73219664 estudo teorico experimental da adsorcao de diesel em bagaco de cana de acucar como material...

1. INTRODUÇÃO

A água é um recurso natural de fundamental importância para a existência e

manutenção da vida, seja como componente bioquímico de seres vivos, como meio de vida de

várias espécies vegetais e animais e até como fator de produção de bens de consumo. Os

recursos hídricos são essenciais no desenvolvimento de diversas atividades econômicas. Em

relação à cadeia de produção industrial, a água é usada para processar, controlar a temperatura

agindo como líquido refrigerante, geração de vapor, promoção de limpeza, dentre outros. Os

principais segmentos de indústrias tais como as indústrias químicas e petroquímicas, papel e

celulose, cerâmica, bebidas e alimentos são responsáveis pela maior demanda de água no

setor produtivo (BRANDÃO, 2006). Com o crescente desenvolvimento industrial, a

quantidade necessária de água para garantir o funcionamento das indústrias foi aumentando,

com isso provocando problemas como escassez e poluição de água. Assim, para evitar esses

problemas, além da consciência social, soluções economicamente viáveis estão sendo

desenvolvidas com o objetivo de reduzir o consumo do volume exacerbado de água e deter a

poluição.

Diante dos produtos que possuem maior probabilidade de causar poluição às águas e

ao meio ambiente, pode-se citar o petróleo e seus derivados. O petróleo é considerado uma

fonte de energia não renovável, de origem fóssil e é matéria prima da indústria petrolífera e

petroquímica. O petróleo consiste fundamentalmente de carbono, hidrogênio e quase sempre

enxofre, sob a forma de hidrocarbonetos, cujas frações leves formam os gases e as frações

mais pesadas o óleo cru. Este, em estado natural, contém, ainda, pequenas quantidades de

nitrogênio, oxigênio, fósforo e hélio, em proporções variadas (SANTOS e colaboradores,

2003b, citados por BRANDÃO, 2006).

De acordo com MARIANO (2001), os efluentes provenientes do processamento

industrial são comumente definidos como qualquer água ou vapor condensado que tenha

entrado em contato com óleo, estando este último sob a forma líquida ou gasosa, e que pode,

portanto, conter óleos ou contaminantes químicos.

Equipamentos cuja função é de mistura, como, por exemplo, bombas, válvulas e

outros dispositivos, produzem uma mistura de duas fases bem como a formação de emulsões

de óleos em água. Quando a água oleosa contém óleo emulsionado, praticamente não pode ser

2

distinguida a presença do óleo na água. Visualmente, tem-se um sistema “monofásico” água-

óleo, que é conhecido como emulsão. Portanto, para que exista uma emulsão é necessário que

haja uma dispersão mecânica do óleo na água e vice-versa (www.engenovo.com.br, 2010).

Um dos grandes problemas enfrentados pelas indústrias que manuseiam óleos é o

tratamento de seus efluentes antes da sua deposição no meio ambiente, uma vez que, além da

complexidade de separação dos componentes orgânicos da água o enquadramento da água

oleosa gerada em diversas atividades industriais devem estar em perfeita adequação ambiental

frente às exigências dos órgãos responsáveis pela execução da legislação ambiental.

Segundo SANTOS e colaboradores (2003c), citados por BRANDÃO, 2006, o

método da adsorção tem despertado bastante atenção para o tratamento de efluentes antes de

seu descarte, devido ao seu alto poder de reter contaminantes orgânicos, além de ser

economicamente viável.

Na linha de adsorvedores, tem-se uma gama muito rica sendo utilizada para a

adsorção de contaminantes orgânicos provenientes do petróleo. O carvão ativo tem sido um

dos mais empregados, entretanto, esse material apresenta como característica negativa um

elevado custo industrial. Desse modo, devido ao elevado custo deste agente removedor, é

favorável o emprego de materiais mais baratos, dos quais se destacam os bioadsorventes.

A bioadsorção é um processo baseado na capacidade que uma biomassa possui de

remover materiais poluentes das soluções aquosas. Já a biomassa é um material constituído

por substancias de origem orgânica. Dentre as biomassas, no processo de bioadsorção,

encontra-se o sabugo de milho, as plantas aquáticas, as fibras de algodão, a serragem de

madeira, o bagaço de cana de açúcar, o coco babaçu e o coco de praia, entre outros

(BRANDÃO, 2006).

Historicamente a cana de açúcar é um dos principais produtos agrícolas do Brasil,

sendo cultivada desde a época da colonização. O Brasil lidera a lista dos 80 países produtores

de cana além de ser o maior exportador no cenário global. Na safra de 2008/2009, o país

produziu em torno de 571 mil toneladas de cana, já na safra de 2009/2010 o Brasil produziu

quase 613 mil toneladas de cana de açúcar. Esse aumento na produção de quase 8% é

considerado bastante significativo em comparação com a crise financeira que o país teve de

superar no ano de 2009. A Tabela 1.1 ilustra os resultados obtidos no levantamento da

produção de cana de açúcar das safras de 2008/2009 e de 2009/2010, apresentando, também,

um comparativo de área, produtividade e produção no país (www.conab.gov.br, 2009).

3

Tabela 1.1 – Produção Brasileira de Cana de açúcar, comparativo de área, produtividade e produção.

SAFRA REGIÃO ÁREA (mil ha)

PRODUTIVIDADE (Kg/ha)

PRODUÇÃO (mil t)

2008/2009

NORTE 16,0 68.252 1.093,6

NORDESTE 1.052,6 61.197 64.416,1

CENTRO-OESTE 900,8 73.834 66.510,1

SUDESTE 4.561,8 86.610 395.094,4

SUL 526,6 84.163 44.320,1

BRASIL 7.057,8 80.965 571.434,3

2009/2010

NORTE 15,2 64.101 976,9

NORDESTE 1.071,3 58.268 62.423,3

CENTRO-OESTE 1.042,7 83.186 86.740,1

SUDESTE 4.809,2 85.640 411.861,5

SUL 592,5 84.744 50.209,4

BRASIL 7.531,0 81.293 612.211,2

Fonte: Companhia Nacional de Abastecimento – 3° Levantamento: Dezembro 2009 (www.conab.gov.br, 2009).

A cana de açúcar pode ser empregada “in natura” para alimentação animal, ou então

utilizada na produção de melaço, rapadura, etanol, além de bebidas como cachaça ou rum e

outras bebidas alcoólicas, enquanto seu resíduo pode ser transformado em adubo através do

vinhoto e o bagaço pode ser utilizado como matéria prima na produção de energia elétrica

tornando, por exemplo, as usinas sucroalcooleiras autossuficientes em energia, possibilitando,

ainda, a venda da energia excedente. É fundamental ressaltar, novamente, que diante das

novas pesquisas em andamento, o bagaço da cana de açúcar também se apresenta como um

bioadsorvente eficiente e de baixo custo no que se refere à purificação de efluentes com

contaminantes orgânicos (BRANDÃO, 2006).

Estudo realizado pelos pesquisadores do Instituto de Economia da Universidade

Federal do Rio de Janeiro (UFRJ) mostrou que o setor sucroenergético no Brasil movimenta

cerca de US$ 87 bilhões por ano. Outros pesquisadores da Faculdade de Economia,

Administração e Contabilidade de Ribeirão Preto (FEARP) da USP também realizaram um

importante estudo que aponta que a cadeia sucroenergética é de fundamental importância para

a economia brasileira, movimentam consideráveis recursos, empregos, impostos e tem a

capacidade de se manifestar no desenvolvimento do País (www.ie.ufrj.br, 2009).

Frente às vantagens do setor em questão e com a tendência de suprir cada vez mais a

emissão de gases poluentes, pesquisadores desenvolveram uma tecnologia que permite

4

produzir etanol a partir do bagaço da cana. No entanto, a pesquisa ainda está em andamento e

a partir dos ensaios já realizados em laboratório se conseguiu obter somente 3% do etanol

aplicando esse processo. Mas, de acordo com estudiosos brasileiros, existe a possibilidade de

se atingir até 60% de obtenção do produto (www.canalbioenergia.com.br, 2009).

Ademais, o aproveitamento da palha da cana de açúcar é uma alternativa a fim de

diminuir a prática das queimadas. Assim, por força da evolução tecnológica, a palha está

sendo utilizada na produção energética, fato que aumentou a capacidade energética do setor

sucroalcooleira (BRANDÃO, 2006).

Nesse contexto o presente trabalho tem como objetivo o estudo da adsorção líquida

de diesel, utilizando o bagaço de cana de açúcar como material bioadsorvente, assim como,

determinar as curvas cinéticas e isotermas de adsorção.

2. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA

2.1. Breve Histórico da Adsorção e suas Aplicações

A adsorção é uma operação no qual moléculas que estão presentes em um fluido,

líquido ou gasoso, concentram-se espontaneamente sobre uma superfície sólida. Por este tipo

de operação, gases ou líquidos de um sistema de mistura, mesmo quando em concentrações

extremamente pequenas, podem ser capturados e removidos da corrente gasosa ou líquida,

usando uma grande variedade de materiais adsorventes (GOLIN, 2007).

Desde os tempos bíblicos já havia o fenômeno da adsorção no uso de um sólido para

reter substâncias contidas em líquidos ou gases. Entretanto, as primeiras observações

quantitativas associadas à adsorção foram feitas somente por Scheele em 1773 e Fontana em

1777. Eles realizaram experimentos de adsorção de gases em carvão e argila. Já o termo

adsorção foi introduzido na literatura por Kayser em 1881 por Du Bois - Reymond (ZUIM,

2010).

A utilização da adsorção para propósitos industriais começou no fim do século

XVIII. Os primeiros indícios de sua utilização foram na purificação de gás natural e água. No

entanto, a aplicação da adsorção foi desenvolvida tempos depois, mais precisamente na

segunda guerra mundial, quando Zelinsky, da Universidade de Moscou, sugeriu o uso de

5

carvão ativado em máscaras de proteção contra gases tóxicos. Essas máscaras também são

conhecidas por respiradores. Mas de acordo com estudiosos a aplicação da adsorção para

recuperação de um componente presente em uma mistura de duas ou mais correntes é ainda

mais recente, por volta de 1950 (BRANDÃO, 2006).

Sendo assim, a tecnologia da adsorção continua se expandindo para o

aperfeiçoamento de processos já existentes e para o surgimento de novos processos.

Atualmente, a adsorção é aplicada em processos de purificação e separação, sendo que, das

unidades que utilizam desta técnica, pode-se salientar:

• Processos de purificação da água;

• Remoção de impurezas traços;

• Remoção de vapores de solvente;

• Separação e purificação do ar;

• Remoção de CO2 de gases combustíveis;

• Recuperação de substancias toxicas;

• Separação de frutose e glicose;

• Aplicação em bioseparação.

Exemplos mais comuns nas operações industriais de tais processos são os processos

de purificação, onde se utiliza geralmente uma coluna de leito fixo empacotada com

adsorvente para remover, por exemplo, umidade de uma corrente gasosa. Já o processo de

separação por ser uma aplicação mais recente dos processos adsortivos, esta tecnologia ainda

se encontra em um estagio menos desenvolvido que a maioria dos outros processos de

separação tais como destilação, extração e absorção (BRANDÃO, 2006).

2.2. Adsorção em Fase Líquida

Segundo BRANDÃO (2006), geralmente se emprega a adsorção em fase liquida para

remoção de contaminantes em baixas concentrações presentes em correntes de vários

processos. Contudo, há operações em que o principal objetivo é a remoção de contaminantes

específicos. Em outros casos, a meta é melhorar as propriedades de algumas correntes do

processo modificando, por exemplo, cor, paladar, odor e estabilidade de armazenamento.

De um modo geral a adsorção é uma função da temperatura. Assim, de acordo com

os estudos de GOLIN (2007), recomenda-se que a temperatura, para aplicações em fase

liquida, seja a mais próxima possível das condições operacionais do processo em questão.

6

Outro fator não menos importante a ser considerado é o pH, uma vez que, a adsorção

também é uma função do pH do líquido. Portanto, faz-se necessário investigar qual o pH e a

temperatura do processo que são adequados para aplicação do fenômeno da adsorção em fase

líquida (GOLIN, 2007).

As principais aplicações para o fenômeno da adsorção em fase líquida incluem a

desidratação de líquidos orgânicos, descoloração e remoção de peróxidos de óleos vegetais,

de gorduras de óleos animais, além da descoloração de xaropes de açúcar, remoção de

contaminantes sulfurosos, fenólicos e hidrocarbonetos de efluentes aquosos, purificação de

várias soluções aquosas de ácidos, álcalis, glicóis, sais, gelatina, vinagre, sucos de frutas,

pectinas, gliceróis e álcoois, remoção de rejeitos de proteínas, anilina, benzeno, fenol e

cânfora da água, entre outros (RUTHVEN, 1984, citado por BRANDÃO, 2006).

2.3. Adsorção e Região-Interfacial

O fenômeno da adsorção pode ser entendido como o enriquecimento de um ou mais

componentes sobre uma região interfacial, que é a região compreendida entre a vizinhança de

duas fases imiscíveis. Assim, não existe, por exemplo, interface gás-gás, pois todos os gases

são miscíveis nas várias condições de composição e temperatura (BRANDÃO, 2006).

A interação entre o adsorvato e a superfície do adsorvente resulta do desequilíbrio de

forças devido a uma redução das forças da interação intermolecular na região interfacial. Para

minimizar o desequilíbrio de forças dos átomos do sólido existente na região interfacial o

componente presente no interior da fase é atraído para a superfície do sólido (BRANDÃO,

2006). A Figura 2.1 representa esquematicamente a redução da energia interfacial através da

adsorção.

As forças de coesão do sólido produzem um campo de força, em cada íon, átomo ou

molécula que compõem sua estrutura. Este campo não desaparece repentinamente na

superfície, assim, isto é um fator determinante pela interação do sólido (adsorvente) e da

substância a ser atraída (adsorvato).

7

Figura 2.1 – Representação esquemática da redução da energia interfacial através da adsorção.

Conforme a natureza das forças de ligação envolvidas, a adsorção pode ser

classificada em:

• Adsorção Física (fisissorção);

• Adsorção Química (quimissorção).

Na adsorção física (fisissorção), pode-se dizer de maneira simplificada que há uma

interação entre moléculas não reativas, provocada por forças de Van der Waals. Neste tipo de

adsorção, camadas mononucleares sobrepostas podem ser formadas e a força de adsorção vai

diminuindo à medida que o número de camadas aumenta (CURBELO, 2002).

Já na adsorção química (quimissorção), a interação entre o adsorvente e o adsorvato

é mais intensa, quase tão forte, quanto à de uma ligação química. Neste caso, ocorre a

transferência de elétrons entre o solido adsorvente e a substância adsorvida, resultando pelo

menos em um novo componente químico (BRANDÃO, 2006). Assim, existe a formação de

um composto químico apenas na superfície do solido.

Segundo os estudos de CAVALCANTE Jr. (1998), é de suma importância observar a

possibilidade da mesma substancia, em baixas temperaturas, sofrer inicialmente adsorção

física e, com a elevação da temperatura, após ultrapassar a energia de ativação requerida,

passar por um processo de adsorção química.

A Tabela 2.1 apresenta as características básicas da adsorção física e da adsorção

química (TAVARES, 1992, citado por BRANDÃO, 2006).

8

Tabela 2.1 – Adsorção física versus quimissorção, com suas respectivas diferenças (TAVARES, 1992, citado por BRANDÃO, 2006).

Características Adsorção Física Adsorção Química

Forças de Ligação Forças de Valência secundária (forças

intermoleculares)

Forças de Valência Primária

(forças intramoleculares)

Calor de Adsorção Baixo (2 a 3 vezes menor que o calor de

vaporização)

Alto (2 a 3 vezes maior que o

calor de vaporização)

Especificidade Não específica Alto grau de especificidade

Cobertura Mono ou Multicamadas Usualmente Monocamadas

Dependência com a

Temperatura Decresce com o aumento da temperatura Complexa

Reversibilidade Reversível Irreversível

Principal Aplicação

Sistemas de separação/Determinação de

área superficial e distribuição de tamanhos

de poros

Catálise

2.4. Adsorventes

Além das condições operacionais, tais como temperatura e pressão, que são de

fundamental importância na determinação da intensidade da adsorção é de interesse entender

e estudar sobre a estrutura do sólido adsorvedor, já que, este também se comporta como um

dos fatores responsáveis pelas propriedades adsortivas do mesmo (BRANDÃO, 2006).

De maneira geral, os adsorventes podem ser classificados em função da sua

polaridade e também da estrutura dos poros (BRANDÃO, 2006). Em relação à polaridade, os

adsorventes podem ser classificados em:

• Polares ou hidrofílicos;

• Apolares ou hidrofóbicos.

Os adsorventes hidrofílicos ou polares são empregados para remoção de substâncias

mais polares que o fluido na qual estão contidos e os adsorventes hidrofóbicos ou apolares são

empregados para adsorver substâncias menos polares.

Com relação ao tamanho dos poros, estes determinam o espaço de acesso das

moléculas de adsovato ao interior do adsorvente, assim, a distribuição do tamanho dos poros é

9

uma importante propriedade na capacidade de adsorção do adsorvente (ULSON DE SOUZA

e colaboradores, 2003, citados por BRANDÃO, 2006).

De acordo com os estudos de CURBELO (2002), os procedimentos de produção dos

adsorventes geralmente permitem uma distribuição de tamanho de poros bastante ampla.

Entre os procedimentos, se pode citar a precipitação de partículas coloidais, seguida pela

desidratação para a formação de adsorventes, tais como, sílica gel e alumina ativada.

Enquanto adsoventes carbonos são obtidos pela queima de materiais carbonáceos, tais como,

lignito e concha de coco.

Alguns dos principais sólidos utilizados em processos adsortivos são apresentados a

seguir:

2.4.1. Sílica Gel

A sua principal característica é a presença de certa polaridade da superfície,

conferida pela presença de grupos hidroxil. Isto lhe permite agir como adsorvente de algumas

substancias como, por exemplo, água, alcoóis, fenóis, aminas e hidrocarbonetos insaturados.

2.4.2. Alumina ativada

A superfície da alumina ativa é mais fortemente polar que a sílica gel, sendo

comumente utilizada como um dessecante para correntes gasosas quentes. No entanto, sua

aplicação tem sido substituída pelas denominadas peneiras moleculares (Molecular Sieves),

que exibem maior capacidade adsortiva.

2.4.3. Carvão Ativado

O carvão ativado possui uma superfície essencialmente apolar, embora uma leve

polaridade possa surgir a partir da oxidação da superfície. Com isto, o carvão ativado é

classificado por adsorvente hidrofóbico, sendo utilizado para a adsorção de compostos

orgânicos em processos de descoloração de correntes, purificação de água, sistemas de

recuperação de solventes, sistemas de purificação de ar entre outros (RUTHVEN, 1984,

citado por BRANDÃO, 2006).

10

2.4.4. Peneiras Moleculares

As peneiras moleculares são estruturas cristalinas que apresentam tamanhos de poros

bem definidos. Estas são formadas por processos especiais de ativação, através da qual se

torna possível preparar adsorventes carbonáceos com restrita distribuição de tamanhos de

poros.

Assim, a possibilidade de modificar o tamanho efetivo dos poros pelo ajuste das

condições de manufatura, faz com que seja fácil preparar uma peneira molecular para

propiciar a separação de uma molécula em particular. Entretanto, é difícil atingir absoluta

reprodutibilidade entre uma batelada e outra (BRANDÃO, 2006).

2.4.5. Zeólitas

Durante muito tempo o termo peneira molecular e zeólita foram sinônimos

(CAVALCANTE Jr., 1998). Embora, a principal diferença entre uma zeólita e a peneira

molecular é o fato de que a estrutura de uma zeólita tem que ser obrigatoriamente cristalina,

ao passo que a estrutura de uma peneira molecular não necessariamente.

Por definição, zeólitas são alumino silicatos cristalinos, normalmente com cátions do

grupo I ou II A (mais comumente sólido). A estrutura cristalina de uma zeólita é formada por

um conjunto de SiO2 e Al2O3 tetraédricos, ligados pelo átomo de oxigênio. O

compartilhamento de átomos de oxigênio forma um reticulo cristalino aberto contendo poros

dos quais uma molécula pode penetrar (GUELFI, 2007).

As zeólitas podem ser encontradas na natureza associadas a outros metais ou podem

ser sintetizadas, o que lhes garantem maior pureza e uniformidade da rede cristalina

(CURBELO, 2002).

2.4.6. Biomassas

Segundo a Agência Nacional de Energia Elétrica – ANEEL – (2008), qualquer

matéria orgânica que possa ser transformada em energia mecânica, elétrica ou térmica é

classificada como biomassa. Alguns tipos de biomassa são: florestal (madeira,

principalmente), agrícola (soja, arroz e cana de açúcar, entre outras) e rejeitos urbanos e

industriais (sólidos ou líquidos, como o lixo). Em geral, toda matéria viva, assim como, os

restos dessas substancias, pós-morte, é considerada biomassa (BRANDÃO, 2006).

11

Como já mencionado no item 1, dentre as biomassas empregadas nos processos de

bioadsorção se encontram as plantas aquáticas, as fibras de algodão, a serragem de madeira, o

bagaço de cana de açúcar, o sabugo de milho, e os cocos babaçu e de praia.

2.4.6.1. Definição especial para a cana de açúcar: bagaço

A cana de açúcar é uma planta, que pertence ao gênero Saccharum hibridas, e além

de ser uma gramínea de grande porte, a mesma, produz colmos suculentos devido ao

armazenamento de sacarose (BRANDÃO, 2006).

Nos relatórios apresentados pela Agência Nacional de Energia Elétrica – ANEEL –

(2008), são vários os fatores que contribuíram para que a cana de açúcar se tornasse um

recurso com grande potencial. Um deles são o volume já produzido e o crescente aumento do

consumo de etanol.

Em questão do processo industrial, obtêm-se produtos como o açúcar, o álcool

(anidro e hidratado), o vinhoto e o bagaço (aproximadamente 30% da cana moída). A

utilização do bagaço é vasta, mas podemos citar o emprego do bagaço com matéria-prima

para indústria de papel e celulose, como fertilizante da própria plantação, como combustível e

como bioadorventes de contaminantes orgânicos (BRANDÃO, 2006).

2.5. Uso de biomassas para remoção de contaminantes de efluentes

A utilização de biomassas para remoção de contaminantes de efluentes é uma técnica

recente, embora já tenha incentivado vários estudiosos a se comprometerem a investigar a

eficiência de tal técnica.

SANTOS e colaboradores (2003a e 2003b), citados por BRANDÃO, 2006,

estudaram a capacidade de adsorção de biomassas para remover gasolina por meio de sua

dispersão em água. Isto foi feito com a finalidade de simular um efluente. A partir dos testes,

os autores conseguiram resultados satisfatórios onde as seguintes biomassas: mesocarpo de

coco e o bagaço de cana apresentaram alta capacidade de adsorção.

Ainda segundo SWAMINATHAN e colaboradores (2005) a remoção de Pb(II) de

soluções aquosas utilizando o bagaço de cana, em um intervalo de 120 min. de tempo de

contanto, conseguiu-se 95% de remoção. Contudo, esta porcentagem somente é alcançada

diante da caracterização físico-química apresentada na Tabela 2.2. Estas características

12

estruturais e químicas do adsorvente são de fundamental importância nas características

adsortivas do mesmo.

Tabela 2.2 – Características físico-químicas do bagaço de cana de açúcar (SWAMINATHAN e colaboradores, 2005).

Características Resultados

Densidade [g mL-1] 0,826

Umidade [%] 8,1

Conteúdo de Cinzas [%] 1,3

Área Superficial [m2 g-1] 312

Porosidade [mL g-1] 0,35

pH (1% da pasta) 5,6

A Tabela 2.3 apresenta uma breve revisão da literatura utilizando o bagaço de cana

como adsorvente. Pode-se notar que a maioria das referências utilizam o bagaço de cana de

açúcar tratado. Embora seja comprovado que o bagaço de cana de açúcar após o tratamento é

muito eficiente, o pré-tratamento é uma etapa que pode condicionar custos significativos para

o processo. Portanto, alguns estudiosos já avaliaram a capacidade de adsorção do bagaço de

cana de açúcar “in natura” para remoção de contaminantes em sistemas aquosos.

Oliveira (2010) com o intuito de verificar a estrutura do bagaço de cana de açúcar e a

forma do processo de adsorção, realizou testes de espectroscopia na região do infravermelho

(FTIR) sobre o bagaço “in natura” e tratado. De acordo com seus resultados mostrados nas

Figuras 2.2 e 2.3, que representa os espectros de FTIR para as amostras do bagaço “in natura”

e pré-tratado com vapor a 3 bar, respectivamente, quando se compara os espectros de FTIR do

bagaço na Figura 2.2 e na Figura 2.3, se percebe que o forte sinal na banda de 3400 cm-1

atribuído à celulose foi mantido, indicando que o vapor não alterou esta estrutura. Entretanto,

observa-se que a expressiva deformação no ombro a 3000 cm-1, relativo à hemi-celulose,

indica que parte desta estrutura foi alterada. Já os sinais médios entre 500 cm-1 e 750 cm-1,

também, foram alterados, indicando que o tratamento provocou uma alteração na porção de

lignina e hemi-celulose, presentes no bagaço.

Segundo as conclusões de Oliveira (2010), a estrutura do bagaço de cana pode ser

modificada por pré-tratamento envolvendo aplicação de vapor, o qual modifica especialmente

as ligações das porções de lignina e hemi-celulose e a partir da análise do FTIR, se

13

comprovou que a proteína tem forte interação com o bagaço, sendo sua adsorção distribuída

em vários grupos funcionais do bagaço de cana.

Tabela 2.3 – Referências bibliográficas sobre o uso do bagaço de cana de açúcar como material bioadsorvente.

Adsorvente Adsorvato pH q’

[mg/g] Ref.

Bagaço de cana de açúcar tratado Pb(II) 5 227,7 [18]

Bagaço de cana de açúcar mercerizado

Cu(II) 5,4 153,9

[20] Cd(II) 7,0 250

Pb(II) 6,0 500

Bagaço de cana de açúcar mercerizado

Ca(II) 5,5-

10

46,4-

54,1 [24]

Mg(II) 5,5-9 23,5-

42,6

Bagaço de cana de açúcar modificado Íons sulfato 10 38400 [11]

Carvão ativado preparado a partir do bagaço de

cana de açúcar Fenol - 24,68 [12]

Carvões ativados preparados a partir da medula do

bagaço de cana de açúcar

Corantes

Reativos 1 3,92 [21]

Bagaço de cana de açúcar tratado quimicamente

Cu(II) 5,5-6 139

[25] Cd(II) 6,5-

7,5 313

Pb(II) 5-6 313

Carvões ativados preparados a partir de biomassa Fenol 3-8 140 [2]

Âmago do bagaço de cana de açúcar Cr(VI) 2 13,4 [10]

Âmago do bagaço de cana de açúcar Cd(II) 6 6,75 [37]

Âmago do bagaço de cana de açúcar Ni(II) 6,5 26,3 [38]

Âmago do bagaço de cana de açúcar Cr(VI) 2 5,75 [39]

Bagaço de cana de açúcar modificado Cr(VI) 3 103 [19]

Cinzas de bagaço DDD, DDE 7 0,00769 [41]

Bagaço de cana de açúcar tratado Gasolina 4,5 0,007 [3]

Bagaço de cana de açúcar tratado n-Heptano 4,5 0,002 [3]

Fonte: Journal of Hazardous Material (www.eslsevier.com/locate/jhazmat, 2010).

14

Figura 2.2 – Espectro de FTIR do bagaço de cana de açúcar “in natura”.

Figura 2.3 – Espectro de FTIR do bagaço de cana de açúcar pré-tratado com vapor a 3 bar.

0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000 4500

Comprimento de onda (cm-1)

20

40

60

80

100

120

Tra

nsm

itânc

ia (%

)

15

2.5.1. Uso do bagaço de cana “in natura” para remoção de contaminantes

Nos estudos de SILVA e colaboradores (2007), foram realizados experimentos de

adsorção para obtenção das isotermas de adsorção de gasolina e de diesel em bagaço de cana

de açúcar sem o pré-tratamento, ou seja, “in natura”. Os resultados mostraram o grande

potencial do bagaço como bioadsorvente, sendo capaz de adsorver até 100 % de gasolina e 97

% de diesel contidos em solução contendo aproximadamente 5% destes contaminantes.

A isoterma de adsorção, utilizando diesel como material contaminante e bagaço de

cana “in natura” como adsorvente, encontrada pelos estudiosos é representado na Figura 2.4.

Figura 2.4 – Capacidade adsortiva em função da concentração final de diesel no equilíbrio.

SILVA e colaboradores (2007), concluíram que a adsorção do diesel mostra também,

um tipo muito favorável para baixas concentrações deste poluente em soluções aquosas.

Entretanto, para concentrações mais elevadas do diesel, a quantidade adsorvida diminui.

2.6. Isotermas de Adsorção

A fim de estimar a capacidade de adsorção torna se necessário obter informações

sobre o equilíbrio de adsorção. Segundo os estudos de GOLIN (2007) o equilíbrio é atingido

0

0,5

1

1,5

2

2,5

3

3,5

4

-0,05 0 0,05 0,1 0,15 0,2 0,25

Ca

pa

cid

ad

e a

dso

rtiv

a [

ml/

g]

Concentração final de diesel [ml/ml]

16

quando o número de moléculas que chegam á superfície é igual ao número de moléculas que

saem da superfície do adsorvente em um fluido.

Em geral, o equilíbrio de uma fase fluida e a fase adsortiva é dependente da

temperatura, da pressão e do sistema sólido fluido. No entanto, como a fase fluida pode ser

considerada independente da pressão, a representação das isotermas é dada em função de

como varia o estado da fase fluida (líquida ou gasosa). Contudo, é interessante subdividir as

isotermas em Isotermas de Gases e Isotermas de Líquidos (BRANDÃO, 2006).

A quantidade de um gás (x) adsorvido por unidade de massa de um sólido

(adsorvente) é dependente, no equilíbrio, da pressão (P), da temperatura (T), da natureza do

sólido e da espécie adsorvida. Com isto, a representação da quantidade tem a forma da

seguinte equação:

� = ��, �, �� , �� (2.1)

Mantendo a temperatura fixa para o sistema anterior, temos a forma de

representação, geral, das isotermas de adsorção de gases:

� = ��,��,�� (2.2)

No caso da adsorção de líquidos, é inconveniente expressar as isotermas em função

da pressão, já que, os líquidos podem ser incompressíveis para fins práticos. Assim,

normalmente a representação da quantidade adsorvida é dada em função da concentração da

espécie na fase liquida em equilíbrio com a fase adsorvida, a uma dada temperatura, para um

dado sistema solido fluido:

� = ��,��,�� (2.3)

Alguns estudiosos examinaram vários dados experimentais de isotermas de adsorção

em fase líquida e dividiram-nas por tipo. A Figura 2.5 mostra a classificação dada por GILES

e colaboradores (1960), citados por BRANDÃO, 2006. De acordo com a sua classificação os

principais tipos são caracterizados pela curvatura da isoterma na região de diluição de fase

líquida.

17

Em análise da Figura 2.5, observa-se que as curvas do tipo “S” são convexas ao eixo

da concentração e segundo a classificação dada por GILES e colaboradores (1960), citados

por BRANDÃO, 2006, este tipo de curva possui um comportamento semelhante ao da

adsorção física, apresentando fracas forças de interações adsorvente-adsorvato. Em questão

do tipo “L” ou de Langmuir, as curvas são côncavas eixo da concentração e se caracteriza por

uma conduta igual na quimissorção. No entanto, este tipo também pode representar a adsorção

física na adsorção em sólidos micro porosos uniformes (exemplos: zeólitas) e na adsorção em

sólidos não porosos em temperaturas adequadas de forma que não possibilite o fenômeno da

adsorção em multicamadas. A isoterma “H” devido a alta inclinação, em baixas

concentrações, implica uma forte adsorção preferencial do soluto. Por fina, o tipo “C” é

completamente retilíneo como a extensão da lei de Henry na adsorção gasosa.

Figura 2.5 – Classificação das isotermas para adsorção de soluções (GILES e colaboradores,

1960, citados por BRANDÃO, 2006).

18

Deste modo, as isotermas fornecem informações importantes tais como: a máxima

capacidade de adsorção para um determinado adsorvato e a mínima dosagem necessária para

se obter o objetivo de tratamento. Em suma, é definitivo nas condições ideais para uma

operação em escala real a ser usado posteriormente (GOLIN, 2007).

Dentre as isotermas de adsorção desenvolvidas teoricamente destacam-se as

isotermas de Langmuir, Freundlich e Langmuir-Freundlich. Segundo TAVARES e

colaboradores (2003) citados por BRANDÃO , 2006, a equação de Langmuir e Freundlich,

em especial para a biossorção em fase líquida, são as mais utilizadas e representam

apropriadamente os dados de equilíbrio.

2.6.1. Isoterma de Langmuir

A isoterma de Langmuir além de ser um dos modelos mais simples para a

representação de adsorção foi a primeira isoterma desenvolvida teoricamente. A isoterma de

Langmuir foi desenvolvida assumindo que:

• As moléculas são adsorvidas sobre a superfície de um sólido com um número

finito de sítios acessíveis;

• Todos os sítios possuem a mesma energia adsortiva;

• A adsorção é reversível;

• Cada sítio pode adsorver apenas uma molécula;

• Não há interação entre as moléculas adsorvidas e os sítios vizinhos

correspondentes (BRANDÃO, 2006).

A partir destas considerações a isoterma de Langmuir é definida como mostrada na

equação a seguir:

�� = �� !.#.$%&'(#.$%& (2.4)

onde Ceq representa a concentração no equilíbrio, qeq a quantidade adsorvida no equilíbrio por

unidade de massa do adsorvente e os parâmetros K e qmax compreendem as forças de interação

adsorvente-adsorvato e a capacidade máxima de adsorção, respectivamente. Estes parâmetros

refletem convenientemente a natureza do material adsorvente e podem ser usados para

comparar o desempenho da biossorção.

19

2.6.2. Isoterma de Freundlich

A isoterma de Freundlich é um modelo originalmente introduzido como uma

correlação empírica de dados experimentais. A equação de Freundlich considera o sólido

constituído por dois ou mais tipos distintos de sítios ativos (sólido heterogêneo), ao passo que

a aplicação é baseada em uma distribuição exponencial para caracterizar sítios com diferentes

energias adsortivas.

É possível analisar através da Equação (2.5) que a capacidade de adsorção não possui

um limite, já que, a quantidade de adsorção tende ao infinito quando a concentração da

solução aumenta (ZUIM, 2010).

�� = )*��'/� (2.5)

sendo Ceq a concentração no equilíbrio, qeq é a quantidade adsorvida no equilíbrio por unidade

de massa adsorvente, KF está relacionado com a capacidade de adsorção e 1/n indica a

intensidade de adsorção. A adsorção é favorável quando 1 < n < 10 (NAMASIVAYAN e

colaboradores (2001) citados por BRANDÃO (2006)).

2.6.3. Isoterma de Langmuir-Freundlich para líquidos

O modelo de Langmuir-Freundlich considera o sólido heterogêneo adotando que

cada isoterma local, de cada sítio, é do tipo Langmuir. A isoterma de adsorção para este tipo

de sistema é apresentada na forma da Equação (2.6):

�� = �� !,#$%&-.'(,#$%&-.

(2.6)

onde os parâmetros qmax e K são os mesmos apresentados pela equação de Langmuir e o

parâmetro c além de representar a heterogeneidade do sólido o mesmo equivale ao parâmetro

20

1/n do modelo de Freundlich. No caso do parâmetro c=1, a equação recai sobre a isoterma de

Langmuir em sólidos homogêneos (BRANDÃO, 2006).

2.6.4. Isoterma de Jovanovic-Freundlich

Utiliza-se a isoterma de Jovanovic-Freundlich para adsorção de gases puros em

superfícies heterogêneas. A isoterma global é dada por:

Ɵ�� = 1 − �2��3�4 (2.7)

sendo υ o parâmetro relativo à heterogeneidade do sólido, Ɵ corresponde a fração de

cobertura, P a pressão e a um parâmetro da equação (QUIÑONES; GUIOCHON, 1996,

citados por BRANDÃO, 2006).

2.6.5. Isoterma de Langmuir com Dois Sítios (DSL)

Esta equação foi formulada da resultante de duas condições: a isoterma de adsorção

local é dada pela equação de Langmuir e que a distribuição de energia do sólido é discreta, ou

seja, constituída de dois sítios.

5 = 6�7�#73'(#73 + 6�9�#93

'(#93 (2.8)

Na Equação (2.8) m e K indicam a capacidade de saturação e a constante de Henry,

respectivamente, e os índices 1 e 2 indicam o tipo de sitio a que se referem. Portanto, a

equação (DSL) possui quatro parâmetros a serem determinados. A equação foi correlacionada

a partir de dados experimentais de adsorção de nitrogênio, oxigênio puros e de seus binários

em zeólita 5A a 23 e 45°C (SIRCAR, 1996, MATHIAS e colaboradores, 1996, citados por

BRANDÃO, 2006).

21

2.6.6. Isoterma de Múltiplos Espaços (MSAM)

A idéia principal utilizada para o desenvolvimento do modelo de Múltiplos Espaços

(MSAM) consiste no fato da existência de regiões do sólido desde a sua superfície até o

centro do mesmo, onde as interações entre o sólido e o adsorvato se modificam conforme a

localização do sítio ativo (GUSEV e colaboradores, 1996, citados por BRANDÃO, 2006).

De acordo com os autores são necessários apenas duas regiões para conseguir uma

boa correlação com os dados experimentais. Assim, a quantidade total adsorvida em um

sólido é a resultante da soma das quantidades adsorvidas em cada uma das regiões (I e II).

Para tanto a isoterma global para a adsorção de substância puras é descrita da

seguinte forma:

::; = Ɵ<=> + �1 − >�Ɵ<<? (2.9)

na qual, > = :@;:; ≡ parâmetro que reflete a estrutura do sólido e:

Ɵ< = #@3'(#@3 (2.10)

conseqüentemente:

Ɵ<< = #@@3'(#@@3 (2.11)

Desta forma, pode-se verificar que, assim como, a isoterma DSL a equação de

MSAM apresenta quatro parâmetros para se determinar. Entretanto, a principal diferença

entre as duas isotermas é no caso DSL onde a adsorção nos sítios do tipo 1 e 2 serem

independentes, ao passo que na isoterma MSAM existe uma dependência entre elas, uma vez

que, o espaço I (próxima à superfície) é considerado um “pseudo-absorvente” onde as

moléculas do espaço II (afastada da superfície) se adsorvem.

22

2.7. Cinética da Adsorção

O estudo da cinética de adsorção é bastante importante, pois revela a influência do

tempo de contato entre adsorvato e adsorvente sobre a quantidade adsorvida pela biomassa.

Através da cinética da adsorção se detalha as resistências provenientes da transferência de

massa na partícula do adsorvente. Estas resistências são caracterizadas por: resistência da

difusão das moléculas do seio da fase fluida para a região interfacial (difusão externa),

resistência da difusão das moléculas na superfície (difusão superficial) e a resistência da

difusão das moléculas no interior dos poros (difusão interna). Para tanto, a transferência de

massa é um parâmetro essencial no estudo de adsorção visto que ela controla o período de

tempo de um processo de adsorção em leito fixo (DABROWSKI, 2001, citado por ZUIM,

2010).

Segundo LAGERGREN (1898) citado por BRANDÃO (2006) a equação para a taxa

de adsorção de ordem um (1), é escrita:

q = qB C1 − 102EFG×I9,JKJ L (2.12)

onde qe e q são as quantidades de soluto adsorvidas por unidade de peso do adsorvente no

equilíbrio e no tempo t, respectivamente; e Kad a constante da taxa de adsorção.

Outra forma de modelagem da curva cinética é através da equação de Michaeles-

Menten adaptadas para sistemas adsortivos, que é representada por:

� = �� !�#(� (2.13)

sendo, qmax o valor de saturação do adsorvato por unidade de massa de adsorvente, e a relação

qmax/t corresponde à taxa inicial de adsorção, determinada no limite de t→0. Os valores de

qmax e K podem ser obtidos por ajustes matemáticos.

SWAMINATHAN e colaboradores (2005) citados por BRANDÃO, 2006, estudaram

a remoção de Pb(II) de solução aquosa utilizando bioadsorventes tais como o bagaço de cana.

Para este estudo os autores modelaram a cinética da adsorção segundo a equação da taxa de

Lagergren. Realizando a linearização, os autores, obtiveram os gráficos de log(qeq – q) em

função de t (Figura 2.6), pelo qual comprovaram a validade da expressão de primeira ordem,

23

pois os pontos estão bem ajustados a uma reta. Na Tabela 2.4 são mostradas as constantes da

taxa nas concentrações iniciais de 100 e 200 mg dm-3, utilizando o bagaço de cana para

adsorção de Pb (II).

Tabelas 2.4 – Constantes da taxa calculada a partir da equação de Lagergren para adsorção de PB (II) em bagaço de cana (SWAMINATHAN e colaboradores, 2005, citados por BRANDÃO, 2006).

Concentração Pb(II) Coeficiente de Correlação Equação Kad

100 mg dm-3 0,9989 y = -0,0385x + 0,6088 0,0887

200 mg dm-3 0,9828 y = -0,0393x + 0,07713 0,0905

Figura 2.6 – Gráfico de Lagergren para adsorção de Pb (II). (x) Bagaço: Concentração Pb (II) = 100 mg dm-3; (+) Bagaço: Concentração Pb (II) = 200 mg dm-3; (♦) Resíduo da indústria de polpa: Concentração Pb (II) = 100 mg dm-3; (◊) Resíduo da indústria de polpa: Concentração Pb (II) = 200 mg dm-3; (■) Pó de serragem: Concentração Pb (II) = 100 mg dm-3; (□) Pó de

serragem: Concentração Pb (II) = 200 mg dm-3. Para uma velocidade de agitação = 100 RPM, pH=5, quantidade de adsorvente = 2 g dm-3 (SWAMINATHAN e colaboradores, 2005,

citados por BRANDÃO, 2006).

24

3. MATERIAIS E MÉTODOS

Neste capítulo são apresentados os procedimentos que foram empregados para

aferição dos dados experimentais. Os ensaios experimentais foram realizados nos laboratórios

da Faculdade de Engenharia Química da Universidade Federal de Uberlândia.

3.1. Caracterização do Adsorvente

3.1.1. Etapas de Pré-Tratamento

Lavagem

O bagaço de cana, de origem da usina da Companhia Nacional de Açúcar e Álcool

(CNAA), foi lavado com água abundante, e ao final o mesmo foi submetido à pressão de

vapor de 3 atm. Este procedimento foi realizado com a finalidade de remover possíveis

contaminantes que poderiam causar interferências nos resultados experimentais. Dentre os

materiais indesejáveis podemos citar: pedaços de palha, areia, madeira ou vestígios de

sacarose que ainda não foram removidas de todo o bagaço.

Secagem em Estufa

Após a lavagem, o bagaço foi seco em estufa a 60°C, por aproximadamente 40 horas.

Moagem

Para aumentar a superfície de contato, moeu-se o bagaço em um liquidificador

industrial até a redução do tamanho da partícula.

Análise Granulométrica

A análise granulométrica é uma fase de caracterização, cujo principal objetivo desse

método é a determinação da distribuição de tamanhos de uma amostra de partículas. Neste

projeto, foi utilizado a série de TYLER para a realização desta análise.

Com as peneiras da série de Tyler (com aberturas de 2,00 mm e 1,41 mm,

respectivamente) dispostas em uma forma de pilha, a amostra a ser analisada foi colocada na

peneira superior e em seguida levada a um equipamento gerador de vibração. Terminado o

25

processo de vibração, as quantidades de massas de cada uma das peneiras foram pesadas e

dispostas em sacos plásticos para posterior utilização.

Para o bagaço que não atingiu uma granulometria inferior a 2 mm, realizou-se o

procedimento novamente desde a moagem.

3.2. Levantamento das Curvas Cinéticas

Para simular a cinética da adsorção de um efluente contaminado, foi disperso diesel

em água para depois serem submetidos a reator agitado à temperatura ambiente. Em béqueres

de 600 mL foram colocadas quantidades fixas de água, 200 mL, 5 g de bagaço de cana,

juntamente com quantidades variáveis de contaminante e, então, submetidos à agitação.

Após tempos variáveis de agitação, entre 10 e 60 minutos, as amostras eram

conduzidas a uma filtração a vácuo em filtro de Buchner número dois.

O filtrado, por ter se apresentado em duas fases, foi submetido a uma decantação e

por diferença direta de volume em proveta se pôde verificar a quantidade adsorvida pelo

bagaço de cana.

Os experimentos foram realizados com as proporções de diesel/biomassa e

diesel/água mostrados na Tabela 3.1:

Tabela 3.1 – Proporção de contaminante/biomassa e contaminante/água utilizada no levantamento da cinética da adsorção.

Volume de diesel [ml]

Quantidade de adsorvente [g]

Proporção diesel/adsorvente

P [ml/g]

Proporção diesel/água

[ml/ml]

Concentração de diesel no efluente

[%] 10 5,0 2,0 0,04 3,85 20 5,0 4,0 0,1 9,09 30 5,0 6,0 0,15 13,04 40 5,0 8,0 0,2 16,67 50 5,0 10,0 0,25 20,0 60 5,0 12,0 0,3 23,08

Por fim, os resultados foram condicionados a um ajuste utilizando os modelos de

Michaeles-Menten adaptado para sistemas adsortivos e de Lagergren.

26

3.3. Levantamento das Isotermas de Adsorção

Para obtenção das isotermas de equilíbrio do diesel no bagaço de cana, foram

realizados experimentos em um reator batelada, também em condições ambientes. Em

béqueres de 600 ml, foram colocadas quantidades fixas de 200 ml de água, 5 g de bagaço de

cana de açúcar (com diâmetro inferior a 2 mm), juntamente com quantidades variáveis de

diesel.

Feito isso, foram submetidos a uma agitação e após intervalos de 10 e 60 min.

(tempo de equilíbrio encontrado a partir da curva cinética), as amostras foram conduzidas a

uma filtração a vácuo. O filtrado foi submetido a uma decantação e por diferença direta de

volume em proveta se pôde verificar a quantidade de contaminante presente no filtrado.

Posteriormente, estes dados foram empregados nos modelos das isotermas de

Langmuir, de Freundlich e de Langmuir-Freundlich uma vez que estes são os modelos mais

citados na literatura para descrever os processos de adsorção em fase líquida, em especial a

bioadsorção. Mas, devido à limitação impostas nestes modelos para representação dos dados

experimentais, pode-se, também, utilizar outros modelos que descrevem melhor o

comportamento das isotermas observadas. Dentre as escolhidas, embora ainda não tenham

sido testadas para a adsorção líquida, estão:

• Isoterma de Jovanovic-Freundlich (JF);

• Isoterma de Langmuir com Dois Sítios (DSL) e

• Isoterma de Múltiplo Espaços (MSAM – “Multispace Adsorption Model”).

A seguir temos um detalhamento de cada uma destas isotermas.

3.3.1. Isoterma de Jovanovic-Freundlich (JF) para Líquidos

O modelo de Jovanovic-Freundlich é utilizado para adsorção de gases puros em

superfícies heterogêneas. Entretanto, se estendermos as considerações do modelo e

substituirmos a variável independente P (no caso de gases) pela variável Ceq a isoterma pode

ser escrita, para adsorção em fase líquida, da seguinte forma:

�� = �6�M N1 − �2,#.$%&-.O (3.1)

27

com qeq sendo a quantidade adsorvida por unidade de massa de adsorvente, qmax o parâmetro

relativo a saturação do sólido, K a constante de Henry e c um parâmetro relativo à

heterogeneidade do sólido.

3.3.2. Isoterma de Langmuir com Dois Sítios (DSL) para Líquidos

Já neste modelo quando substituímos, na isoterma de adsorção global DSL para

gases, a variável independente P (pressão) pela concentração do soluto na fase líquida Ceq, se

tem uma equação aplicada à adsorção de líquidos. A equação pode ser escrita na forma:

�� = �'6�M . #7.$%&'(#7.$%& + �P6�M .

#9.$%&'(#9.$%& (3.2)

sendo q1max e q2max a capacidade máxima de adsorção dos sítios do tipo 1 e 2 respectivamente;

K1 e K2 a constante de Henry, que expressa a força de interação entre o soluto e o sítio do tipo

1 e 2, respectivamente.

3.3.3. Isoterma de Múltiplos Espaços (MSAM) para Líquidos

A descrição do modelo de MSAM é semelhante com a do modelo DSL, entretanto,

no caso DSL, a adsorção nos sítios do tipo 1 e 2 são consideradas independentes, enquanto

que no modelo MSAM existe uma dependência entre elas.

Estendendo as considerações e substituindo a variável independente P (no caso de

gases) pela variável Ceq a isoterma pode ser escrita, para adsorção em fase líquida, na seguinte

forma:

�� = �6�M . #7.$%&'(#7.$%& . C

�7� !�� !

+ N1 − �7� !�� !

O . #9.$%&'(#9.$%&L (3.3)

Assim como a isoterma DSL, a isoterma de Múltiplos Espaços apresenta quatro

parâmetros a serem determinados q1max, q2max, K1 e K2.

4. RESULTADOS E DISCUSSÕES

28

4.1. Cinética da adsorção

Conforme os procedimentos indicados no item 3 desta monografia, foram

realizados experimentos em tempos e quantidades de contaminantes variáveis de acordo

com o que está apresentado na Tabela 3.1. Os resultados obtidos são expressos na forma

de alguns parâmetros que são calculados de acordo com as seguintes equações:

Q�� = QR�RSR�T − QUR��T (4.1)

�� = N V WXVYZY.Y [O × 100 (4.2)

� = V WX6 (4.3)

na qual, Vads é o volume de contaminante adsorvido [ml], Pads é a porcentagem adsorvida [%],

q a capacidade de adsorção no tempo t [ml/g], Vinicial e Vfinal são as quantidades inicial e final

[ml], respectivamente e m é a massa em [g] de adsorvente utilizado.

Diante disso, foram construídas as Tabelas 4.1, 4.2, 4.3, 4.4, 4.5 e 4.6 com os

parâmetros para as seguintes proporções P=2,0 ml/g, P=4,0 ml/g, P=6,0 ml/g, P=8,0 ml/g,

P=10,0 ml/g e P=12,0 ml/g, respectivamente. Sendo que foram utilizados 5 g de bagaço de

cana.

Tabela 4.1 – Resultados cinéticos obtidos para 10 ml de diesel. T [min.] Vfinal [ml] Vads [ml] q [ml/g] Pads [%]

5 1,0 9,0 1,8 90 10 0,5 9,5 1,9 95 20 0,5 9,5 1,9 95 30 0,5 9,5 1,9 95


5 4,5 15,5 3,1 77,5 10 4,0 16,0 3,2 80,0 20 4,0 16,0 3,2 80,0 30 4,0 16,0 3,2 80,0

29


10 20,0 10,0 2,0 33,3 20 18,0 12,0 2,4 40,0 30 17,0 13,0 2,6 43,3 60 15,0 15,0 3,0 50,0 75 15,0 15,0 3,0 50,0 90 15,0 15,0 3,0 50,0


10 22,0 18,0 3,6 45,0 20 21,0 19,0 3,8 47,5 30 20,0 20,0 4,0 50,0 45 20,0 20,0 4,0 50,0 60 20,0 20,0 4,0 50,0 75 20,0 20,0 4,0 50,0


20 33,8 16,2 3,2 32,4 30 28,8 21,2 4,2 42,4 40 26,0 24,0 4,8 48,0 50 24,3 25,7 5,1 51,4 60 24,0 26,0 5,2 52,0 70 24,0 26,0 5,2 52,0


10 44,0 16,0 3,2 26,7 20 44,0 16,0 3,2 26,7 30 42,0 18,0 3,6 30,0 45 40,0 20,0 4,0 33,3 60 40,0 20,0 4,0 33,3

A partir dos resultados obtidos foi possível construir as curvas que representam a

cinética de adsorção de diesel pelo bagaço de cana de açúcar. A curva ilustrada na Figura 4.1

mostra a influência do tempo sobre a quantidade de diesel adsorvido.

30

Figura 4.1 – Influência do tempo sobre a quantidade de diesel adsorvido.

Pode-se observar que a cinética é levemente afetada pela proporção inicial de

diesel/bagaço. Para 10 ml de diesel, observa-se que, em média, 95% do contaminante é

adsorvido em um tempo de 10 min. levando, portanto, ao equilíbrio. Verifica-se, também,

que com o aumento da proporção diesel/bagaço a porcentagem adsorvida diminui, no entanto,

de acordo com uma constatação secundária, o aumento de contaminante no efluente promove

maior redução do volume inicial nos primeiro 10 min..

Assim, os resultados mostram que a cinética de adsorção de diesel em bagaço de

cana para as proporções de 2,0 ml/g e 4,0 ml/g são muito rápidas, sendo em torno de 10 min.

E para as proporções de 6,0 ml/g, 8,0 ml/g, 10,0 ml/g e 12,0 ml/g o equilíbrio foi atingido nos

primeiros 15 min., 30 min., 60 min. e 45 min., respectivamente.

4.1.1. Ajuste dos resultados pelos modelos de Lagergren e de Michaeles-Menten

Os resultados foram submetidos a um ajuste não linear de acordo com as Equações

(2.12) e (2.13), onde os modelos de Lagergren e de Michaeles-Menten foram adaptados para

sistemas adsortivos para se obter uma predição da cinética de adsorção. Feito isso, os

parâmetros encontrados foram submetidos à Tabela 4.7 a seguir:

0

10

20

30

40

50

60

70

0 20 40 60 80 100

Vo

lum

e f

ina

l [m

l]

T [min.]

Influência do Tempo para a Adsorção

10 ml de diesel

20 ml de diesel

30 ml de diesel

40 ml de diesel

50 ml de diesel

60 ml de diesel

31

Tabela 4.7 – Valores dos parâmetros cinéticos, utilizando o software STATISTICA para o cálculo dos mesmos.

Modelo Volume de diesel [ml] qe [ml/g] Kad R2 Lagergren 10 1,9017 0,5866 0,9999

Volume de diesel [ml] qmax [ml/g] K [min.] R2 Michaeles-Menten 10 1,9354 0,3412 0,9998

Volume de diesel [ml] qe [ml/g] Kad R2 Lagergren 20 3,2010 0,6916 0,9999










A seguir são ilustradas as curvas da cinética de adsorção, e para comparar foram

utilizados, além dos modelos de Lagergren e de Michaeles-Menten, os dados experimentais.

A Figura 4.2 indica que tanto o modelo de Lagergren, quanto o modelo de

Michaeles-Menten são adequados para a correlação dos resultados, uma vez que, além das

curvas estarem sobrepostas o coeficiente de confiança, para ambos modelos, é superior a

98%.

32

Figura 4.2 – Cinética da adsorção de diesel em bagaço de cana, pelos dados experimentais e ajuste pelos modelos de Lagergren e Michaeles-Menten.

Novamente, se pode observar através da Figura 4.3 que os modelos são

representativos, já que, possuem coeficiente de confiança superior a 98%.


Observa-se, também, através da Figura 4.4, que o modelo de Lagergren adaptado

para sistemas adsortivos e o modelo de Michaeles-Menten são adequados para representar a

cinética de adsorção de diesel em bagaço de cana, pois apresentam coeficiente de confiança

superior a 98%.

0

0,5

1

1,5

2

2,5

0 10 20 30 40

Ca

pa

cid

ad

e a

dso

rtiv

a [

ml/

g]

T [min.]

Cinética da Adsorção (10ml de diesel)

Cinética da Adsorção

por Lagergren


por Michaeles-Menten


pelos Dados

Experimentais

0

0,5

1

1,5

2

2,5

3

3,5

4

0 10 20 30 40

Ca

pa

cid

ad

e a

dso

rtiv

a [

ml/

g]

T [min.]



por Lagergren




pelos Dados

Experimentais

33


Já as Figuras 4.5 e 4.6 indicam que, tanto o modelo de Lagergren, quanto o modelo

de Michaeles-Menten são adequados para a correlação dos resultados, uma vez que, além das

curvas estarem sobre postas o coeficiente de confiança, para ambos modelos, é superior a

98% nas duas proporções indicadas.

As Figuras 4.5 e 4.6 estão apresentadas a seguir:


0

0,5

1

1,5

2

2,5

3

3,5

0 20 40 60 80 100

Ca

pa

cid

ad

e A

dso

rtiv

a [

ml/

g]

T [min.]



por Lagergren




pelos Dados

Experimentais

0

0,5

1

1,5

2

2,5

3

3,5

4

4,5

0 20 40 60 80

Ca

pa

cid

ad

e A

dso

rtiv

a [

ml/

g]

T [min.]



por Lagergren




pelos Dados

Experimentais

34


Finalmente, a Figura 4.7, que se apresenta logo a seguir, ilustra as curvas cinéticas

obtidas a partir dos dados experimentais e pelos modelos de Lagergren e Michaeles-Menten

que, também, são adequados para correlação dos resultados, pois apresentam coeficientes de

confiança superior a 98%.


Os erros encontrados para o valor da quantidade de soluto adsorvido, pelo modelo de

Lagergren e pelo modelo de Michaeles-Menten são mostrados nas Tabelas 4.8 e 4.9,

0

1

2

3

4

5

6

0 20 40 60 80

Ca

pa

cid

ad

e a

dso

rtiv

a [

ml/

g]

T [min.]



por Lagergren




pelos Dados

Experimentais

0

0,5

1

1,5

2

2,5

3

3,5

4

4,5

0 20 40 60 80

Ca

pa

cid

ad

e A

dso

rtiv

a [

ml/

g]

T [min.]



por Lagergren

Cinética da Adsorçao



pelos Dados

Experimentais

35

respectivamente. Pode-se verificar através destas tabelas, que para uma quantidade de 20 ml

de diesel o erro é pequeno, justificando a representabilidade dos modelos.

Tabela 4.7 – Erro provindo do modelo de Lagergren. Proporção de diesel [ml] Erro [%]

10 0,098 20 0,051 30 4,44 40 1,16 50 2,32 60 6,87

Tabela 4.8 – Erro provindo do modelo de Michaeles-Menten. Proporção de diesel [ml] Erro [%]

10 0,75 20 0,44 30 1,70 40 0,76 50 3,54 60 4,74

Em geral, podemos assumir que os modelos são representativos para todas

proporções utilizadas nos experimentos, assim como, os resultados obtidos para o valor da

quantidade de soluto adsorvido apresentam erros com baixo valor, sendo alguns casos

chegando a valores quase nulos.

4.2. Isotermas de Adsorção

Com o intuito de construir a isoterma de adsorção de diesel em bagaço de cana de

açúcar, foram realizados experimentos em que os dados são apresentados na Tabela 4.9 e na

Tabela 4.10 mostra os resultados obtidos na determinação de volume de diesel no filtrado

após os experimentos de adsorção.

36

Tabela 4.9 – Proporções de diesel/bagaço utilizado no levantamento das isotermas. Proporção de

diesel/bagaço

P[ml/g]

Volume inicial

de diesel Vinicial

[ml]

Proporção inicial de

diesel/água [ml/ml]

Concentração inicial de

diesel no efluente [%]

2,0 10 0,04 3,85 4,0 20 0,1 9,09 6,0 30 0,15 13,04 8,0 40 0,2 16,67

10,0 50 0,25 20,0 12,0 60 0,3 23,08

Tabela 4.10 – Quantidade de diesel presente no efluente no equilíbrio, e parâmetros calculado a partir dos dados experimentais.

Vinicial

[ml]

Volume final de

diesel Vfinal [ml]

Concentração final de

diesel no efluente Ceq

[ml/ml]

Capacidade de

adsorção no tempo t

[ml/g]

10 0,5 0,002 1,9

20 4,0 0,020 3,2

30 15,0 0,070 3,0

40 20,0 0,091 4,0

50 24,0 0,107 5,2

60 40,0 0,167 4,0

Já a Figura 4.8, a seguir, representa a isoterma de adsorção, construída a partir dos

dados experimentais, pela qual a quantidade adsorvida por unidade de massa [ml/g] está em

função da concentração final de diesel na solução em equilíbrio [ml/ml].

37

Figura 4.8 – Capacidade adsortiva em função da concentração final de diesel no equilíbrio, que representa a isoterma de adsorção de diesel em bagaço de cana a temperatura ambiente.

A isoterma obtida possui um comportamento semelhante à adsorção física com

forças de interação adsorvente-adsorvato fracas, observada em sólidos com ampla distribuição

de poros. Isto pode ser verificado pela comparação com a classificação de GILES e

colaboradores, onde, de acordo com a Figura 2.4 no item 2, esta isoterma é do tipo S-mx, que

representa a adsorção em multicamadas. Ainda em análise da classificação, por esta verifica-

se que a magnitude das forças de interação adsorvente-adsorvato são fracas neste tipo de

isoterma. O ponto de inflexão na isoterma, de acordo com os estudos de GILES e

colaboradores (1960), citados por BRANDÃO (2006), corresponde á adsorção em

monocamada. A partir deste ponto a adsorção prossegue em multicamadas, porém em

menores forças de interação.

Para efeitos de comparação com a isoterma obtida nos estudos de SILVA,

PEREIRA, FERREIRA E ROMANIELO (2007), em análise da Figura 2.4 e da Figura 4.10

pode-se notar que inicialmente as curvas são bastante semelhantes o que confirma a idéia de

que proporções pequenas do contaminante podem ser removidos a altas porcentagens

independentes ao tratamento do bioadsorvente. Entretanto, verifica-se para altos valores de

diesel, em solução aquosa, que as curvas não se sobrepõem, justificando o fato da diferença

de aberturas dos poros devido a um pré-tratamento ou mesmo a necessidade de retirar mais

dados para confirmação dos pontos.

0

1

2

3

4

5

6

0 0,05 0,1 0,15 0,2

Ca

pca

cid

ad

e A

dso

rtiv

a [

ml/

g]

Concentração final de Diesel [ml/ml]

38

4.2.1. Correlação dos Resultados Experimentais

Na correlação dos resultados, foram utilizados três diferentes modelos de isotermas

de adsorção: isoterma de Langmuir, isoterma de Freundlich e a isoterma de Langmuir-

Freundlich.

A Tabela 4.11, representa os dados para que se possa se comparar o desempenho dos

modelos em questão. Foi apresentado nesta tabela o desvio médio relativo (DMR) [%], de

acordo com a Equação (4.4):

\]^ =∑ `&Y. [a&Y%`

&Y%ZYb7

� (4.4)

pela qual, �RS�T é a quantidade adsorvida calculada no tempo t e �R� é a quantidade adsorvida

no equilíbrio medida experimentalmente.

Tabela 4.11 – Apresentação dos desempenhos dos modelos de isotermas de adsorção de diesel em bagaço de cana de açúcar, em solução aquosa.

Modelos Coeficiente de correlação, R DMR [%]

Langmuir 0,9231 13,05

Freundlich 0,9372 11,56

Langmuir-Freundlich 0,9377 10,54

Pela correlação dos dados da adsorção de diesel em bagaço de cana, observa-se que o

modelo de Langmuir foi o que apresentou o melhor desempenho em comparação entre os 3

modelos. Entretanto, os modelos de Freundlich e Langmuir-Freundlich apresentaram

desempenho semelhantes. Dentre os três modelos, observando os desvios médios relativos,

houve uma leve queda do desempenho do modelo de Langmuir para os modelos de

Freundlich e Langmuir-Freundlich.

4.2.2. Isoterma de Langmuir

De acordo com a Equação (2.4), construiu-se a Tabela 4.12 que mostra os parâmetros

estimados para a isoterma de Langmuir.

39

Tabela 4.12 – Parâmetros estimados para a isoterma de Langmuir.

Sistema Parâmetros

qmax [ml/g] K [ml/ml]

Coeficiente de

Correlação R DMR [%]

Diesel/água 4,1003 356,6266 0,9231 13,05

A Figura 4.9 apresenta os resultados da correlação dos dados experimentais da

isoterma de adsorção de diesel em água, utilizando o bagaço de cana. Pode-se observar que

em baixas concentrações de contaminante o modelo de Langmuir consegue representar com

um fator de segurança alto os resultados experimentais, porém, para concentrações superiores

a 0,02 ml de diesel/ ml de solução, os desvios são grandes. Isto já era esperado, uma vez que o

modelo de Langmuir destaca que as moléculas são adsorvidas somente na superfície de um

solido com um numero finito de sítios acessíveis, o qual não se aplica bem a sistemas nos

quais os adsorventes apresentam ampla distribuição de poros.

Figura 4.9 – Capacidade adsortiva em função da concentração final de diesel no equilíbrio, isotermas construídas a partir de valores experimentais e pelo resultado da correlação dos

dados pela isoterma de Langmuir.

4.2.3. Isoterma de Freundlich


estimados para a isoterma de Freundlich.

0

1

2

3

4

5

6

0 0,05 0,1 0,15 0,2

Ca

pa

cid

ad

e A

dso

rtiv

a [

ml/

g]


Isoterma de Langmuir

Isoterma Experimental

40

Tabela 4.13 – Parâmetros estimados para a isoterma de Freudlich.

Sistema Parâmetros

KF [-] 1/n [-]

Coeficiente de

Correlação R DMR [%]

Diesel/água 6,1810 0,1834 0,9372 11,56

Observa-se na Figura 4.10 que a isoterma de Freundlich não apresentou um melhor

desempenho quando comparada com a isoterma de Langmuir. Entretanto, a sua eficiência

pode ser explicado ao passo que o modelo de Freundlich considera o sólido heterogêneo. No

entanto, o modelo somente se ajusta aos dados experimentais para baixas concentrações de

diesel.

Figura 4.10 – Capacidade adsortiva em função da concentração final de diesel no equilíbrio, isotermas construídas a partir de valores experimentais e pelo resultado da

correlação dos dados pela isoterma de Freundlich.

4.2.4. Isoterma de Langmuir-Freundlich


estimados para a isoterma de Langmuir-Freundlich.

Tabela 4.14 – Parâmetros estimados para a isoterma de Langmuir-Freudlich.

Sistema Parâmetros

Coeficiente de Correlação R DMR [%] qmax [ml/g] K [ml/ml] c [-]

Diesel/água 9,03231 4,9077 0,2845 0,9377 10,54

0

1

2

3

4

5

6

0 0,05 0,1 0,15 0,2

Ca

pa

cid

ad

e A

dso

rtiv

a [

ml/

g]


Isoterma de Freundlich


41

A Figura 4.11 apresenta o resultado obtido na correlação dos dados experimentais

utilizando a isoterma de Langmuir-Freundlich. O modelo de isoterma de Langmuir-

Freundlich não é superior ao modelo de Langmuir, mas equivalente ao desempenho

apresentado pelo modelo individual de Freundlich. Esta equivalência revelou que o acréscimo

de um parâmetro não influenciou no desempenho, da adsorção de diesel, na correlação dos

dados experimentais a partir do modelo.

Outra informação importante sobre este modelo, é que este desempenho já era

esperado uma vez que há presença de adsorção em multicamadas.

Figura 4.11 – Capacidade adsortiva em função da concentração final de diesel no equilíbrio, isotermas construídas a partir de valores experimentais e pelo resultado da correlação dos

dados pela isoterma de Langmuir-Freundlich.

5. CONCLUSÕES

Pôde-se concluir através dos resultados obtidos que:

• A cinética de adsorção de diesel em bagaço de cana à temperatura ambiente é

muito rápida;

0

1

2

3

4

5

6

0 0,05 0,1 0,15 0,2

Ca

pa

cid

ad

e A

dso

rtiv

a [

ml/

g]


Isoterma de Langmuir-

Freundlich


42

• Em geral, os modelos cinéticos de Lagergren e de Michaeles-Menten, para os

dados aferidos, são adequados para a correlação dos resultados com

coeficiente de confiança superior a 98%;

• De acordo com a classificação de GILES e colaboradores, citados por

BRANDÃO (2006), a isoterma de adsorção de diesel em bagaço de cana é do

tipo S-mx, que possui um comportamento semelhante ao da adsorção física e,

conseqüentemente, representa a adsorção em multicamadas;

• Para a correlação dos dados da adsorção de diesel em bagaço de cana, os

modelos de Langmuir, de Freundlich e de Langmuir-Freundlich obtiveram

desempenhos equivalentes, entretanto, se pôde verificar que o acréscimo de

um parâmetro na isoterma de Langmuir-Freundlich não influenciou no

desempenho;

• É viável o resultado obtido através da correlação dos dados utilizando os

modelos, pois na região de baixa concentração de soluto é a que mais se

aproxima de um efluente industrial;

• O bagaço de cana, após um pré-tratamento, é capaz de adsorver até 95% de

diesel contido em solução contendo aproximadamente 4% destes

contaminantes; e até 52% de diesel contidos em solução aquosa com apenas

20% do contaminante;

• Então, numa avaliação geral sobre a adsorção de diesel, além dos modelos

utilizados para caracterizar a cinética química e a isoterma de adsorção que

foram representativos, pode-se concluir que o bagaço de cana apresenta

grande potencial.

6. SUGESTÕES

• O estudo comparativo da adsorção de diesel em bagaço de cana “in natura” e

pré-tratado;

• O estudo da adsorção de outros componentes orgânicos utilizando o bagaço

de cana de açúcar como material bioadsorvente.

43

7. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS

[1] ANEEL: Agência Nacional de Energia Elétrica. http://www.aneel.gov.br/arquivos/PDF/atlas_par2_cap4.pdf, 2008.

[2] B.H. Hameed, A.A. Rahman. Removal of phenol from aqueous solutions by

adsorption onto activated carbon prepared from biomass material, Journal of Hazardous Materials 160 (2008) 576–581.

[3] BRANDÃO, Poliana. Removal of petroleum hydrocarbons from aqueous solution

using sugarcane bagasse as adsorbent. Journal of Hazardous Materials, Uberlandia, 24 dez. 2009, p. 1106 – 1112.

[4] BRANDÃO, P. C. Avaliação do uso do Bagaço de Cana como Adsorvente

para a Remoção de Contaminantes, Derivados do Petróleo, de Efluentes. Uberlândia, Universidade Federal de Uberlândia – UFU, Tese de Mestrado, 2006.

[5] CANAL BIOENERGIA:

http://www.canalbioenergia.com.br/files/revista/wvxogjovskqrdjltugripkpsmhygiu.pdf, 2009.

[6] CAVALCANTE JR, C. L.; SILVA, N. M.; SOUZA-AGUIAR, E. F.;

SOBRINHO, E. V. Difusion of parafins in dealumineted Y mesoporous molecular sieve, Adsorption, 2003 n. 9 p. 205-212.

[7] CONAB: Companhia Nacional de Abastecimento.

http://www.conab.gov.br/conabweb/download/safra/3cana_09.pdf, 2009. [8] CURBELO, F. D. S. Estudo da Remoção de Óleo em Águas Produzidas na

Indústria de Petróleo, por Adsorção em Coluna Utilizando a Vermiculita Expandida e Hidrofobizada. Natal, Universidade Federal do Rio Grande do Norte – UFRN, Tese de Mestrado, 2002.

[9] DABROWSKI, A. Adsorption – from Theory to Practice. In ZUIM, D. R.

Estudo da Adsorção de Componentes do Aroma de Café (Benzaldeído e Ácido Acético) Perdidos Durante o Processo de Produção do Café Solúvel. Curitiba, Universidade Federal do Paraná – UFPR, Tese de Mestrado, 2010.

[10] D.C. Sharma, C.F. Forste., A preliminary examination into the adsorption of

hexavalent chromium using low-cost adsorbents, Bioresource Technology 47 (3) (1994) 257–264.

44

[11] D.R. Mulinari, M.L.C.P. da Silva. Adsorption of sulphate ions by modification of sugarcane bagasse cellulose, Carbohydrate Polymers 74 (2008) 617– 620.

[12] D. Kalderis, D. Koutoulakis, P. Paraskeva, E. Diamadopoulos, E. Otal, J.O. del

Valle, C. Fernández-Pereira. Adsorption of polluting substances on activated carbons, Chemical Engineering Journal 144 (2008) 42–50.

[13] Engenho Novo: http://www.engenovo.com.br/pt/artigostecnicos/taoind.pdf,

2010. [14] GILES, C. H.; et al. Chem. Soc. 3973, 1960. In BRANDÃO, Poliana.

Avaliação do uso do Bagaço de Cana como Adsorvente para a Remoção de Contaminantes, Derivados do Petróleo, de Efluentes. Uberlândia, Universidade Federal de Uberlândia – UFU, Tese de Mestrado, 2006

[15] GOLIN, D. M. Remoção de Chumbo de meios Líquidos Através de

Adsorção Utilizando Carvão Ativado de Origem Vegetal e Resíduos Vegetais. Curitiba, Universidade Federal do Paraná – UFPR, Tese de Mestrado, 2007.

[16] GUELFI, L. R. Estudo de Adsorção para Purificação e Separação de

Misturas na Indústria Petrolífera. Curitiba, Universidade Federal do Paraná – UFPR, 2007.

[17] IE/UFRJ: Instituto de Economia da Universidade Federal do Rio de Janeiro.

http://www.ie.ufrj.br/infosucro/boletim/BoletimInfoSucroN0003.pdf, 2009. [18] K. Swaminathan, R. Ayyappan, A. Carmalin Sophia, S. Sandhya. Removal of

Pb(II) from aqueous solution using carbon derived from agricultural wastes, Process Biochemistry 40 (2005) 1293–1299.

[19] L.H. Wartelle, W.E. Marshall. Chromate ion adsorption by agricultural

byproducts modified with dimethyloldihydroxyethylene urea and choline chloride, Water Research 39 (2005) 2869–2876.

[20] L.V.A. Gurgel, R.P. Freitas, L.F. Gil. Adsorption of Cu(II), Cd(II), and Pb(II)

from aqueous single metal solutions by sugarcane bagasse and mercerized sugarcane bagasse chemically modified with succinic anhydride, Carbohydrate Polymers 74 (2008) 922–929.

[21] N.K. Amin. Removal of reactive dye from aqueous solutions by adsorption

onto activated carbons prepared from sugarcane bagasse pith, Desalination 223 (2008) 152–161.

45

[22] NAMASIVAYAN, C.; KUMAR, M. D.; SELVI, K.; BEGUM, R. A.; VANATHI, T.; YAMUNA, R. T. ‘Waste’ Coir Pith – a Potential Biomass for the Treatment of Dyeing Wasterwaters. In BRANDÃO, Poliana. Avaliação do uso do Bagaço de Cana como Adsorvente para a Remoção de Contaminantes, Derivados do Petróleo, de Efluentes. Uberlândia, Universidade Federal de Uberlândia – UFU, Tese de Mestrado, 2006.

[23] MARIANO, Jaqueline Barboza. Impactos Ambientais do Refino do Petróleo.

Disponível em http://www.ppe.ufrj.br/ppe/production/tesis/jbmariano.pdf, 2001.

[24] O. Karnitz Jr., L.V.A. Gurgel, L.F. Gil. Adsorption of Ca(II), Mg(II), and

Pb(II) from aqueous single metal solutions by mercerized cellulose and mercerized sugarcane bagasse chemically modified with EDTA dianhydride (EDTAD), Carbohydrate Polymers 79 (2009) 184–191.

[25] O. Karnitz Jr., L.V.A. Gurgel, J.C.P. Melo, V.R. Botaro, T.M.S. Melo, R.P.F.

Gil, L.F. Gil. Adsorption of heavy metal ion from aqueous single metal solution by chemically modified sugarcane bagasse, Bioresource Technology 28 (2007) 1291–1297.

[26] OLIVEIRA, V. M. F.; RESENDE, M. M.; ROMANIELO, L. L. Avaliação do

Uso do Bagaço de Cana na Adsorção de Proteína do Soro de Leite. 8° Congresso Brasileiro de Engenharia Química, 2010.

[27] QUIÑONES, I.; GUIOCHON, G. Derivation and Application of Jovanovic-

Freundlich Isotherm Model for Single Component Adsorption on Heterogeneous Surfaces. In BRANDÃO, Poliana. Avaliação do uso do Bagaço de Cana como Adsorvente para a Remoção de Contaminantes, Derivados do Petróleo, de Efluentes. Uberlândia, Universidade Federal de Uberlândia – UFU, Tese de Mestrado, 2006.

[28] SIRCAR, S. Role of Adsorbent Heterogeneity on Mixed Gas Adsorption. In

BRANDÃO, Poliana. Avaliação do uso do Bagaço de Cana como Adsorvente para a Remoção de Contaminantes, Derivados do Petróleo, de Efluentes. Uberlândia, Universidade Federal de Uberlândia – UFU, Tese de Mestrado, 2006.

[29] GUSEV, V.; O’BRIEN, J. A.; JENSEN, C. R. C.; SEATON, N. A. Theory for

Multicomponent Adsorption Equilibrium: Multispace Adsorption Mode. . In BRANDÃO, Poliana. Avaliação do uso do Bagaço de Cana como Adsorvente para a Remoção de Contaminantes, Derivados do Petróleo, de Efluentes. Uberlândia, Universidade Federal de Uberlândia – UFU, Tese de Mestrado, 2006.

[30] RUTHVEN, D. M. Principles of Adsorption & Adsorption Process. In

BRANDÃO, Poliana. Avaliação do uso do Bagaço de Cana como Adsorvente para a Remoção de Contaminantes, Derivados do Petróleo, de Efluentes. Uberlândia, Universidade Federal de Uberlândia – UFU, Tese de Mestrado, 2006.

46

[31] SANTOS, E. G.; ALSINA, O. L. S.; SILVA, F. L. H. Estudo da Capacidade

de Adsorção de Biomassas para Contaminantes Orgânicos, (2003a). In BRANDÃO, Poliana. Avaliação do uso do Bagaço de Cana como Adsorvente para a Remoção de Contaminantes, Derivados do Petróleo, de Efluentes. Uberlândia, Universidade Federal de Uberlândia – UFU, Tese de Mestrado, 2006.

[32] SANTOS, E. G.; ALSINA, O. L. S.; SILVA, F. L. H. Cinética de Adsorção de

Poluentes Orgânicos por Bioadsorventes, (2003b). In BRANDÃO, Poliana. Avaliação do uso do Bagaço de Cana como Adsorvente para a Remoção de Contaminantes, Derivados do Petróleo, de Efluentes. Uberlândia, Universidade Federal de Uberlândia – UFU, Tese de Mestrado, 2006.

[33] SANTOS, E. G.; ALSINA, O. L. S.; SILVA, F. L. H. Estudo da Adsorção de

Contaminantes Orgânicos Provenientes da Água de Extração do Petróleo, Utilizando Biomassas como Adsorvente, (2003c). In BRANDÃO, Poliana. Avaliação do uso do Bagaço de Cana como Adsorvente para a Remoção de Contaminantes, Derivados do Petróleo, de Efluentes. Uberlândia, Universidade Federal de Uberlândia – UFU, Tese de Mestrado, 2006.

[34] SILVA, F. L.; PEREIRA, M. G. V. M.; FERREIRA, C. A.; ROMANIEL0, L.L.

Isotermas de Adsorção de Derivados de Petróleo em Bagaço de Cana. In VII Congresso Brasileiro de Engenharia Química em Iniciação Científica. São Carlos – SP, 2007.

[35] SWAMINATAN, K.; AYYAPPAN, R.; CARMALIN SOPHIA, A.;

SANDHYA, S. Removal of Pb(II) from Aqueous Solution Using Carbon Derived from Agricultural Wastes. In BRANDÃO, Poliana. Avaliação do uso do Bagaço de Cana como Adsorvente para a Remoção de Contaminantes, Derivados do Petróleo, de Efluentes. Uberlândia, Universidade Federal de Uberlândia – UFU, Tese de Mestrado, 2006.

[36] TAVARES, C. R. G.; VEIT, M. T.;COSSICH, E. S.; GOMES-DA-COSTA, S.

M.; GONZALES, A. M. Isotermas de Adsorção de Cobre (II) sobre Biomassa Fúngica Morta. In BRANDÃO, Poliana. Avaliação do uso do Bagaço de Cana como Adsorvente para a Remoção de Contaminantes, Derivados do Petróleo, de Efluentes. Uberlândia, Universidade Federal de Uberlândia – UFU, Tese de Mestrado, 2006.

[37] U. Garg, M.P. Kaur, G.K. Jawa, D. Suda, V.K. Garg. Removal of cadmium(II)

from aqueous solutions by adsorption on agricultural waste biomass, Journal of Hazardous Materials 154 (2008) 1149–1157.

[38] U.K. Garg, M.P. Kaur, V.K. Garg, D. Sud. Removal of Nickel(II) from

aqueous solution by adsorption on agricultural waste biomass using a response surface methodological approach, Bioresource Technology 99 (2008) 1325–1331.

47

[39] U.K. Garg, M.P. Kaur, V.K. Garg, D. Sud. Removal of hexavalent chromium

from aqueous solution by agricultural waste biomass, Journal of Hazardous Materials 140 (2007) 60–68.

[40] ULSON DE SOUZA, A. A.; SCHWANKE, R. O.; MALISKA, C. R. Medidas

de Difusividade em Fase Líquida de Hidrocarbonetos Aromáticos em Zeólitas do Tipo Y. In BRANDÃO, Poliana. Avaliação do uso do Bagaço de Cana como Adsorvente para a Remoção de Contaminantes, Derivados do Petróleo, de Efluentes. Uberlândia, Universidade Federal de Uberlândia – UFU, Tese de Mestrado, 2006.

[41] V.K. Gupta, I. Ali. Removal of DDD and DDE from wastewater using

bagasse fly ash, a sugar industry waste, Water Research 35 (2001) 33–40. [42] ZUIM, D. R. Estudo da Adsorção de Componentes do Aroma de Café

(Benzaldeído e Ácido Acético) Perdidos Durante o Processo de Produção do Café Solúvel. Curitiba, Universidade Federal do Paraná – UFPR, Tese de Mestrado, 2010.

73219664 estudo teorico experimental da adsorcao de diesel em bagaco de cana de acucar como material...

Documents