a 100µg/dia e após a

menopausa decresce para valores entre 5 a 10µg/dia. É importante ressaltar a presença de

outros estrogênios naturais nos efluentes como o estriol e a estrona, sendo a estrona um

metabólito do 17β-estradiol com concentrações que chegam a ser duas vezes tão altas

quanto as encontradas de 17β-estradiol e com atividade hormonal variando entre 0,2 a 0,5

vezes a do 17β-estradiol. Quanto aos homens, segundo Williams et al. (1996, apud Danish

EPA, 2003), os valores médios liberados de estrogênios variam entre 2 a 25µg/dia.

Outro composto análogo que merece destaque devido sua ocorrência é o 17α-

etinilestradiol, que consiste no principal componente da pílula anticoncepcional e,

comumente, é eliminado na urina e nas fezes das mulheres. Por exemplo, para mulheres

que usam pílulas contraceptivas, o valor diário liberado desse tipo de estrogênio varia entre

25 a 50µg/dia (Danish EPA, 2003).

Um exemplo da ocorrência do 17β-estradiol e de seus compostos análogos foi apresentado

recentemente em um estudo conduzido pelos US Geological Survey com efluentes

domésticos recebidos por corpos d’água que atravessam os Estados Unidos. Esse estudo

relatou que a freqüência de ocorrência do 17β-estradiol e da estrona é, aproximadamente,

de 10 e 7%, com concentração máxima de 93 e 112ng/L, respectivamente (Kolpin et al.,

2002).

Os efeitos maléficos do 17β-estradiol e análogos são detectados tanto em animais, como

em humanos. No caso dos animais, têm-se como exemplo os estudos realizados por

Routledge et al. (1998) em duas espécies de peixes, Oncorhynchus mykiss e Rutilus rutilus,

expostos aos compostos 17β-estradiol e estrona por 21 dias. Esses estudos confirmaram

que pequenas concentrações desses compostos, normalmente encontradas em águas

superficiais, são suficientes para causar a síntese de vitelogenina (VTG) presente no

plasma sangüíneo dessas espécies, afetando, dessa forma, o sistema reprodutor desses

organismos.

Carmo (2004), citando estudos desenvolvidos por outros autores, relata que em relação aos

seres humanos, há evidências de que o 17β-estradiol é um importante fator no surgimento

de doenças como: osteoporose; câncer de mama e doenças cardiovasculares entre mulheres

pós-menopausa. Isto porque esse estrogênio pode agir como hormônio estimulador em

alguns locais específicos, gerando, portanto, aumento de divisões mitóticas no órgão alvo e

propiciando o aparecimento de fenótipos malignos em decorrência de erros nos

mecanismos de divisão celular, além da possibilidade de alterar o desenvolvimento

embriológico normal de células germinativas primitivas. A prevenção mais efetiva, para os

problemas aqui relatados, é a terapia de reposição hormonal com moduladores seletivos.

Os nonilfenóis (NPs) são classificados como xenoestrogénios devido a sua origem

sintética. Esses compostos, juntamente com seus análogos pentaclorofenóis e octilfenóis,

formam um dos grupos mais comumente encontrados de surfactantes, que são conhecidos

como alquifenóis (APs). Os APs, na sua maior parte, são encontrados na natureza na forma

de sais solúveis, os denominados alquifenóis polietoxilados (APnEOs). Essas formas são

usadas, extensivamente, na indústria de limpeza, em agentes umedecedores, emulsificantes

e em sabões domésticos, como os detergentes. Para se ter uma idéia da produção desse tipo

de compostos, tem-se relatos que, em 1995, aproximadamente 500.000 toneladas de

APnEOs foram produzidas em todo o mundo (Renner, 1997 apud Fries e Püttmann. 2004).

Os APnEOs e seus derivados também são encontrados em pesticidas, desinfetantes,

embalagens plásticas, embalagens com revestimentos metálicos, produtos de cuidado

pessoal, produtos químicos dos mais diversos usos, aditivos para lubrificantes automotivos

e em muitos outros processos industriais, da indústria alimentícia, principalmente.

A grande quantidade de APnEOs, principalmente utilizado pelas industrias em países

desenvolvidos, não ameaçam diretamente as populações. No entanto, estudos revelam que

as bactérias presentes nos corpos de animais, vegetação e nas estações de tratamento de

águas e esgoto degradam esses APnEOs. O mecanismo de degradação é complexo, mas em

geral, consiste na perda de grupos etoxilatos (EOs), resultando em substâncias perigosas,

capazes de atuar como perturbadores endócrinos, incluindo dentre estas os nonilfenóis.

Os nonilfenóis polietoxilados (NPnEOs) são os mais importantes APnEOs, contabilizando

cerca de 80% desse grupo. Os NPnEOs são biodegradados, sob condições aeróbias, em

cadeias curtas de etoxilados de NPnEOs ou em nonilfenóis carboxilados (NPnEC) que por

sua vez são biodegradados, sob condições anaeróbias, em nonilfenóis (NPs). É importante

ressaltar que as cadeias curtas de EO dos NPnEOs são mais tóxicas que as longas e mais

difíceis de serem degradadas. Tal fato foi verificado por Komori et al. (2006) que

inspecionaram 20 estações de tratamento de esgoto com concentrações de 0,1 a 8,3µg/L de

NPs e substâncias associadas, nos afluentes. Nesse estudo relatou-se que as cadeias longas

de EOs dos NPnEOs foram quase completamente reduzidas nas ETEs, enquanto as cadeias

curtas apresentaram remoções bem menos significativas.

Fries e Püttmann (2004) relataram, com base nos estudos de outros autores, que esse tipo

de biodegradação também pode resultar numa mistura complexa de isômeros chamada de

4-nonilfenol (4-NP). O 4-NP é utilizado como auxiliar na composição de pesticidas e tem 3

vezes mais capacidade perturbadora endócrina que o DDT. Este é o responsável por

deformidades e problemas de reprodução na vida marinha e também pode estar envolvido

nas causas do câncer de mama e declínio na soma de espermas.

Um aspecto a ser citado é que a pressão de vapor do 4-NP é 1x10

-8

atm, fato este que o

classifica como um composto semi-volátil. Portanto, possível de ser encontrado na água

das chuvas e na neve, como foi relatado nos próprios estudos desenvolvidos por Fries e

Püttmann (2004). Esses autores coletaram amostras de neve e de chuva nos períodos de

inverno e verão em áreas urbanas, suburbanas e rurais da Bélgica e da Alemanha, para

investigar depósitos com fontes de 4-NP.

Observou-se que os maiores valores encontrados de 4-NP nas chuvas foram em áreas

suburbanas, com máximo de 0,534µg/L, e que nas áreas rurais e urbanas esses valores

máximos foram consideravelmente baixos, na ordem de 0,099 e 0,062µg/L,

respectivamente. No caso da neve foram encontrados valores por volta de 0,242 µg/L, para

áreas urbanas, e máximo de 0,478µg/L. Já nas áreas rurais a detecção não foi registrada e

nas áreas suburbanas os valores foram bem baixos, com o máximo de 0,030 µg/L. Durante

o trabalho também foi concluído que a concentrações na água das chuvas de verão tiveram

valores inferiores às das chuvas de inverno, devido ao efeito da degradação fotoquímica.

Outra forma resultante da biodegradação dos NPnEOs é o composto p-nonilfenol. Este é

encontrado também em óleos lubrificantes industriais, espermicidas de preservativos,

pesticidas, realizando o papel de antioxidante, estabilizador e emusificante em cloreto de

polivinila (PVC) e poliestireno (Sonnenschein e Soto, 1998). Há relatos da contaminação

com p-nonilfenol na indústria de alimentos que utiliza encanamentos de PVC e por cremes

anticoncepcionais contendo nonoxinol-9, que curiosamente, depois de absorvido pelo

organismo, transforma-se em p-nonilfenol.

Com relação aos efeitos maléficos do p-nonilfenol, tem-se, por exemplo, de acordo com os

estudos mencionados por Basheer et al. (2004), que baixas doses de exposições a p-

nonilfenol é capaz de inibir a síntese de ATP (adenosina tri-fosfato) nas mitocôndrias

celulares dos seres vivos, além de induzir características masculinas em fêmeas de animais

marinhos como os gastrópodes.

Um aspecto importante a se comentar é que o 17β-estradiol chega a ter uma atividade

hormonal de 1000 a 10.000 vezes maior que a do nonilfenol (Tanaka et al., 2001 apud

Fukuhara et al., 2006). Na Figura 3.8 têm-se as estruturas químicas dos compostos 17β-

estradiol e p-nonilfenol.

17β-estradiol

P-nonilfenol

Figura 3.8 – Estrutura química do 17β-estradiol e do p-nonilfenol (Danish EPA, 2003 e

Nogueira, 2003 - modificado).

3.1.4 Extensão do problema

Os primeiros relatos da atividade de perturbadores endócrinos foram relacionados ao

medicamento dietilestilbestrol (DES), utilizado por mulheres entre as décadas de 50 e 70.

Tal medicamento causou às descendentes das usuárias: câncer na vagina; infertilidade e

deformações irreversíveis no útero, sendo que muitas das descendentes só vieram a

descobrir esse problema aos vinte anos de idade. Já no caso dos descentes homens, o

medicamento causou criptorquidia, ou seja, ausência de testículo (Soto e Sonnenschein,

2002 e Colborn et al., 2002). Também foi observado que os homens que trabalhavam nas

fábricas que produziam o medicamento foram afetados apresentando crescimento das

mamas (Bowler e Cone, 2001 apud Guimarães, 2005).

Em 1964, outra substância química com atividade perturbadora endócrina de amplo uso

comercial, os PCBs, foi identificada no organismo humano pelo químico Sören Jensen,

quando este se propôs a estudar os níveis de DDT no sangue humano. A partir de 1976, os

Estados Unidos resolveu banir o uso dos PCBs, mas os equipamentos, como

transformadores e capacitores elétricos, que já continham a substância, puderam

permanecer com o produto tóxico em seu interior, o que possibilitou a contaminação de

rios e solos por vazamentos. É muito provável que essa contaminação ainda possa estar

agindo sobre o meio ambiente até os dias de hoje, já que a meia vida dos PCBs é de 40

anos. No Brasil, a proibição veio em 1981, no entanto, também nos mesmos moldes da

proibição americana (Guimarães, 2005).

Com o avanço tecnológico, relatos sobre ocorrência de perturbadores endócrinos só vêm

aumentando e se tornando um tópico de importância internacional, tendo em vista as

evidências do problema em várias partes do mundo. Por exemplo, Kolpin et al. (2002)

detectaram antibióticos em amostras de água superficiais nos Estados Unidos. Ternes et al.

(1999) identificaram a presença de vários estrogênios nos esgotos domésticos em efluentes

de ETEs na Alemanha, Canadá e Brasil, comprovando a remoção incompleta dos

perturbadores endócrinos pelas estações de tratamento. A seguir têm-se exemplos de

algumas pesquisas em várias partes do mundo, inclusive a de Ternes et al. (1999), em que

os perturbadores endócrinos 17β-estradiol e p-nonilfenol foram encontrados.

No Brasil, Ternes et al. (1999) avaliaram a presença e remoção de estrogênios naturais e

contraceptivos sintéticos nos esgotos da ETE, localizada no bairro da Penha no estado do

Rio de Janeiro. Nessa pesquisa foi estudada a eficiência de remoção dos estrogênios, por

meio do processo de lodos ativados e filtro biológico, sendo esse último constatado como

menos eficiente. A vazão de entrada média da ETE no período de amostragem era de

120.096m

/dia, sendo que 71% desta destinada ao processo de lodos ativados e 29% ao

processo de filtragem biológica. As concentrações médias dos estrogênios 17β-estradiol e

estrona detectadas no esgoto bruto foram, respectivamente, de 21 e 40 ng/L, acarretando

cargas totais de até 5g/dia para estrona e 2,5g/dia para o 17β-estradiol. As eficiências de

remoção do 17β-estradiol observadas foram de 92% no filtro biológico e de 99,9% no

processo de lodos ativados. Já para a estrona, as remoções atingiram os valores de 67% e

83%, respectivamente, para o filtro biológico e lodos ativados. O estrogênio contraceptivo

17α-etinilestradiol também foi avaliado, com remoções de 64% no filtro biológico e 78%

no lodos ativados, sendo que para o 17α-etinilestradiol foram relatadas cargas totais no

afluente de 0,7g/d.

Na Alemanha, em uma estação de tratamento de esgoto (ETE), perto de Frankfurt/Main,

também estudada por Ternes et al. (1999), com vazão de entrada média no período de

amostragem de 41.200m

/dia, foi constatada a presença dos compostos 17β-estradiol e

estrona no esgoto bruto com concentrações médias de 15ng/L e 27ng/L, respectivamente,

acarretando cargas totais de até 1g/dia para a estrona, bastante inferior ao observado no

Brasil. Nessa ETE, as eficiências de remoção absolutas foram inferiores às obtidas nas

estações de tratamento brasileiras. Isto, provavelmente, ocorreu devido às baixas

temperaturas do período de amostragem na Alemanha, em torno de 2°C, que foram bem

diferentes das médias de 20°C do Brasil. Apesar do desempenho inferior, observou-se a

remoção, por lodos ativados, dos compostos 16α-hidroxiestrona e 17β-estradiol em

eficiências aproximadas de 68% e 64%, respectivamente.

Ternes et al. (1999) relataram também que se surpreenderam com as concentrações de

17β-estradiol e 16α-hidroxiestrona detectadas durante o processo de tratamento da ETE

alemã. Verificou-se que durante o processo de tratamento houve um acréscimo nas cargas

desses estrogênios, provavelmente, pela transformação de formas conjugadas nessas

formas mais simples de estrogênios. Esse fato foi considerado por Ternes et al. (1999)

como um tópico para futuras investigações, pois sugerem muitos questionamentos a

respeito do tempo de processamento, se este está sendo suficiente ou não. Ou mesmo se

existe outra razão responsável pelo aumento da carga desses perturbadores endócrinos

durante o processo de tratamento por lodos ativados.

O comportamento de efluentes de ETEs no Canadá e em outras estações na Alemanha,

além daquela já citada perto de Frankfurt/Main, também foram avaliadas por Ternes et al.

(1999). Nas estações de tratamento de esgotos alemãs foi predominante a presença de

estrona com concentração máxima de 70ng/L e valor médio de 9ng/L. Concentrações

médias da ordem de 1ng/L foram encontradas para 17α-etinilestradiol (com máxima

15ng/L) e para 16α-hidroxiestrona (com máxima 5ng/L). Já para o 17β-estradiol foram

encontradas máximas concentrações de 3ng/L, sendo o valor médio não indicado.

Já nos efluentes das ETEs canadenses, foram registradas concentrações maiores de 17β-

estradiol, média de 6ng/L e valor máximo 64ng/L, e de 17α-etinilestradiol, média de 9ng/L

com máximo de 42ng/L, do que nos efluentes das ETEs alemães. Entretanto, as

concentrações de estrona foram inferiores, com média de 3ng/L e valor máximo de 48ng/L.

Na Tabela 3.3 são apresentados os valores já citados, para uma melhor visualização.

Em Portugal, Azevedo et al. (2001) avaliaram, em amostras de águas superficiais, a

presença dos perturbadores endócrinos bisfenol A e isômeros de 4-nonilfenol. Foram

analisadas 135 amostras, oriundas de 45 locais de amostragens, durante um período de três

meses (agosto a outubro de 1999). Nessas amostras constatou-se que as concentrações de

bisfenol A e dos isômeros de 4-nonilfenol variaram de 0,2 a 4,0µg/L e 0,2 a 30,0µg/L,

respectivamente. Quanto à origem dos perturbadores endócrinos em questão, apenas os

isômeros de 4-nonilfenol foram associados à indústria têxtil e de curtumes da região. Não

se identificou ao certo à origem do bisfenol A. É importante ressaltar que em apenas duas

amostras foram observadas concentrações superiores a 10µg/L dos isômeros de 4-

nonilfenol e 2µg/L do bisfenol A, que são concentrações limites estipuladas para causar

efeitos de perturbação endócrino, em peixes.

Furuichi et al. (2004) estudaram a presença de perturbadores endócrinos em amostras de

água de diversos locais do Rio Tama, no Japão. A detecção foi realizada por meio de

cromatografia líquida ligada à espectrometria de massa e por ensaios in vitro usando

células da linhagem celular MCF-7 derivadas do câncer de mama humano (MVLN). As

Tabela 3.3 – Comparação dos valores detectados de estrogênios, nos efluentes de ETEs

estudados por Ternes et al. (1999).

Concentração (ng/L)

Estrogênio

Média Máxima

Localização da ETEs Alemanha Canadá Alemanha Canadá

Estrona 9,0 3,0 70,0 48,0

17β-estradiol

- 6,0 3,0 64,0

17α-etinilestradiol

1,0 9,0 15,0 42,0

16α-hidroxiestrona

1,0 - 5,0 -

águas do rio foram submetidas à extração em fase sólida e os extratos brutos foram

fracionados por HPLC em 10 frações que, posteriormente, foram testadas em ensaios

MVLN para verificar a presença de atividade estrogênica.

Em uma das frações, constatou-se a presença de 4-nonilfenol e 4-t-octilfenol com

concentrações totais entre 51,6 a 147ng/L e 6,9 a 81,9ng/L, respectivamente. No entanto,

nessa fração específica nenhuma atividade estrogênica foi verificada, isso porque a

atividade estrogênica se apresentou abaixo do limite de detecção da bioamostra da célula

MVLN. Já em outras três frações, foi constada a atividade estrogênica em concentrações

totais de 2,6 a 14,7ng/L de 17β-estradiol e de 17,1 a 107,6ng/L de estrona. Foi também

detectado bisfenol A com valores totais entre 16,5 a 150,2ng/L. O estriol e 17α-

etinilestradiol não foram detectados nessas três frações, pois apresentaram valores

inferiores a 0,02ng/L.

Na Tabela 3.4 são relatados mais alguns exemplos de detecção de substâncias

perturbadoras endócrinas.

Tabela 3.4 - Outros estudos sobre detecção de substâncias perturbadoras endócrinas.

Referências Perturbadores

Quantidades (*)

Origem da amostra/

Local

Desbrow et al.

(1998)

Estrona

17β-estradiol

17α-etinilestradiol

1 a 80 ng/L

1 a 50 ng/L

0 a 7 ng/L

Efluente de ETE

Inglaterra

Belfroid et al.

(1999)

Estrona

17β-estradiol

17α-etinilestradiol

< 0,4 a 47 ng/L

< 0,6 a 12 ng/L

< 0,2 a 7,5 ng/L

Efluente de ETE

Holanda

Larsson et al.

(1999)

Estrona

17β-estradiol

17α-etinilestradiol

4-Nonilfenol

Bisfenol A

5,8 ng/L

1,1 ng/L

4,5 ng/L

840 ng/L

490 ng/L

Efluente secundário de

ETE.

Suécia

Kuch e

Ballschmiter

(2001)

Esteróides

4-Nonilfenol

Bisfenol A

4-tert-octilfenol

100 pg/L a 2 ng/L

2 a 15 ng/L

300 pg/L a 2 ng/L

150 pg/L a 5 ng/L

Água para abastecimento

Sul da Alemanha

(*) Não há recomendações a respeito de valores máximos permitidos para água de abastecimento na

Portaria 518 e nem mesmo fornecidos pela Organização Mundial de Saúde.

3.1.5 Detecção dos perturbadores endócrinos

A União Européia (EU), a Agência de Proteção Ambiental Norte-Americana (EPA), a

Organização Mundial de Saúde (OMS) e a Organização para a Cooperação e

Desenvolvimento Econômico (OCDE), evidenciam preocupações com relação à ação

negativa provocada pelos perturbadores endócrinos. Nessa perspectiva, é possível constatar

a grande importância na identificação das fontes de contaminação, em se fazer uma

avaliação toxicológica dessas substâncias e um monitoramento analítico dos meios de

dispersão ambiental desse tipo de compostos.

As estratégias de avaliação toxicológicas são baseadas na combinação de ensaios de curto

prazo, por meio da identificação da atividade estrogênica in-vitro, com estudos de longo

prazo, efeitos in-vivo e, conseqüentemente, a avaliação do potencial de risco para o

homem. Outro aspecto que merece destaque é a importância dos estudos epidemiológicos.

Embora esses estudos apresentem respostas em longo prazo, constituem em uma

ferramenta importante de indícios dos efeitos negativos dos perturbadores endócrinos,

tendo em vista que não há possibilidade de executar testes toxicológicos diretamente em

humanos, tanto pelo caráter ético como legal.

Já do ponto de vista analítico, os métodos mais adequados de monitorização são: os

biológicos e os de “separação”. Com relação aos métodos biológicos, destacam-se os

imunoensaios, cujo princípio é a produção de anticorpos e/ou receptores que se liguem à

substância que apresenta atividade estrogênica (Nogueira, 2003).

A Figura 3.9 ilustra os dois passos genéricos dos imunoensaios. Inicialmente tem-se a

imobilização do receptor específico a um suporte, seguido da adição da substância em

estudo e de seu anticorpo, ocorrendo então o período de incubação. Em seguida, de acordo

com o tipo de detecção pretendida, adiciona-se uma substância adequada para detecção e

se faz medidas, tais como: de fluorescência (exemplo: ELRA, “Enzyme Linked Receptor

Assay”); de atividade enzimática (exemplo: ELISA, “Enzyme Linked Immuno Sorbent

Assay”) ou de radiação isotópica (exemplo: RIA, “Radio Immuno Assay”). De posse das

medidas, a análise quantitativa do resultado é obtida por meio da curva de calibração

previamente determinada para o ensaio (Nogueira, 2003).

As técnicas de imunoensaios vêm ganhando cada vez mais destaque e durante os últimos

10 anos têm se tornado bastante popular como ferramenta de detecção para contaminantes

como pesticidas em amostras de água. Já no setor de saúde, os imunoensaios são

extensamente usados, incluindo métodos para a detecção de estrogênios. Dessa forma, não

é de se surpreender que essa técnica revele-se uma boa alternativa para detecção de

perturbadores endócrinos em amostras ambientais. No entanto, deve-se ressaltar que outros

métodos biológicos de importância semelhante são encontrados na literatura, dentre estes

os ensaios de DNA e de linhas celulares. Na Tabela 3.5 são apresentadas às vantagens e as

desvantagens dos métodos de imunoesnsaios para amostras ambientais.

Figura 3.9 – Ilustração de dois passos genéricos dos imunoensaios (Nogueira, 2003).

“Enzyme Linked Immuno Sorbent Assay – ELISA” é uma das técnicas mais simples de

imunoensaio. Atualmente, esta é comercialmente disponível em kits para detecção e

quantificação de pesticidas, hormônio, dentre outras substâncias.

Uma outra forma indireta de detectar estrogênios é por meio da detecção ELISA de

biomarcadores, ao invés da detecção do próprio perturbador endócrino. Um biomarcador

muito utilizado é a determinação de níveis de vitelogenina (VTG) em plasma sangüíneo,

tendo em vista que alguns organismos respondem a um aumento na síntese de VTG como

resposta à exposição a determinadas concentrações de estrogênio. A vitelogenina é uma

lipoproteína complexa que se encontra na gema do ovo e que em circunstâncias normais

desempenha papel no sistema reprodutivo de vertebrados ovíparos. O gene do VTG

também está presente nos machos, mas sob condições normais não é expressivo, devido à

baixa concentração de estrógeno nos sangue dos mesmos (Nogueira, 2003; Bila e Dezotti,

2003).

Tabela 3.5- Vantagens e desvantagens de imunoensaios para amostras ambientais

(Danish EPA, 2003 - modificado).

Vantagens Desvantagens

• Alta sensibilidade;

• Facilidade de uso;

• Necessidade de pequenos volumes

de amostras;

• Ampla aplicabilidade;

• Simples preparação da amostra;

• Capacidade de análise de várias

amostras simultaneamente;

• Apropriado para uso em campo;

• Curto tempo de análise;

• Apresenta uma boa relação de

custo-efetividade;

• Ideal para detecção em amostras

com altas cargas de poluentes.

• Vulnerável a reações cruzadas;

• Detecção imprecisa em amostras com

baixas cargas de poluentes;

• Quando existem baixas cargas de

poluentes, há necessidade de

confirmação do resultado por

métodos de separação

(electroforéticos, hifenados e

cromatográficos, como: HPLC-MS-

MS e GC-MS-MS);

• A síntese dos anticorpos pode ser

difícil e cara.

• Apenas uma substância específica

pode ser analisada ao mesmo tempo.

Com relação aos métodos analíticos de separação, têm-se às técnicas cromatográficas, que

são métodos físicos usados para separar e/ou analisar misturas constituídas por diversos

tipos de compostos. Trata-se de uma técnica muito vantajosa porque consegue separar os

constituintes de misturas complexas com grande precisão e também é capaz de purificar

qualquer substância solúvel ou volátil caso o material que constitui a fase estacionária, o

fluído transportador e as condições operativas forem otimizados.

Os componentes a serem separados em uma técnica cromatográfica são distribuídos entre

duas fases: uma fase estacionária e uma fase móvel que percorre o leito estacionário. Essa

técnica ocorre como resultado de processos repetidos de adsorção e desorção durante o

movimento dos componentes da amostra, em diferentes velocidades de migração, através

dos materiais constituintes da fase estacionária, promovendo dessa forma a separação. A

distinção entre os principais métodos cromatográficos é feita em termos das propriedades

da fase móvel, que pode ser líquida (LC) ou gasosa (GC).

No entanto, para que se tenha sensibilidade suficiente para analisar estrogênios naturais em

matrizes complicadas, tais como esgoto tratado, bruto, adubo e solo, é necessária que a

cromatografia seja combinada à técnica de espectrometria de massa (MS). A

espectrometria de massa oferece informações sobre a composição atômica e molecular de

materiais inorgânicos e orgânicos, aumentando substancialmente o desempenho dos

métodos cromatográficos na identificação de compostos e reduzindo os limites de detecção

(Danish EPA, 2003).

Os espectrômetros de massa consistem em um dispositivo capaz de classificar íons de

acordo com sua relação massa-carga, por meio do movimento destes em campos elétricos e

magnéticos. Com esse equipamento é possível identificar a diferença entre substâncias que

foram detectadas de forma semelhante, ou seja, é possível se certificar do composto que foi

detectado, evitando possíveis erros de interpretação (Danish EPA, 2003).

Ultimamente, tem-se optado pelo arranjo de espectrometrias de massa (MS-MS), pois este

promove maior seletividade ao resultado. Nesse caso, o método envolve pelo menos duas

fases de análise de massa em conjugação com um processo de dissociação, que causa uma

mudança na massa ou nos íons. No arranjo mais comum MS-MS, o primeiro espectrômetro

é usado para isolar um precursor iônico e fragmentá-lo, espontaneamente ou por meio de

ativação, produzindo produtos iônicos e fragmentos neutros. O segundo espectrômetro

analisa o produto iônico resultante. Assim, a massa específica não é apenas quantificada,

mas pode ser relacionada a uma fragmentação específica de produtos iônicos (Danish EPA,

2003).

As informações obtidas de qualquer ensaio cromatográfico são apresentadas em um

cromatograma, isto é, um registro da concentração ou da massa dos componentes da

amostra em função do tempo ou do volume da fase móvel. Tais informações permitem

uma avaliação da complexidade e das características da amostra.

Como são vários os métodos analíticos sugeridos na literatura para detecção de

perturbadores endócrinos em amostras ambientais, deve-se ter em mente, que ao se

promover uma análise específica, é importante escolher o método mais adequado. Isto

pode ser feito considerando-se alguns parâmetros importantes, como: sensibilidade;

variabilidade e seletividade (Danish EPA, 2003).

Outros pontos que se deve observar são o custo de investimento e o nível de detecção

pretendido. Pois uma avaliação apenas dos três quesitos anteriormente citados sempre

resultará na escolha dos métodos de cromatografias acopladas a dupla espectrometria de

massa, devido ao alto nível de precisão destes. Contudo, para alguns estudos tal nível de

precisão nem sempre é necessário, existindo a possibilidade de se utilizar outros métodos

com custos inferiores e igualmente eficientes.

É importante ressaltar que a questão custo não engloba somente os equipamentos, mas as

técnicas de preparação da amostra que podem apresentar custos consideráveis, variando

amplamente dependendo das matrizes ambientais. Na Tabela 3.6 tem-se uma classificação

das técnicas analíticas de detecção depois de considerar os parâmetros de variabilidade,

seletividade e sensibilidade para diferentes matrizes ambientais, assumindo-se que houve

uma eficiente preparação da amostra.

Tabela 3.6 – Classificação das técnicas analíticas de detecção de perturbadores

endócrinos para diferentes matrizes ambientais (Danish EPA, 2003 - modificado).

Matriz GC-MS

GC-

MS-MS

LC-MS

LC-MS-

Imunoensaio

LD fornecido na literatura

(ng/L) (*)

0,3 - 2 0,1 - 2 1 - 5 0,1 – 0,5 0,05 - 850

Águas de superfície

(águas subterrâneas, águas

de rio, etc.).

(+) + (+) + (++)

ETEs (afluente / efluente) (+) + (+) + (++)

Esgoto (+) + (+) + (++)

Solo (+) + (+) + (++)

Adubo (+) + (+) + (++)

(*) LD: limite de detecção;

+ : pode ser aplicado quando LD e LQ (limite de quantificação) são cumpridos.

(+): pode ser aplicado se os problemas de seletividade são solucionados por definição de critérios e se LD

e LQ são cumpridos.

(++): pode ser aplicado se os problemas de seletividade são solucionados por definição de critérios e se

atenção é dada aos falsos positivos.

As técnicas UV, HPLC, GC-FID, etc são irrelevantes neste contexto devido à baixa e imprópria

seletividade.

É importante destacar que a análise tanto por meio de ensaio ELISA como por

cromatografia requerem um pré-tratamento das amostras. As razões para isso são

inúmeras, destacando-se: a complexidade das matrizes biológicas; a existência de proteínas

incompatíveis com as colunas cromatográficas e a concentração das substâncias a serem

detectadas, em nível de traços. As técnicas de extração e/ou pré-concentração permitem

que a análise dos compostos de interesse se torne possível. A meta final é obtenção de uma

sub-fração da amostra original enriquecida com as substâncias de interesse analítico. De

forma a se obter, por exemplo, uma separação cromatográfica livre de interferentes, com

detecção adequada e um tempo razoável de análise (Queiroz et al., 2000).

As técnicas mais comumente utilizadas para extração ou pré-concentração de compostos

são: extração líquido-líquido; extração em fase sólida; extração com fluído supercrítico e

extração com membrana sólida ou líquida.

Dentre as extrações citadas, a extração em fase sólida (EFS) é atualmente uma das

ferramentas mais poderosas e mais empregadas para a extração e pré-concentração de

compostos presentes em matrizes complexas. Esse tipo de extração também é o processo

mais citado nos artigos relacionados com detecção de substâncias perturbadoras

endócrinas. A EFS emprega cartuchos recheados com adsorventes, nas formas de barril ou

seringa, e um mecanismo de retenção idêntico ao que ocorre na coluna de cromatografia

líquida (Queiroz et al., 2000).

É importante comentar que Queiroz et al. (2000) apresenta um guia para seleção de

adsorventes a serem utilizados em EFS e que segundo a Danish EPA (2003), os cartuchos

C18 têm sido os mais amplamente empregados em EFS, juntamente com as eluições

utilizando metanol. Isto pode ser constatado, por exemplo, nos trabalhos de Rudder et al.

(2004), que detectaram 17α-etinilestradiol por meio de bioensaios YES (Yeast Estrogen

Screen); nos estudos desenvolvidos por Lee et al. (2004), que detectaram 17β-estradiol por

YTA (Yeast Two-hybrid Assay), ER-CA (Estrogen Receptor Competition Assay) e LC/MS

e nos estudos desenvolvidos por Fukuhara et al (2006), que detectaram estrona e 17β-

estradiol por ELISA. Em todos os casos, as amostras foram preparadas por tecnologia de

EFS utilizando cartucho C18, havendo apenas algumas alterações de dosagens e tipos de

solventes.

3.2 - ADSORÇÃO POR CARVÃO ATIVADO

3.2.1 – Histórico

Os registros do uso do carvão ativado são variados e datam desde antes de Cristo. Os

Egípcios costumavam utilizar o carvão vegetal e animal no tratamento de doenças; na

adsorção de odores provenientes de ferimentos e do trato intestinal; como combustível

doméstico; como purificador de óleos e como redutor de minérios na produção do bronze.

Outra prática importante foi exercida pelo povo Hindu e Fenício que, respectivamente,

empregavam o carvão vegetal na purificação da água e na fabricação de barris para

armazenamento de água potável (University of Kentucky, 2005).

Em 1773, Scheele estudou a adsorção de diferentes gases por várias fontes de carvões. Já

em 1777, estudos posteriores relacionaram o efeito do calor na adsorção de gases em

carvão vegetal, sendo esses resultados utilizados na elaboração da “Teoria da Condensação

da Adsorção”. Lowitz, em 1785, constatou em seus estudos que os carvões não apenas

eram capazes de serem eficientes na remoção de vapores, mas de substâncias orgânicas e

cor; sendo no caso particular da cor, a análise voltada à produção de ácido tartárico. Nessa

mesma época, com o desenvolvimento das refinarias de açúcar, houve uma grande busca

por metodologias que promovessem a descoloração do melado feito do açúcar bruto, pois,

o carvão vegetal manufaturado da madeira, até aquele momento, devido sua baixa

porosidade, não era efetivo para esse tipo de remoção (University of Kentucky, 2005).

No começo do século XIX na França, Gruillon propôs o refinamento e “branqueamento”

simplificado do açúcar, em grande escala. Para isso era necessário que o carvão

manufaturado da madeira fosse moído e lavado. Esta foi a primeira vez que o carvão em pó

passou a ser produzido comercialmente. Em 1811, Figuier descobriu que o carvão

manufaturado de ossos apresentava maior capacidade de descoloração do açúcar quando

comparado ao manufaturado da madeira. Rapidamente, o carvão de osso tomou conta do

mercado e alguns métodos de regeneração por calor foram desenvolvidos para esse tipo de

carvão (University of Kentucky, 2005).

Já em 1822, Buzzy promoveu os primeiros estudos sobre a ativação em processos térmicos

e químicos e também analisou as propriedades de descoloração do carvão. Assim, Buzzy

pode constatar que havia uma relação da técnica de descoloração com a fonte de carvão

adotada, com o processo de ativação e com o tamanho das partículas do produto final. Em

seus estudos também concluiu que a carbonização em altas temperaturas e longos períodos

reduz as propriedades de adsorção (University of Kentucky, 2005).

No século XX, durante as duas guerras mundiais, devido a grande necessidade de produção

de máscaras para proteção contra gases tóxicos, houve um grande estímulo em pesquisas

voltadas à adsorção (Suzuki, 1990 apud Silva, 2005a).

Com relação ao tratamento de água direcionado ao abastecimento público, o primeiro uso

do carvão ativado ocorreu em 1910, com a implantação de um filtro de carvão ativado

manufaturado de lignita na estação municipal de Reading, na Inglaterra. O propósito do

filtro, na época, era apenas a remoção de subprodutos clorados da água tratada

(Masschelein, 1992).

Com o tempo, essa tecnologia de filtração difundiu-se e aprimorou-se em outros países

como Alemanha, Estados Unidos, Inglaterra, Holanda e Dinamarca devido a sua

praticidade, economia proporcionada pela reativação do material e eficiência na remoção

de subprodutos da cloração e demais compostos orgânicos. Na Tabela 3.7 é apresentada a

cronologia dos diferentes usos do carvão ativado no tratamento de água para abastecimento

(Masschelein, 1992).

Tabela 3.7 – Cronologia do uso do carvão ativado (Masschelein, 1992 - modificado).

Usos Anos precursores

Remoção dos subprodutos da cloração na água tratada 1910

Remoção de compostos que conferem odor e sabor à água. 1955

Remoção de compostos orgânicos. 1970

Carvão ativado biológico 1976

Atualmente, o interesse pelo estudo do carvão voltado para o tratamento de água e esgoto

vem aumentando e uma variedade de espécies de carvões ativados é produzida com

diferentes granulometrias e origens. Isto se deve, principalmente, a uma preocupação cada

vez maior com a presença de compostos orgânicos que conferem riscos à saúde humana

tais como: pesticidas, toxinas, perturbadores endócrinos e trihalometanos (THM), pois

alguns desses compostos não são removidos totalmente pelos tratamentos convencionais,

de forma a atender aos padrões de qualidade preconizados pelas legislações.

3.2.2 - Principio da adsorção

A adsorção é o fenômeno que envolve a concentração espontânea de um fluido ou um gás

sobre a superfície de um sólido, devido à existência de forças atrativas não compensadas

na superfície do mesmo. O sólido sobre o qual ocorre a adsorção é o denominado

adsorvente, enquanto as moléculas retidas pela superfície são os denominados adsorvatos

(Snoeyink, 1990).

A adsorção pode ser classificada como física ou como quimissorção. Na adsorção física, as

forças de Van der Waals (repulsão e dispersão) atuam entre o composto que compõe o

adsorvente e a substância a ser adsorvida. Nesse caso, o processo encontra-se na faixa de

difusão controlada em que não existe energia de ativação, mas as forças eletrostáticas

podem interferir. Com relação à quimissorção, as forças predominantes são as

eletrostáticas (interações de polarização, dipolo e quadripolo) que formam uma ligação

química unindo o adsorvente e o adsorvato, que é capaz de modificar a estrutura molecular

existente (Masschelein, 1992).

O processo químico resulta em uma grande energia de ativação, além de apresentar baixa

reversibilidade. A reversibilidade é um aspecto importante a ser considerado no momento

em que se pretende escolher o tipo de carvão a ser usado, em pó ou granular. Isso se deve

ao fato de que quanto mais baixa a reversibilidade mais vantajosa será o uso de carvões em

pó, pois os carvões granulares são, usualmente, submetidos a processos regeneração

durante a sua vida útil. Outro aspecto que deve ser ressaltado a cerca desse assunto é que

na adsorção física existe a possibilidade da formação de camadas moleculares sobrepostas

na estrutura do carvão, enquanto na adsorção química somente uma camada molecular é

possível de ser adsorvida (monocamada).

Diversos materiais podem ser utilizados para a técnica de adsorção no tratamento de água,

dentre estes existem: a alumina ativada (Al

), a sílica gel, o carvão ativado, os óxidos

metálicos, as resinas de troca iônica e resinas adsorventes. No entanto, dentre os vários

tipos de materiais, optou-se pelo estudo mais aprofundado do carvão ativado, pois este

satisfaz os interesses que serão abordados no decorrer desse trabalho.

A adsorção em carvão ativado representa papel importante na modificação da qualidade da

água, pois por meio desse tipo de adsorção é possível remover compostos causadores de

sabor e odor, subprodutos da cloração como os trihalometanos (THM) e químicos

orgânicos sintéticos ou naturais que oferecem risco a saúde, como os perturbadores

endócrinos, que são o foco principal do trabalho em questão (Snoeyink, 1990).

A fabricação do carvão envolve essencialmente dois processos: a carbonização da matéria-

prima, que consiste no tratamento térmico do material em atmosfera inerte e elevada

temperatura e a ativação do produto resultante em atmosfera redutora.

O carvão ativado pode ser manufaturado a partir de materiais carbonáceos de origem

vegetal (como madeira, turfa, sementes, cascas de coco e nozes), animal (como ossos de

animais) ou mineral (como petróleo, plástico, pneus, lignita e material betuminoso). O tipo

de matéria-prima e a temperatura de carbonização e ativação são fatores de grande

importância na preparação do carvão ativado com relação à formação de sua estrutura

porosa.

Dentre os processos conhecidos de preparação, a ativação térmica é o mais difundido.

Nesse caso, promove-se uma decomposição da matéria carbonácea por meio do

aquecimento lento do material em fornos sob condições anaeróbias controladas. Essa

ausência de oxigênio assegura que o carvão não queime e se transforme em um material

orgânico poroso. Após o aquecimento, o produto é ativado por exposição a uma mistura de

vapor sob temperatura entre 900 e 1100°C, sendo importante que haja uma difusão

completa desse vapor em toda a massa do carvão. A estrutura resultante dos poros será

decorrente da quantidade de vapor e da temperatura empregada (Masschelein, 1992;

Kawamura, 2000).

Outro processo de ativação, menos freqüente, é o químico. Este consiste na desidratação

inicial do material carbonáceo por meio de produtos como ZnCl

ou H

a uma

temperatura entre 400 e 500°C e posterior ativação na ausência de ar, com temperatura

num intervalo de 500 a 700°C (Masschelein, 1992).

As propriedades físicas do carvão ativado incluem a área superficial, distribuição do

tamanho dos poros, densidade do carvão, número de iodo, número de melaço, índice de

azul de metileno, resistência à abrasão, teor de umidade, dureza, conteúdo de cinzas (que

reflete a pureza do carvão), tamanho das partículas, entre outras.

A determinação da área superficial baseia-se na quantificação do adsorvato necessário para

recobrir o adsorvente com uma monocamada. O método consiste na exposição do sólido a

um gás em um sistema fechado à temperatura constante. Nesse caso, o sólido passa a

adsorver o gás, ocorrendo assim, um aumento da massa do sólido e um decréscimo na

pressão do gás (Teixeira et al., 2001).

A forma mais conhecida de calcular essa área superficial é por meio da equação da

isoterma de adsorção do nitrogênio (N

) sugerida por Brunauer, Emmett e Teller. Esta é

conhecida como área superficial BET e expressa em m

/g. Em geral, os carvões ativados

usados no tratamento de água apresentam uma superfície interna entre 500 e 1500m

(Masschelein, 1992).

Quanto aos poros dos carvões, estes são classificados de acordo com o tamanho do seu

diâmetro médio, como apresentado na Tabela 3.8. A determinação do volume de poros

pode ser feita por meio da adsorção de adsorvatos em fase líquida, como por exemplo, o

iodo e o azul de metileno. O azul de metileno vem sendo utilizado como um parâmetro

para expressar a mesoporosidade do carvão ativado, enquanto o número de iodo a

microporosidade. Já para o caso de poros maiores, o ideal a ser feito é uma análise

colorimétrica comparativa, dispondo-se de um adsorvato padrão de número molar

conhecido.

O procedimento do número de iodo é sugerido pela norma americana D4607 da American

Society for Testing and Materials - ASTM e pela norma brasileira MB-3410 da Associação

Brasileira de Normas Técnicas - ABNT cujo principio do método consiste na obtenção da

Tabela 3.8 – Classificação dos poros para carvões ativados (Bansal e Goyal,

2005 - modificado).

Classificação Diâmetro médio (nm)

Microporo < 2

Mesoporo 2 – 50

Macroporo > 50

quantidade, em miligramas de iodo adsorvido por 1,0g de carvão ativado pulverizado,

quando a concentração do filtrado residual é 0,02N. No entanto, o número de iodo deve

atender a recomendações mínimas sugeridas em normas para que o carvão apresente uma

boa capacidade adsortiva.

Assim, de acordo com a American Water Works Association – AWWA, o número de iodo

não deve ser menor do que 500mg/g, seja na forma granular ou em pó. Já com base na

norma brasileira EB-2133 da ABNT, o valor mínimo deve ser de 600mg/g, para carvões

em pó, pois, até o momento, não há norma brasileira específica para carvões granulares.

Quanto à estrutura, os poros são conhecidos como cilíndricos (por exemplo, carvão ativado

obtido de casca de coco) e cônicos (obtido do carvão mineral), sendo os poros cônicos os

mais eficientes, pois adsorvem grandes e pequenas moléculas simultaneamente. Enquanto

os cilíndricos, devido à possibilidade de serem obstruídos por moléculas grandes e

partículas coloidais na sua entrada, são pouco efetivos. Na Figura 3.10 é apresentado o

esquema da estrutura dos poros (Masschelein, 1992).

(1) colóide ou molécula

polimérica;

(2) moléculas grandes

adsorvidas;

(3) moléculas pequenas

adsorvidas.

Figura 3.10 – Esquema da estrutura dos poros para carvões ativados: (a) estrutura cônica

e (b) estrutura cilíndrica (Masschelein, 1992 - modificado)

3.2.3 - Características da adsorção

O carvão ativado pode ser usado na forma granular ou em pó. Em ambas as formas o

processo de adsorção, que consiste no acúmulo do adsorvato na superfície do adsorvente

ocorre, simultaneamente, com sua reação inversa, denominada dessorção. Quando as taxas

de adsorção e dessorção se igualam é estabelecido o equilíbrio da adsorção e a acumulação

do adsorvato é interrompida. A dessorção pode ser causada, por exemplo, por alterações de

outros compostos ou por uma diminuição na concentração do adsorvato no afluente. A

Irreversível

Desfavorável

Linear

Muito favorável

Favorável

Equação 3.1 representa a reação química de adsorção de moléculas pelo material

adsorvente.

BABA .

⇔

Equação (3.1)

Em que, A é o adsorvato; B é o adsorvente e A.B são os composto adsorvidos.

A representação gráfica do fenômeno de adsorção é dada pela isoterma de equilíbrio que

consiste em uma curva que relaciona a quantidade de adsorvato por unidade de adsorvente

versus a concentração de equilíbrio do adsorvato na solução. Na Figura 3.11 são

apresentados os diferentes tipos de isotermas. O estudo das isotermas é essencial, pois uma

grande quantidade de dados, relacionados à atividade do adsorvente, pode ser resumida.

No caso particular da utilização do carvão ativado, é possível decidir pela melhor forma de

utilização do mesmo (em pó ou granular), além de determinar dosagens e distribuições

granulométricas.

: concentração em equilíbrio do

adsorvato em solução;

: quantidade de adsorvato por

unidade de adsorvente.

Figura 3.11 – Tipos de isotermas de adsorção (McCabe et al., 1993 apud Silva, 2005a)

Essas diferentes formas de isotermas conhecidas são variações de seis tipos principais que

associam a forma de uma isoterma de adsorção gasosa às dimensões dos poros presentes

no sólido. Dentre esses tipos, cinco foram propostos por Brunauer et al. em 1940, e um

último proposto somente anos depois. Essa última curva corresponde a sólidos com

superfície uniforme e não porosa, ou seja, casos bem raros. Na Figura 3.12 são

apresentados os cinco primeiros tipos de isotermas propostos por Brunauer et al. em 1940

(Teixeira et al., 2001).

A isoterma do tipo I é característica de sólidos com microporosidade. As isotermas do tipo

II e IV são típicas de sólidos não porosos e de sólidos com poros razoavelmente grandes,

respectivamente. As isotermas do tipo III e V são características de sistemas onde as

moléculas do adsorvato apresentam maior interação entre si do que com o sólido, portanto,

prejudicando a análise da área superficial e da porosidade (Teixeira et al., 2001).

Volume adsorvido: quantidade de gás adsorvida pelo sólido em condições padrões de

temperatura e pressão (0° e 1atm);

P/Po: pressão relativa, ou seja, relação entre a pressão de trabalho e a pressão de vapor

do gás na temperatura utilizada.

Figura 3.12 – Tipos de isotermas de adsorção gasosa para caracterização de poros

(Teixeira et al., 2001 - modificado).

Ao se analisar a histerese de isotermas de adsorção-dessorção gasosas é possível obter

informações sobre a forma dos poros do sólido. O fenômeno da histerese é definido pela

diferença nos ramos de adsorção e dessorção da isoterma de um gás adsorvido. Os tipos

mais freqüentes de histereses classificados pela IUPAC (International Union of Pure and

Applied Chemistry) são mostrados na Figura 3.13 (Greg e Sing, 1982 apud Silva, 2005a).

A histerese H1 corresponde a materiais cujos poros são regulares em formato cilíndrico ou

poliédrico com as extremidades abertas. O tipo H2 é para materiais com poros cilíndricos

com estrangulações ou em formatos tipo “garrafa”. Na histerese H3, os poros possuem

formato de cunhas, cones ou placas paralelas. Já no tipo H4, os poros apresentam raios (r

)

menores do que 1,3nm, e morfologia pouco definida.

Figura 3.13 – Tipos de histereses em isotermas de adsorção-dessorção gasosa e a relação

com o formato do poro (Rodella, 2001 apud Silva, 2005a).

Os dois principais modelos que descrevem o equilíbrio da adsorção são os de Langmuir e

de Freundlich. Em ambos considera-se que a adsorção ocorre a uma temperatura constante

de equilíbrio e por isso a reação é denominada isotérmica (Masschelein, 1992).

O modelo de Langmuir é o que apresenta a mais simples das isotermas de adsorção. Este

assume que as forças atuantes na adsorção são similares às químicas e se baseia nas

seguintes considerações (Barros e Arroyo, 2006):

• O sistema deve ser ideal;

• As moléculas devem ser adsorvidas e aderidas à superfície do adsorvente em sítios

específicos, sendo a adsorção em monocamada e em superfície homogênea;

• Cada sítio pode acomodar somente uma molécula adsorvida e

• A energia da unidade adsorvida é a mesma em todos os sítios da superfície e não

depende da presença ou ausência de outras unidades adsorvidas nos sítios vizinhos, ou

seja, as interações são desprezíveis entre as moléculas adsorvidas.

Na Equação 3.2 tem-se a função isoterma de Langmuir e na Equação 3.3 sua forma

linearizada:

emáx

Cbq

⋅+

⋅

Equação (3.2)

máxemáxe

qCbqq

1111

+⋅

⋅

Equação (3.3)

q/1

C/1

máx

q/1

()

máx

qb⋅= /1

máxe

qq =

emáx

Cbqq ⋅⋅=

máxe

Onde:

: quantidade de adsorvato por unidade de adsorvente (g/g);

: concentração em equilíbrio do adsorvato em solução (g/m

);

máx

: limite de saturação (máxima massa de adsorvato por massa de adsorvente) (g/g);

b: constante que relaciona a energia de ligação do adsorvato com a superfície do

adsorvente.

Assim, a partir das Equações 3.2 e 3.3 é possível traçar as isotermas de Langmuir nas

formas normal e linearizada como apresentado na Figura 3.14 (Masschelein, 1992).

O modelo de Langmuir é bastante teórico e sua isoterma pode falhar em muitos aspectos

devido à heterogeneidade que em geral é observada na superfície adsorvente. Já o modelo

de Freundlich, apesar de empírico, é a função que mais se ajusta aos dados de tratamento

de água. A isoterma de Freundlich é representada pela Equação 3.4, juntamente com sua

respectiva linearização, na Equação 3.5, sendo ambas as equações graficamente

apresentadas na Figura 3.15 (Snoeyink, 1990).

CKq

⋅=

Equação (3.4)

Kq log

loglog ⋅+=

Equação (3.5)

(a) isoterma normal (b) isoterma linearizada

Figura 3.14 – Isotermas de adsorção pelo modelo de Langmuir (Masschelein, 1992 -

modificado).

qlog

Clog

1>n

Onde:

: quantidade de adsorvato por unidade de adsorvente (g/g);

: concentração em equilíbrio do adsorvato em solução (g/m

);

K e n: constantes, sendo K relacionada com a capacidade de retenção do adsorvente pelo

adsorvato e “n” em função da força de ligação.

(a) isoterma normal (b) isoterma linearizada

Figura 3.15 – Isotermas de adsorção pelo modelo de Freundlich. (Masschelein, 1992 -

modificado).

Na Figura 3.16 são apresentados alguns exemplos de isotermas segundo o modelo de

Freundlich. Com relação às isotermas 1 e 2, tem-se que a 2, por estar mais abaixo,

apresenta uma adsorção inferior. No entanto, para elevadas concentrações, observa-se que

a isoterma 2 passa a ter uma adsorção mais efetiva.

Analisando a Figura 3.16 e a Equação 3.5, tem-se que para ligações adsortivas fortes, que

possuem valores maiores de ‘n’, o termo (1/n).logC

é muito pequeno e sendo assim o

valor de q

tenderá a ser constante, o que resulta em uma isoterma pouco inclinada com a

horizontal (curva 3 da Figura 3.16). Tal fato reflete a situação de um tratamento não

contínuo como o realizado com carvão ativado em pó. Isto porque ligações fortes

proporcionam pouca reversibilidade ao processo. Em uma condição contrária, C

exercerá

maior influência no processo, e dessa forma, a isoterma será mais inclinada com a

horizontal (curva 4 da Figura 3.16), pois o valor de q

apresentará maiores variações.

Assim, o tratamento ideal deverá ser o contínuo, como por exemplo, o que utiliza carvão

ativado granular. Deve-se ressaltar que para a maioria dos carvões o valor de (1/n) está

1>n

1<n

qlog

Clog

qlog

Clog

entre 0,3 e 0,7 e que a adsorção é considerada menos eficiente se (1/n) for maior que 1,0

(Masschelein, 1992).

Figura 3.16 – Isotermas de Freundlich linearizadas (Masschelein, 1992 - modificado).

Em geral, as isotermas de adsorção são determinadas para um único composto. No entanto,

estas podem ser feitas para misturas heterogêneas, desde que se disponha de um grupo de

outros parâmetros como: carbono orgânico total, carbono orgânico dissolvido, demanda

química de oxigênio, halogênios orgânicos dissolvidos, absorbância UV e fluorescência.

Dessa forma é possível quantificar e qualificar a concentração total de substâncias que

estão presentes. A mistura, nesse caso, é tratada como um único composto cuja equação da

isoterma é uma função da concentração inicial e da fração da mistura que é adsorvida

(Snoeyink, 1990).

Alguns fatores afetam o equilíbrio da adsorção isotérmica, são eles: as características do

adsorvente, como tamanho e distribuição dos poros; área superficial; química da superfície;

propriedades do adsorvato, como solubilidade que quanto menor maior será a adsorção;

pH; temperatura; competição entre adsorvatos distintos, presença de matéria orgânica

natural que pode reduzir a capacidade de adsorção ao competir pelos sítios de adsorção e a

presença de substâncias inorgânicas, tais como ferro, manganês ou sais de cálcio que

podem precipitar no adsorvente e interferir na adsorção. Nesse último caso é necessário

prever pré-tratamento ao processo, caso essas substâncias precipitantes estejam em

excesso. Outra interferência importante a ser considerada é a oxidação do carvão

promovida por compostos como: cloro em solução e persulfato de amônia (Snoeyink, 1990

e Silva, 2005a).

A questão da competição entre diferentes adsorvatos que, concomitantemente, existem na

água a ser tratada, é sem dúvida um dos fatores mais importantes a ser considerado no

estudo do equilíbrio da adsorção. Essa competição consiste na substituição de compostos

reversíveis, primeiramente, adsorvidos, por outros compostos que também possuem

afinidade com o adsorvente e são capazes de mudar o equilíbrio da adsorção, podendo até

essa competição, em alguns casos, promover a eluição de algum composto adsorvido

(Masschelein, 1992).

No entanto, deve-se ressaltar que nem toda a superfície do adsorvente está disponível para

adsorção. A capacidade do composto de ser adsorvido depende da afinidade que o mesmo

possui em relação à água, ou a outros compostos desestabilizados, quando comparado ao

adsorvente. Além do que as moléculas são adsorvidas, de preferência, por poros com

estruturas e dimensões semelhantes (Snoeyink, 1990).

Com relação ao pH, é sabido que este muitas vezes tem um efeito significativo nas

características de adsorção e por isso foi citado como fator capaz de alterar o equilíbrio

desta. Por exemplo, quando o pH está em uma faixa onde as espécies estão ionizadas, a

capacidade de adsorção é baixa devido a maior afinidade das moléculas pela água. Já, no

caso, em que as moléculas estão neutras, a capacidade de adsorção é relativamente alta.

(Snoeyink, 1990).

A temperatura é outro fator importante que tem efeito na taxa de adsorção e na

concentração de equilíbrio, como mostrado na Figura 3.17. Em geral, as reações de

adsorção são exotérmicas e, portanto, aumentam sua eficiência com o decréscimo da

temperatura. No entanto, como pode ser observado na Figura 3.17, para curtos períodos de

tempo a adsorção pode apresentar melhor desempenho em temperaturas maiores.

Com relação à cinética da adsorção, tem-se que o mecanismo de transferência de massa no

adsorvente ocorre segundo as seguintes etapas ordenadas (Snoeyink, 1990):

tempo

composto

adsorvido

TT <

1. Transporte de massa no fluído externo: etapa que depende das características

hidrodinâmicas do sistema. Essa determina a camada laminar que envolve a partícula

adsorvente, ou seja, é nessa fase que o soluto é transportado para a superfície do

adsorvente.

Transporte pelo filme de difusão: etapa em que o adsorvato, por difusão molecular,

atravessa a camada hidrodinâmica limítrofe que cerca a partícula adsorvente. A

velocidade do transporte de massa através do filme de difusão é proporcional à

superfície externa do adsorvente e, dessa forma, associada ao tamanho da partícula.

Transporte nos poros: etapa em que a substância adsorvida na superfície da partícula é

transportada para os centros ativos de adsorção nos poros do adsorvente.

Adsorção: etapa final (fenômeno de adsorção propriamente dito). Quando física é a mais

rápida das etapas e, portanto, as demais se tornam limitantes do processo. Quando

química é mais lenta, sendo essa etapa a limitante.

Figuras 3.17 – Efeito da temperatura na adsorção - esquemático (Masschelein, 1992).

Alguns fatores podem interferir na cinética da adsorção, como: o tamanho das moléculas

dissolvidas, que agem no coeficiente de difusão, e o tamanho das partículas adsorventes,

que são responsáveis por definir o tempo requerido entre o transporte no poro até os

espaços disponíveis à adsorção. É importante ressaltar que a adsorção é mais efetiva em

sólidos adsorventes mais finos e porosos, e que os mesoporos não apenas adsorvem

moléculas com estrutura semelhante, mas são também considerados importantes para o

transporte rápido de adsorvatos para os pequenos poros.

3.2.4 - Adsorção por carvão ativado em pó (CAP)

O emprego do carvão ativado em pó é uma técnica mais difundida que o carvão ativado

granular. Isto se deve a facilidade deste em se ajustar a instalações já existentes em

estações convencionais e a sua eficiência no tratamento de situações emergenciais, como

no caso do aumento da concentração localizada de um poluente (Snoeyink, 1990).

As principais vantagens do uso do carvão em pó são: a flexibilidade no processo de

dosagem, que deve variar de acordo com as alterações na qualidade da água; e o menor

custo de investimento, quando comparado ao granular. Quanto as desvantagem têm-se: o

grande custo de operação (se grandes dosagens forem requeridas por um longo período de

tempo); a impossibilidade de regeneração do produto; a baixa remoção de carbono

orgânico total (sic); o aumento da dificuldade de disposição do lodo e a dificuldade de

remover, completamente, as partículas de CAP da água (Snoeyink, 1990).

O tamanho das partículas de CAP é um fator importante, pois quanto menores as

partículas, maior será a capacidade de adsorção de compostos orgânicos. No entanto, se

deve estar atento à possibilidade desse material ser carreado no efluente devido ao seu

tamanho reduzido. De acordo com a norma brasileira, EB-2133 da ABNT, 90% (no

mínimo) da massa de CAP devem passar pela peneira nº 325 (0,044mm). Esse valor está

de acordo com o relatado por Brady (1998), que afirma que as partículas de CAP, em

geral, possuem diâmetros menores que 0,1mm.

A densidade aparente dos carvões é outro fator relevante com respeito à dispersão e

homogeneização deste na amostra. Esta depende do processo de manufatura executado

com os materiais de origem do CAP, resultando, assim, em densidades aparentes diferentes

para cada tipo de material. De acordo com a norma brasileira, EB-2133 da ABNT, esse

valor deve atender o intervalo de 0,20 a 0,75 g/cm

. É importante ressaltar que esse

intervalo é semelhante ao relatado por Brady (1998), que afirma que as densidades

aparentes se encontram, em geral, entre 0,36 a 0,74 g/cm

A dosagem do CAP depende do tipo de carvão e da concentração do que se deseja

remover. Dosagens comuns estão na faixa de 2 a 20 mg/L, para controle de sabor e odor. Já

com relação a episódios mais severos de sabor e odor e para derramamentos de químicos

orgânicos, é possível atingir valores superiores a 100 mg/L (Brady, 1998).

Quanto ao tempo de contato, este deve ser suficiente para que haja uma completa remoção

do contaminante. No caso de carvões mais finos, como a taxa de adsorção é maior, é

requerido menor tempo de contato, em torno de 30 minutos. Enquanto que para materiais

grosseiros, esse tempo aumenta para em média 1 hora (Masschelein, 1992).

A alimentação com CAP pode ser feita por meio de equipamentos de alimentação com pó

seco, para uso esporádico, ou por bombas de dosagem, para uso contínuo na forma de

suspensão. Ambos os sistemas devem estar localizados o mais perto possível dos pontos de

aplicação e de preferência com uma operação periódica que garanta o bom funcionamento

dos mesmos, principalmente no uso contínuo, onde a suspensão de carvão não pode

solidificar. Quanto aos pontos de aplicação do CAP, estes podem ser variados ao longo do

processo de tratamento, mas deve-se destacar que a aplicação em duas fases consecutivas

aumenta o potencial de remoção. No entanto, é importante comentar que o arranjo das

unidades, em estações já construídas, pode inviabilizar ou beneficiar na escolha desses

locais de aplicação.

O CAP deve ser adicionado de maneira que assegure seu contato com todo o fluxo, para

possibilitar uma rápida adsorção pelas pequenas partículas, ou para que este possa ser

incorporado dentro dos flocos na mistura rápida e, posteriormente, removido na

sedimentação e filtração. Na Tabela 3.9 tem-se a descrição de Snoeyink (1990) das

vantagens e desvantagens dos diferentes pontos de aplicação do CAP.

Além dos aspectos já expostos até aqui sobre o CAP, é importante considerar os seguintes

fatores para a escolha do melhor ponto de aplicação (Brady, 1998):

• Um tempo de contato de no mínimo de 15 minutos é geralmente suficiente para a

maioria dos compostos causadores de odor e sabor. Considerando a possibilidade de

tempos maiores, por exemplo, para a remoção de geosmina e metilisoborneol (MIB).

Lembrando-se que o tempo de contato entre o CAP e os compostos orgânicos presentes

na água depende da habilidade do carvão de se manter em suspensão.

Tabela 3.9 - Vantagens e Desvantagens dos diferentes pontos de aplicação do CAP

(Brady, 1998 - modificado).

Ponto de adição Vantagem Desvantagem

Entrada da ETA

• Boa mistura;

• Tempo de contato

longo;

• Remoção quase que

total do CAP no

decantador;

• Pouca interferência

com coagulantes.

• Algumas substâncias que deveriam

ser removidas por coagulação são

adsorvidas. Desse modo pode

haver um aumento na dosagem de

CAP utilizada.

Precedendo a

mistura rápida

(neste caso usa-se

solução

previamente

diluída)

• Excelente mistura

para o tempo de

contato projetado.

• Pouca interferência

com coagulantes;

• Adicional tempo de

contato possível

durante a floculação e

sedimentação;

• Remoção quase que

total do CAP no

decantador.

• Um novo tanque misturador deve ser

instalado;

• Algumas competições podem

ocorrer com moléculas que deviam

ser removidas pelos coagulantes.

Desse modo pode haver um aumento

na dosagem de CAP utilizada.

Mistura rápida

• Boa mistura durante

a mistura rápida e

floculação.

• Razoável tempo de

contato;

• Remoção quase que

total do CAP no

decantador.

• Possível redução na taxa de

adsorção por causa de interferências

do coagulante;

• Para alguns contaminantes, o tempo

de contato pode ser curto demais

para atingir o equilíbrio da adsorção;

• Algumas competições podem

ocorrer com moléculas que deviam

ser removidas pela coagulação.

Entrada do filtro

• As moléculas que

devem ser

removidas por

coagulação não

sofrem a

interferência do

CAP.

• Possibilidade de ocorrência de

trespasse do adsorvato;

• Aumento da perda de carga no filtro

devido ao acúmulo de CAP nos

interstícios do meio filtrante

(reduzindo a carreira de filtração);

• Menor tempo de contato;

• Maior dosagem de carvão para

compensar as interferências como

cloro livre, cloro combinado, etc.

• A superfície das partículas de CAP não deve ser revestida com coagulante ou outros

químicos adicionados ao tratamento de água, antes do CAP remover o que se pretende

durante o tempo de contato estipulado para o mesmo;

• O CAP não pode ser adicionado concomitantemente com o cloro e permanganato de

potássio, já que o carvão é capaz de adsorver esses químicos. Sendo assim, a melhor

alternativa para aplicação do CAP é usualmente na entrada da estação, pois adições

antecipadas permitem um maior tempo de contato e uma remoção quase que total do

CAP no decantador. Mesmo que uma parte do material ainda chegue ao filtro, essa

parte poderá ser facilmente removida devido a sua menor quantidade. Além do que

nessa etapa ainda não há interferências de outros químicos.

Caso o CAP seja adicionado em etapas mais à frente do processo de tratamento, sua

dosagem deve ser aumentada para compensar o pouco tempo de contato que será

disponível e/ou compensar a presença de interferências de outros químicos que podem ser

reduzidos pelo CAP, tais como: coagulantes; cloro livre; cloro combinado; ozônio e

permanganato de potássio. Situações como estas refletem uma desvantagem no processo,

pois aumentam o custo envolvido no tratamento. Outro fato a ser relatado é que qualquer

ponto de aplicação adotado antes da sedimentação pode sofrer com a presença de um valor

elevado de turbidez na água o que pode acarretar na formação de flocos juntamente com as

partículas de carvão. Esses flocos por serem mais densos podem proporcionar uma

sedimentação antecipada, e, portanto, não permitindo que seja atingida a adsorção

desejada.

Dentre os problemas mais comuns de operação do CAP estão: o pó emitido pelo sistema de

alimentação a seco que possui características explosivas; a passagem do CAP pelo filtro e

entrando no sistema de distribuição e a redução do nível de oxigênio pelo carvão ativado

úmido mantido em locais fechados. Deve-se enfatizar que o CAP úmido é altamente

corrosivo devendo o equipamento que entrar em contato com o mesmo ser revestido por

material resistente à corrosão e a erosão, tais como: aço inoxidável, borracha e plástico

(Brady, 1998).

É importante ressaltar que ensaios em equipamentos de teste de jarros são, freqüentemente,

utilizados para simular o que ocorre nas estações de tratamento e, assim, determinar a

dosagem de CAP necessária para remover um dado contaminante. Essa dosagem de CAP

mínima requerida tem como base a isoterma de Freundlich e é apresentada na Equação 3.6

(Snoeyink,1990):

(

)

(

)

()

Lmg

LgCAPdedosagem

mín

)/(

−

Equação (3.6)

Onde:

: quantidade de adsorvato por unidade de adsorvente (g/g).

CKq

⋅=

K e n: constantes, sendo K relacionada com a capacidade de retenção do adsorvente pelo

adsorvato e “n” em função da força de ligação.

: concentração inicial do adsorvato (g/m

);

: concentração em equilíbrio do adsorvato em solução (g/m

);

3.2.5 - Adsorção por carvão ativado granular (CAG)

A utilização do CAG no tratamento de água deve-se em particular a situações em que as

fontes de água são altamente poluídas e apresentam flutuações regulares de qualidade. A

maior vantagem dessa opção de uso do carvão ativado é a garantia de segurança de um

tratamento cuja remoção é permanente; além da capacidade de regeneração do produto,

fato que não se observa no CAP, pois quando utilizado fica retido no lodo formado no

decantador e na água de lavagem dos filtros (Masschelein, 1992).

O CAG recentemente tem sido utilizado como um substituto do filtro granular ou como um

sistema complementar ao processo convencional. Em ambos os casos o CAG tem como

objetivo a remoção de compostos orgânicos, incluindo subprodutos da desinfecção, que

produzem sabor e odor, pesticidas e outros orgânicos sintéticos (Kawamura, 2000).

Existem três opções básicas disponíveis para a localização do CAG na seqüência do

tratamento convencional: à montante dos processos convencionais de

coagulação/floculação, sedimentação e filtração (pré-filtro adsorvente); após o processo de

filtração tradicional (pós-filtro adsorvente); ou após o processo de sedimentação com dupla

CAG

Coagulação /

Floculação

Sedimentação

Filtro

CAG

Coagulação /

Floculação

Sedimentação

Filtro

Coagulação /

Floculação

Sedimentação

Filtro

CAG

Pré-filtração Pós-filtração Filtração/Adsorção

função de filtração e adsorção (filtro-adsorvente), sendo a pós–filtração a opção mais

usual. Na Figura 3.18 têm-se os esquemas dessas três opções de localização (Brady, 1998).

O CAG é disponível nas formas extrudada, peletizada, briquetes e “fragmentado”. A forma

extrudada é mais uniforme devido ao seu método de produção, no entanto seus grãos têm a

tendência a obstruir os poros do filtro, o que faz essa forma ser desfavorável para o

processo de filtração e filtração/adsorção. Já o carvão “fragmentado” é menos homogêneo

e por essa razão melhor para a filtração. É importante ressaltar que para cada tipo de CAG

haverá variações de forma, tamanho e de resistência dos grãos, fatores estes capazes de

influenciar no tempo necessário para saturação do carvão e para a eficiência do processo de

adsorção dos mesmos (Masschelein, 1992).

Algumas análises essenciais devem ser feitas para que haja um bom funcionamento do

sistema de CAG, como por exemplo, a respeito: da distribuição granulométrica, tamanho,

densidade e forma das partículas; da cinética da adsorção; das propriedades do adsorvato;

do coeficiente de uniformidade; da resistência à abrasão; da expansão do leito durante a

lavagem; das características da perda de carga e do processo de reativação. No caso do

Figura 3.18 – Esquemas das opções de localização do CAG (Brady, 1998 – modificado).

coeficiente de uniformidade, o limite prático adotado é entre 1,2 e 2,0, preferencialmente,

entre 1,5 e 1,8 (Masschelein, 1992).

Quanto à determinação do tamanho efetivo dos grãos, essa característica dependerá da

qualidade da água e será importante para a definição da duração da carreira de filtração;

em especial, quando há sistema de lavagem envolvido. No caso em que a água apresenta

grande quantidade de sólidos suspensos, a função de filtração será priorizada e se fará

necessário um tamanho efetivo maior para atingir a duração da carreira de filtração

desejada. Esse tamanho deverá ser em torno de 0,8 a 0,9mm. Porém, se a água for mais

limpa, um menor tamanho poderá ser adotado, pois a capacidade adsortiva prevalecerá no

processo (Masschelein, 1992).

Os principais fatores que devem ser levados em consideração na determinação do volume

requerido para o adsorvente são: o tempo de contato, a vazão de projeto e o ponto de

exaustão do filtro. Para a determinação do volume requerido utiliza-se a Equação 3.7:

cpR

TQV

⋅

Equação (3.7)

Onde:

: volume requerido;

: vazão de projeto;

: tempo de contato de leito vazio.

Com relação ao tempo de contato de leito vazio, este deve ser suficiente para não promover

o trepasse e nem propiciar grandes dimensões que acarretem em um aumento do custo do

sistema. Usualmente, na maioria das estações de tratamento de água com sistema de CAG

o tempo de contato utilizado varia entre 5 a 25 minutos (Brady, 1998).

A exaustão do CAG corresponde ao momento em que é atingido o limite máximo

admissível de um determinado componente indesejável, sendo, portanto, necessária à

reativação ou troca do carvão. Esse ponto de exaustão pode ser determinado por meio de

uma representação gráfica da concentração de um determinado composto indesejável no

efluente ao longo do tempo. Além disso, por meio da curva de trespasse, também é

possível definir a relação entre parâmetros físicos e químicos do sistema (exemplos: vazão;

Zona saturada do CAG

Zona de Transferência de Massa -

ZTM (em processo de adsorção)

Zona sem a presença do adsorvato

tamanho do leito; taxa de exaustão do carvão); determinar o número de leitos e colunas; a

melhor configuração das unidades (paralelo ou série) e os requisitos da estação de

tratamento de efluentes (Brady, 1998).

Já para determinação da profundidade do filtro de CAG, o ideal é que sejam feitas

simulações em escala piloto. Nessas simulações deve-se avaliar o comportamento da zona

de transferência de massa (ZTM), que consiste em uma região limitada entre duas outras

zonas. Uma acima com carvão ativado totalmente saturado pelo adsorvato e outra abaixo

que não entrou em contato com este, e, portanto, apresentando uma concentração nula do

mesmo, como mostrado na Figura 3.19. Dentro dessa ZTM ocorre retenção do adsorvato

que é quantificada por um gradiente de concentração ao longo da profundidade. Parte desse

gradiente de concentração pode atingir o efluente do filtro devido à exaustão do carvão ou

a uma inadequada profundidade do leito, que não é suficiente para cobrir a extensão da

ZTM. No entanto, deve-se salientar que a altura granular mínima para o leito não é

necessariamente igual ao comprimento da ZTM, mas igual ao menor comprimento que

promove níveis aceitáveis de concentração do composto indesejável no efluente.

Outro aspecto importante a ser comentado é que caso haja a necessidade de alterar fatores

como a carreira de filtração e a capacidade de adsorção do soluto deve-se optar pelo

Figura 3.19 – ZTM em uma coluna de CAG (Snoeyink, 1990 - modificado).

arranjo das unidades em série ou paralelo. As colunas em série são usuais para adsorções

continuas e para situações em que a profundidade do leito requerido é excessiva para uma

coluna padrão. Quanto ao arranjo em paralelo, este não aumenta a profundidade, mas

fornece uma maior flexibilidade para trocas e regenerações do adsorvente. (Masschelein,

1992).

Com relação aos possíveis tipos de configurações para as unidades de CAG, têm-se: leito

fixo com escoamento descendente ou ascendente, leito expandido com escoamento

ascendente e leito pulsante. As operações que apresentam múltiplas unidades em paralelo,

fixas e com escoamento descendente são as mais usuais (Brasil, 2004).

A lavagem do filtro é essencial para remover sólidos suspensos e manter as propriedades

hidráulicas do leito, inclusive possibilitar o controle biológico. Durante a lavagem pode

ocorrer a mistura das partículas no leito, e dessa forma o processo deve ser executado de

maneira a auxiliar a re-estratificação (Snoeyink, 1990).

O meio granular pode possibilitar o desenvolvimento da atividade biológica, que consiste

em mais um mecanismo de remoção de compostos orgânicos, principalmente daqueles que

apresentam maior capacidade de biodegradação quando comparada à capacidade de

adsorção. Alguns exemplos desses tipos de compostos são os: fenóis, p-nitrofenóis, ácido

salicílicos, amônia, Geosmina, MIB, entre outros (Snoeyink, 1990).

A ação biológica pode ser intensificada pela introdução de uma etapa de pré-tratamento,

que consiste na adição de cloro, ou de outros oxidantes químicos como, por exemplo, o

ozônio. Isto propicia um impacto importante na performance do sistema, tendo em vista

que moléculas não biodegradáveis podem ser quebradas em moléculas menores e

biodegradáveis. No caso da utilização do ozônio, ainda há o benefício do aumento dos

níveis de oxigênio (Snoeyink, 1990).

O pré-tratamento também pode ser executado na prevenção de falhas no sistema ao

remover compostos com ferro e manganês que geralmente interferem na adsorção, pois

revestem as partículas do adsorvente. Ou ainda promovendo alterações no pH, pois quando

este atinge valores perto da neutralidade promove uma maior adsorção.

Alguns problemas podem aparecer em função da atividade biológica, como a presença de

microrganismos no efluente ou a emissão de odor característico, sendo esse odor devido a

fatores como: insuficiência de oxigênio (condição anaeróbica); maior concentração de

amônia no filtro e inativação do leito durante certo período. Para contornar o problema é

necessário um controle biológico, assegurando o contínuo fornecimento de oxigênio ao

sistema. Outro aspecto importante a ser comentado a respeito do filme biológico formado

no filtro é o fato deste, além de ser benéfico para compostos orgânicos biodegradáveis, ser

capaz de funcionar como uma barreira para que compostos não-biodegradáveis possam ser

adsorvidos pelo carvão.

Como já foi mencionado, anteriormente, para prolongar a vida útil do leito é necessário

fazer o reaproveitamento do material, por meio do processo de regeneração. A regeneração

é executada quando o CAG atinge a exaustão e envolve duas fases: a dessorção da matéria

fixada no adsorvente, e a reativação e restauração da superfície e das estruturas dos poros

(Masschelein, 1992).

A regeneração pode ser executada por atividade biológica, em que as bactérias são capazes

de mineralizar produtos orgânicos adsorvidos pelo carvão. Por atividade química, no qual

se utiliza um solvente para extrai os compostos adsorvidos a uma temperatura de

aproximadamente 100°C, além de promover a alteração do pH. Ou por atividade térmica,

em que a água e compostos orgânicos voláteis são evaporados e os produtos orgânicos

remanescentes são carbonizados em fornos controlados (Masschelein, 1992; Kawamura,

2000).

É importante comentar que algumas mudanças podem ocorrer com o carvão após a

reativação. De acordo com Moore

et al. (2001, apud Brasil, 2004), o CAG pode modificar

o tamanho dos seus poros durante a reativação, pois em seus experimentos foi constatado

que um CAG virgem com uma maior quantidade de microporos e poucos mesoporos em

sua estrutura ao ser reativado passa a apresentar mais mesoporos. Além disso, também foi

verificado que um CAG reativado é capaz de atingir índices de remoções superiores a um

CAG virgem durante seis ciclos seguidos, sem comprometimento de sua eficiência. Tal

fato sustenta a idéia de que reativar um material ao invés de descartá-lo e substituí-lo por

um novo é uma excelente alternativa.

O destino final dos resíduos de CAP e CAG merecem atenção, pois se estes forem

dispostos no solo podem causar problemas de contaminação do solo e águas subterrâneas

devido à lixiviação dos compostos adsorvidos. Além de problemas estéticos relacionados à

cor preta liberada pelo carvão que é observada quando os resíduos são descarregados em

corpos receptores de água. Uma boa alternativa para o controle desse problema é a

destruição térmica dos compostos adsorvidos por regeneração térmica ou combustão do

carvão (Snoeyink, 1990).

3.3 - PROCESSOS DE REMOÇÃO DE PERTURBADORES ENDÓCRINOS

Atualmente, as tecnologias avançadas de carvão ativado e filtração em membranas são

consideradas as mais eficientes alternativas de remoção dos perturbadores endócrinos,

como os que serão abordados nesse trabalho: 17

β-estradiol e p-nonilfenol.

No entanto, as técnicas que podem ser adaptadas a sistemas convencionais, como a

coagulação melhorada e a oxidação, devem ser discutidas devido à ampla utilização do

tratamento convencional no Brasil. Ambas as técnicas estão se mostrando eficientes na

remoção de compostos orgânicos persistentes, sendo possíveis de serem utilizadas na

remoção de perturbadores endócrinos.

3.3.1 - Remoção por processo de oxidação

Os processos de desinfecção com cloro e ozônio promovem a melhoria da qualidade da

água por meio da destruição de microrganismos patogênicos e pela oxidação de compostos

orgânicos indesejados. Como os perturbadores endócrinos também são substâncias

orgânicas, a hipótese de oxidá-los é válida. Assim, vários estudos vêem sendo propostos

com o objetivo de avaliar a eficiência de remoção dos perturbadores endócrinos por

oxidação química.

Ternes

et al. (2003) se propuseram a determinar se a ozonização acoplada ao tratamento de

esgoto é capaz de remover fármacos, fragrâncias, estrogênio e substâncias usadas como

contrastes de raio-X (ICMs). Para isso, foi utilizada uma instalação piloto provida de

sistema de ozonização e desinfecção ultravioleta (UV). Essa instalação era alimentada por

efluentes de uma ETE, localizada em um município alemão de, aproximadamente, 380.000

habitantes.

Os autores observaram que com a aplicação de 10 a 15mg/L de ozônio e tempo de contato

de 18 minutos, a concentração de todos os fármacos investigados, bem como as fragrâncias

e estrogênio natural (estrona), foram reduzidos para valores abaixo do limite de detecção.

Apenas, os ICMs ainda foram encontrados em quantidades significativas. Obviamente

também foi observada a remoção de microrganismos como:

Clostridium perfringens,

Streptococci, E. Coli

Ternes

et al. (2003) também constataram que o processo de oxidação avançado O

/UV

aumenta apenas ligeiramente a capacidade de remoção dos ICMs quando comparados ao

processo de ozonização por si só. Por exemplo, para uma dosagem de 15mg/L de ozônio, a

remoção do ICM iopamidol por ozonização atingiu um percentual de 84%, enquanto para

/UV obteve-se 88%.

Segundo os autores, a remoção por O

/UV não pôde ser mais efetiva pelo fato do ozônio

ser consumido quase que, completamente, pelo carbono orgânico dissolvido no esgoto,

antes da unidade UV. Observou-se que apenas 1mg/L de ozônio, dos 15mg/L dosados,

chegou à unidade UV e, portanto, restando pouca quantidade de ozônio para oxidar outros

compostos sob ação do UV. Assim, para se alcançar uma eficiente remoção são necessárias

altas dosagens de ozônio, o que não é economicamente viável.

Buscando uma solução, Ternes

et al. (2003) sugeriram a adição de peróxido de hidrogênio

) para aumentar a eficiência da oxidação. Nesse novo arranjo os autores

obtiveram, com as dosagens de 10mg/L de ozônio e 10mg/L de H

, uma remoção 80%

do ICM iopamidol no processo O

e de 57% na ozonização por si só. Deve-se

ressaltar que em ambas as combinações (O

e O

/UV), o aumento na remoção deveu-

se, principalmente, à formação de radicais OH.

Quanto aos subprodutos derivados da ozonização, estes são, em geral, desconhecidos. Mas

no caso dessa estação em particular, presume-se que estes sejam biodegradados pelos

microrganismos do solo, aonde era feito o despejo final dos efluentes. É importante

comentar que o processo de ozonização aumenta o número de grupos funcionais e a

polaridade das moléculas, alterando, assim, as propriedades dos fármacos e o potencial de

risco dos mesmos.

Com relação à remoção por cloração, tem-se, por exemplo, o trabalho desenvolvido por

Lee

et al. (2004) que estudaram os efeitos desse oxidante sobre a remoção de três

perturbadores endócrinos: bisfenol A, nonilfenol e 17

β-estradiol. As amostras utilizadas

nos ensaios foram preparadas em laboratório com a diluição, em água deionizada, de

soluções estoques previamente constituídas com os perturbadores endócrinos em separado.

As concentrações finais dos perturbadores nas amostras foram de 2,28mg/L (2281

µg/L)

para o bisfenol A, 220,4

µg/L para o nonilfenol e 27,2µg/L para o 17β-estradiol. Em

seguida, foi promovida a cloração dessas soluções com hipoclorito de sódio nas dosagens

de 7,5mg/L para o bisfenol A e 1,5mg/L para o nonilfenol e 17

β-estradiol.

As detecções dos compostos foram realizadas por meio de ensaios YTA; por ensaios de

competição (ER-CA) com receptor estrógeno (ER) e por cromatografia líquida ligada à

espectrometria de massas (LC/MS). Os resultados obtidos pelas análises de YTA, ER-CA e

LC/MS indicaram que a atividade dos três perturbadores endócrinos mencionados foi,

significantemente, reduzida sob a influência do cloro livre e com o aumento do tempo de

contato. É importante comentar que os tempos de contato avaliados foram: 3minutos,

10minutos, 1hora e 24horas para o bisfenol A; 10minutos, 24horas e 36horas para o

nonilfenol e 10minutos e 24horas para o 17

β-estradiol.

Quanto à influência do cloro livre, este é capaz de promover o fenômeno da oxidação de

orgânicos ao substituir o carbono orgânico das moléculas pelo cloro, formando, assim,

compostos orgânicos clorados de mais fácil remoção. Considerando que a maior parte das

substâncias perturbadoras endócrinas existentes possuem pelo menos um anel fenólico, ou

seja, há carbono orgânico na estrutura química, é possível estender essa opção de remoção

para outros perturbadores endócrinos.

Lee

et al. (2004) relataram, no entanto, que apesar do benefício da redução de

perturbadores endócrinos e do efeito germicida proporcionado pela cloração, existe a

desvantagem no aumento de subprodutos da desinfecção, tais como os cloro-fenóis.

Segundo os autores faz-se necessário que estudos futuros identifiquem o nível crítico de

cloro residual junto com o mínimo requerido de tempo de reação para a eliminação das

atividades perturbadoras endócrinas em diferentes tipos de amostras.

Rudder

et al. (2004) também optaram por estudar diferentes técnicas de remoção,

incluindo oxidação química e biológica, sendo, nesse caso, para remoção do estrogênio

α-etinilestradiol (EE2). A opção por esse tipo de estrogênio foi devida à persistência do

mesmo no ambiente, já que este possui um tempo de dissipação da ordem de 20 a 40 dias

em rios. Outro ponto importante a ser citado, é que esse composto sintético é excretado

pelo corpo humano em formas conjugadas, principalmente como glucuronides e sulfatos, e

pode ser re-convertido em uma forma ativa antes ou durante a passagem pela ETE, como

um resultado da atividade microbiana. Além disso, o 17

α-etinilestradiol é conhecido como

um estrogênio de grande toxicidade, já comprovada em estudos

in vitro e in vivos.

Em seu trabalho Rudder

et al. (2004) compararam a remoção do 17α−etinilestradiol em

três reatores dotados de diferentes materiais constituintes: areia, carvão ativado granular

(CAG) e óxido de manganês granulado (MnO

). As amostras analisadas foram preparadas

em laboratórios com água deionizada e solução estoque, previamente constituída com 17

α-

etinilestradiol (com pureza > 98%) e etanol como solvente. As concentrações afluentes nos

reatores variaram de 5.800±1.100 a 21.900±800ngEE2/L. Além disso, foram admitidos

tempos de detenção hidráulica de, aproximadamente, 1 hora para os três reatores e uma

vazão de 1,2L/h.

As remoções de 17

α-etinilestradiol registradas foram de 17,3% para a areia, >99,8% para o

CAG e 81,7% para o MnO

. Para o reator de areia, observou-se que a remoção registrada

não foi estatisticamente comprovada e, portanto, optou-se em utilizá-lo como um controle.

Quanto ao reator de MnO

, a remoção foi resultado do fenômeno de adsorção e da

capacidade catalítica do material, que é conseqüência do fato do MnO

ser um oxidante

sólido com superfície redutora e, portanto, capaz de reagir com químicos orgânicos

xenobióticos.

Assim, a remoção no reator de MnO

consistiu na oxidação do 17α-etinilestradiol pela

superfície catalítica do MnO

resultando em íons de Mn

e pequenas moléculas oxidadas.

Esses íons, com o auxílio de microrganismos oxidantes de Mn

como as espécies de

Bacillus, Leptothrix discophora e Pseudomonas putida, são re-oxidados e re-depositados,

novamente, na superfície catalítica do MnO

. Dessa forma, tem-se um tratamento com bom

custo-efetividade, já que a matriz não precisa ser substituída. A Figura 3.20 apresenta um

esquema do fenômeno de oxidação que ocorre no reator MnO

Já com relação à remoção por meio do reator de CAG, esta ocorreu somente devido ao

fenômeno de adsorção. Observou-se nos experimentos que o leito de CAG apresentou um

tempo de vida útil de 156dias e uma capacidade de adsorção de 163.500ng/g (para uma

concentração afluente média de 13.800ng/L). Esse resultado foi bem superior ao obtido no

reator de MnO

que apresentou uma capacidade de adsorção de 2.000ng/g (para uma

concentração afluente média de 12.212ngEE2/L). No entanto, é importante lembrar que o

reator de MnO

conta também com a remoção por oxidação, que embora não tenha sido

mensurada, proporcionou maior eficiência ao processo.

Figura 3.20 – Fenômeno de oxidação do 17

α-etinilestradiol no reator de MnO

(Rudder

et al., 2004 - modificado).

Rudder

et al. (2004) relataram também que devido a grande área de superfície e

hidrofobicidade do CAG, este possui uma maior capacidade para adsorver substâncias

apolares. Como o 17

α-etinilestradiol é uma substância pouco apolar, o CAG tem grande

facilidade de absorvê-la quando presente na água em concentrações da ordem de

micrograma por litro, mas em concentrações de carga menores, como por exemplo da

ordem de 0,1-20ngEE2/L, que são as concentrações em geral encontradas no ambiente, o

CAG é capaz de adsorver apenas pequenas quantidades de 17

α-etinilestradiol. Por esta

razão, o carvão ativado tem que ser substituído ou reativado com freqüência, tornando-se

uma técnica pouco viável economicamente.

Desse modo, a utilização de matrizes de regeneração, como a do reator de MnO

, tornam-

se uma alternativa vantajosa. Contudo, são necessários novos testes para avaliar a

viabilidade dessas matrizes em menores concentrações, diferentes das testadas por Rudder

et al. (2004).

3.3.2 - Remoção por coagulação melhorada

Ultimamente, grande ênfase tem sido dada à remoção de matéria orgânica natural por

coagulação química, uma vez que esses orgânicos podem funcionar como precursores da

formação de subprodutos indesejáveis da desinfecção. Desse modo, ampliam-se os

objetivos tradicionais da coagulação realizada nas estações de tratamento de água (ETAs),

que são a remoção de cor, de turbidez e materiais coloidais, com a remoção de matéria

orgânica.

A esse tipo de coagulação denomina-se coagulação melhorada ou

enhanced coagulation,

que consiste em um processo de coagulação, geralmente, realizado sob condições de altas

dosagens de coagulante e baixo valor de pH. Nesse caso, além do mecanismo característico

da coagulação convencional de desestabilização das partículas e agregação quando

promovido o contato das mesmas, os flocos formados apresentam capacidade adsortiva, o

que possibilita a remoção de compostos mais persistentes. Ou seja, um processo

semelhante ao que ocorre na remoção por carvão ativado, o que torna essa tecnologia uma

provável opção para remoção de perturbadores endócrinos; no entanto, ainda não estudada

para essa situação.

A idéia de utilização do processo de coagulação melhorada surgiu a partir da revisão da

legislação americana relativa a água de consumo humano, em 1986, o

Safe Drinking Water

Act

(SDWA). Nessa revisão, o congresso americano solicitou à Agência de Proteção

Ambiental Norte Americana (EPA) que desenvolvesse um documento contendo as

concentrações máximas desejáveis de vários contaminantes na água para consumo

humano, incluindo os desinfetantes e os subprodutos da desinfecção. Para cada

contaminante, o documento deveria conter também a técnica de tratamento adequada para

garantir a remoção do contaminante e/ou o limite máximo permitido na água potável a ser

atingido com a melhor tecnologia de tratamento disponível.

No que se refere aos desinfetantes e subprodutos da desinfecção, foi gerada uma legislação

específica, negociada em 1992 e 1993, conhecida como

Disinfection Byproduct Rule

(DBPR). Para aplicação dessa legislação a EPA propôs 3 estágios de implementação, cujo

primeiro estágio foi promulgado em dezembro de 1998 e é objeto de um manual específico

publicado pela EPA em 1999 (EPA, 1999). A proposta do primeiro estágio DBPR é reduzir

a concentração de subprodutos da desinfecção para limites admissíveis na água tratada por

meio da remoção de compostos precursores.

Para a remoção dos precursores foi sugerida a técnica de coagulação melhorada (e

nhanced

coagulation

). A coagulação melhorada consiste, como já comentado, anteriormente, em

uma estratégia de coagulação capaz de maximizar, ao mesmo tempo, a remoção de

turbidez; de carbono orgânico total (COT) e de precursores de DBPs, controlando,

portanto, a formação de subprodutos da desinfecção como trihalometanos (THM) e ácidos

haloacéticos (HAA). Esse processo deve dispor de doses adequadas de coagulantes e de

critérios reguladores para que haja um atendimento dos objetivos a um custo adequado

(Edzwald e Tobiason, 1999; EPA, 1999).

De acordo com Edzwald e Tobiason (1999), a EPA define dois passos para determinar a

necessidade de utilização da técnica de coagulação melhorada. No primeiro passo deve-se

monitorar a remoção do COT no processo de tratamento; e avaliar se a remoção satisfaz ou

excede o percentual requerido na Tabela 3.10. De acordo com a Tabela 3.10, as

necessidades de remoção de COT são dependentes da alcalinidade e da concentração de

COT na água bruta.

Tabela 3.10 – Coagulação melhorada: percentual requerido de remoção de COT

(Edzwald e Tobiason, 1999 - modificado).

Alcalinidade da água bruta (CaCO

) - mg/L COT da água

bruta - mg/L (*)

<60 60-120 >120

>2-4 35% 25% 10%

>4-8 45% 35% 25%

>8 50% 40% 30%

(*) Para sistemas de água com COT menor ou igual a 2mg/L, não se requer a prática de

coagulação melhorada.

Se o valor de remoção de COT obtido na coagulação usual não satisfaz o desejado a

técnica de coagulação não é considerada “coagulação melhorada” e modificações na

coagulação deverão ser realizadas para se atingir o patamar de remoção desejado da Tabela

3.10. De um modo geral para se obter a coagulação melhorada faz-se necessário a adição

de elevadas dosagens de coagulante e o uso de baixos valores de pH, entre 5 e 6.

Caso as modificações na coagulação não promovam uma remoção de COT compatível

com a Tabela 3.10, uma meta de remoção de COT específica deverá ser estabelecida

(segundo passo). Para tal, a EPA recomenda o uso de testes de jarros e experimentos em

instalação piloto. É importante enfatizar que a dosagem e o pH encontrados para o

atendimento dessa meta específica irão constituir nos parâmetros para atendimento das

condições de coagulação melhorada para essa determinada situação.

Assim, para se atingir a meta de remoção de COT possível (meta específica), testes de

jarros deverão ser executados adicionando-se incrementos de 10mg/L de sulfato de

alumínio (ou concentração equivalente de outro coagulante). Para cada dosagem

determina-se o nível de remoção de COT obtido e/ou adsorção específica ultravioleta. Esse

ensaio deverá ser realizado sob certa condição de pH, o qual dependerá do valor de

alcalinidade da água. A Tabela 3.11 apresenta os valores de pH limite para cada faixa de

alcalinidade.

A meta de remoção de COT será atingida quando o novo incremento de 10mg/L de

coagulante proporcionar um decréscimo de COT menor do que 0,3mg/L ou quando a

adsorção específica ultravioleta (UV a 254nm) for menor que 2m

-1

(Edzwald e Tobiason,

1999; EPA, 1999).

Tabela 3.11 – Valor limite de pH para estabelecimento da meta

específica de remoção de COT na coagulação melhorada - segundo

passo (EPA,1999 - modificado).

Alcalinidade (CaCO

) – mg/L pH

0 - 60

≤ 5,5

> 60 – 120

≤ 6,3

>120 - 240

≤ 7,0

> 240

≤ 7,5

Os efeitos secundários decorrentes do processo da adoção da coagulação melhorada podem

ser benéficos ou prejudiciais. Os impactos podem ocorrer: nos níveis constituintes de

inorgânicos, como manganês, alumínio, sulfato, cloro e sódio; no controle de corrosão; na

desinfecção; na remoção de partículas e patogênicos; no tratamento e disposição de

resíduos; na operação e manutenção do processo e na reciclagem da água (EPA, 1999).

É importante ressaltar que Edzwald e Tobiason (1999) constatam alguns problemas no

segundo passo desenvolvidos pela EPA. Para Edzwald e Tobiason (1999) é uma

negligência não permitir a utilização de coagulantes como cloreto de polialumínio ou

polímeros orgânicos catiônicos para o segundo passo, tendo em vista que esses coagulantes

podem ser efetivos em condições de pH neutro. Tal medida facilitaria o processo, pois

baixos valores de pHs de coagulação poderiam não ser necessário.

Edzwald e Tobiason (1999) também recomendaram, discordando do proposto pela EPA, a

medição do parâmetro de carbono orgânico dissolvido (COD) depois da sedimentação para

o segundo passo, ao invés da medição de COT. Isto porque o COT não é um bom

parâmetro para avaliar a remoção de matéria orgânica dissolvida em testes de jarros, pois é

de difícil análise e pode gerar erros. Edzwald e Tobiason (1999) alegam que o COD

corresponde cerca de 90 a 99% do COT e controla a coagulação mais do que o carbono

particulado. Os testes de jarros são bons para determinar a química das reações de

coagulação e o COD é quimicamente independente da escala, já a medida de COT depende

da sedimentação e da escala. Além disso, seleção de dosagens baseadas em medidas de

COT pode levar a superdosagens de coagulantes para promover a sedimentação de carbono

particulado no teste de jarros. Essa superdosagem pode resultar um aumento no custo de

manutenção e operação da estação e uma maior produção de lodo no processo.

Outro problema observado no segundo passo foi que para os valores requeridos de pH, não

maiores que 5,5, e de alcalinidade (CaCO

), menores que 60mg/L, para coagulação com

sulfato de alumínio, há problemas de baixa remoção de partículas ou turbidez nas etapas de

separação sólido-líquido da ETA, além de problemas com alumínio residual.

Um exemplo da utilização da coagulação melhorada na remoção de compostos persistentes

foi o estudo desenvolvido por Vieno

et al. (2006). Nesse trabalho os autores propuseram a

remoção de alguns fármacos (diclofenaco, ibuprofeno, bezafibrato, carbamazepina e

sulfametoxazol) por coagulação melhorada utilizando sulfato férrico (pH: 4,5) como

coagulante. Nos experimentos de teste de jarros foram utilizados três diferentes tipos de

amostras: água deionizada; água natural retirada de um lago e solução comercial contendo

ácidos húmicos, sendo que para todas as amostras foram misturadas soluções padrões

contendo os fármacos em questão.

Nos resultados com amostras de água deionizada, os fármacos foram pobremente

removidos (<10%), com exceção do diclofenaco que obteve remoções acima de 66%. Esse

mesmo composto também foi o único fármaco removido (30%) nas amostras de água

natural. Já nas soluções comerciais contendo ácidos húmicos, a coagulação obteve

remoções máximas de 77% de diclofenaco, 50% de ibuprofeno e 36% de bezafibrato. A

partir desses resultados, os autores concluíram que uma grande quantidade de matéria

orgânica dissolvida de alto peso molecular melhora a remoção de fármacos ionizáveis.

Quanto aos compostos não ionizáveis, carbamazepina e sulfametoxazol, estes não foram

afetados pela coagulação melhorada.

Desse estudo, surgem indicações do potencial da remoção de perturbadores endócrinos por

coagulação melhorada, porém sua eficiência parece ser altamente influenciada pelas

características dos compostos e da água, exigindo estudos aprofundados.

3.3.3 - Remoção por filtração em membrana

Avaliações toxicológicas indicam que as estações convencionais de tratamento de água e

esgoto não são capazes de remover perturbadores endócrinos suficientemente. Desse

modo, as tecnologias avançadas de membrana como osmose reversa, nanofiltração e

bioreatores de membranas têm-se mostrado como possíveis alternativas para o tratamento

de água e para o polimento final de efluentes. A aplicação dessas tecnologias já vem

aumentando em muitos países, em função do estabelecimento de padrões de qualidade e

lançamentos mais exigentes (Wintgens

et al., 2004 e Gallenkemper et al., 2003).

A principal função das membranas é atuar como barreira seletiva, permitindo a passagem

de certos componentes de uma mistura e retendo outros. Esse mecanismo de retenção das

membranas envolve um processo de adsorção, e não apenas de peneiramento. Assim, a

retenção decresce com o aumento da concentração do perturbador endócrino acumulado na

membrana e o transpasse ocorre quando o contaminante acumulado atinge uma

concentração de equilíbrio correspondente à concentração que alimenta o processo. No

entanto, deve-se ressaltar que fatores como tipo de membrana, valor do pH da solução e a

afinidade do contaminante pela água, bem como pela a presença de outros orgânicos,

podem interferir no processo de remoção (Chang

et al., 2002).

De acordo com Cheryan (1998

apud CEPPA, 2005), o fator que distingue os processos

mais comuns de separação por membranas é a aplicação da pressão hidráulica para acelerar

o processo de transporte. Entretanto, é a natureza da membrana que controla quais

componentes permearão e quais ficarão retidos, uma vez que os mesmos são

diferencialmente separados de acordo com o peso molar ou tamanho da partícula. É

importante ressaltar que o tamanho dos poros da membrana, a difusividade do soluto na

matriz e as cargas elétricas associadas são também fatores interferentes na seletividade.

Segundo Snape e Nakajima (1996) são utilizadas na microfiltração pressões inferiores a

0,2MPa, separando moléculas entre 0,025 e 10µm. A ultrafiltração envolve pressões

superiores a 1MPa e separação de partículas com peso molecular entre 1 e 300KDa. No

caso da nanofiltração são utilizadas pressões entre 1 e 4 MPa para separação de partículas

com peso molecular entre 350 e 1000Da. Já na osmose reversa são utilizadas pressões

entre 4 e 10MPa e separação de partículas com peso molecular menor que 350Da.

As técnicas de membranas, devido a grande capacidade de remoção, podem ser válidas não

somente para o melhoramento de efluente de estação de tratamento de esgoto e de água,

mas abrangendo cenários de reuso de água e recarga de aqüífero. Diversos estudos vêm

comprovando que além da remoção dos perturbadores endócrinos, as membranas são

também capazes de remover uma ampla faixa de substâncias dissolvidas, bactérias e vírus.

Entretanto, existe uma grande desvantagem nessa tecnologia que é o alto custo de

configuração do processo para o tratamento de grandes volumes de água (Gallenkemper

al.

, 2003).

Entre os estudos realizados sobre nanofiltração tem-se o desenvolvido por Gallenkemper

al.

(2003). Esses autores realizaram testes experimentais em um sistema montado em

escala de laboratório que consistia em pequenos módulos com células testes de membrana

contendo áreas de, aproximadamente, 50cm

cada. O sistema foi elaborado para trabalhar

sobre uma pressão transmembrana de aproximadamente 3MPa e para receber uma vazão

de 12L/min de efluente proveniente de uma ETE alemã.

Nesse estudo, avaliou-se a remoção dos perturbadores endócrinos nonilfenol e bisfenol A

por 11 diferentes membranas de nanofiltração. Algumas das membranas foram capazes de

altas retenções de nonilfenol, outras de boas remoções de bisfenol A e algumas

apresentaram quase a mesma capacidade de remoção de ambos os componentes.

O resultado foi de certa forma surpreendente, pois as substâncias apresentam peso

molecular semelhante (220g/mol para o nonilfenol e 280g/mol para bisfenol A). Assim,

Gallenkemper

et al. (2003) concluíram que a diferença de retenção não foi devida apenas à

exclusão de tamanho, mas por outros comportamentos distintos como diferentes

polaridades das substâncias e hidrofobicidade das membranas. Os autores também

relacionaram a retenção do nonilfenol e do bisfenol A com a permeabilidade hidráulica da

membrana e com o ângulo de contato e verificaram que somente para o nonilfenol existiu

correlação. Assim, concluiu-se que para o nonilfenol a permeabilidade descresse com o

aumento do ângulo de contato e de acordo com a hidrofobicidade.

Wintgens

et al. (2004) em seus estudos também avaliaram a capacidade de retenção do

perturbador endócrino bisfenol A por diferentes tipos de membranas. O experimento foi

conduzido em uma estação piloto contendo uma configuração de bioreatores de

membranas de ultrafiltração paralela a uma instalação de osmose reversa. As amostras

utilizadas nos ensaios foram provenientes de uma estação de tratamento que recebe as

águas lixiviadas de um aterro em Warden, na Alemanha.

Os resultados mostraram que a remoção foi baseada em diferentes mecanismos. No caso da

osmose reversa predominou a exclusão de tamanho, enquanto para os bioreatores de

membrana, a remoção biológica; sendo o bisfenol A mais eficientemente removido por

degradação biológica.

Weber

et al. (2004) se propuseram a estudar a remoção de hormônios esteróides naturais e

sintéticos, em laboratório, por meio da nanofiltração. Para isso escolheram duas

membranas entre as anteriormente estudadas por Gallenkemper

et al. (2003) que

apresentaram, na época, maiores diferenças de retenção entre os perturbadores endócrinos

envolvidos. Nesse estudo, diferentemente de Gallenkemper

et al. (2003) que utilizou

efluentes de ETE, Weber

et al. (2004) optaram por amostras preparadas em laboratório

com água deionizada misturada a uma solução estoque previamente preparada com

solvente cetona e uma mistura de perturbadores endócrinos (17

β-estradiol, estrona, 17α-

etinilestradiol, mestranol, dietilstilbestrol, progesterona e

β-sitosterina), resultando em uma

concentração teórica total de 100

µg/L.

As análises foram realizadas por meio da cromatografia gasosa acoplada à espectrometria

de massa e as amostras preparadas previamente por extração em fase sólida. A membrana

fabricada em poliamida apresentou remoções maiores que 99% para todos os compostos.

Já as fabricadas a partir de polietersulfona hidrolisada

foram menos eficientes, removendo

entre 40 e 90%. A diferença de material entre os dois tipos de membrana foi o principal

fator responsável pela diferença nos resultados de retenção. No entanto, deve-se ressaltar

que as cargas na superfície, tamanho dos poros e pressão também foram fatores capazes de

influenciar na retenção das membranas.

No caso particular da influência da pressão, foram realizados alguns ensaios com a

membrana de polietersulfona, onde se constatou que dependendo do tipo de compostos a

retenção pode ou não aumentar com o aumento da pressão, ou seja, não há um

comportamento comum para todos os perturbadores endócrinos. Entretanto, observou-se

que para o 17

β-estradiol e o nonilfenol, pressões superiores a aproximadamente 3,5MPa

podem acarretar maior compressão na membrana e, portanto, uma diminuição dos poros e,

por conseqüência, um aumento na retenção. Já em relação ao ângulo de contato do

material, que é um indicativo da hidrofobicidade, este foi semelhante para ambas as

membranas, indicando que a tensão de superfície, realmente, não foi o fator decisivo para a

retenção dos esteróides.

Da mesma forma das demais pesquisas citadas, Nghiem et al. (2004) investigaram a

retenção de perturbadores endócrinos por meio de membranas. Nesse caso, optaram pela

avaliação da remoção da estrona e do 17

β-estradiol em estudo de bancada usando oito

membranas comerciais de nanofiltração e osmose reversa de baixa pressão. As amostras

utilizadas foram provenientes do efluente secundário de uma ETE localizada em

Queensland, na Austrália. Os resultados dos experimentos indicaram que os mecanismos

de separação da estrona e do 17

β-estradiol são similares e que a presença de matéria

orgânica na solução parece melhorar a retenção dos perturbadores endócrinos. Fato este

que, aparentemente, pode ser mais evidente para águas naturais em que a matéria orgânica

apresenta maior peso molecular.

Os experimentos sugeririam que interações físico-químicas dentro das membranas podem

ter importante papel e que, dependendo do tamanho dos poros, podem acarretar alterações

na adsorção. Outro ponto observado pelos autores foi o comportamento da retenção da

estrona diante das configurações de membranas de fluxos tangencial (

cross-flow) e de

fluxo frontal (

dead-end). Nghiem et al. (2004) observaram que os testes com fluxo frontal

podem subestimar os resultados de retenções em longos períodos. Já quanto ao fluxo

tangencial, os resultados foram mais confiáveis, assim, observou-se que não há efeito na

retenção da estrona quando se altera a velocidade de fluxo, mas ao aumentar a pressão de

operação tem-se um decréscimo nessa retenção. Além disso, constatou-se que a

configuração de fluxo tangencial é mais efetiva que a frontal com respeito à retenção.

3.3.4 – Remoção por carvão ativado

Como já foi mencionado nessa mesma revisão bibliográfica, é possível remover uma gama

de contaminantes orgânicos por meio do processo de adsorção em carvão ativado. Com

base nisso, Paune

et al. (1998) desenvolveram estudos com amostras de água do Rio

Llobregat, na Espanha, com o objetivo de estabelecer o melhor tratamento para a remoção

dos poluentes orgânicos ali existentes. O Rio Llobregat é a maior fonte de abastecimento

de água para consumo humano, industrial e agrícola, da cidade de Barcelona. Desde os

anos 60 esse rio vem sendo poluído por efluentes industriais ao longo do seu curso. Essa

poluição é composta de grande quantidade de hidrocarbonetos, pesticidas, surfactantes,

nonilfenóis, plastificantes e precursores de trihalometanos (THMs) que, em geral, são

transformados ou degradados em cadeias menores e mais tóxicas.

Paune

et al. (1998) constataram que os processos de pré-cloração, coagulação, floculação,

sedimentação, filtração em areia, e pós-cloração que vinham sendo usados na estação de

tratamento de água da região não eram suficientes para alcançar uma qualidade de água

satisfatória. Dessa forma, Paune

et al. (1998) propuseram a implementação de um método

de filtração baseado em CAG. Para avaliar o processo proposto, utilizou-se uma estação

piloto com os mesmos processos da estação já existente, mas incluindo um tratamento

complementar de filtração com CAG.

Esse sistema adicional de CAG era capaz de trabalhar com quatro filtros em paralelo,

sendo cada um deles acoplados em série a um instrumental analítico, o qual era

responsável pela avaliação do desempenho de seu filtro correspondente. É importante

relatar que foram avaliados sete filtros de CAG de origem betuminosa e vegetal, em dois

grupos de ensaios. Um dos filtros foi mantido em ambos os grupos para monitorar

possíveis fenômenos de saturação. A taxa de filtração utilizada era de aproximadamente

30ml/min. Na Tabela 3.12 são apresentadas as características dos dois grupos de ensaio.

Os resultados obtidos a partir de análises cromatográficas verificaram que por meio da

filtração com CAG foi possível reduzir a concentração de todos os compostos em análise,

exceto para algumas amostras em que ainda foram constatadas as presenças de nonilfenóis

polietoxilados e dos compostos bromofórmio e 2-cloropiridina. No entanto, esse fato

somente foi observado no primeiro grupo de filtros de CAG testados e pode ser justificado

pelo fenômeno da saturação. A saturação faz com que os filtros liberem os poluentes

previamente adsorvidos por causa de efeitos competitivos com outros orgânicos. Com

relação ao segundo grupo testado, foi observado que as concentrações dos poluentes

diminuíram devido a um aumento da vazão do rio, ou seja, o efeito da diluição mascarou o

resultado de atuação dos filtros. Os filtros que apresentaram melhor desempenho foram os

F2 e F5, ambos de origem betuminosa. No entanto, o F2 mostrou uma melhor capacidade

para tratamento de água com respeito a poluentes orgânicos.

Outro experimento para análise de remoção de perturbadores endócrinos, mas agora, com

diferentes carvões ativados em pó (CAPs), foi conduzido por Yoon

et al. (2003). O

objetivo foi avaliar a adsorção de três compostos perturbadores endócrinos: bisfenol A;

β-estradiol e 17α-etinilestradiol, utilizando amostras de águas superficiais coletadas em

dois rios norte americanos (

Salt River e Huron River) e de uma amostra de água

deionizada, utilizada como padrão de referência.

Todas as amostras foram dosadas de forma a apresentarem a mesma concentração inicial

da mistura dos perturbadores endócrinos em questão, no valor de 100nM, e também foram

escolhidas seis marcas diferentes de carvões vegetais em pó para serem testadas. Os

carvões foram hidratados em água deionizada por 24horas e adicionados na forma de

suspensão às amostras dos dois rios em questão e à amostra de água deionizada. Cada

carvão foi testado duas vezes para cada amostra, nas concentrações de 5 e 15mg/L,

considerando um tempo de contato de 4 horas. Quanto às detecções, estas foram feitas com

uso da cromatografia líquida com detector de fluorescência.

Tabela 3.12 – Características dos carvões utilizados nos dois grupos de ensaios

realizados por Paune

et al. (1998).

CAG Características

1° Grupo de filtros

F1, F2, F3 e F4

Carvão betuminoso

Área de superfície BET: 1000m

Número de iodo: 950mg/g.min

Número de azul de metileno: 230mg/g.min

Tamanho da malha: 8 x 30 (2,36mm x 0,59mm)

Distribuição dos poros: > 2,36mm, Max. 15%; <

0,60mm, Max. 4%.

Carvão betuminoso

Área de superfície BET: 1100m

Número de iodo: 1050mg/g.min

Número de azul de metileno: 260mg/g.min

Tamanho da malha: 12 x 40 (1,65mm x 0,42mm)

Distribuição dos poros: > 1,70mm, Max. 5%; <

0,425mm, Max. 4%.

Carvão ativado extrudado

Volume total de poros: 1,0cm

Número de iodo: 1000mg/g.min

Distribuição dos poros: não informada.

Carvão betuminoso

Área de superfície BET: 1000 - 1100m

Número de iodo: 1020mg/g.min

Tamanho da malha: 12 x 40 (1,65mm x 0,42mm)

Distribuição dos poros: > 1,68mm, Max. 5%; <

0,425mm, Max. 4%.

2° Grupo filtros

F1, F5, F6 e F7

F1 F1 (mantido do 1° grupo)

F5 F1 novo

Carvão vegetal (casca de coco)

Área de superfície BET: 1100m

Número de iodo: 1000mg/g.min

Tamanho da malha: 14 x 30 (1,40mm x 0,59mm)

Distribuição dos poros: não informada.

Carvão betuminoso

Volume total de poros: 0,8cm

Número de iodo: 1000mg/g.min

Tamanho da malha: 10 x 20 (2,00mm x 0,83mm)

Distribuição dos poros: > 2,00mm, Max. 5%; <

0,85mm, Max. 4%.

Os resultados dos experimentos mostraram que os seis CAPs analisados foram capazes de

remover todos os compostos em estudo, com percentagens de remoção variando de 31 a >

99%, sendo essa diferença na remoção decorrente do tipo e dosagem do carvão e das

condições de qualidade da água. As menores remoções foram observadas nas amostras do

rio

Huron, pois estas apresentavam maiores concentrações de carbono orgânico dissolvido

e de matéria orgânica hidrofóbica. A intervenção da matéria orgânica no resultado ocorre

porque esta bloqueia os poros do carvão, reduzindo a área superficial disponível para

adsorção de compostos orgânicos, além de competir com os compostos específicos.

A ordem decrescente de remoção observada para as substâncias em estudo foi de 17

β-

estradiol (3,1 - 4,0) > 17

α-etinilestradiol (3,7 - 3,9) > bisfenol A (3,3) e correspondeu aos

valores decrescentes do coeficiente de partição octanol/água de cada perturbador

endócrino, apresentados entre parênteses.

Nesse trabalho também foram feitos experimentos sobre cinética e dose-resposta com as

duas marcas que apresentaram melhores performances de remoção. Foram calculadas, para

cada um dos dois carvões, as isotermas de Freundlich com relação à remoção de cada um

dos três perturbadores endócrinos nos tempos de contato de 1 e 4horas. Os resultados

constataram uma maior adsorção do 17

β-estradiol (E2) quando comparada ao 17α-

etinilestradiol (EE2) e ao bisfenol A (BPA). Analisando os valores de K, apresentados na

Tabela 3.13, constatou-se que a quantidade adsorvida de perturbadores endócrinos foi, em

geral, menor para as amostras do rio

Huron, seguidas do rio Salt e por último das amostras

de água deionizada, sendo esse resultado mais uma constatação da influência da matéria

orgânica no fenômeno da adsorção.

Choi

et al. (2005) analisaram a remoção do amitrol, nonilfenol e bisfenol A porque esses

perturbadores endócrinos são encontrados em altas concentrações na Coréia. Para os

ensaios foram preparadas previamente soluções padrões contendo os perturbadores

endócrinos. No caso do bisfenol A e do nonilfenol, por se tratarem de compostos menos

solúveis, foram primeiramente dissolvidos em metanol e, posteriormente, diluídos em água

destilada. Já para o amitrol, por ser muito solúvel, foi diretamente dissolvido em água

destilada sem a necessidade de solvente. Essas soluções padrões foram misturadas a

amostras retiradas do efluente de uma estação de tratamento de água localizada na Coréia.

A amostra resultante da mistura das soluções padrões com o efluente tratado da estação

apresentou concentrações finais de 200

µg/L de amitrol e de bisfenol A, e de 500µg/L de

nonilfenol.

Tabela 3.13 – Resumo dos valores de K obtidos nos experimentos sobre cinética e dose-

resposta de Yoon

et al. (2003 - modificado)

Marcas dos carvões

Norit 20B AC800

Tempo de ensaio

1h 4h 1h 4h

Compostos

Origem da

amostra

K (g/g)(L/g)

1/n

Água Deionizada Sem dados Sem dados Sem dados Sem dados

Rio Huron 6,16 12,3 2,91 4,12

Rio Salt 5,36 10,9 4,80 8,11

Água Deionizada Sem dados Sem dados 4,03 4,78

Rio Huron 1,61 3,10 1,76 2,73

EE2

Rio Salt 3,83 5,34 2,75 3,16

Água Deionizada Sem dados Sem dados 2,87 4,60

Rio Huron 1,56 2,85 1,55 1,66

BPA

Rio Salt 2,62 4,48 1,86 2,32

De acordo Choi

et al. (2005), essa solução resultante foi destinada a alimentação de um

sistema com 7 colunas distintas de CAG com uma vazão de 2mL/min e um tempo de

contato de leito vazio de 15minutos. As colunas eram preenchidas com CAG de três

diferentes tipos de matérias-primas: madeira (2 colunas); casca de coco (2 colunas) e hulha

(3 colunas), com volume de 30cm

cada. Para a detecção dos compostos foi utilizado o

método de cromatografia líquida acoplada a dupla espectrometria de massa (LC-MS-MS).

O estudo concluiu que a adsorção por CAG é mais efetiva para remoção de perturbadores

endócrinos com pouca solubilidade em água, ou seja, para aqueles que possuem alto valor

de coeficiente de partição octanol/água (K

), conclusão esta similar à de Yoon et al.

(2003). Assim, o nonilfenol foi mais efetivamente removido do que o bisfenol A, embora

ambos os compostos tenham sido adsorvidos em todos os carvões estudados. Já com

relação ao amitrol, como se trata de um composto muito solúvel (com baixo K

), a

remoção por adsorção foi pouco efetiva. Constatou-se que uma porção considerável do que

entra de amitrol nas colunas de CAG passa direto pelo leito (9 a 87%). Observou-se

também que os carvões originados da hulha foram os mais efetivos dos três tipos, sendo o

maior volume de poros destes um fator relevante para esse melhor desempenho. Outro

ponto verificado foi que a área superficial e o volume de poros reduziram com o tempo de

operação e a extensão dessa redução foi diferente dependendo do tipo de carvão.

Nesse trabalho os autores estimaram a degradação biológica dos perturbadores endócrinos

por meio da equação proposta originalmente por Sont-heimer e Hubele (1987) e Speitel

. (1989). Nessa análise constataram que o amitrol foi o composto mais removido por

degradação biológica, apresentando remoções de 0 a 90%, dependendo do tipo de carvão.

Choi

et al. (2005) também verificaram durante todo o estudo que tanto o volume de poros

como as interações elétricas decorrentes das cargas na superfície e o pH são importantes

para o mecanismo de adsorção.

Zhang e Zhou (2005) estudaram a remoção dos perturbadores endócrinos estrona e 17

β-

estradiol por: CAG; adsorvente preparado a partir de resíduos industriais; resina de troca-

iônica; quitina e quitosana. Optou-se pela remoção desses perturbadores endócrinos, pois

além de causarem grande potencial de risco aos seres vivos, estes resistem aos processos

de tratamento de esgoto e podem ser reativados por desconjugação durante a passagem

pela ETE.

Nesse estudo foram realizados experimentos de cinética e equilíbrio de adsorção com

amostras de água deionizada misturadas a soluções padrões contendo concentrações de

17,8

µg/L de estrona e 24,8µg/L de 17β-estradiol. Com relação aos experimentos de

cinética de adsorção com CAG, também foram utilizadas amostras provenientes do

efluente da ETE de

Horsham no Reino Unido, misturadas as soluções padrões.

Na Tabela 3.14 são apresentados os resultados dos ensaios de equilíbrio de adsorção com

amostras de água deionizada. Os autores constaram que as constantes de adsorção

máximas obtidas para o CAG apresentaram valores de alta magnitude. Isto sugeriu que as

ligações promovidas na adsorção de ambos os perturbadores endócrinos são bastante fortes

quando comparadas com partículas orgânicas naturais encontradas em ambientes

aquáticos. Já com relação ao adsorvente de resíduos industriais, verificou-se que, além de

ligações fortes, a adsorção é capaz de atingir o equilíbrio em tempos menores. Como o

adsorvente de resíduos industriais possui partículas menores e uma concentração

adsorvente (0,2g/L) menor quando comparada ao CAG (2g/L), mais rapidamente o

equilíbrio é atingido.

Assim, de acordo com Zhang e Zhou (2005), a possibilidade de conversão de resíduos em

adsorventes trata-se de uma proposta vantajosa para o controle de poluição, pois é viável

em termos potencias e econômicos. É importante ressaltar que para ambos os adsorventes,

CAG e derivado de resíduos industriais, a constante de adsorção aumentou com o tempo.

Segundo os autores, as resinas de troca iônica avaliadas foram capazes de remover

compostos orgânicos e inorgânicos; e embora tenham apresentado um tempo de equilíbrio

de 71horas, estas em apenas uma hora de ensaio atingiram 61% do valor máximo de K. Já

com relação à quitina, que é um polissacarídeo presente em animais marinhos, insetos e

fungos, e a quitosana, que é um polímero hidrófilo catiônico formado pela desacetilação da

quitina, as remoções não foram significativas.

Nos experimentos de cinética de adsorção com CAG, ao comparar os resultados das

amostras de água deionizada com amostras de efluentes de ETE, os autores observaram

que os coeficientes de adsorção apresentaram valores aproximados para ambos os

perturbadores endócrinos. Esse fato comprovou que, independente do tipo de amostra, a

estrona e o 17

β-estradiol foram igualmente removidos. No entanto, os valores dos

coeficientes de adsorção para as amostras provenientes da ETE foram levemente inferiores

as de água deionizada devido à presença de substâncias competidoras que reduzem o efeito

de adsorção na superfície do CAG.

Os resultados dos experimentos de equilíbrio de adsorção indicaram que a concentração

adsorvente de colóides e a presença de surfactantes e ácidos húmicos são capazes de

diminuir a capacidade adsortiva, pois melhoram a solubilidade dos perturbadores

endócrinos na água ao criarem complexos com os grupos funcionais dos mesmos, fato que

Tabela 3.14 – Valores de K e dos tempos de equilíbrio de adsorção para os diferentes

adsorventes estudados por Zhang e Zhou (2005 - modificado)

Valores máximos obtidos

para a constante K (mL/g)

Tempo de equilíbrio de

adsorção

Métodos Estudados

Estrona

-estradiol

Estrona

17β-estradiol

Resíduos industriais 87.500 116 x 10

2 h 7 h

CAG 9.290 122 x 10

25 h 125 h

Resina de troca iônica 2.560 - 71 h -

Quitina 88 - 1 dia -

Quitosana 23 - 2 dias -

já foi verificado em outros estudos. Há também o efeito causado pela salinidade, que é

capaz de reduz a solubilidade aquosa do 17

β-estradiol e os efeitos causados pelo pH ao

influenciar na carga superficial do adsorvente bem como no potencial de ionização dos

químicos.

Fukuhara

et al. (2006) também realizaram estudos sobre a adsorção do 17β-estradiol e da

estrona em carvões ativados (CAs). Os autores se propuseram a estudar como as

propriedades de adsorção estão relacionadas com as propriedades físicas dos carvões e

também analisaram a presença de substâncias interferentes.

Fukuhara

et al. (2006) investigaram quatro tipos diferentes de amostras. A primeira foi

uma amostra de água deionizada com concentração de estrona e 17

β-estradiol em que

foram avaliados 8 diferentes CAs de origem vegetal e de uso geral. A segunda, uma

amostra proveniente de filtração em areia com concentração de 17

β-estradiol em que

foram testados 5 CAs vegetais pré-utilizados em outro tratamento de água. Por último,

amostras de água de rio e de efluente secundário, ambas retiradas nas proximidades de uma

área urbana com casas e indústrias, estas foram utilizadas em experimento com 3 CAs

vegetais de uso comercial.

Para a detecção das amostras foram utilizados kits ELISA, para 17

β-estradiol e

estrona/17

β-estradiol/estriol, cujos intervalos de detecção variaram, respectivamente, de

0,05 a 1 e 0,1 a 3

µg/L. Deve-se ressaltar que para os casos em que as amostras não

puderam ser analisadas diretamente foram promovidas extrações em fase-sólida utilizando

cartuchos C-18. Outro ponto importante é que durante a preparação das amostras de água

deionizada foi utilizado metanol como solvente inicial dos perturbadores endócrinos e

depois promovidas re-diluições em água.

A adição de metanol as amostras não é um fator preocupante, pois de acordo com Giusti

al,

(1974 apud Fukuhara et al., 2006) o metanol é pouco adsorvido pelo CA e, portanto,

não causa interferências significativas na adsorção. Giusti

et al. (1974 apud Fukuhara et

al.,

2006) constataram que essa adsorção é da ordem de 0,007g-metanol/g-carvão ativado,

em uma concentração de equilíbrio de 964mg/L.

Os valores obtidos com os ensaios foram utilizados para traçar as isotermas de adsorção

dos carvões segundo o modelo de Freundlich. No caso da análise dos 8 CAs em amostras

de água deionizada contendo estrona e 17

β-estradiol, a quantidade adsorvida, em

concentração de equilíbrio de 1

µg/L, foi de 25,6 a 73,5mg/g para a estrona e 21,3 a

67,6mg/g para o 17

β-estradiol, sendo a estrona mais adsorvida devido a sua maior

hidrofobicidade.

No caso dos experimentos com carvões pré-utilizados e amostras de água filtrada contendo

β-estradiol, a quantidade adsorvida, para concentração inicial de 1µg/L, foi de 3,5 a

8,2mg/g de 17

β-estradiol. Esse decréscimo na capacidade adsortiva observado nas

amostras de água filtrada em comparação às amostras de água deionizada pode ser

justificado pela qualidade da água, condições de operação da filtração e por propriedades

desconhecidas dos carvões. Já para as amostras de rio e do efluente secundário a

quantidade adsorvida de 17

β-estradiol foi de 0,14 a 0,20 e 0,28 a 1µg/g, para concentração

inicial de 1ng/L, respectivamente. Esses valores baixos devem-se a presença de substâncias

competidoras.

Um ponto importante verificado pelos autores foi que a adsorção de estrona e de 17

β-

estradiol apresenta um comportamento linear com relação a área superficial específica, ou

seja, quanto maior a área superficial do carvão maior foi a adsorção dos perturbadores

endócrinos aos carvões. Já com relação ao diâmetro dos poros, verificou-se que a adsorção

foi menor para carvões com diâmetro de poros maiores.

Da mesma forma que nos demais trabalhos citados nesse item, pretende-se também nessa

pesquisa, como já foi mencionado ao longo do texto, realizar estudos de adsorção de

perturbadores (17

β-estradiol e p-nonilfenol) em carvões ativados em pó. No próximo

capítulo será apresentada a metodologia adotada e amplamente justificada para a execução

de tais experimentos, além das características dos carvões nacionais a serem estudados.

4 - METODOLOGIA

4.1 - CONSIDERAÇÕES INICIAIS

O presente trabalho, de caráter experimental, foi desenvolvido em escala de bancada. Os

experimentos foram realizados no Laboratório de Análise de Águas – LAA do

Departamento de Engenharia Civil e Ambiental da Universidade de Brasília (UnB).

As etapas para desenvolvimento do trabalho consistiram em:

1º) Escolha dos tipos de carvão ativado em pó (CAP) a serem avaliados;

2º) Determinação da capacidade adsortiva dos diferentes tipos de CAPs selecionados

na remoção dos perturbadores endócrinos 17

β-estradiol e p-nonilfenol, em separado;

Essas etapas são descritas de forma detalhada nos itens que se seguem.

4.2 – SELEÇÃO DOS TIPOS DE CARVÃO ATIVADO EM PÓ

Os tipos de carvão ativado em pó utilizados nos experimentos foram os mesmos estudados

e caracterizados por outras pesquisas já desenvolvidas no Programa de Tecnologia

Ambiental e Recursos Hídricos da Universidade de Brasília. Assim, com base nos

trabalhos de Brasil (2004) e Silva (2005a) foram selecionados quatro carvões de

procedência nacional.

Os fabricantes desses carvões, juntamente com as amostras de CAP, forneceram algumas

características, como por exemplo, a granulometria e número de iodo. Entretanto, nem

todas as informações eram comuns a todos os carvões, o que dificulta a comparação entre

eles. Para sanar esse problema, Silva (2005a) realizou alguns ensaios de caracterização dos

CAPs cujos resultados são utilizados nesse trabalho. Na Tabela 4.1 são apresentados os

fabricantes, origens e as nomenclaturas que foram adotadas para os diferentes carvões e

nas Tabelas A.1, A.2 e A.3, disponíveis no apêndice A, têm-se as características mais

relevantes desses carvões

Tabela 4.1 – Nomenclaturas adotadas para os tipos de carvão ativado em pó nacionais

utilizados nesse trabalho.

Tipo (Origem)

Casca de Coco

(vegetal)

Madeira

(vegetal)

Madeira

(vegetal)

Osso

(animal)

Nomenclatura

adotada

COCO MAD - 1 MAD - 2 OSSO

4.3 – DETERMINAÇÃO DA CAPACIDADE ADSORTIVA DOS CAPs

4.3.1 – Definição da configuração dos experimentos

A determinação da capacidade adsortiva dos carvões foi realizada segundo as

recomendações da norma D3860-98 da

American Society for Testing and Materials

(ASTM, 2000), que se fundamenta na determinação da curva de adsorção de acordo com o

modelo de Freundlich. No entanto, quando necessário, foram feitas algumas considerações

às recomendações da norma, para melhor atender os objetivos do trabalho em questão.

Para a determinação das isotermas é necessário que a reação de adsorção seja promovida à

temperatura constante. Assim, optou-se em realizar os experimentos em uma sala

climatizada em que os níveis de oscilação da temperatura fossem os menores possíveis.

Para monitorar a temperatura na sala foi utilizado um termômetro digital mantido

permanentemente no interior desta. Além disso, foi feito o monitoramento da temperatura

da amostra durante os experimentos, dispondo-se de um termômetro de bulbo de mercúrio

dentro de um frasco com volume similar ao da amostra em ensaio. Na Figura 4.1, tem-se a

ilustração dos dois tipos de monitoramento de temperatura.

Os experimentos foram executados utilizando o dispositivo de agitação mecânica para teste

de jarros e 6 béqueres de vidro, como apresentado na Figura 4.2. É importante ressaltar que

não só os béqueres, mas como todo o material utilizado durante os ensaios foi de vidro,

evitando-se que possíveis adsorções que, normalmente, acontecem em materiais plásticos,

ocorressem nesses ensaios.

(a) Termômetro digital (b) Termômetro de bulbo

Figura 4.1 – Tipos de termômetros utilizados no monitoramento de temperatura.

Figura 4.2 – Dispositivo de agitação para teste de jarros.

Como já mencionado na revisão bibliográfica, para a determinação das isotermas de

adsorção, é necessário que o tempo de contato do carvão com o adsorvato seja suficiente

para alcançar o equilíbrio da reação. A reação de adsorção é reversível, para a maior parte

dos compostos, e sua condição de equilíbrio ocorrerá quando o carvão atingir a saturação,

ou seja, quando a taxa de adsorção for igual à de dessorção.

De acordo com a norma americana D3860-98 da ASTM (2000), um tempo de contato de

duas horas é normalmente necessário para atingir o equilíbrio da adsorção, embora a

própria norma recomende que se possível sejam realizados estudos para verificar se esse

tempo é realmente suficiente. Já segundo Masschelein (1992), esse tempo pode variar de

30 minutos a 1hora, dependendo do tipo de carvão. Quanto a Brady (1998), 15 minutos já é

tempo necessário para a remoção da maioria dos compostos causadores de odor e sabor.

Em contrapartida, nos estudos de Brasil (2004), verificou-se que o tempo de contato de 2

horas não foi suficiente para que os carvões nacionais, os mesmos estudados nesse

trabalho, fossem capazes de atingir o equilíbrio da adsorção para remoção de microcistina

em águas de abastecimento público. Posteriormente, Silva (2005a) também teve

dificuldades para atingir o equilíbrio de adsorção mesmo dispondo de um tempo de contato

superior a duas horas, no caso, 12 horas. Em seus estudos, Silva (2005a) propôs a remoção

de saxitoxinas com os mesmos carvões analisados por Brasil (2004). Assim, a partir desses

estudos, constata-se a influência das características do adsorvato na obtenção do equilíbrio

de adsorção.

Dessa forma, para os experimentos propostos nesse trabalho, adotou-se por um tempo de

contato de quatro horas, que foi escolhido de acordo com os estudos propostos por Yoon

al.

(2003). Nesses estudos, Yoon e colaboradores analisaram a remoção dos perturbadores

endócrinos bisfenol-A, 17

β-estradiol e 17α-etinilestradiol por meio de seis diferentes

CAPs de procedência americana e origem vegetal, ou seja, uma situação com

características semelhantes às propostas por esse trabalho.

Como já citado no decorrer do trabalho, os perturbadores endócrinos 17

β-estradiol e p-

nonilfenol foram escolhidos, respectivamente, pelo potencial de risco e pelo elevado valor

encontrado das concentrações em esgotos e mananciais. Para serem realizados os ensaios,

foram utilizadas substâncias purificadas na forma em pó (

Sigma-Aldrich Chemical).

Adotou-se, para as amostras a serem ensaiadas, as concentrações de 1

µg/L para o 17β-

estradiol e 100

µg/L para o p-nonilfenol. Na Tabela 4.2 são descritas mais algumas

características dos perturbadores endócrinos utilizados nesse trabalho.

As concentrações adotadas para os perturbadores endócrinos foram bem superiores aos

valores referenciados na literatura. Por exemplo, de acordo com os estudos de Ternes

et al.

(1999), realizados com afluentes de ETE, localizada no Brasil, detectou-se concentrações

de 0,021

µg/L do 17β-estradiol. Já para o p-nonilfenol, tem-se os estudos de Azevedo et al.

(2001), que obtiveram em amostras de águas subterrâneas portuguesas concentrações no

intervalo de 0,2 a 30,0

µg/L dos isômeros de 4-nonilfenol. Além desses exemplos, há

também os já citados nas Tabelas 3.3 e 3.4. Deve-se ressaltar que concentrações bem

superiores não atrapalham os objetivos do trabalho, pois, nessa etapa, pretende-se traçar as

isotermas dos carvões e obter a capacidade adsortiva máxima destes em relação à remoção

de cada perturbador endócrino em separado, sem a presença de interferentes, já que foram

utilizadas amostras preparadas com água deionizada.

Tabela 4.2 – Características do 17

β-estradiol e do p-nonilfenol (Choi et al., 2005 e Yoon

et al., 2003 - modificado).

Perturbador endócrino

17β-estradiol

p-nonilfenol

Fórmula

Fonte

Mais importante hormônio

sexual feminino.

Detergentes, combustível,

aditivo de óleo, estabilizante

plástico, etc.

Peso molecular (g/mol)

272,38 220,35

Número CAS

50-28-2 104-40-5

Log k

(*) 3,30 5,76

Solubilidade em massa

(g/L)

Levemente Solúvel

pH: 1 a 8

temp: 25°C 0,0030

pH: 9

temp: 25°C 0,0033

pH: 10

temp: 25°C 0,0046

Levemente Solúvel

pH: 1 a 7

temp: 25°C 0,019

pH: 8

temp: 25°C 0,020

pH: 9

temp: 25°C 0,021

pH: 10

temp: 25°C 0,033

Solubilidade molar

(mol/L)

Levemente Solúvel

pH: 1 a 8

temp: 25°C 1,1x10

-5

pH: 9

temp: 25°C 1,2x10

-5

pH: 10

temp: 25°C 1,7x10

-5

Levemente Solúvel

pH: 1 a 7

temp: 25°C 8,8x10

-5

pH: 8

temp: 25°C 8,9x10

-5

pH: 9

temp: 25°C 9,5x10

-5

pH: 10

temp: 25°C 1,5x10

-4

Volume molar

(cm

/mol)

232,6 ± 3,0

temp: 20°C Press: 760 Torr

236,2 ± 3,0

temp: 20°C Press: 760 Torr

(constante de

acidez)

10,27 ± 0,60

temp: 25°C mais ácido

10,14 ± 0,15

temp: 25°C mais ácido

Pressão de vapor

9,82x10

-9

Torr temp: 25°C 8,53x10

-5

Torr temp: 25°C

(*) Coeficiente de partição octanol/água: é a relação entre a concentração de uma substância

química em octanol (solvente orgânico) pela concentração em água, em condições de equilíbrio e

temperatura constante. Este parâmetro é usado para determinar o destino de substâncias químicas

no ambiente, como, por exemplo, predizer a extensão que um contaminante vai bio-acumular em

peixes. Ou seja, quanto maior o valor do coeficiente maior será sua acumulação. Isto justifica o

fato de haver mais relatos da presença do nonilfenol em peixes. O coeficiente de partição de

octanol-água também tem sido correlacionado à solubilidade na água, sendo inversamente

proporcional a esta.

A concentração proposta para o 17

β-estradiol foi preparada a partir de uma solução

estoque em metanol com uma concentração de 1000

µg/mL. Essa solução estoque foi

preparada pesando-se 0,0100g de 17

β-estradiol, em uma balança analítica, e depois

dissolvendo esse material em 10mL de metanol. Em seguida, foram promovidas diluições

com água deionizada até alcançar uma concentração de 1

µg/L no volume total estimado

para os ensaios com cada carvão. Embora a substância 17

β-estradiol tenha baixa massa

solúvel em água deionizada (0,003g/L), esta apresenta mais de um grupo funcional polar

em sua estrutura química. Portanto, sua diluição é possível em solventes polares como a

água e o metanol, sendo o metanol mais vantajoso para promover a dissolução inicial,

devido à semelhança de grupos funcionais de sua estrutura química com a do 17

β-

estradiol.

A opção por uma solução estoque em metanol foi devida não somente a facilidade de

diluição, mas também pela melhor conservação que pode ser conseguida quando

comparada com a conservação em água. Além é claro, das referências de procedimentos

similares como os executados por Yoon

et al. (2003) e Fukuhara et al. (2006) e ao fato do

metanol ser pouco adsorvido pelo carvão ativado, como já comentado na revisão

bibliográfica desse trabalho. Deve-se enfatizar que outros solventes polares, como o etanol,

também poderiam ser utilizados, sendo este mais vantajoso por ser menos tóxico quando

comparado ao metanol. No entanto, ainda assim, por uma questão de compatibilidade,

optou-se pelo metanol, já que este é o mesmo solvente utilizado na preparação simplificada

dos ensaios ELISA.

Já no caso do p-nonilfenol, a molécula apresenta uma estrutura química mais complexa,

pois, é constituída de uma parte hidrófila que atrai as moléculas de água e uma parte

hidrófoba que dificulta essa solubilidade. Como a parte hidrófoba forma uma cadeia bem

maior, essa substância apresenta uma grande tendência a apolaridade, e portanto uma baixa

massa solúvel em água deionizada, na ordem de 0,019g/L. Fato este que também pode ser

constatado pelo maior valor do coeficiente de partição octanol/água quando comparado ao

β-estradiol. Assim, devido a essa particularidade da molécula, existe uma grande

dificuldade em se preparar a água de estudo e, portanto, foram propostas diferentes

tentativas para promover a solubilização do p-nonilfenol, como, por exemplo, promovendo

a solubilização somente em água deionizada; somente em metanol ou combinando dois

solventes (metanol e DMSO). Todas as tentativas realizadas serão mais bem discutidas no

capitulo cinco desse mesmo trabalho.

De acordo com a norma D3860-98 da ASTM (2000), o volume da amostra e as dosagens

de CAP a serem utilizados nos experimentos de determinação da capacidade adsortiva

dependem da concentração do adsorvato (Tabela 4.3). Assim, na Tabela 4.3 observa-se que

quanto menor a concentração de adsorvato maior é o volume da amostra sugerido. Como a

concentração proposta, nesse trabalho, para os adsorvatos (perturbadores endócrinos) é

bem inferior ao menor valor de adsorvato sugerido pela norma, optou-se por um volume

1,0 litro, pois, este é superior ao volume recomendado.

Tabela 4.3 – Volumes para amostra e massas de carvões indicados para determinados

níveis de concentração de adsorvato (D3860-98 da ASTM, 2000 – modificado).

Concentração de

adsorvato (mg/L)

Volume da amostra (mL)

Massas de carvão

indicadas

≤ 10 500

1,0; 2,5; 5,0; 7,5; 10,0; 25,0

e 50,0 mg.

> 10; 100 100

0,01; 0,02; 0,04; 0,10; 0,20;

0,40; 1,0; 2,0 e 4,0 g.

> 100 100

0,05; 0,1; 0,2; 0,5; 1,0; 2,0;

5,0 e 10,0 g

Já com relação às dosagens de CAP, optou-se por valores na faixa de 3 a 20mg/L. Esse

intervalo foi adotado com base nos estudos desenvolvidos por Yoon

et al. (2003). Yoon e

colaboradores verificaram que na faixa de dosagem de 1 a 50mg/L alguns CAPs de origem

vegetal, produzidos nos EUA, mostraram-se eficientes na remoção dos perturbadores

endócrinos 17

β-estradiol, bisfenol-A e 17α-ethinilestradiol, sendo que para o intervalo de

dosagens inferiores a 10mg/L essas remoções foram maiores.

Assim, foram adotadas as massas diferenciadas de CAP: 3, 5, 10, 15, 20mg/L com o

objetivo de trabalhar dentro do intervalo de maior remoção. É importante lembrar que cada

carvão foi analisado em duplicata, sendo cada ensaio composto de seis jarros: cinco destes

para aplicação dos carvões e um jarro de controle em que se objetiva detectar a

concentração inicial, realmente, presente na amostra. Cabe ressaltar que os estudos de

Yoon

et al. (2003), da mesma forma que nesse trabalho, foram compatíveis com a D3860-

98 da ASTM (2000).

4.3.2 – Desenvolvimento dos experimentos

O ensaio de capacidade adsortiva foi dividido em três etapas. A primeira consistia na

preparação do carvão, a segunda no ensaio propriamente dito e a terceira no processo de

detecção dos perturbadores endócrinos.

Na primeira fase eram feitas as pesagens dos CAPs correspondentes às dosagens a serem

adicionadas. Cada massa de CAP era colocada em um pequeno béquer com 20mL de água

deionizada, já que o carvão ativado deve ser adicionado ao ensaio sob a forma de

suspensão. Os frascos contendo essas suspensões foram, primeiramente, colocados em um

dessecador acoplado a uma bomba a vácuo (Figura 4.3) e deixados sob condições de

subpressão por pelo menos 10 horas antes de serem adicionados às amostras durante os

ensaios.

O carvão foi preparado previamente dessa maneira, para que fosse promovida a sua

hidratação e a retirada do ar dos seus interstícios, colocando a superfície dos poros em

contato com o meio líquido e com isso favorecendo a cinética da adsorção. Cabe ressaltar

que eram sempre realizadas pesagens suficientes para dois ensaios, pois as duas baterias

propostas para cada um dos carvões eram ambas ensaiadas no dia seguinte às pesagens.

Na segunda etapa, que consistia no ensaio propriamente dito, as amostras contendo o

perturbador endócrino eram distribuídas nos seis jarros e iniciava-se a adição do CAP. A

Figura 4.3 – Dessecador acoplado a bomba a vácuo

Figura 4.4 apresenta um esquema da realização do experimento. As amostras contendo o

CAP eram agitadas a 100rpm para manter o carvão em suspensão durante todo o tempo de

contato de 4 horas. Ao colocar as amostras no equipamento eram registradas as leituras de

pH e de temperatura da sala e do líquido. Depois de decorridas 2 horas de ensaio eram

realizadas novas leituras de temperatura. Ao final das 4 horas, novamente, novas leituras

de pH e temperatura eram realizadas e uma fração da amostra era coletada e submetida a

filtração em membrana de 0,22

µm, com o objetivo de remover o carvão presente na

amostra. A Figura 4.5 apresenta o equipamento para filtração a vácuo utilizado para

filtragem das amostras após os ensaios.

É importante comentar que as concentrações de carvão em suspensão eram adicionadas em

intervalos regulares, de 20 minutos, em cada um dos recipientes (Figura 4.4). Com esse

procedimento garantia-se que o tempo despendido na filtração de cada amostra após a sua

retirada do equipamento de agitação não ia interferir no tempo de contato e no momento de

retirada da amostra seguinte.

: concentração inicial do adsorvato;

: concentração residual do adsorvato (i = 1, 2,...5);

: tempo inicial para colocar a amostra no agitador.

Figura 4.4 – Esquema do procedimento utilizado nos experimentos de determinação da

capacidade adsortiva dos CAPs.

É importante também salientar que as leituras de pH e temperatura realizadas ao longo dos

experimentos são essenciais para verificar possíveis oscilações nesses parâmetros que

possam causar interferências na adsorção. As medidas de pH foram realizadas com o

medidor Thermo Orion modelo 210 (termômetro e potenciômetro).

Figura 4.5 – Filtração a vácuo

Em seguida, tem-se a terceira etapa do experimento em que a fração filtrada é submetida à

detecção dos residuais do perturbador endócrino pelo método ELISA. Essa terceira etapa

sempre era realizada no dia seguinte aos ensaios de capacidade adsortiva e as amostras,

para que não sofressem degradações, eram conservadas na geladeira a 4°C durante

aproximadamente 15horas.

É importante esclarecer a opção pela conservação em geladeira. Essa forma de

conservação foi adotada com base nos estudos de Baronti

et al. (2000) que constataram

que o armazenamento de amostras com 1% de aldeído à 4ºC não causam perdas

significantes em estrogênios por 28 dias quando comparada a amostras não preservadas.

Como para os primeiros ensaios com 17

β-estradiol, a conservação apenas em geladeira

aparentemente não causou degradação das amostras, foi suposto que não haveria a

necessidade da adição de aldeído as mesmas, já que este poderia vir a causar alguma

interferência na detecção. No entanto, é recomendável que em pesquisas futuras sejam

feitos testes para comprovar se tal suposição é realmente correta.

Outra opção estudada por Baronti

et al. (2000), que é mais vantajosa para situações onde

há necessidade de extrações das amostras, é o uso do cartucho C18. Baronti e seus

colaboradores relataram que esse tipo de cartucho, além de promover excelente extração, é

uma ótima forma de armazenagem. Pois, ao armazená-los a -18°C, esses cartuchos

preservam as amostras contendo estrogênios, sem nenhuma perda significativa, por 60

dias.

4.3.3 – Quantificação dos perturbadores endócrinos em estudo

A detecção de ambos os perturbadores endócrinos estudados foi realizada utilizando o

método de imunoensaio ELISA (

Enzyme Linked Immuno Sorbent Assay). Esse método foi

adotado porque:

• Apresenta um limite de detecção adequado para o propósito do trabalho;

• Facilidade de execução;

• Possibilidade da análise de várias amostras ao mesmo tempo;

• Preparação simplificada das amostras e

• Autonomia no desenvolvimento dos experimentos, pois, são adquiridos kits

comerciais cuja análise pôde ser realizada no próprio LAA, sem haver necessidade

de equipamentos sofisticados ou dependência de equipamentos de outros

laboratórios.

Nesse trabalho foram utilizados dois tipos de kit ELISA, sendo cada tipo relacionado à

detecção de um perturbador endócrino específico (17

β-estradiol e p-nonilfenol). Os kits

são fabricados pela

Japan EnviroChemical conhecido como “Environmental Diagnosis”.

As principais características de ambos os kits são apresentadas na Tabela 4.4 e A.4

(apêndice A) e complementadas na Figura 4.6, com exemplos das curvas de calibração

padrão de ambos.

O ensaio de detecção ELISA consiste na mistura de 100

µL da amostra com 100µL da

solução conjugada antígeno-enzima dentro de cada poço da placa não sensibilizada. Dessa

mistura presente em cada poço se retira 100

µL e adiciona-se em cada poço de uma outra

placa já sensibilizada com uma solução de anticorpos. Essa placa sensibilizada, então, deve

ser incubada por 60 minutos em temperatura de 18-25ºC. Durante esse período, os

anticorpos presentes na placa são capazes de se ligar aos contaminantes (perturbadores

endócrinos) da amostra, enquanto os conjugados antígeno-enzima competem com os

contaminantes pelos sítios de ligação ainda disponíveis nos anticorpos.

Tabela 4.4 – Principais características dos kits ELISA utilizados nesse trabalho.

Kit ELISA

Compostos

alvos

Taxas

limites

para

análise

Padrões

fornecidos

para a curva

de calibração

(µg/L)

Características similares

em ambos os kits

17β-estradiol

(E2)

17β-estradiol

(E2)

0,05 a

1,00

µg/L

0,00

0,05

0,15

0,40

1,00

Alquifenóis

(AP)

Nonilfenol

(NP)

Octilfenol

(OP)

5 a

500

µg/L

200

1000

5000

- Coeficiente de variação

em sua maioria menor

que 10%;

- Tempo total de medida

por volta de 2,5 horas;

- Reatividade de 100%

para o nonilfenol e 17

β-

estradiol;

- Pré-tratamento: filtração

e preparação simplificada

sugeridas pelo kit.

β-Estradiol

(limite de detecção 0,05 a 1,00

µg/L)

p-nonilfenol

(limite de detecção 5 a 500

µg/L)

Figura 4.6 – Exemplos de curvas de calibração dos kits ELISA (Japan

EnviroChemicals, 2005).

Em seguida, é promovida a “lavagem” da placa sensibilizada para retirar o liquido

remanescente presente nos poços, não permitindo que este seja detectado e influencie na

etapa seguinte. A solução de lavagem fornecida pelo kit é diluída em água deionizada e,

depois, adicionada num volume de 300

µL em cada poço da placa sensibilizada. Esse

procedimento é repetido três vezes. Cabe aqui ressaltar que o momento da “lavagem”

merece bastante atenção por parte de quem a executa, pois qualquer resíduo da solução de

lavagem que restar dentro dos poços após essa etapa pode causar grandes interferências nas

próximas reações promovidas e, portanto, nos resultados finais.

Após a lavagem, adiciona-se 100

µL de substrato de cor (cromogene ou color solution) em

cada poço para promover a coloração da mistura quando o substrato se ligar à enzima do

conjugado. Nessa fase da detecção, a placa deve ser incubada por 30 minutos em

temperatura de 18 a 25ºC e, após esse período, deve ser adicionado em cada poço 100

µL

da solução de parada (

stop solution) para cessar a ação da enzima que promove a cor. Para

a ação dessa solução é necessário esperar mais 15 minutos de incubação e depois já é

possível ser feita a leitura de intensidade de cor. Na Figura 4.7 é apresentada uma

ilustração simplificada da seqüência de etapas do ensaio ELISA.

A intensidade da cor é quantificada pela medida da densidade ótica da mistura

(absorbância). Para fazer essa medida, utilizou-se de uma leitora ELISA (Bio-Rad, modelo

550) e um filtro especial para leitura em comprimento de onda de 450nm. Na Figura 4.8,

tem-se a ilustração da leitora ELISA utilizada nos ensaios.

Com o valor da densidade ótica é possível determinar a concentração do contaminante

presente na amostra. Para isso deve-se traçar, para cada ensaio proposto, a curva de

calibração padrão (Figura 4.6).

Essa curva relaciona de forma inversamente proporcional a concentração do contaminante

e a densidade ótica, dentro do intervalo limite de análise proposto pelo kit. Para traçar a

curva são necessários no mínimo 5 poços, ou seja, no mínimo um para cada padrão

fornecido no kit (Tabela 4.4). O procedimento é similar ao já descrito para a detecção das

amostras, só que nesse caso, no lugar da adição de 100

µL da amostra utiliza-se um volume

de 100

µL do padrão fornecidos pelos kits.

Cada amostra analisada no ELISA deve ser feita no mínimo em duplicata com o intuito de

fornecer mais segurança ao resultado obtido, pois mudanças de temperatura e falta de

precisão ao pipetar as amostras podem gerar erros. Daí também a importância de se repetir

à curva de calibração em todos os ensaios.

É importante ressaltar que algumas observações podem ser feitas a partir de uma análise

visual das amostras durante o ensaio. Como por exemplo, caso a mistura apresente uma

Figura 4.7 – Etapas do ensaio ELISA (Japan EnviroChemicals, 2005 - modificado).

Figura 4.8 – Leitora ELISA

coloração escura, significa que não há contaminante (perturbador endócrino) na amostra ou

estes estão em pequenas quantidades, pois o conjugado antígeno-enzima ocupa todos ou a

maior parte dos sítios de ligação disponíveis nos anticorpos. Já se houver a presença

considerável de contaminantes (perturbadores endócrinos), estes ocupam grande parte dos

sítios disponíveis nos anticorpos, deixando poucos sítios para serem ocupados pelo

conjugado, o que resulta em uma coloração mais clara.

Outro ponto que deve ser enfatizado sobre o processo analítico é que as amostras

submetidas à detecção ELISA devem passar anteriormente por certas etapas de preparação

que são sugeridas nas instruções dos próprios kits. Assim, após a filtração da amostra é

realizada a extração em fase sólida da mesma, com o objetivo de purificá-la e concentrar a

substância de interesse analítico. No entanto, para situações em que a concentração

residual do contaminante já está dentro dos limites de detecção dados pelos kits, não se faz

necessário tal procedimento. Apenas deve-se realizar uma preparação simplificada que

consiste na adição de pequenas percentagens de solvente, metanol e/ou DMSO, de forma

que as amostras fiquem nas mesmas condições dos padrões fornecidos pelos kits. Assim,

sendo possível a comparação dos resultados obtidos para as amostras com os valores das

curvas de calibração.

Nesse trabalho não foi necessário fazer extração/concentração das amostras, tendo em vista

que os experimentos foram previamente elaborados para que se atingisse concentrações

residuais dentro dos limites dos kits (Tabela 4.4). Dessa forma, para remoções com CAPs

entre 0 e 95%, o residual do contaminante (perturbador endócrino) estaria entre 1

µg/L e

0,05

µg/L para 17β-estradiol e entre 100µg/L e 5µg/L para o p-nonilfenol, ou seja, ambos

os intervalos dentro dos limites de detecção. Portanto, não havendo a necessidade de

extrações. Mesmo para os casos de remoções acima de 95%, optou-se em não realizar as

extrações, pois seria um gasto a mais diante de um resultado que já configuraria a

tecnologia de remoção com CAPs como eficiente. Na Figura 4.9 é apresentado o

procedimento de pré-tratamento completo sugerido pelo kit para as amostras com 17

β-

estradiol e na Figura 4.10 o procedimento para as amostras com p-nonilfenol. Em ambos os

fluxogramas, as caixas com fundo branco constituem no caminho seguido para a

preparação das amostras nesse trabalho.

Amostra

Filtração

Figura 4.9 – Esquema de pré-tratamento para amostras com 17

β-estradiol

Extração

1. Pré-condicionamento do cartucho C18

Metanol: 5mL (até 20mL/min);

Água deionizada: 10mL (até 20mL/min).

2. Despejo da amostra filtrada no cartucho C18 (até 20mL/min)

3. Remoção de resíduos do cartucho, após a passagem da amostra

filtrada

<Lavagem> água deionizada: 5mL (até 20mL/min);

<Secagem> um minuto a vácuo;

<Lavagem> Hexano: 5mL (até 20mL/min).

4.Eluição do analítico do cartucho C18 com 5mL de solvente

diclorometano (3mL/min)

5. Preparação da amostra para ELISA

<Evaporação> com gás nitrogênio analítico.

<Dissolução em vórtice> em solução contendo 10% de metanol.

Preparação simplificada:

Mistura de 900µL da amostra

com 100µL de metanol.

Solução resultante de 1mL com metanol a 10%

ELISA

Amostra

Filtração

Figura 4.10 – Esquema de pré-tratamento para amostra com p-nonilfenol.

Extração

1. Pré-condicionamento do cartucho Sep Pak Plus PS2

Metanol: 5mL (10mL/min).

Água deionizada: 10mL (10mL/min).

2. Despejo da amostra filtrada no cartucho Sep Pak Plus PS2 (10mL/min)

3. Remoção de resíduos do cartucho, após a passagem da amostra filtrada

<Lavagem> água deionizada: 10mL (10mL/min);

<Secagem> centrífuga (3000rpm x 10min).

4. Eluição do analítico do cartucho PS2

Solvente metanol: 10mL

5. Evaporação do solvente (metanol) da solução eluída com gás nitrogênio

6. Dissolução do resíduo com hexano 0,5 mL

7. Pré-condicionamento do cartucho de sílica gel

Metanol/clorofórmio (20/80, v/v): 10mL

Hexano: 30mL

8. Despejo do resíduo dissolvido em (6) no cartucho de sílica gel

9. Remoção dos resíduos do cartucho de sílica gel

<Lavagem> Hexano: 10mL

10. Eluição do analítico do cartucho de sílica gel com 6mL de clorofórmio

11. Preparação da solução eluída para o ensaio ELISA

<Evaporação> com gás nitrogênio;

<Dissolução> em solução contendo 1% DMSO e 10% de metanol.

Preparação simplificada:

Mistura de 8,9mL da amostra com 1mL

de metanol e 0,1mL DMSO.

Solução resultante com 1%DMSO e 10% metanol

ELISA

É importante destacar que foram adotadas as etapas de pré-tratamento sugeridas pelo

fabricante dos kits, no entanto houve a preocupação de confirmar, por meio de outras

referências, se tais procedimentos eram adequados. Dentre as referências analisadas estão,

por exemplo, os trabalhos, já citados na revisão bibliográfica sobre remoção de

estrogênios, desenvolvidos por Rudder

et al. (2004), Lee et al. (2004) e Fukuhara et al

(2006). Nesses estudos foram utilizadas as tecnologias de EFS com cartucho C18 havendo

apenas algumas alterações de dosagens e tipos de solventes quando comparado aos

processos sugeridos pelo fabricante do kit ELISA E2. Quanto ao nonilfenol, tem-se o

trabalho de Komori

et al. (2006) que estudaram a ocorrência do nonilfenol e de substâncias

relacionadas no esgoto do Japão. Nesse trabalho desenvolve-se exatamente o mesmo

método de EFS sugerido pelo kit ELISA AP.

4.4 - CONSTRUÇÃO DAS ISOTERMAS DE ADSORÇÃO

De posse das informações de dosagem de CAP (d

CAP

), concentração inicial (C

) e residual

) do perturbador endócrino foram construídas as isotermas de adsorção dos carvões para

o modelo de Freundlich, como descrito pela norma D3860-98 da ASTM (2000), e para o

modelo de Langmuir, com o objetivo de complementar o estudo dos carvões com mais um

tipo de ajuste.

Para construção da isoterma de Freundlich, foram calculados os logaritmos da

concentração residual (C

) e da massa do perturbador endócrino por unidade de carvão

), conforme a Equação 4.1. Com base na Figura 4.11, que representa a equação

linearizada de Freundlich (Equação 3.5), obteve-se a capacidade máxima de adsorção do

carvão ativado (q

máx

) que é o valor de log q

correspondente ao logaritmo da concentração

inicial (log C

) no eixo das abscissas. Além disso, tem-se que a inclinação da reta fornece o

valor de ‘1/n’ e o ponto no eixo das ordenadas em que log C

é nulo, o valor de log K.

CAP

−

Equação (4.1)

A isoterma de Langmuir (Figura 4.12) foi construída conforme sua equação linearizada

(Equação 3.3) em que os valores das abscissas correspondem a ‘1/C

’ e os da ordenadas

‘1/q

’. Nesse caso a capacidade adsortiva máxima é obtida pelo inverso do ponto das

ordenadas que correspondente ao valor nulo de ‘1/Ce’.

É importante comentar que toda a vidraria utilizada durante os ensaios com p-nonilfenol

foi limpa com sabão especial sem surfactantes para evitar interferências nos ensaios de

detecção.

Figura 4.12 – Exemplo hipotético de uma isoterma de adsorção segundo a equação de

Langmuir.

Figura 4.11 – Exemplo hipotético de uma isoterma de adsorção segundo a equação de

Freundlich.

0,0

0,4

0,8

1,2

1,6

2,0

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0

log Ce

log qe

log C

log K

1/n

0,0

0,4

0,8

1,2

1,6

2,0

0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7

1/Ce

1/qe

máx

⋅

máx

5 – APRESENTAÇÃO E DISCUSSÃO DOS RESULTADOS

Neste item são apresentados e discutidos os problemas enfrentados e os resultados obtidos

a partir dos experimentos de capacidade adsortiva para diferentes tipos de CAPs utilizados

com o objetivo de avaliar a remoção dos perturbadores endócrinos p-nonilfenol e 17

β-

estradiol. Inicialmente, em função dos problemas vivenciados, serão discutidos os ensaios

com p-nonilfenol, e, em seguida, os resultados dos experimentos realizados com 17

β-

estradiol.

5.1 – EXPERIMENTOS COM P-NONILFENOL – PROBLEMAS ENFRENTADOS

A primeira dificuldade enfrentada nessa etapa do trabalho foi dissolver o material em pó

adquirido do fornecedor de produtos químicos,

Sigma-Aldrich Chemical. O produto obtido

foi o

4-nonylphenol PESTANAL, classificado como padrão analítico para pesticida.

Apesar da literatura relatar que o 4-nonilfenol é apenas levemente solúvel em água, optou-

se por fazer alguns testes tentando solubilizar essa substância apenas em água deionizada.

Nessa primeira tentativa preparou-se uma amostra com concentração teórica de 100

µg/L,

como foi proposto na metodologia. No entanto, após a pesagem do material e sua adição

em água deionizada o pó permaneceu disperso no líquido, podendo ser visualizado. Para

avaliar se ao menos parte do material adicionado havia sido solubilizado, realizou-se uma

análise utilizando o kit ELISA AP e foi detectado apenas, aproximadamente, 9

µg/L, ou

seja, muito abaixo do valor esperado de 100

µg/L.

É conveniente comentar que o kit ELISA AP utilizado, nesse momento, estava em

prefeitas condições de uso e dentro do prazo de validade, até porque a curva de calibração

foi feita e forneceu resultados coerentes. Cabe ressaltar também que embora os resultados

das detecções fossem muito baixos, estes apresentaram coerência quando foram

promovidas diluições com as amostras, ou seja, amostras mais diluídas apresentaram

valores mais baixos e dentro de uma certa proporção.

Uma segunda tentativa para solubilizar o nonilfenol foi criar uma solução estoque

semelhante aos padrões fornecidos pelo kit ELISA AP, nos quais a substância se encontra

100

dissolvida em solventes orgânicos. Essa alternativa é semelhante ao procedimento adotado

para o 17

β-estradiol. Assim, preparou-se uma solução estoque de 1,0 litro de metanol

contendo 2,0mg de 4-nonilfenol e 10% de DMSO. Constatou-se visualmente que a

combinação desses dois solventes foi capaz de solubilizar o 4-nonilfenol. No entanto, ao se

adicionar 100,0mL dessa solução estoque a 2,0 litros água deionizada, com o intuito de

promover uma diluição e alcançar a concentração proposta de 100

µg/L, observou-se que

havia precipitação de um sólido, provavelmente o nonilfenol. Para avaliar o procedimento

realizou-se as quantificações em ELISA, na qual se obteve resultados com valores baixos,

da ordem de 14

µg/L.

Prosseguindo nas pesquisas sobre o assunto, em literaturas relacionadas, e entrando em

contato com o Departamento de Química da UnB, verificou-se que o

4-nonylphenol

PESTANAL é uma substância bastante pura que apresenta uma estrutura química

complexa semelhante a um sabão. Esta é formada por uma parte hidrófila que atrai as

moléculas de água e por uma parte hidrófoba que dificulta essa solubilidade. Como a parte

hidrófoba forma uma cadeia bem maior do que a hidrófila, essa substância apresenta uma

grande tendência a apolaridade. Além disso, apresenta um baixo valor de massa solúvel em

água, que pode ser constatado pelo maior valor do coeficiente de partição octanol/água

quando comparado ao 17

β-estradiol, que já é pouco solúvel. É importante relatar que os

solventes orgânicos como o metanol e o DMSO são menos polares que a água, além de

apresentarem grupos funcionais mais semelhantes à estrutura do nonilfenol e, portanto,

capazes de melhor dissolver essa substância.

Cabe relatar aqui que a combinação de dois solventes tem a função de um auxiliar ao outro

para se ter uma melhor capacidade de solubilização. No entanto, a melhor opção para

dissolver o nonilfenol seria um solvente apolar como o hexano, mas isso inviabilizaria as

posteriores diluições em água deionizada, necessárias para alcançar a concentração

proposta na metodologia, já que a água e o hexano são imiscíveis.

Na busca de uma nova solução para esse impasse, resolveu-se por entrar em contato com a

Dra K. J. Choi, autora do artigo

Effects of activated carbon types and service life on

removal of endocrine disrupting chemicals: amitrol, nonilfenol, e bisfenol A

, publicado na

revista

Chemosphere em 2005. Nesse artigo havia uma breve explicação sobre como a

101

autora e colaboradores prepararam as amostras com nonilfenol. A Dra Choi sugeriu que o

nonilfenol deveria ser dissolvido em metanol, sob condições de agitação. A partir dessa

solução, que deveria ter alta concentração, seriam promovidas diluições em água

deionizada. Já quanto aos resultados das detecções, estes deveriam ser analisados de forma

relativa, cujo referencial seria sempre o jarro de controle (branco) do ensaio. Essa situação

é semelhante a que foi realizada para o 17

β-estradiol, sendo que nesse caso os jarros de

controle apresentam valores de concentrações variadas e nem sempre próximas.

Assim, testou-se o procedimento sugerido pela Dra Choi. Ao se adicionar o nonilfenol ao

metanol, resultando em uma solução estoque de 500

µg/mL, observou-se uma perfeita

dissolução. Contudo, ao se acrescentar água deionizada à mistura, a solução ficou com

aspecto turvo, indicando precipitação. Realizando a quantificação utilizando o kit ELISA

específico, obteve-se um valor de 7

µg/L quando se esperava uma concentração de

100

µg/L. Ou seja, um valor muito abaixo indicando, que houve novamente uma má

solubilização do produto. Nesse caso, não houve problemas com homogeneização já que o

recipiente onde foi promovida a mistura foi mantido em agitação num equipamento para

teste de jarros.

É importante comentar que os resultados das concentrações de nonilfenol encontrados nas

tentativas de solubilização do 4-nonilfenol PESTANAL foram calculados com base em

duas curvas de calibração realizadas no decorrer dessas tentativas. Não foram feitas curvas

de calibração em todas as tentativas para economizar os poços do kit em função do elevado

custo do mesmo.

Uma nova tentativa de solubilizar o nonilfenol em água deionizada foi realizada, mas agora

se baseando nos dados fornecidos pelo programa Scifinder Scholar disponível na página

web da Biblioteca da Universidade de Brasília que fornece dados sobre diversos produtos

químicos. De acordo com esse programa que utiliza o

Advanced Chemistry Development

Software V8.14 for Solaris

para calcular algumas propriedades químicas de diversas

substâncias, a massa solúvel em água do 4-nonilfenol é de 0,019g/L (19mg/L). Dessa

forma, a partir desse dado de solubilidade, tentou-se novamente dentro dessa condição uma

nova solubilização em água deionizada. A solução novamente ficou turva e, portanto, não

102

houve sucesso nessa tentativa, obtendo-se um resultado foi por volta de 2,5

µg/L, onde se

esperava 100

µg/L.

Como nenhuma das estratégias de solubilização testadas permitiu se obter uma

concentração na água de estudo próxima a 100

µg/L optou-se por mudar de estratégia mais

uma vez. Como em tentativas anteriores, verificou-se uma certa proporção nos resultados,

embora em valores baixos, para amostras com e sem diluições. Optou-se por testar o

quanto o kit ELISA AP seria capaz de detectar caso fossem utilizadas amostras com

valores de concentração bem superiores a 100

µg/L. Dessa forma, foram feitos dois testes a

partir de uma solução estoque em metanol com uma concentração de 500

µg de 4-

nonilfenol/mL. No primeiro teste retirou-se 1,00mL da solução estoque, adiciono-o em 1,0

litro de água deionizada contendo 10% de metanol e 1% de DMSO, resultando em uma

concentração final de 500

µg/L. No segundo retirou-se 2,00mL da solução estoque e o

adicionou em 1,0 litro de água deionizada contendo 10% de metanol e 1% de DMSO,

resultando em uma concentração final de 1000

µg/L.

Novamente, os valores encontrados foram bem abaixo das concentrações esperadas. Para o

primeiro teste obteve-se 43

µg/L e para o segundo 450µg/L. Apesar dos valores

discrepantes houve algum tipo de detecção, e, portanto, os experimentos poderiam ser

realizados, porém considerando somente resultados relativos. É conveniente ressaltar que

essas soluções também apresentaram um aspecto visualmente turvo.

Uma outra tentativa foi realizada com o próprio padrão do kit ELISA AP. Retirou-se

100

µL do padrão de 5000µg/L e o adicionou em 10,00mL de água deionizada contendo

10% de metanol e 1% de DMSO, resultando em uma concentração final de 50

µg/L. Nesse

caso, a detecção apresentou um resultado próximo ao esperado, obtendo-se um valor de

µg/L. Assim, a utilização dos padrões do kit para fazer as amostras parecia ser uma

opção possível. No entanto, como havia uma quantidade pequena de padrão fornecida no

kit, as amostras deveriam ter volumes menores e, provavelmente, uma nova metodologia

de ensaio deveria ser elaborada.

103

A partir dos resultados das duas tentativas descritas, optou-se por realizar os ensaios,

primeiramente, com altas concentrações teóricas de nonilfenol e uma análise de resultados

relativa. Para isso utilizou-se 2,00mL da solução estoque de 500

µg de 4-nonilfenol/mL

para cada litro de amostra necessária no ensaio. Em seguida, realizou-se um experimento

com o carvão COCO como descrito na metodologia, mas os resultados obtidos não se

apresentaram dentro do esperado. Para ambas as baterias de experimentos realizadas,

algumas amostras ficaram fora do limite da curva de calibração e outras apresentaram

valores de densidade ótica similares para diferentes dosagens de CAP. Adicionalmente, em

ambas as baterias, as soluções de controle apresentaram resultados incoerentes.

Na Tabela 5.1 têm-se os valores das medidas de densidade ótica obtidas para a curva de

calibração e para as amostras. Percebe-se que os valores de densidade ótica das amostras

quando comparados com os valores da curva de calibração correspondem basicamente ao

intervalo entre 0 e 5

µg/L de nonilfenol, ou seja, os residuais de nonilfenol obtido para as

amostras resultam sempre nesse intervalo. No entanto, esperava-se que no jarro de controle

o valor do nonilfenol estivesse na ordem de 450

µg/L, como observado na primeira

tentativa realizada, e que as demais amostras apresentasse um decréscimo no valor do

nonilfenol a medida que dosagem de CAP aumentasse. Assim, diante desses resultados não

foi possível concluir se o CAP tinha sido capaz de remover todo o nonilfenol nas menores

dosagens ou se não havia ocorrido solubilização do material.

Tabela 5.1 – Resultados dos ensaios realizados com o carvão COCO para remoção do

4-nonilfenol

Densidade ótica das amostras após a

realização dos ensaios

Curva de Calibração

Concentração

do carvão

(mg/L)

Bateria 1 Bateria 2

NP (µg/L)

Densidade ótica

0 0,767 0,901 (*)

0 0,840 3 0,677 0,725

5 0,607 5 0,710 0,771

20 0,425 10 0,723 0,842 (*)

100 0,301 15 0,806 0,853 (*)

500 0,133 20 0,931 (*) 0,895 (*)

(*) Fora dos limites da curva de calibração.

É importante comentar que também foram testados dois produtos comerciais. O primeiro

deles foi o detergente da marca Ypê (Química Amparo Ltda), cuja embalagem era muito

sucinta na descrição da composição química, não relatando a presença do nonilfenol. Mas

104

mesmo assim o produto foi testado. Nesse caso, o valor encontrado foi bastante baixo, da

ordem 10

µg/L.

Testou-se também o desinfetante Zupp (Zuppani Industrial Ltda.) que, de acordo com sua

composição química, continha nonilfenóis etoxilatos, que são sais solúveis de nonilfenol.

Embora o kit ELISA AP não seja muito reativo a esse tipo de substância (Tabela A.4),

esperava-se que algo fosse detectado, já que não haveria outros interferentes. Assim, foram

feitos alguns testes de detecção: com o produto puro; em amostras com o produto diluído;

em amostra com o produto diluído após ensaio de adsorção por 4horas com concentração

de 5mg/L de CAP COCO e com amostra contendo o produto diluído mais 4 gotas de ácido

clorídrico. No caso dessa última amostra, a adição do ácido a amostra tornou a mesma

visualmente mais clara, ou seja, o produto perdeu a coloração inicial.

Cabe mencionar que a tentativa em se colocar um pouco de ácido clorídrico em uma das

amostras teve como objetivo promover uma reação com as moléculas de nonilfenóis

etoxilatos. O nonilfenol na sua forma mais pura, como já mencionado, apresenta uma

estrutura complexa como um sabão que ao reagir com uma base forma sais como os

nonilfenóis etoxilatos. A idéia foi tentar induzir o processo inverso, produzindo a forma

nonilfenol para que pudesse ser detectado pelo kit, mas não se obteve sucesso. Talvez

porque com a reação reversa a substância precipite e não seja detectada.

Para todas as amostras o resultado de concentração do nonilfenol foi muito acima do

esperado, inclusive acima do limite máximo da curva de calibração, indicando, por

extrapolação, um valor da ordem de 1000

µg/L. Esse resultado se mostrou incoerente não

somente pelo valor propriamente dito, mas pelo fato da reatividade do kit alquifenóis (AP)

não ser muito alta para os compostos de nonilfenóis etoxilatos. Além disso, constatou-se

que a coloração obtida na reação produzida durante o procedimento de detecção era muito

clara, como se não tivesse ocorrido reação alguma. A partir desse ensaio, surgiram dúvidas

a respeito do funcionamento do kit e da validade dos reagentes.

Como nenhuma das tentativas anteriores apresentou bons resultados, optou-se por mais um

novo caminho. Comprou-se uma nova substância nonilfenol do fornecedor de produtos

químicos

Sigma-Aldrich Chemical, conhecida como “nonylphenol branches”, uma mistura

105

líquida que possui não só o 4-nonilfenol em sua composição, mas os sais solúveis

nonilfenóis etoxilatos, entre outras substâncias.

Com essa nova substância foram feitas tentativas semelhantes às anteriores.

Primeiramente, testou-se a mistura dessa nova substância em água deionizada. Por se tratar

de um líquido muito viscoso, essa substância não foi miscível em água e formou uma

espécie de bolha de óleo insolúvel. Resolveu-se por aquecer a solução em banho-maria, no

entanto, não foi observada nenhuma alteração na amostra. Dessa forma, optou-se em

misturar a substância em metanol e depois adicioná-la em água deionizada. A mistura em

metanol foi possível, mas a bolha de óleo voltou novamente a aparecer ao se adicionar

água à solução. Além disso, a solução apresentou um aspecto turvo com um certo

precipitado na superfície, semelhante ao que ocorria nas tentativas com a substância

nonilfenol na forma em pó.

Mesmo assim, foram feitas algumas diluições com essa solução turva. A solução turva

apresentava uma concentração de 500mg/L e a partir dela foi feita uma diluição de 1:100

(5mg/L) e dessa última, outras diluições foram feitas de 1:10 (500

µg/L), 1:20, 1:40, 1:50,

1:60, 1:80 e 1:100 (50

µg/L), com o objetivo de abranger grande parte do intervalo de

detecção do kit ELISA AP (Tabela 4.4). Esse ensaio foi repetido duas vezes e as leituras de

densidade ótica foram praticamente iguais para todas as diluições. Assim, aumentou-se a

suspeita de que havia algum problema com o kit ELISA, pois, desde o ensaio com o

desinfetante Zupp, a coloração dos poços durante o ensaio ELISA era muito clara, como se

nos poços não tivesse ocorrido reação.

Como nenhuma tentativa até o momento havia realmente funcionado, resolveu-se por

retomar a idéia de se utilizar os próprios padrões do kit ELISA AP como solução estoque.

Como a quantidade desses padrões era muito pequena, as amostras a serem utilizadas nos

experimentos também deveriam ter volumes menores do que 1,0 litro, que era o volume

proposto na metodologia inicial. Assim, o volume passou a ser de 10,00mL para cada

amostra a ser ensaiada.

Como o volume das amostras foi modificado, as massas de carvão a serem adicionadas

foram também reduzidas para que se mantivesse as dosagens dos CAPs de 3 a 20mg/L. No

entanto, constatou-se a impossibilidade, devido a precisão da balança analítica, de se pesar

106

diretamente as novas massas de carvão: 0,03mg a 0,20mg. Portanto, decidiu-se, ao

contrário da metodologia anterior, em preparar uma água de estudo contendo o carvão

ativado ao invés do perturbador endócrino que seria adicionado posteriormente. No

preparo da água de estudo seriam utilizadas as mesmas massas de CAPs que foram

adotadas na metodologia e, dessa forma, não haveria a necessidade de pesar quantidades

tão pequenas de carvão. Além disso, ao invés de se realizar cada experimento com um

único CAP e várias dosagens, optou-se por avaliar todos os CAPs sob mesma condição de

dosagem, iniciando-se pela dosagem de 3mg/L e, de acordo com os resultados obtidos,

estipulando o próximo valor de dosagem a ser estudado.

O ensaio iniciava-se com a pesagem da mesma massa para todos os carvões (0,0030mg),

sendo estes submetidos posteriormente à hidratação a vácuo e remoção de ar dos

interstícios como descrito na metodologia. Em seguida, essas massas eram colocadas em

um béquer com água deionizada para atingir um volume final de 1,0 litro. Cada béquer era

agitado em equipamento de teste de jarros para se obter uma suspensão homogênea dos

CAPs. De cada suspensão homogênea eram retiradas duas alíquotas de 10,00mL (que

seriam equivalentes aos resultados das duas baterias de experimentos da antiga

metodologia) e transferidas para tubos de ensaios dotados de tampa.

Nos tubos de ensaio contendo a suspensão de CAP na concentração desejada, eram então

adicionadas 100

µL do padrão de 5000µg/L de nonilfenol disponível no kit ELISA AP.

Com isso obtinha-se uma concentração aproximada de 50

µg/L nos tubos de ensaio

contendo a determinada concentração de CAP. Os tubos de ensaios, então, eram agitados

por 4 horas em um equipamento especial para homogeneização de sangue, modelo AP22

da Phoenix (Figura 5.1) e com o término do ensaio eram realizadas as detecções do

nonilfenol residual por detecção ELISA. É importante ressaltar que no experimento, além

dos tubos com as concentrações de CAPs, haviam dois tubos de ensaio sem carvão, apenas

com o 100

µL do padrão, que correspondiam às amostras de controle.

Os resultados obtidos com a concentração de 3mg/L forneceram valores muito elevados de

residual de nonilfenol, da ordem de 1000

µg/L (por extrapolação), onde se esperava valores

iguais ou superiores a 50

µg/L. Mais uma vez observou-se uma coloração clara semelhante

a das últimas tentativas. Tais resultados foram bastante incoerentes até porque já havia sido

107

feita uma tentativa anterior com amostras contendo o padrão de 5000

µg/L em que a

detecção foi bastante confiável. Além disso, a curva de calibração desse ensaio também

não apresentou dados coerentes, uma vez que todos os poços apresentavam coloração bem

clara, como se não houve ocorrido a reação.

Assim, considerando os fortes indícios de problemas com o kit ELISA, resolveu-se testar

os reagentes para avaliar se os mesmos estavam em boas condições. Nesse teste, misturou-

se, em um tubo tipo eppendorf, o conjugado com um pouco da solução de cor e constatou-

se que havia reação com produção de cor característica, ou seja, o conjugado e a solução de

cor pareciam estar em boas condições. No entanto, ao se colocar um pouco da substância

de lavagem, verificou-se que esta reagia com a solução, eliminando a coloração da reação.

Esse comportamento sugeria que o problema do kit poderia está associado ao

procedimento de lavagem. Ao mesmo tempo permanecia a dúvida, pois nas primeiras

vezes em que o kit foi utilizado haviam ocorrido reações visíveis e o procedimento de

lavagem, nesses casos, tinha sido o mesmo.

Cabe ressaltar que nos primeiros ensaios com o kit ELISA E2, utilizado para a detecção do

β-estradiol, houve alguns problemas no procedimento da lavagem. A lavagem se trata de

uma etapa crítica do ensaio, uma vez que qualquer resíduo deixado nos poços pode causar

interferências nos resultados. Na época dos ensaios com 17

β-estradiol, buscou-se

informações com os técnicos e pesquisadores do Laboratório de Farmacologia Molecular e

do Laboratório de Doenças de Chagas, ambos localizado na Faculdade de Saúde da UnB,

já que nesses laboratórios é rotineiro o trabalho com kits ELISA, sendo que, no caso do

Laboratório de Doenças de Chagas, existe a própria fabricação de reagentes e placas

sensibilizadas. Com as informações obtidas foi possível dirimir algumas dúvidas a respeito

do procedimento do ensaio ELISA que, normalmente, não estão descritas nos manuais.

Figura 5.1 – Homogeneizador de sangue

108

Como por exemplo, a respeito do procedimento de lavagem dos poços e manipulação e

conservação das placas que são extremamente sensíveis.

Para se verificar se o problema estava associado à solução de lavagem decidiu-se testar o

procedimento de lavagem. Assim, testou-se a detecção dos padrões 50 e 1000

µg/L do kit

ELISA AP, executando-se diferentes procedimentos de lavagem:

Sem utilização da solução de lavagem, apenas retirando o excesso de líquido dos

poços da placa ELISA após a reação conjugado, padrão e anticorpo;

Procedendo a lavagem dos poços com a solução fornecida pelo kit na diluição

proposta no mesmo;

Procedendo a lavagem dos poços com a solução fornecida pelo kit usando uma

diluição maior;

Procedendo a lavagem dos poços apenas com água deionizada.

Analisando os resultados, observou-se que apenas nos poços não lavados houve coloração.

Ou seja, nos poços em que foi realizado qualquer tipo de lavagem não houve coloração,

como vinha acontecendo desde os ensaios com o desinfetante Zupp. Provavelmente, a

coloração observada nos poços não lavados foi devida a algum resíduo solto do conjugado

e não ao conjugado preso aos anticorpos presentes na placa. Dessa forma, acredita-se que o

problema era na placa sensibilizada do kit e, portanto, nos anticorpos.

O problema com a placa de ELISA pode ter várias origens, desde problemas na fabricação

e transporte, até quedas de energia no próprio laboratório, já que os kits devem ser

mantidos sob baixa temperatura, 4°C.

É importante relatar que a temperatura é um fator que pode causar interferências

significantes, além de promover a degradação de placas e reagentes. Por exemplo, ao

realizar os experimentos em temperatura ambiente com o 17

β-estradiol, verificou-se que,

devido a oscilações da temperatura ambiente ao longo das semanas, houve alterações

significativas nos resultados de determinadas curvas de calibração. No caso dos ensaios

com 17

β-estradiol, quando se percebeu que essas oscilações poderiam causar mudanças

significativas, passou-se a controlar a temperatura, embora não as tenha relatado nesse

trabalho.

109

Optou-se em não relatar os dados de temperatura porque nos primeiros ensaios não houve a

iniciativa de fazer essas observações, embora tenha sido feita uma análise qualitativa

(sensibilidade térmica). Nos demais ensaios essas temperaturas foram realmente medidas,

mas os valores observados sempre ficaram no mesmo intervalo, pois os experimentos eram

executados no mesmo horário e dentro do intervalo de 18 a 25°C, sugerido pelo kit, não

aceitando desvio de temperatura, mesmo que levemente. Caso no dia a temperatura

estivesse fora dos limites, optava-se por não fazer o ensaio.

Em função do primeiro kit ELISA adquirido ter sido completamente utilizado para

realização de testes de solubilização do 4-nonilfenol e o segundo kit apresentar os

problemas de detecção descritos, não foi possível realizar os ensaios propostos para a

substância nonilfenol, comprometendo parte dos objetivos desse trabalho.

5.2 – AVALIAÇÃO DA CAPACIDADE ADSORTIVA DOS CAPs PARA

REMOÇÃO DO 17β-ESTRADIOL

Os experimentos para determinação da capacidade adsortiva dos CAPs, como mencionado

na metodologia, foram realizados em duplicata. Contudo, cabe acrescentar que um número

maior de repetições seria adequado para fornecer dados mais precisos.

A Tabela 5.2 apresenta as concentrações iniciais do 17

β-estradiol em cada um dos

experimentos realizados. Observa-se, a partir de uma análise comparativa que não houve

uma reprodução das concentrações iniciais entre os experimentos de cada carvão. Esse fato

pode ser justificado por problemas na homogeneização da solução base usada na

preparação da água de estudo. Além disso, vivenciaram-se dificuldades na detecção dos

valores presentes nas amostras, pois, em alguns casos, estes excederam ao limite de

detecção do kit E2. Apesar desses problemas, constatou-se que as concentrações iniciais

detectadas foram, na sua maioria, próximas do valor de 1

µg/L, proposto pela metodologia.

De um modo geral, apesar das concentrações iniciais de 17

β-estradiol (C

) variarem entre

os experimentos, observou-se que os residuais de 17

β-estradiol para todos os carvões

seguiram o comportamento esperado, pois o valor residual decresceu à medida que se

aumentava a dosagem de CAP, como pode ser constatado na Figura 5.2. É importante

110

ressaltar que na Figura 5.2 para o carvão COCO desconsiderou-se o experimento 2 devido

o valor detectado da concentração inicial ser muito abaixo do esperado (1

µg/L).

Observa-se também, na Figura 5.2, que as curvas de residuais assemelham-se a um

decaimento exponencial negativo com relação à dosagem de carvão. Ou seja, verifica-se

uma remoção considerável para as dosagens mais baixas e ganhos de remoções poucos

significativos para dosagens mais elevadas. De um modo geral, os CAPs apresentaram boa

remoção do 17

β-estradiol com dosagens inferiores a 10mg/L, sendo que para os carvões

MAD 1, de origem vegetal, e OSSO, de origem animal, ainda houve remoções

significativas para dosagens maiores. É importante ressaltar que maiores remoções para

dosagens inferiores a 10mg/L já foram constatadas nos estudos desenvolvidos por Yoon

Tabela 5.2 – Resumo das concentrações iniciais do 17

-estradiol.

Tipo de Carvão

COCO OSSO

MAD 1 MAD 2

Experimento

1 2 1 2 1 2 1 2

Co (µg/L)

0,98 0,50 0,72 (*) (*) 1,00 0,98 0,87

(*) Valores acima do limite de detecção.

0,0

0,3

0,5

0,8

1,0

0 5 10 15 20 25

Dosagem de CAP (mg/L)

Concentração Residual de

-estradiol (

g/L)

COCO Exp 1

0,0

0,3

0,5

0,8

1,0

0 5 10 15 20 25

Dosagem de CAP (mg/L)

Concentração Residual de

-estradiol (

g/L)

OSSO Exp 1

0,0

0,3

0,5

0,8

1,0

0 5 10 15 20 25

Dosagem de CAP (mg/L)

Concentração Residual de

-estradiol (mg/L)

MAD 1 Exp 2

0,0

0,3

0,5

0,8

1,0

0 5 10 15 20 25

Dosagem de CAP (mg/L)

Concentração Residual de

-estradiol (

g/L)

MAD 2 Exp 1

MAD 2 Exp 2

MAD 2 Média

Figura 5.2 – Residuais de 17β-estradiol com as dosagens de CAP

111

al. (2003), que avaliaram a remoção dos perturbadores 17β-estradiol, 17α-etinilestradiol e

bisfenol A (para uma solução com concentração inicial total de 100nM) em amostras de rio

e água deionizada com carvões de origem vegetal produzidos nos EUA.

Na Tabela B.1 (Apêndice B) são apresentados os dados utilizados para traçar os gráficos

da Figura 5.2. Como pode ser observado nessa Tabela, dados foram perdidos em função da

leitura de densidade óptica não permitir o uso da curva de calibração ou foram descartados

porque estes não seguiram a tendência dos demais resultados, o que comprometeu a

confiabilidade do experimento. Assim, para cada carvão, optou-se por trabalhar apenas

com o experimento mais confiável. Dessa forma, as equações apresentadas, bem como os

parâmetros e os valores da capacidade adsortiva máximas obtidos nesse trabalho, não

devem ser analisados em termos dos seus valores absolutos, mas sim em relação a sua

tendência relativa.

De acordo com a Figura 5.3, obtida com base nos dados fornecidos na Tabela B.3, tem-se

uma visualização da remoção verificada para cada carvão com o aumento das dosagens.

Observou-se que o maior percentual de remoção do 17

β-estradiol, 100%, foi atingido pelo

carvão OSSO na dosagem de 20mg/L, seguido do percentual de 87%, do carvão MAD 2

Exp. 1 (Tabela B.3), para esta mesma dosagem. Quanto aos outros dois carvões, estes

atingiram remoções inferiores a 80% do 17

β-estradiol originalmente presente em cada

experimento.

Na Figura 5.4 e 5.5 são apresentados os ajustes dos dados experimentais aos modelos de

isoterma de Freundlich e Langmuir, respectivamente. A Tabela B.2 apresenta os valores de

e q

utilizados para os ajustes aos modelos de isotermas e na Tabela 5.3 as equações das

curvas ajustadas e seus respectivos coeficientes de correlação.

Analisando os valores dos coeficientes de ajuste R

na Tabela 5.3, constata-se que os dados

obtidos de um modo geral apresentaram bons ajustes aos dois modelos, com valores de R

maiores que 0,70, exceto para o CAP COCO. É importante observar que os ajustes para o

CAP OSSO apresentaram retas com inclinação negativa, em desacordo com o previsto nos

modelos, apesar da excelente remoção apresentada por esse carvão (Figura 5.2) É possível

que esse fato tenha ocorrido devido a pouca quantidade de pontos utilizados nos ajustes. O

112

ajuste do CAP OSSO baseou-se apenas em três pontos porque, ao contrário dos outros

carvões, o valor da concentração residual correspondente à dosagem de 20mg/L de CAP

foi zero. Assim, não sendo possível de ser computado no gráfico, tendo em vista que o

logaritmo de zero e a divisão por zero não existem.

Outra inconsistência observada é que a aplicação do modelo de Langmuir à adsorção do

β-estradiol pelo carvão MAD 2 gerou valor de capacidade adsortiva máxima negativo, o

100

3 5 10 15 20

Dosagem de CAP (mg/L)

Percentagem de remoção de 17

−

estradiol (%)

COCO Exp 1 OSSO Exp 1 MAD 1 Exp 2 MAD 2 Média

Figura 5.3 – Remoção de 17

β-estradiol em diferentes dosagens para cada CAP.

Tabela 5.3 – Equações das isotermas de 17

-estradiol dos CAPs estudados para os

diferentes ajustes aos modelos de Freundlich.

Modelo de Freundlich

CAP Origem dos valores Equação R

COCO

Experimento 1

89,0log66,0log

−

⋅

0,59

OSSO

Experimento 1

57,1log12,0log

−

⋅

−

0,93

MAD 1

Experimento 2

05,1log68,0log

−

⋅

0,85

MAD 2

Média (Ex. 1 e 2)

40,0log24,2log

⋅

0,98

Modelo de Langmuir

CAP Origem dos valores Equação R

COCO

Experimento 1

35,4

82,3

+⋅=

0,60

OSSO

Experimento 1

19,34

13,0

+⋅−=

0,82

MAD 1

Experimento 2

14,8

85,4

+⋅=

0,77

MAD 2

Média (Ex. 1 e 2)

59,14

07,6

−⋅=

0,98

113

que não tem significado físico. Tal fato pode ser observado na Tabela B.4 e na Figura 5.6

(b). Já na Tabela B.6 são apresentados os valores do coeficiente

b do modelo de Langmuir,

que são apresentados apenas com o objetivo de complementar o estudo desse modelo.

De acordo com Snoeyink (1990) e Masschelein (1992), o modelo de Freundlich é o que

melhor representa o processo adsortivo. A partir dessa informação, observando-se a Figura

5.6, é possível concluir que o CAP MAD 2 foi o mais eficiente entre os carvões estudados,

seguido dos carvões COCO e MAD 1. É importante ressaltar que os valores da capacidade

adsortiva do COCO e MAD 1 foram próximos, o que pode ser também constatado na

semelhança gráfica destes nas Figuras 5.4 e 5.5.

Além da capacidade adsortiva máxima, devem ser avaliados os parâmetros

n e K do

modelo de Freundlich. Cabe lembrar que o valor de

n está relacionado à intensidade da

força de adsorção entre a superfície do carvão e o adsorvato, enquanto, o de

K está

relacionado à capacidade de adsorção. Na Figura 5.7 e na Tabela B.5 são apresentados os

resultados obtidos a partir dos ajustes realizados.

-2,0

-1,6

-1,2

-0,8

-0,4

-0,8 -0,5 -0,3 0,0

log Ce

log qe

COCO Exp 1

-2,0

-1,6

-1,2

-0,8

-0,4

-3,0 -2,0 -1,0 0,0

log Ce

log qe

OSSO Exp 1

-2,0

-1,6

-1,2

-0,8

-0,4

-0,8 -0,5 -0,3 0,0

log Ce

log qe

MAD 1 Exp 2

-2,0

-1,6

-1,2

-0,8

-0,4

-1,0 -0,8 -0,6 -0,4

log Ce

log qe

MAD 2 Média

Figura 5.4 – Isotermas de adsorção do 17

β-estradiol para diferentes CAPs (ajuste ao

modelo de Freundlich).

114

0,0

10,0

20,0

30,0

0,00 2,00 4,00 6,00

1/C

1/q

COCO Exp 1

10,0

20,0

30,0

40,0

50,0

0,0 40,0 80,0 120,0

1/C

1/ q

OSSO Exp 1

0,0

10,0

20,0

30,0

0,0 2,0 4,0 6,0

1/C

1/q

MAD 1 Exp 2

0,0

10,0

20,0

30,0

2,0 4,0 6,0 8,0

1/Ce

1/qe

MAD 2 Média

Figura 5.5 – Isotermas de adsorção do 17

β-estradiol para diferentes CAPs (ajuste ao

modelo de Langmuir).

0,13

0,03

0,09

2,16

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

COCO OSSO MAD1 MAD2

máx

(

g/mg)

0,23

0,03

-0,07

0,12

-0,3

-0,2

-0,1

0,0

0,1

0,2

0,3

COCO OSSO MAD1 MAD2

máx

(

g/mg)

(a) Modelo de Freundlich (b) Modelo de Langmuir

Figura 5.6 – Valores das capacidades adsortivas máximas (q

e máx

), obtidas a partir do

ajuste aos modelos de Freundlich e Langmuir, considerando a concentração inicial de

µg/L de 17β-estradiol.

Na Figura 5.7, analisando os valores obtidos para o coeficiente

n é possível inferir sobre o

fenômeno de desorção do material aderido aos carvões, ou seja, o grau de reversibilidade

do processo de adsorção. Observa-se que o carvão COCO demonstra ter maior dificuldade

de desorção, por apresentar, de acordo com o modelo de Freundlich, o maior valor para o

parâmetro

n. Já para o carvão MAD 2, tem-se que este possui maior fragilidade nas suas

ligações adsortivas. Quanto ao carvão OSSO, nada pode ser concluído sobre as ligações

adsortivas uma vez que o parâmetro

n encontrado apresentou valor negativo, já que o CAP

OSSO não se adequou ao modelo de Freundlich. Constatou-se, também, que os carvões

115

COCO e MAD1 apresentaram valores dentro do intervalo de 1,43 <

n < 3,33, comum a

maioria dos carvões, segundo Masschelein (1992). Esses valores também são próximos ao

intervalo de 1,64 <

n < 3,0 obtido nos estudos de Fukuhara et al. (2006), com carvões

vegetais.

A avaliação do parâmetro

n é conveniente, pois a característica de maior irreversibilidade

de adsorção para um carvão ativado em pó é considerada uma vantagem, uma vez que para

este tipo de material não há interesse na regeneração apos a utilização. Além do que, o

carvão pode passar, dependendo do ponto de aplicação, por praticamente todas as etapas de

tratamento sem sofrer demasiadamente com efeitos externos ao processo adsortivo. Dessa

forma, embora o CAP MAD 2 tenha apresentado maior capacidade adsortiva máxima que

o carvão COCO, esse último é mais vantajoso quando se deseja minimizar os efeitos

externos.

É importante ressaltar com relação ao parâmetro

K que este apresentou resultados iguais

ou pouco superiores aos valores de capacidade adsortiva máxima. Em geral, os valores q

máx

obtidos por meio do ajuste ao modelo de Freundlich são superiores aos valores de

(Equação 3.5 e Figura 4.11). No entanto, nesse estudo, como os valores de C

(Tabela 5.2)

eram aproximadamente 1

µg/L (e, log K = log 1 = 0) obteve-se valores de K praticamente

iguais aos q

máx

Outro aspecto a ser avaliado, nessa discussão dos resultados, é a relação entre as

características dos CAPs (distribuição de tamanho de poros, número de iodo, etc) e os

valores obtidos para o parâmetro

K, sendo utilizado para isto a correlação de Pearson. Na

1,53

-8,12

0,45

1,47

-9,0

-7,0

-5,0

-3,0

-1,0

1,0

3,0

COCO OSSO MAD1 MAD2

0,13

0,03

0,09

2,52

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

COCO OSSO MAD1 MAD2

(a)

(b)

K (µg/mg).(L/µg)

1/n

Figura 5.7 – Parâmetros

K e n do modelo de Freundlich.

116

Tabela 5.4, que é um resumo da Tabela B.8, são apresentados os coeficientes de Pearson

obtidos, ou seja, a correlação encontrada para as diferentes variáveis combinadas. Os dados

referentes às características dos carvões são fornecidos no Apêndice A, Tabelas A.1 e A.2,

já os valores de

K são fornecidos na Tabela B.5, Apêndice B.

É importante ressaltar que as correlações deveriam ser realizadas entre as características

dos CAPs e os valores tanto de

K quanto de q

máx

. No entanto, como os parâmetros K e q

máx

foram praticamente os mesmos, buscou-se avaliar também a correlação entre a

concentração adsorvida por cada CAP na dosagem de 20 mg/L. Esse valor foi obtido por

meio da diferença entre a concentração de 17

β-estradiol inicial na amostra e o residual

encontrado nessa dosagem de CAP. Observando a Figura 5.2, percebe-se que para essa

dosagem de CAP, com exceção do MAD 1 que não apresenta um estabilidade bem

definida, os demais carvões parecem já ter atingido o máximo de remoção possível.

Dos valores dos coeficientes de Pearson da Tabela 5.4 observa-se que as correlações

positivas entre as características dos CAPs e os parâmetros

K apresentaram valores baixos,

inclusive com coeficientes próximos de zero, o que indica não correlação entre as

variáveis. Valores mais elevados do coeficiente de Pearson corresponderam aos volumes

de mesoporos e macroporos que, no entanto, apresentaram uma correlação negativa. Ou

seja, segundo esses valores, o aumento no volume de mesoporos e macroporos promove

uma diminuição da capacidade de adsorção dos carvões, o que não parece consistente.

Tabela 5.4 – Resumo das correlações obtidas entre as características dos CAPs e a

concentração adsorvida de 17

β-estradiol na dosagem de 20mg de CAP/L e o valor de K.

Características Gerais dos

CAPs

(µg/mg).(L/µg)

1/n

Valor máximo adsorvido de

17β-estradiol (µg/L)

Microporos Primário (cm

/g) 0,30 0,68

Microporos Secundário (cm

/g) 0,33 0,70

Microporos Totais (cm

/g) 0,31 0,69

Mesoporos (cm

/g) -0,88 -0,86

Macroporos (cm

/g) -0,59 -0,77

Volume total de poros (cm

/g) 0,03 0,45

Área BET (m

/g) 0,21 0,59

Número de iodo (mg/g) 0,12 0,51

117

Uma razão para que os coeficientes tenham apresentado valores baixos ou incorentes pode

ser o mau ajuste do CAP COCO ao modelo de Freundlich (Tabela 5.3), resultando em um

parâmetro

K impreciso que compromete o conjunto de dados que já é muito pequeno (n =

4).

Já com relação às correlações entre as características dos CAPs com os valores adsorvidos

de 17

β-estradiol na concentração de 20mg de CAP/L, estas apresentaram valores de

coeficiente de Pearson mais elevados. Novamente tanto o volume de mesoporos como de

macroporos apresentaram uma correlação negativa. Quanto aos microporos, a correlação

obtida foi mais significante já que os valores foram aproximadamente 0,70. Assim, é

possível inferir que há uma tendência de que quanto maior o volume de microporos tem-se

um aumento na concentração adsorvida de 17

β-estradiol.

A importância do volume de microporos na remoção do 17

β-estradiol encontra

fundamento no trabalho de Fukuhara

et al. (2006), que constataram que a adsorção do

β-estradiol, assim como da estrona, foi menor em carvões vegetais com grande diâmetro

de poros. Nesse estudo, Fukuhara e colaboradores também calcularam os valores de

K, que

para as amostras de água deionizada contendo 17

β-estradiol variaram no intervalo de 21,3

a 67,6, portanto, valores bem superiores aos relatados na Figura 5.7, obtidos nesse

trabalho. No entanto, os carvões estudados por Fukuhara

et al. (2006) apresentam número

de iodo variando entre 1010 e 1530mg/g e superfície BET entre 991 e 1831m

/g, ou seja,

indicando uma maior presença de microporos e, também maior superfície de adsorção,

quando comparados às características dos carvões apresentados na Tabela A.1. Dessa

forma, tais resultados reforçam ainda mais a maior tendência de adsorção do 17

β-estradiol

por parte dos microporos.

Além disso, é importante mencionar que o 17

β-estradiol apresenta um peso molecular de

272,4Da e, portanto, trata-se de uma molécula relativamente pequena, que conforme

Snoeyink (1990) tenderá a ser adsorvida de preferência por poros com estruturas e

dimensões semelhantes. Segundo Snape e Nakajima (1996), a osmose reversa é utilizada

para remoção de partículas com peso molecular menor que 350Da e, ao mesmo tempo, de

acordo com o esquema apresentado na Figura B.1, Apêndice B, a osmose reversa é capaz

de remover partículas com tamanho da ordem de 1nm. Logo, essa associação de idéias

118

sugere que o 17

β-estradiol tem um tamanho próximo de 1nm com tendência a ser

adsorvido em microporos, que conforme a Tabela 3.8, apresentam diâmetros médios

menores que 2nm.

Cabe também comentar que os coeficientes de Pearson obtidos para o número de iodo, área

BET e volume de microporos, quando relacionados com os valores adsorvidos de 17

β-

estradiol, apresentaram valores próximos. Isto provavelmente se deve ao fato do número de

iodo expressar indiretamente a microporosidade dos carvões e, de acordo com Snoeyink

(1990), devido à área BET aumentar com a quantidade de microporos.

Complementando as observações a cerca da relação da microporosidade com a adsorção do

β-estradiol, verificou-se que o carvão COCO, embora possua os maiores volumes de

micro e mesoporos dentre os carvões vegetais (Tabela A.2), não foi capaz de obter o

melhor percentual de remoção para a dosagem de 20mg/L (Tabela B.3), fato este que

parece incoerente diante do que foi observado a respeito da afinidade do 17

β-estradiol com

microporos. No entanto, deve-se lembrar que outros fatores podem ter influenciado na

adsorção como, por exemplo, a química na superfície do CAP.

A exceção a essa análise sobre a importância dos microporos na remoção do 17

β-estradiol

foi o carvão animal, OSSO, que apresentou 100% de remoção com uma distribuição de

poros baseada, principalmente, na presença de mesoporos. É importante ressaltar que esse

carvão apresenta um comportamento peculiar, e não parece se ajustar bem aos modelos de

adsorção mais usuais, Freundlich e Langmuir, como pode ser visto na Figura 5.4, 5.5. Silva

(2005) também relata que a adsorção de saxitoxinas pelo carvão OSSO não se ajustou aos

modelos de Freundlich e Langmuir. Como foram poucos os dados obtidos nesse trabalho

para que se possa afirmar algo sobre o comportamento desse carvão, o CAP OSSO torna-

se uma opção interessante para novos estudos, pois apresenta um comportamento

diferenciado em relação aos demais carvões.

Finalizando essa discursão dos resultados, deve-se ressaltar novamente, como já visto na

metodologia, que os ensaios de capacidade adsortiva foram realizados sob temperatura

controlada. Na Tabela B.7.1 são apresentados os valores registrados. Observou-se, em

geral, que a diferença entre as médias de temperatura da sala ou do líquido entre os

119

experimento de cada carvão foram inferiores a 2°C e que a maior parte das temperaturas

relatadas ficaram dentro do desvio padrão calculado. Portanto, pôde-se inferir que as

diferenças não foram significativas a ponto de promover alterações nos resultados das

isotermas.

Já na Tabela B.7.2, têm-se os valores de pH registrados no início e final dos mesmos

experimentos. A principal constatação, nesse caso, foi que as medidas de pH do final do

experimento foram em geral mais baixas que as medidas iniciais devido a interferências

causadas pela presença do CAP em solução. No entanto, observou-se que essa diferença,

como no caso da temperatura, não foi significativa a ponto de modificar os resultados

obtidos.

120

6 – CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES

Neste capítulo as conclusões apresentadas serão relativas aos experimentos com 17β-

estradiol, visto que os experimentos com p-nonilfenol não foram bem sucedidos e o relato

sobre todo o ocorrido já foi abordado no capitulo referente à discussão dos resultados.

Assim, com base nas discussões a cerca dos experimentos com 17

β-estradiol, tem-se que

dentre os carvões ativados em pó estudados, aqueles que apresentaram maiores percentuais

de remoção do perturbador endócrino 17

β-estradiol na faixa de dosagem de 20mg de

CAP/L foram os carvões de origem animal OSSO (100%) e de origem vegetal MAD2

(86,7%). Quanto aos outros dois carvões, estes atingiram remoções inferiores a 80% do

β-estradiol originalmente presente em cada experimento.

Observou-se que todas as curvas de residuais assemelharam-se a um decaimento

exponencial negativo com relação à dosagem de carvão, ou seja, o valor residual decrescia

à medida que se aumentava a dosagem de CAP. Por meio dessas curvas também foi

possível verificar que, de um modo geral, boas remoções foram obtidas para as dosagens

inferiores a 10mg de CAP/L. Embora que para os carvões MAD 1, de origem vegetal, e

OSSO, de origem animal, ainda tenham ocorrido remoções significativas para dosagens

maiores.

Quanto aos modelos de Freundlich e Langmuir, verificou-se que o modelo de Freundlich

foi o que melhor se ajustou a todos os carvões, com exceção apenas ao carvão OSSO que

possui um comportamento contraditório, pois ao mesmo tempo que apresenta grande

capacidade de remoção do 17

β-estradiol não é capaz de se ajustar aos modelos. No

entanto, deve-se ressaltar que devido aos poucos dados experimentais obtidos, as análises

concluídas a partir dos parâmetros dos modelos apresentaram apenas um caráter relativo.

Dessa forma, inferiu-se, de acordo com o modelo de Freundlich, que o carvão MAD 2 foi o

mais eficiente entre os carvões estudados, seguido dos carvões COCO e MAD 1. No

entanto, o carvão MAD 2 apresentou o menor valor para a constante n (0,45), o que sugere

que esse carvão tem maior facilidade de desorção e, portanto, é mais sensível aos efeitos

externos. Característica que não é adequada para um carvão ativado em pó, pois não há

interesse em regenerá-lo após a utilização do mesmo.

121

Nesse trabalho também foram avaliadas as correlações entre as características dos CAPs

(distribuição de tamanho de poros, número de iodo, etc) com os valores obtidos de K e

com os valores adsorvidos de 17

β-estradiol na concentração de 20mg de CAP/L.

Verificou-se que as correlações entre os volumes de microporos e os valores adsorvidos de

β-estradiol foram as mais significativas e, portanto, as que devem ser ressaltadas.

Inclusive porque estas apresentaram coeficientes (aproximadamente 0,70) próximos aos

coeficientes das características de CAP diretamente relacionadas aos microporos como a

área BET (0,59) e o número de iodo (0,52). Outro ponto observado foi a associação de

idéias baseada no peso molecular do 17

β-estradiol e no tamanho médio de microporos,

abordada no capítulo 5, que reforçou a suposição da maior tendência de adsorção do 17

β-

estradiol por parte dos microporos.

Assim, com base no conjunto de resultados obtidos, concluiu-se que a adsorção pelos

CAPs estudados nesse trabalho foi capaz de remover frações significativas de 17

β-

estradiol em concentrações bem superiores às encontradas na natureza. Esse fato torna a

adição de CAP aos processos de tratamento convencional de água e polimento final de

esgoto uma possível estratégia a ser aplicada, pois é capaz de complementar a remoção já

existente. Entretanto, pesquisas devem ser realizadas com o objetivo de aprofundar esse

tipo de avaliação, contemplando principalmente o aspecto da presença de interferentes.

Pois, de acordo com relatos na literatura, essa presença pode reduzir significativamente a

capacidade de adsorção, principalmente no caso de carvões com valores de K baixos como

os obtidos nesse trabalho, entre 0,03 e 2,52 (

µg/mg).(L/µg)

1/n

É importante lembrar que trabalhos voltados para remoção de perturbadores endócrinos

ainda são pioneiros no Brasil. Portanto, essa pesquisa deve ser entendida como um estudo

preliminar que visa, ao mesmo tempo, apresentar dados sobre a capacidade de remoções de

carvões nacionais como contribuir, cientificamente, para projetos futuros, ao detalhar os

problemas enfrentados durante os ensaios, em particular com a substância p-nonilfenol.

Nesse sentido recomenda-se a realização de outros estudos enfatizando os seguintes

aspectos:

• Avaliar outros tipos de carvão ativado em pó;

• Prosseguir com os estudos mais detalhados sobre a adsorção no carvão OSSO;

122

• Realizar novos ensaios, com os carvões apresentados nesse trabalho, aumentando o

número de dados com relação aos mesmos;

• Avaliar a interferência de coagulantes e substâncias como o cloro e outros

oxidantes, na adsorção dos perturbadores endócrinos pelos CAPs;

• Avaliar a presença de outros interferentes que podem competir com os

perturbadores endócrinos no processo de adsorção, utilizando amostras

provenientes de efluentes de ETE, corpos receptores e mananciais;

• Analisar a redução da capacidade adsortiva devido à presença de bases; ácidos

húmicos e surfactantes que podem causar derivatizações ao interagir com os grupos

funcionais dos perturbadores endócrinos e, assim, aumentar a solubilidade destes;

• Avaliar a remoção de outros tipos de perturbadores endócrinos como, por exemplo,

a estrona e o bisfenol-A, que também apresentam alto potencial de risco aos seres

vivos e elevado valor das concentrações presente em efluentes de ETEs e corpos de

água receptores;

• Avaliar a remoção de mais de um perturbador endócrino sob influência de outros

perturbadores endócrinos (misturas);

• Prosseguir as pesquisas com o nonilfenol, juntamente com uma avaliação sobre os

sais solúveis do mesmo (NPnEOs), já que esses últimos são mais facilmente

encontrados na natureza;

• Realizar estudos epidemiológicos para avaliar o potencial de risco dos

perturbadores endócrinos à saúde e sugerir valores máximos permitidos para o

tratamento de água para abastecimento;

• Avaliar a eficiência na remoção dos perturbadores endócrinos 17β-estradiol e p-

nonilfenol em outras técnicas menos onerosas, como: filtração lenta; filtração direta

e flotação

• Monitorar ocorrência de perturbadores endócrinos em mananciais brasileiros.

123

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130

APÊNDICES

131

APÊNDICE A – CARACTERISTICAS DOS CAPs E DOS KITs ELISA

A.1 – CARACTERÍSTICAS GERAIS DOS DIFERENTES CAPs

Tabela A.1 – Características gerais dos diferentes CAPs estudados (Silva, 2005 -

modificado).

CAP

Nº de iodo

(mg/g)

Índice de azul de

metileno (mg/g)

Tipo de

isoterma (*)

Histerese

Área BET

/g)

COCO 748 124 I 739,7

OSSO 93 50 II 127,5

MAD-1 759 120 I 721,6

MAD-2 592 103 I

631,0

(*) Classificação segundo as isotermas propostas por Brunauer et al. (1940) apud Teixeira

et al. (2001).

A.2 – VOLUME E DISTRIBUIÇÃO DO TAMANHO DOS POROS DOS CAPs

Tabela A.2 – Volume e distribuição do tamanho dos poros para os diferentes CAPs

estudados (Silva, 2005 - modificado).

Distribuição do tamanho dos poros cm

/g(%)

microporos

CAP

Volume de

poros

(cm

/g)

Prim. Sec. Total

mesoporos macroporos

COCO 0,95 0,47 0,21 0,68 (71,4%) 0,19 (20,0%) 0,08 (8,6%)

OSSO 0,40 0,05 0,02 0,06 (16,0%) 0,20 (50,0%) 0,14 (34,0%)

MAD-1 0,69 0,36 0,15 0,51 (73,3%) 0,15 (22,3%) 0,03 (4,4%)

MAD-2 0,68 0,39 0,18 0,57 (83,5%) 0,10 (14,0%) 0,02 (2,5%)

A.3 – GRANULOMETRIA DOS CAPs

Tabela A.3 – Granulometria dos carvões fornecida pelos fabricantes (Silva, 2005).

Granulometria – percentagem que passa (%)

Peneira

(abertura)

# 100

150µm

# 200

75µm

# 325

45µm

COCO NI NI NI

OSSO NI NI 88,00

MAD 1 99,42 99,04 95,80

MAD 2 99,90 99,48 96,71

NI: Não informado pelo fabricante

132

A.4 – INFORMAÇOES FORNECIDAS PELOS KITs ELISA

Tabela A.4 – Principais componentes que causam reações cruzadas.

Kit

ELISA

Composto

Reatividade

(%)

Composto

Reatividade

(%)

β-

estradiol

Estrona (E1)

2-metoxi-E1

E1-3-sulfato

β-estradiol (E2)

16-ceto-E2

2-metoxi-E2

17-E2-glucuronide

3-E2-glucuronide

E2-3-sulfato-17

Estriol (E3)

16-epi-E3

16-E3-glucuronide

1,3

<0,4

1,0

100,0

16,0

2,0

<0,4

16,0

<0,4

0,6

0,5

<0,4

Cis -Androsterona

Trans-Androsterona

Colesterol

Dehidroisoandrosterona

α-dihidrotestosterona

Hidrocortisona

Pregnenolona

Testosterona

<0,03

0,46

<0,03

0,38

0,35

<0,03

nonilfenol

Nonilfenol (NP)

Octilfenol (OP)

Nonilfenol

Etoxilato

(NPnEO)

Octilfenol

Etoxilato

(OPnEO)

100

1,2 a 4,9

2,9

Nonifenol

Ácido Acético (NPnEC)

Surfactantes aniônicos

0,5 a 3,8

<0,1

133

APÊNDICE B – RESULTADOS OBTIDOS PARA DETERMINAÇÃO

DA CAPACIDADE ADSORTIVA DOS CAPs COM RELAÇÃO AO

17β-ESTRADIOL.

B.1 – VALORES RESIDUAIS DO 17β-ESTRADIOL NO EXPERIMENTO PARA

DETERMINAÇÃO DA CAPACIDADE ADSORTIVA DOS CAPs

Tabela B.1 – Valores residuais do 17β-estradiol em µg/L obtidos nos experimentos.

COCO

Dosagem de CAP (mg/L) Exp. 1 Exp. 2 (IV)

Média

(III)

Desvio

0 0,98 0,50(I)

3 0,89(I) 0,07(I)

5 0,55 0,50

10 0,25 0,37

15 0,28 0,29

20 0,20 0,25

- -

OSSO

Dosagem de CAP (mg/L) Exp. 1 Exp. 2 (IV) Média Desvio

0 0,72 0,00 (I)

3 0,64 0,02 (I)

5 0,29 (I) > 1,00 (II)

10 0,39 0,50

15 0,01 0,18

20 0,00 0,08

- -

MAD 1

Dosagem de CAP (mg/L) Exp. 1 (IV) Exp. 2 Média Desvio

0 > 1,0 (II) 1,00

3 0,62 0,77

5 0,70 0,63

10 0,62 0,48

15 > 1,00 (II) 0,40

20 > 1,00 (II) 0,24

- -

MAD 2

Dosagem de CAP (mg/L) Exp. 1 Exp. 2 Média Desvio

0 0,98 0,87 0,93 0,08

3 0,30 0,33 0,32 0,02

5 0,01 (I) 0,27 0,27 -

10 0,22 0,95 (I) 0,22 -

15 0,18 0,16 0,17 0,01

20 0,13 0,18 0,16 0,04

(I) Valores descartados por não apresentarem a tendência relativa dos demais resultados.

(II) Valores descartados por não apresentarem resultados dentro do intervalo de detecção do

ELISA.

(III) Média aritmética dos valores obtidos nos dois experimentos ou o valor mais coerente de

ambos.

(IV) Experimentos descartados por não apresentarem concentração inicial.

134

B.2 – CONCENTRAÇÃO RESIDUAL DE 17β-ESTRADIOL (C

) E MASSA DE 17β-

ESTRADIOL ADSORVIDA POR UNIDADE DE CARVÃO (q

)

Tabela B.2 – Valores de C

e q

utilizados para traçar os ajustes aos modelos de isotermas

Freundlich e Langmuir.

COCO

Experimento 1 Dosagem de CAP

(mg/L)

(µg/L) q

(µg/mg)

0 0,98

3 - -

5 0,55 0,09

10 0,25 0,07

15 0,28 0,05

20 0,20 0,04

OSSO

Experimento 1 Dosagem de CAP

(mg/L)

(µg/L) q

(µg/mg)

0 0,72 -

3 0,64 0,03

5 - -

10 0,39 0,03

15 0,01 0,05

20 0,00 0,04

MAD 1

Experimento 2 Dosagem de CAP

(mg/L)

(µg/L) q

(µg/mg)

0 1,00

3 0,77 0,08

5 0,63 0,07

10 0,48 0,05

15 0,40 0,04

20 0,24 0,04

MAD 2

Experimento 1 Experimento 2 Valores Médios

Dosagem

de CAP

(mg/L)

(µg/L)

(µg/mg)

(µg/L)

(µg/mg)

(

µg/L)

(µg/mg)

0 0,98 - 0,87 - 0,93 -

3 0,30 0,23 0,33 0,18 0,32 0,20

5 - - 0,27 0,12 0,27 0,13

10 0,22 0,08 - - 0,22 0,07

15 0,18 0,05 0,16 0,05 0,17 0,05

20 0,13 0,04 0,18 0,03 0,16 0,04

135

B.3 – PERCENTAGEM DE REMOÇÃO DE 17β-ESTRADIOL

Tabela B.3 – Percentagem de remoção de 17β-estradiol.

Dosagem de

CAP (mg/L)

COCO

Exp. 1

OSSO

Exp. 1

MAD 1

Exp. 2

MAD 2

Exp. 1

MAD 2

Exp. 2

MAD 2

Média

3 - 11 23 69 62 66

5 44 - 37 - 69 71

10 74 46 52 78 - 77

15 71 99 60 82 82 82

20 80 100 76 87 79 83

B.4 – MASSA DE 17β-ESTRADIOL MÁXIMA ADSORVIDA POR UNIDADE DE

CARVÃO (q

máx)

Tabela B.4 – Massa de 17β-estradiol máxima adsorvida por unidade de carvão (µg/mg).

Modelo de Freundlich Modelo de Langmuir

CAP

Exp. 1 Exp. 2 Média Exp. 1 Exp. 2 Média

COCO 0,13 - - 0,23 - -

OSSO 0,03 - - 0,03 - -

MAD 1 - 0,09 - - 0,12 -

MAD 2 1,97 1,30 2,16 -0,13 -0,08 -0,07

B.5 – VALORES DOS COEFICIENTES n E K DO MODELO DE FREUNDLICH

Tabela B.5 – Valores dos coeficientes n e K do modelo de Freundlich.

n K

CAP

Exp. 1 Exp. 2 Média Exp. 1 Exp. 2 Média

COCO 1,53 - - 0,13 - -

OSSO -8,12 - - 0,03 - -

MAD 1 - 1,47 - - 0,09 -

MAD 2 0,50 0,48 0,45 2,06 1,73 2,52

136

B.6 – VALOR DO COEFICIENTE b DO MODELO DE LANGMUIR

Tabela B.6 – Valor do coeficiente b do modelo de Langmuir

CAP

Experimento 1 Experimento 2 Média

COCO 1,14 - -

OSSO -260,99 - -

MAD 1 - 1,68 -

MAD 2 -1,84 -1,99 -2,40

B.7 – VALORES DE pH E TEMPERATURA REGISTRADOS DURANTE OS

EXPERIMENTOS

Tabela B.7.1 – Valores de temperatura registrados durante os experimentos (°C).

COCO OSSO MAD 1 MAD 2

Instante

Sala

(*)

Líquido

(**)

Sala Líquido Sala Líquido Sala Líquido

Experimento 1

Inicial 23,4 23,4 23,6 24,3 23,5 23,0 23,8 23,4

Com 2 horas 23,9 21,6 23,3 21,8 23,8 22,0 22,8 21,0

Final 23,6 21,0 23,3 21,0 23,6 21,0 22,6 20,0

Média 23,6 22,0 23,4 22,4 23,6 22,0 23,1 21,5

Desvio Padrão 0,3 1,2 0,2 1,7 0,2 1,0 0,6 1,7

Experimento 2

Inicial 23,6 21,0 23,1 20,8 23,1 21,0 23,0 19,8

Com 2 horas 23,3 20,8 23,5 20,5 22,9 20,3 22,5 19,0

Final 23,9 21,0 23,9 20,8 22,9 20,0 22,9 18,6

Média 23,6 20,9 23,5 20,7 23,0 20,4 22,8 19,1

Desvio Padrão 0,3 0,1 0,4 0,2 0,1 0,5 0,3 0,6

(*) Medida realizada com termômetro digital permanente no interior da sala climatizada.

(**) Medida da temperatura do líquido, água deionizada, realizada com termômetro de bulbo de

mercúrio colocado dentro de um recipiente ao lado do equipamento de jar test, ao longo de todo

o experimento.

137

Tabela B.7.2 – Valores de pH registrados durante os experimentos.

COCO

Experimento 1 Experimento 2

Dosagem de

CAP (mg/L)

pH inicial

final

pH inicial

final

0 5,4 5,5

3 5,1 5,2

5 4,9 5,0

10 4,8 4,8

15 4,9 4,5

5,6

5,4

5,6

4,3

OSSO

0 5,3 5,6

3 5,4 5,4

5 5,5 5,5

10 5,4 5,5

15 5,6 5,6

5,5

6,1

5,8

5,6

MAD 1

0 5,5 5,4

3 5,1 5,1

5 4,7 4,9

10 4,4 5,4

15 4,3 6,0

5,6

4,2

5,4

6,4

MAD 2

0 5,3 5,5

3 5,2 5,1

5 5,1 4,9

10 4,9 4,8

15 5,0 4,7

6,0

5,3

4,5 (*)

4,8

(*) Medida com provável erro experimental de leitura.

138

B.8 – DIMENSÕES DOS PRINCIPAIS COMPONENTES MICROSCÓPICOS E

MOLECULARES PRESENTES EM ÁGUAS NATURAIS E TIPOS DE

MEMBRANAS UTILIZAVEIS PARA A SUA SEPARAÇÃO.

D: Dalton: medida de peso molecular e um D corresponde ao peso de um átomo de

hidrogênio.

µm; 1 x 10

-6

RO: osmose reversa; NF: nanofiltração; UF: ultrafiltração e MF: microfiltração.

Figura B.1 – Dimensões dos principais componentes microscópicos e moleculares

presentes em águas naturais e tipos de membranas utilizáveis para a sua separação

(Schneider e Tsutiya, 2001).

139

B.9 – CORRELAÇÕES OBTIDAS ENTRE AS CARACTERÍSTICAS DOS CAPs E A CONCENTRAÇÃO ADSORVIDA DE 17β-

ESTRADIOL E O VALOR DE K

Tabela B.8 - Correlações obtidas entre as características dos CAPs e a concentração adsorvida de 17

β-estradiol na dosagem de 20mg de

CAP/L e o valor de K.

Microporos

Carvões

Primário Secundário Total

Mesoporos Macroporos

Volume de

poros

(cm

/g)

Área BET

/g)

Número de

iodo (mg/g)

COCO

0,47 0,21 0,68 0,19 0,08 0,95 739,7 748

OSSO

0,05 0,02 0,07 0,20 0,14 0,40 127,5 93

MAD1

0,36 0,15 0,51 0,15 0,03 0,69 721,6 759

MAD2

0,39 0,18 0,57 0,10 0,02 0,68 631,0 592

Concentração 17β-

estradiol

Adsorvido (*)

Correlação entre características dos CAP e a concentração adsorvida de 17β-estradiol

0,78

0,72

0,76

0,85

0,68 0,70 0,69 -0,86 -0,77 0,45 0,59 0,51

Correlação entre características dos CAP e o valor de K

0,13

0,03

0,09

2,52

0,30 0,33 0,31 -0,88 -0,59 0,03 0,21 0,12

(*) Valor obtido por meio da diferença entre a concentração de 17β-estradiol inicial na amostra e o residual encontrado na dosagem de 20mg de CAP/L.

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