gracy karla da rocha cortes - ri.ufs.br · drª. eunice fragoso da silva vieira sÃo cristovÃo...
TRANSCRIPT
UNIVERSIDADE FEDERAL DE SERGIPE
PRÓ-REITORIA DE PÓS – GRADUAÇÃO E PESQUISA
NÚCLEO DE PÓS-GRADUAÇÃO EM CIÊNCIA E ENGENHARIA DE
MATERIAIS – P2CEM
GRACY KARLA DA ROCHA CORTES
SÍNTESE E CARACTERIZAÇÃO DE HÍBRIDOS À BASE DE
ALGINATO DE SÓDIO E ESCAMAS DE PEIXE PARA USO NA
REMOÇÃO DE ESPÉCIES POLUENTES
São Cristóvão – SE
2010
i
GRACY KARLA DA ROCHA CORTES
SÍNTESE E CARACTERIZAÇÃO DE HÍBRIDOS À BASE DE ALGINATO
DE SÓDIO E ESCAMAS DE PEIXE PARA USO NA REMOÇÃO DE
ESPÉCIES POLUENTES
Dissertação de mestrado apresentada ao
Núcleo de Pós-Graduação em Ciência e
Engenharia de Materiais da Universidade
Federal de Sergipe como um dos pré-requisitos
para obtenção do Título de Mestre em Ciência
e Engenharia de Materiais.
ORIENTADOR (A): Profª. Drª. Eunice Fragoso da Silva Vieira
SÃO CRISTOVÃO
2010
FICHA CATALOGRÁFICA ELABORADA PELA BIBLIOTECA CENTRAL UNIVERSIDADE FEDERAL DE SERGIPE
C828s
Cortes, Gracy Karla da Rocha Síntese e caracterização de híbridos à base de alginato de sódio e escamas de peixe para uso na remoção de espécies poluentes / Gracy Karla da Rocha Cortes. – São Cristóvão, 2010.
87f. : il.
Dissertação (Mestrado em Ciência e Engenharia de Materiais) - Universidade Federal de Sergipe, Pró-Reitoria de Pós-Graduação e Pesquisa, Programa de Pós-Graduação em Ciência e Engenharia de Materiais, 2010.
Orientador: Profª. Drª. Eunice Fragoso da Silva Vieira
1. Alginato de Sódio. 2. Escama de peixe. 3. Ecomateriais. 4. Adsorção. I. Título.
CDU 502.175
ii
iii
Aos meus queridos Pais
(José Carlos e Izabel) que
sempre se dedicaram de corpo e
alma na formação e educação dos seus filhos.
iv
AGRADECIMENTOS
Eis mais uma etapa da minha vida vencida! Foram dias, meses, anos de plena dedicação. Tantos obstáculos que se impuseram na minha frente, mas persisti, lutei, não desanimei e venci! Venci com o apoio de todos aqueles que me amam e hoje agradeço:
Ao principal autor dessa vitória, Deus. Agradeço-te, Senhor, pela imensa força que me deste para superar todos os obstáculos encontrados e pela esperança que fizestes surgir a cada manhã.
Aos meus pais, por tudo que fizeram, fazem e farão por mim, pelo imenso amor e carinho proporcionados em todos os momentos. Eu tenho a certeza que Deus não poderia ter me dado maior presente do que tê-los como meus pais. Amo vocês! A minha orientadora, Eunice, por ter aceitado me orientar. Agradeço pela oportunidade, compreensão, paciência e pela extrema dedicação e competência nas orientações. Aprendi muito, e fui muito feliz por ter te escolhido como orientadora. Sou eternamente grata! Aos familiares em especial aos meus irmãos, Jackson e Carlos Alberto, minha cunhada Márcia e meus sobrinhos Isabela e Carlos Neto, que tornaram a minha jornada mais feliz, mesmo em meio a tantas dificuldades. Agradeço pelo amor, carinho, pelo constante apoio, e principalmente, porque estão sempre torcendo pelo meu sucesso em todos os aspectos da minha vida. A minha “orientadora mirin”, Cintia, que desde a graduação me incentivou, sempre estando pronta para ajudar. Com você aprendi e aprendo muito. Amiga obrigada! A todos os meus colegas do mestrado, em especial a Angélica, Liliane, Makcydra, Michella e Viviana, minhas companheiras e amigas inesquecíveis, que mesmo sem saber me deram força para chegar ao final, compartilhado os momentos mais difíceis e as horas mais curtas, cujas lembranças estarão sempre em minha memória. Aos meus amigos do LSAM, Karine, Renata, Cecilia, Andrea, Thalita, Genelane, Eduardo, Marcos e Marcelo pelo companheirismo, apoio e pelos momentos de descontração que me proporcionaram. Obrigada, e quero dizer a amizade e o apoio de vocês foram importantíssimos para a conclusão desse trabalho. Aos professores, Ledjane, Nivan, wilton, Luís Eduardo, Glória, Rosana, que contribuíram imensamente compartilhando os seus conhecimentos. Aos professores, Reinaldo, Euler e Cláudio Airoldi, pelas sugestões importantíssimas para a conclusão desse trabalho.
v
Ao instituto de Química (UNICAMP) pelas caracterizações realizadas. A CAPES pelo apoio financeiro.
Enfim, a todos que sempre estiveram presente nesta caminhada e contribuíram para que este momento o qual nunca vou esquecer acontecesse na minha vida. Todas as palavras do mundo nunca serão suficientes para expressar a minha gratidão
OBRIGADA !
vi
"A mente que se abre a uma nova
idéia jamais volta ao seu tamanho original"
(Albert Einstein)
vii
RESUMO
Buscando desenvolver materiais ambientalmente adequados, foram utilizadas escamas do peixe Piau e Alginato de Sódio como materiais precursores para preparação de novos ecomateriais que foram utilizados na remoção do herbicida Paraquat e de íons Co(II) e Cu(II). O material híbrido obtido da reação entre o polissacarídeo e as escamas foi designado como ALG/ESC, sendo o híbrido ALG/ESC-CaCl2 obtido a partir da reticulação do ALG/ESC com Cloreto de Cálcio. Os materiais foram caracterizados por FTIR, TG, MEV, DRX e determinação do ponto de carga zero (PCZ). No espectro de FTIR do ALG/ESC deslocamentos de picos para regiões de maiores comprimentos de onda indicaram a existência da interação química entre íons Ca(II) da hidroxiapatita, presentes na escama de peixe, e os grupos carboxilato do Alginato de Sódio. No espectro do ALG/ESC-CaCl2 foram observadas bandas consideravelmente mais estreitas, devido à ligação cruzada com os íons Ca(II) e pela tensão do grupo carboxilato que aumenta para acomodar a estrutura de coordenação em torno do Ca(II). O material ALG/ESC-CaCl2, quando comparado com o ALG/ESC, apresentou-se mais estável termicamente, indicando a formação da estrutura “caixa de ovos”. As micrografias evidenciaram a presença de cristais de hidroxiapatita na superfície das esferas de ALG/ESC, e uma superfície homogênea nas esferas ALG/ESC-CaCl2. Foram observadas mudanças nos padrões de difração de raios X, quando comparados aos dos precursores (escamas puras, ESC, e Alginato puro, ALG) que ocorreram devido à incorporação da hidroxiapatita na estrutura do Alginato. A partir dos valores do PCZ dos materiais sugeriu-se que, de um modo geral, as interações ocorrem através de atrações eletrostáticas entre grupos superficiais carregados negativamente e o Paraquat catiônico, ou íons Co(II) e Cu(II) livres que se encontram presentes na solução ou ainda entre espécies de cobalto e cobre na sua forma aniônica e os grupos superficiais que apresentavam-se carregados positivamente na faixa de pH investigada. Através de experimentos de adsorção realizados usando a técnica de batelada com amostras de soluções do herbicida Paraquat e de sais de cobre e cobalto, determinou-se a quantidade de espécie adsorvida por grama de adsorvente, Nf. Os valores de Nf indicaram que o híbrido ALG/ESC-CaCl2 apresentou maior afinidade pelo herbicida e pelos íons Co(II) e Co(II). As taxas de adsorção foram investigadas através dos modelos de pseudo-primeira-ordem, pseudo-segunda-ordem e de difusão intrapartícula. Verificou-se que os dados obtidos não se ajustaram aos modelos cinéticos de pseudo-primeira-ordem e pseudo-segunda-ordem, com exceção dos dados referentes à interação entre os íons Cu(II) e as esferas ALG/ESC-CaCl2. O modelo de difusão intrapartícula ofereceu uma boa correlação. Os dados obtidos através deste modelo sugeriram que os processos de interação são controlados não apenas por difusão intrapartícula, mas também outros processos ocorrem concomitantemente.
Palavras chaves: Escama de peixe, Alginato de Sódio, Ecomateriais, Adsorção, Paraquat, Metais.
viii
ABSTRACT
With the purpose to develop environmentally appropriate materials, scales of the Piau fish and sodium alginate were used as precursor materials for the preparation of new ecomaterials which were used in the removal of the herbicide Paraquat and ions Co(II) and Cu(II). The hybrid material obtained from the reaction between the polysaccharide and scales was designated as ALG/ESC, and the hybrid ALG/ESC-CaCl2 was obtained from the crosslinking of the ALG/ESC with calcium chloride. The materials were characterized by FTIR, TG, SEM, XRD and determination of the point of zero charge (PZC). Changes in the peak observed in the FTIR spectrum of the ALG/ESC confirmed the existence of chemical interactions between Ca(II) of the hydroxyapatite present in fish scales, and the carboxylate groups of the sodium alginate. In the spectrum of ALG/ESC-CaCl2, bands were observed to be considerably narrower, due to crosslinking with the Ca(II) ions and tension of the carboxylate group that increases to accommodate the coordination structure around the Ca(II). It was observed an increase in sample thermal stability of the ALG/ESC-CaCl2 when compared to ALG/ESC, indicating the formation of the "egg box" structure. The SEM micrographs exhibited the presence of hydroxyapatite crystals on the surface of the ALG/ESC, and a homogeneous surface on the ALG/ESC-CaCl2 beads. Comparison between the X-ray diffraction profiles of the precursors (pure scales, ESC, and pure alginate, ALG) and those of the ALG/ESC and ALG/ESC-CaCl2 indicated that changes occurred due to incorporation of the hydroxyapatite structure in the alginate. From the PZC values of the materials, it was suggested that, in a general way, the interactions were controlled by electrostatic attractions between negatively charged surface groups and the cationic paraquat, or free Co(II) and Cu(II) ions, that are present in the solution, or between species of cobalt and copper in their anionic form and the surface groups that presented themselves as positively charged in the investigated pH range. From adsorption experiments carried out using the technique of batch with samples of solutions of the herbicide Paraquat and salts of copper and cobalt, the amount of adsorbed species per gram of adsorbent, Nf was determined. The values of Nf showed the highest affinity of the hybrid ALG/ESC-CaCl2 for the herbicide and the Co(II) and Co(II) ions. The adsorption rates were evaluated using the pseudo-first-order, pseudo-second-order and intraparticle diffusion models. It was found that the data did present a good fit to the traditional intraparticle diffusion model. The data obtained from this model suggested that processes, other than simple intraparticle diffusion, may be occurring simultaneously.
Key-words: Fish scales, Sodium alginate, Ecomaterials, Adsorption, Paraquat, Metals.
ix
LISTA DE FIGURAS
FIGURA 01 - Estrutura da Hidroxipatita ao longo do eixo c ...................................... 08
FIGURA 02 - Visão da estrutura da hidroxiapatita, mostrando os canais hexagonais
(O - preto, Ca - cinza e OH- cinza claro, PO4 – mostrados como tetraedros) ........... 09
FIGURA 03 - Estrutura do Acido Algínico. Ácido α-L-gulurônico (G) e Ácido β -D
manurônico (M). ........................................................................................................ 10
FIGURA 04 - Estrutura do Alginato de Sódio ............................................................ 11
FIGURA 05 - Esferas dos materiais híbridos ALG/ESC (a) e ALG/ESC-CaCl2 (b). .. 24
FIGURA 06 - Esferas de Aginato de Sódio, ALG (a) e escamas do peixe Piau após
tratamento com NaOH, ESC (b). ............................................................................... 25
FIGURA 07- Esferas de Alginato em processo de degradação ................................ 26
FIGURA 08 - Microscopia Eletrônica de Varredura (MEV) de esferas ALG/ESC ...... 27
FIGURA 09 - Microscopia Eletrônica de Varredura (MEV) de esferas ALG/ESC-
CaCl2 27
FIGURA 10 - Espectros de absorção na região do infravermelho dos materiais ALG,
ESC, ESC/ALG e ESC/ALG-CaCl2 ........................................................................... 29
FIGURA 11 - Padrão de DRX das esferas ALG, ESC, ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2 31
FIGURA 12 - Curvas de TG e DTG dos materiais ALG, ESC, ALG/ESC e ALG/ESC-
CaCl2 . 33
x
FIGURA 13 - Esquema mostrando a interação dos bloco G na presença de íons
Ca(II), de acordo com o modelo “caixa de ovo”. Os círculos pretos representam os
átomos de oxigênio envolvidos na coordenação do cátion ....................................... 36
FIGURA 14 - Gráfico representando a determinação do PCZ dos materiais ALG,
ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2. .................................................................................... 38
FIGURA 15 - Curva de calibração utilizada para determinação da concentração do
Paraquat .................................................................................................................... 39
FIGURA 16 - Curva de calibração utilizada para determinação da concentração dos
íons Cu(II) e Co(II) ..................................................................................................... 40
FIGURA 17 - Valores de quantidade de Paraquat adsorvido, Nf , em função do tempo
de contato, referentes à interação do Paraquat com os materiais ALG, ESC,
ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2. .................................................................................... 42
FIGURA 18 - Estrutura química do herbicida Paraquat ............................................. 42
FIGURA 19 - Valores de quantidade dos íons Cu(II) adsorvido, Nf , em função do
tempo de contato, referentes à interação dos íons Cu(II) com os materiais ALG,
ESC, ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2 ........................................................................... 44
FIGURA 20 - Valores de quantidade dos íons Co(II) adsorvido, Nf , em função do
tempo de contato, referentes à interação dos íons Co(II) com os materiais ALG,
ESC, ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2 ........................................................................... 45
FIGURA 21 - Percentual de remoção dos metais pelos materiais ALG, ESC,
ALG/ESC, ALG/ESC-CaCl2 ....................................................................................... 46
FIGURA 22 - Dados referentes aos modelos cinéticos de Lagergren de pseudo-
primeira-ordem dos processos de interação do Paraquat com ALG/ESC e ALG/ESC-
CaCl2 49
xi
FIGURA 23 - Dados referentes aos modelos cinéticos de Ho e Mckay de pseudo
segunda-ordem dos processos de interação do Paraquart com ALG/ESC e
ALG/ESC-CaCl2 ........................................................................................................ 49
FIGURA 24 - Confrontação dos dados experimentais das quantidades de Paraquat
adsorvidas, (Nf(t) exp), e teóricos (Nf(t) teor), em função do tempo, para o processo de
adsorção do Paraquat nos materiais ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em relação ao
modelo de Lagergren de pseudo-primeira-ordem na faixa de tempo linearizada...... 51
FIGURA 25 - Confrontação dos dados experimentais das quantidades de Paraquat
adsorvidas, (Nf(t) exp), e teóricos (Nf(t) teor), em função do tempo, para o processo de
adsorção do Paraquat nos materiais ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em relação ao
modelo de pseudo-segunda-ordem de Ho e Mckay na faixa de tempo linearizada. . 52
FIGURA 26 - Dados referentes aos modelos cinéticos de Lagergren de pseudo-
primeira-ordem dos processos de interação íons Cu(II) com ALG/ESC e ALG/ESC-
CaCl2 ......................................................................................................................... 53
FIGURA 27 - Dados referentes aos modelos cinéticos de Ho e Mckay de pseudo-
segunda-ordem dos processos de interação dos íons Cu(II) com ALG/ESC e
ALG/ESC-CaCl2. ........................................................................................................ 53
FIGURA 28 - Dados referentes aos modelos cinéticos de Lagergren de pseudo
primeira-ordem dos processos de interação íons Co(II) com ALG/ESC e ALG/ESC-
CaCl2 54
FIGURA 29 - Dados referentes aos modelos cinéticos de Ho e Mckay de pseudo
segunda-ordem dos processos de interação dos íons Co(II) com ALG/ESC e
ALG/ESC-CaCl2 ........................................................................................................ 54
FIGURA 30 - Confrontação dos dados experimentais das quantidades de Cu(II)
adsorvidas, (Nf(t) exp), e teóricos (Nf(t) teor), em função do tempo, para o processo de
adsorção do Cu(II) nos materiais ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em relação ao
modelo de Lagergren de pseudo-primeira-ordem na faixa de tempo linearizada...... 56
xii
FIGURA 31 - Confrontação dos dados experimentais das quantidades de Cu(II)
adsorvidas, (Nf(t) exp), e teóricos (Nf(t) teor), em função do tempo, para o processo de
adsorção do Cu(II) nos materiais ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em relação ao
modelo de pseudo-segunda-ordem de Ho e Mckay na faixa de tempo linearizada .. 57
FIGURA 32 - Confrontação dos dados experimentais das quantidades de Co(II)
adsorvidas, (Nf(t) exp), e teóricos (Nf(t) teor), em função do tempo, para o processo de
adsorção do Co(II) nos materiais ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em relação ao
modelo de Lagergren de pseudo-primeira-ordem na faixa de tempo linearizada...... 57
FIGURA 33 - Confrontação dos dados experimentais das quantidades de Co(II)
adsorvidas, (Nf(t) exp), e teóricos (Nf(t) teor), em função do tempo, para o processo de
adsorção do Co(II) nos materiais ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em relação ao
modelo de pseudo-segunda-ordem de Ho e Mckay na faixa de tempo linearizada .. 58
FIGURA 34 - Difusão intrapartícula para o processo de interação entre o Paraquat e
as esferas ALG/ESC ................................................................................................. 60
FIGURA 35 - Difusão intrapartícula para o processo de interação entre o Paraquat e
as esferas ALG/ESC-CaCl2 ....................................................................................... 61
FIGURA 36 - Dados experimentais (Nf(t) exp) e teóricos (Nf(t) teor) referentes à
adsorção do Paraquat nos materiais, ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em relação ao
modelo de difusão ..................................................................................................... 63
FIGURA 37 - Difusão intrapartícula para o processo de interação entre os íons Cu(II)
e o material ALG/ESC ............................................................................................... 65
FIGURA 38 - Difusão intrapartícula para o processo de interação entre os íons Cu(II)
e o material ALG/ESC-CaCl2. .................................................................................... 66
FIGURA 39 - Difusão intrapartícula para o processo de interação entre os íons Co(II)
e o material ALG/ESC ............................................................................................... 67
xiii
FIGURA 40 - Difusão intrapartícula para o processo de interação entre os íons Co(II)
e o material ALG/ESC-CaCl2. .................................................................................... 68
FIGURA 41 - Dados experimentais (Nf(t) exp) e teóricos (Nf(t) teor) referentes à adsorção
dos íons Cu(II) nos materiais ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em relação ao modelo de
difusão ....................................................................................................................... 69
FIGURA 42 - Dados experimentais (Nf(t) exp) e teóricos (Nf(t) teor) referentes à adsorção
do íons Co(II) nos materiais ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em relação ao modelo de
difusão 70
xiv
LISTA DE TABELAS
TABELA 01 - Temperaturas máximas de degradação dos materiais ALG, ESC,
ALG/ESC, ALG/ESC-CaCl2 ...................................................................................... 35
TABELA 02 - Valores de pH das soluções do Paraquat nos tempos de contato inicial
final ........................................................................................................................... 41
TABELA 03 - Valores de pH das soluções dos metais Cu(II) e Co(II) nos tempos de
contato inicial e final ................................................................................................. 43
TABELA 04 - Parâmetros cinéticos referentes aos processos de interação do
Paraquat com as esferas ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2 segundo os modelos de
pseudo-primeira-ordem de Lagergren e pseudo-segunda-ordem de Ho e Mckay na
faixa de tempo linearizada ........................................................................................ 50
TABELA 05 - Parâmetros cinéticos referentes aos processos de interação do Cu(II)
com as esferas ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2 segundo os modelos de pseudo-
primeira-ordem de Lagergren e pseudo-segunda-ordem de Ho e Mckay na faixa de
tempo linearizada ...................................................................................................... 55
TABELA 06 - Parâmetros cinéticos referentes aos processos de interação do Co (II)
com as esferas ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2 segundo os modelos de pseudo-
primeira-ordem de Lagergren e pseudo-segunda-ordem de Ho e Mckay na faixa de
tempo linearizada ...................................................................................................... 55
TABELA 07 - Parâmetros cinéticos para as interações Paraquat com os materiais,
segundo o modelo de difusão intrapartícula .............................................................. 62
TABELA 08 - Valores comparativos dos dados experimentais (exp) e calculados
(teo) da interação do Paraquat com as esferas ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em
relação ao modelo de difusão intrapartícula .............................................................. 64
xv
TABELA 09 - Parâmetros cinéticos para as interações dos íons Cu (II) com os
materiais, segundo o modelo de difusão intrapartícula ............................................ 66
TABELA 10 - Parâmetros cinéticos para as interações dos íons Co (II) com os
materiais, segundo o modelo de difusão intrapartícula ............................................. 68
TABELA 11 - Valores comparativos dos dados experimentais (exp) e calculados
(teo) da interação dos íons Cu (II) com as esferas ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em
relação ao modelo de difusão intrapartícula .............................................................. 71
TABELA 12 - Valores comparativos dos dados experimentais (exp) e calculados
(teo) da interação dos íons Co(II) com as esferas ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em
relação ao modelo de difusão intrapartícula. ............................................................ 72
xvi
LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS
Ceq - concentrações de equilíbrio.
Ci - Concentração inicial do corante.
ESC - Escamas do peixe Piau.
ALG - Esferas de Alginato de Sódio.
ALG/ESC - Material híbrido Alginato de Sódio e escama de peixe.
ALG/ESC-CaCl2 - Material híbrido Alginato de Sódio e escama de peixe reticulado
com Cloreto de Cálcio.
MEV - Microscopia Eletrônica de Varredura.
FTIR - Espectroscopia de Infravermelho com transformada de Fourier.
DRX - Difração de Raios X.
TG - Termogravimetria.
DTG - Termogravimetria diferencial.
PCZ - Ponto de Carga Zero.
pH - Potencial Hidrogeniônico
k1 - Constante cinética de pseudo-primeira-ordem.
k2 - Constante cinética de pseudo-segunda-ordem.
Nf (eq) - Quantidade de corante adsorvido no equilíbrio.
Nf (t) - Quantidade de corante adsorvido em relação ao tempo de contato.
Nf (t,teor) - Quantidade teórica de corante adsorvido.
I - constante relacionada à resistência a difusão da espécie adsorvida
ki - constante cinética de difusão intrapartícula.
Å - Angstrom.
oC - Graus Celsius.
kV - Quilovolt.
mA - MiliAmpére.
xvii
SUMÁRIO
1 Introdução ............................................................................................................... 1
1.1 A Química Verde e o avanço dos ecomateriais ......................................... 3
1.2 Escamas de peixe como material adsorvente ........................................... 6
1.2.1 Características das escamas de peixe ............................................... 6
1.3 Algumas considerações sobre o Ácido Algínico ...................................... 9
1.4 Adsorção de Herbicidas e Metais ............................................................. 13
2 Objetivos ............................................................................................................... 18
3 Parte Experimental ............................................................................................... 19
3.1 Materiais e reagentes .................................................................................. 19
3.2 Processamento das escamas ................................................................... 19
3.3 Preparação dos materiais .......................................................................... 19
3.3.1 Preparação das esferas de Alginato de Sódio – AGL .................... 19
3.3.2 Preparação do material híbrido Alginato/escama - ALG/ESC ....... 20
3.3.3 Reticulação das esferas ALG/ESC com Cloreto de Cálcio ............ 20
3.4 Caracterização dos materiais .................................................................. 20
3.4.1 Análises de Microscopia Eletrônica de Varredura ......................... 20
3.4.2 Espectroscopia de Absorção na Região do Infravermelho ........... 21
3.4.3 Difração de Raios X ........................................................................... 21
3.4.4 Termogravimetria ............................................................................. 21
3.4.5 Determinação do Ponto de Carga Zero ........................................... 22
3.5 Estudos Cinéticos .................................................................................... 22
4 Resultados e Discussão ...................................................................................... 24
4.1 Preparação das esferas ALG, ALG/ESC E ALG/ESC-CACl2 ................. 24
xviii
4.2 Caracterização dos materiais ...................................................................... 26
4.2.1 Microscopia Eletrônica de Varredura ................................................ 26
4.2.2 Espectroscopia de Absorção na Região do Infravermelho ............. 28
4.2.3 Difração de Raios X ............................................................................. 30
4.2.4 Termogravimetria ............................................................................... 33
4.2.5 Determinação do Ponto de Carga Zero ............................................. 36
4.3 Estudos cinéticos ......................................................................................... 38
4.3.1 Aplicação do modelos cinéticos ........................................................ 47
4.3.1.1 Modelos de Pseudo-primeira-ordem de Lagergren e Pseudo-
segunda- ordem de Ho e Mckay ............................................................................. 47
4.3.1.2 Modelo de difusão intrapartícula ................................................ 58
5 Conclusões ........................................................................................................... 73
Referências Bibliográficas .................................................................. 75
Apêndice A - Dados referentes aos processos de interação do Paraquat, íons Cu(II)
e Co(II) com as esferas ALG, ESC, ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2. ........................... 86
Apêndice B - Valores comparativos dos dados experimentais (Nf(t) exp) e teóricos
(Nf(t) teor) da interação do Paraquat, íons Cu(II) e Co(II) com as esferas ALG, ESC,
ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2 em relação ao modelo de pseudo-primeira –ordem e
pseudo-segunda-ordem ............................................................................................ 87
1
1 Introdução
A presença de poluentes em ambientes aquáticos tornou-se comum e suas
conseqüências vêm se intensificando cada vez mais graves. A contaminação do
fluxo de água é uma questão de preocupação em todo o mundo, devido aos sérios
danos causados à saúde humana, à fauna e à flora. O principal gerador deste
problema é o grande número de efluentes tóxicos, produzido por vários processos
químicos, como despejos de resíduos domésticos, industriais e agrícolas [1-3].
Durante o último século a utilização intensiva de agrotóxicos, com finalidade
de melhorar a produtividade agrícola, teve papel fundamental na contaminação
ambiental, já que a sua utilização está associada à acidificação dos solos, à
contaminação de aqüíferos e reservatórios de água e à geração de gases
associados ao efeito estufa [4, 5]. A Lei Federal nº 7802/89 trata o termo agrotóxicos
e correlatos como “produtos e agentes de processos físicos, químicos ou biológicos,
destinados ao uso nos setores de produção, no armazenamento e beneficiamento
de produtos agrícolas, nas pastagens, na proteção de florestas, nativas ou
plantadas, e de outros ecossistemas e de ambientes urbanos, hídricos e industriais,
cuja finalidade seja alterar a composição da flora ou da fauna, a fim de preservá-las
da ação danosa de seres vivos considerados nocivos” [6].
Na agricultura, agrotóxicos refere-se a herbicidas, inseticidas, fungicidas,
acaricidas ou nematicidas, dependendo do organismo que controla. No Brasil,
aproximadamente 50% dos agrotóxicos mais comercializados são os herbicidas
seguidos pelos inseticidas, fungicidas e acaricidas [5]. Os herbicidas têm como
organismos alvo, as plantas. Estes são aplicados em grandes quantidades, em
áreas extensas e, geralmente, possuem grande persistência no meio ambiente. São
consideradas como maiores rotas de dispersão dos herbicidas, para sistemas
aquáticos, o escoamento superficial “runoff” e drenagem. Contudo, outras formas de
contaminação como, lavagem de máquinas utilizadas na aplicação, manuseio
impróprio e descarga de restos de formulações em rios e lagos e ainda a
contaminação por meio de efluentes industriais são freqüentes. A presença destes
pode gerar problemas à qualidade das águas, tanto superficiais, como subterrâneas,
causando sérios danos à saúde humana e à diversidade biológica, pois muitas
2
vezes são tóxicos, podendo ser cancerígenos, mutagênicos e mimetizadores de
hormônios [7-9].
Desde a década de 70, o Brasil destaca-se como um dos maiores
consumidores de herbicida. Em 2005 passou a ocupar o oitavo lugar como
consumidor de pesticida no mundo, consumindo 3,2 kg de agrotóxicos por hectares
de área cultivada [5, 7]. Dentre eles, o dicloreto de 1,1'-dimetil-4,4'-bipiridinio,
comercializado como Paraquat, Gramoxone, Weedol ou Panthclear, pertencente à
classe dos herbicidas “Bipyridylium” ou “Dipirilas”, destaca-se como um dos
pesticidas mais difundidos como contaminante do meio ambiente [8, 10].
Assim como os agrotóxicos, outras substâncias potencialmente tóxicas, como
os metais, também afetam todas as formas de vida. No século XX, a mobilização
destes contaminantes para a biosfera já havia alcançado valores bastante elevados
[11]. Geralmente, os metais são bioacumulativos e estão cada vez mais presentes
em seres aquáticos, em função de atividades antrópicas. Alguns metais como Sódio,
Potássio, Cálcio, Ferro, Níquel, Cobalto, Cobre e Zinco em pequenas quantidades,
são essenciais para a vida, no entanto, em grandes quantidades podem trazer sérios
danos à saúde. Outros metais como o Mercúrio, Cádmio, Cromo e Chumbo não são
essenciais e têm efeitos tóxicos sobre o organismo.
O cobre e o cobalto estão entre os metais pesados mais difundidos como
contaminantes do meio ambiente, por sua ampla utilização, principalmente nas
indústrias elétricas, de galvanoplastia, de fertilizantes, em atividades de mineração,
fundição e refino de metais, além de estarem presentes na composição de
pigmentos, fungicidas e pesticidas [12, 13].
Considerando o efeito toxicológico dos íons cobre, foi demonstrado que seus
sais agem como irritantes da pele causando coceira e dermatites. Nos olhos, os sais
de cobre podem causar conjuntivite e até ulceração e turvação na córnea [14]. No
Brasil a portaria no 1469/2000 do Ministério da Saúde, que trata das normas de
qualidade da água para o consumo humano, apresenta os valores máximos
permitidos (VMP) para várias substâncias químicas que representam riscos à saúde.
A espécie química Cu (II) apresenta VMP igual a 2 mg L-1 [15] e pode chegar a
atingir o homem via cadeia alimentar. Acima desta concentração os íons Cu(II) são
considerados tóxicos para seres humanos podendo causar também danos ao
fígado, doença de Wilson e Insônia [15].
3
Os valores de VMP para os íons Co(II) não são especificados, porém, em
altos níveis de concentração a espécie química pode causar graves intoxicações nos
seres humanos, provocando diversos problemas à saúde, como asma, alergia,
danos a tireóide, ao fígado e ao coração. A exposição aguda ao cobalto pode induzir
a náuseas, vômitos e sintomas neurotoxicológicos, tais como, dores de cabeça e
alteração dos reflexos. A exposição crônica pode induzir a perda parcial ou total do
olfato e problemas gastrointestinais [13, 16].
Diante das graves conseqüências causadas ao meio ambiente por poluentes
como agrotóxicos e metais pesados, tem havido um crescente interesse pela busca
de materiais adsorventes, considerados de baixo custo e ambientalmente corretos,
que possam ser utilizados na remoção destas espécies. Um dos adsorventes mais
utilizados na purificação de águas contaminadas é o carvão ativado. Apesar de
eficiente, este material tem um custo muito alto e, por ser dificilmente regenerado,
sua aplicação em escala industrial é economicamente inviável [9, 17-19]
demandando, portanto, uma grande procura por novos matérias alternativos. Neste
aspecto, o desenvolvimento de ecomateriais tem contribuído significativamente para
o avanço no setor de descontaminação de águas residuais.
1.1 A química verde e o avanço dos ecomateriais
Atualmente, um dos principais problemas que se destaca no setor industrial e
agrícola é o grande volume de efluentes tóxicos produzidos por vários processos,
que geram a contaminação do meio ambiente e do próprio homem exposto a esses
resíduos. A preocupação com estes inconvenientes pode ser claramente observada,
pois nas últimas décadas, cresce continuamente a pressão sobre as indústrias
químicas, tanto através da sociedade civil, como das autoridades governamentais,
no sentido de aprimorar o desenvolvimento de processos, que sejam cada vez
menos prejudiciais ao meio ambiente [20].
Em todo o mundo há um consenso da necessidade de preservação do meio
ambiente. A agência ambiental norte americana EPA (“Environmental Protection
Agency”), na década de 90, através de seu escritório para prevenção de poluição
lançou o programa “Rotas Sintéticas Alternativas para Prevenção de Poluição”, uma
linha de financiamento para projetos de pesquisa que incluíssem a prevenção de
4
poluição em suas rotas sintéticas, caracterizando o nascimento da química verde
[21]. Em 1992, houve uma reunião no Rio de Janeiro (ECO-92) com a participação
de 179 chefes de Estado, onde foi elaborado um documento chamado Agenda 21.
Neste documento os países se comprometeram em prezar pelo desenvolvimento
sustentável. Desta forma, a exploração desmedida irresponsável dos recursos
naturais, bem como outras atividades antropogênicas deviam ser realizadas em
direção ao progresso, levando-se em conta que faz parte do progresso a qualidade
de vida e um meio ambiente seguro [22].
A partir de então, uma nova tendência em relação às soluções para o
tratamento de resíduos químicos começou a ser discutida. Esta tendência propôs a
busca por alternativas que evitem ou minimizem produção de resíduos, em
detrimento da preocupação exclusiva com o tratamento do resíduo. Este novo
direcionamento na questão da redução do impacto da atividade química ao ambiente
vem sendo chamado de química verde, química limpa, química ambientalmente
benigna, tecnologia limpa, prevenção primária, redução na fonte, ou ainda, química
auto-sustentável [21].
A química verde está baseada nos princípios da criação, do desenvolvimento
e da aplicação de produtos e processos químicos para reduzir ou eliminar o uso e a
geração de substâncias tóxicas. Tal fato requer uma nova conduta química para o
aprimoramento dos processos, com o objetivo fundamental da geração cada vez
menor de resíduos e efluentes tóxicos, bem como da menor produção de gases
indesejáveis ao ambiente [20].
A substituição de processos químicos que geram problemas ambientais por
alternativas menos poluentes ou não poluentes são suposições representadas pela
química verde [20, 22]. Idealmente, a aplicação dos princípios da química verde
conduz à regulamentação, ao controle para não causar uma remediação
desnecessária. Além dos benefícios ambientais, tal pensamento apresenta também
um impacto econômico graças à diminuição de gastos com o armazenamento e
tratamento de resíduos, a descontaminação e o pagamento de indenizações [20].
Os princípios da prática química guiada pela preocupação com a qualidade de
vida e com o meio ambiente formam os doze princípios da química verde. Seus
produtos ou processos podem ser divididos em três grandes categorias [21]:
i) o uso de fontes renováveis ou recicladas de matéria-prima;
5
ii) aumento da eficiência de energia, ou a utilização de menos energia para
produzir a mesma ou maior quantidade de produto;
iii) evitar o uso de substâncias persistentes, bioacumulativas e tóxicas [21].
Inserido no contexto da química verde, está a procura por materiais pouco
agressivos ao meio ambiente, os chamados ecomateriais. Este conceito foi proposto
no início dos anos 90, assumindo-se três pressupostos: (1) a expansão de
atividades humanas visando ao desenvolvimento tecnológico, (2) a minimização de
impactos nocivos sobre o ambiente e (3) a otimização para criar uma vida
confortável em simbiose com a natureza [23]. A concepção de ecomateriais apóia-se
na análise do ciclo de vida dos materiais, considerando o desempenho do material e
o seu impacto ambiental desde a origem até o seu descarte [24, 25]. Um ecomaterial
deve ser produzido dentro de uma estratégia programada para o fim do seu ciclo,
que possa ser reciclado ou reaproveitado de forma harmônica com a natureza ou
com a vida [23].
Os ecomateriais, além de serem benignos ao meio ambiente, devem ser
compatíveis com o avanço tecnológico, mostrando que o desenvolvimento da
humanidade pode ser feito de forma segura e eficiente [26]. Nos últimos anos, a
investigação sobre ecomateriais progrediu nas áreas metalúrgicas, na síntese de
polímeros, na fabricação de cerâmicas, catalisadores e adsorventes industriais na
remoção de poluentes [26, 27].
O grupo de pesquisa em Química de Materiais da Universidade Federal de
Sergipe vem intensificando suas investigações voltadas à obtenção de materiais de
baixo custo, pouco agressivos ao meio ambiente, e que possam ser usados como
adsorventes no tratamento de efluentes aquosos contaminados com metais pesados
[1, 28], corantes [2, 29] e, recentemente, com herbicidas. Neste trabalho, foram
sintetizados dois materiais híbridos obtidos a partir das escamas do peixe Piau da
espécie Leporinus elongatus e do polissacarídeo Alginato de Sódio, para remoção
do herbicida Paraquat e íons Co(II) e Cu(II). O desenvolvimento deste trabalho é de
fundamental importância, pois aborda o desenvolvimento de materiais, que até o
momento são ausentes na literatura, ambientalmente corretos, economicamente
viáveis e de fácil obtenção que podem ser utilizados na remoção de espécies
contaminantes do meio ambiente.
6
1.2 Escamas de peixe como material adsorvente
A adsorção é considerada uma das técnicas mais eficiente para remoção de
poluentes em efluentes aquosos sintéticos e naturais. Para obter um resultado
satisfatório no processo de adsorção, a escolha do adsorvente é uma das etapas
mais importantes, este deve apresentar algumas características como: alta
capacidade de adsorção, ser de baixo custo, facilmente disponível, altamente
seletivo e apresentar longo tempo de vida [1, 2]. Dentre os adsorventes mais
investigados, destacam-se a quitosana [28, 30, 31], argilas [32, 33], sílica gel [34,
35], subprodutos da indústria e agricultura [13, 36, 37], turfas e zeólitas [37-39].
Estudos recentes mostraram que escamas do peixe Piau constituem um
eficiente adsorvente de metais pesados e corantes [1, 2]. A presença de uma
estrutura que permite interação com diversos solutos, sua fácil disponibilidade em
grande escala e baixo custo são características que tornam as escamas um material
adsorvente muito vantajoso para sua utilização no setor de descontaminação
ambiental.
Na literatura, os trabalhos encontrados utilizando escamas, geralmente,
abordam apenas o crescimento e a idade das escamas de peixe, principalmente,
proveniente de água salgada [40]. Outros sugerem a utilização da escama de peixe
para a produção de colágeno [41-44], sendo bastante escasso o número de
trabalhos que abordam as escamas como material adsorvente. Dentre os poucos
existentes na literatura, destaca-se a utilização do material na remoção de astaxina
[45, 46], um carotenóide usado como pigmento na indústria pesqueira, e na remoção
de metais [2, 47-50] e corantes têxteis [2]. Do nosso conhecimento, não existem, até
o presente, trabalhos que utilizem escamas de peixe na remoção de herbicidas.
1.2.1 Características das escamas de peixe
No Brasil, estima-se que 80 % do produto da atividade pesqueira é constituído
de peixes. Após a comercialização destes, geralmente em feiras livres, suas
escamas são descartadas no lixo, exceto quando algumas comunidades as utilizam
para a produção de artesanatos. O peixe Piau, da espécie Leporinus elongatus, é
muito abundante na América do Sul, sendo encontrado na maior parte das feiras
7
livres. As escamas destas espécies de peixe são classificadas como elasmóides, da
classe das ciclóides, caracterizadas pela sua elasticidade e forma variável [1, 2].
Alguns estudos realizados sobre caracterização e morfologia de escamas de
peixes indicam que as mesmas são constituídas de duas regiões distintas: uma fase
orgânica composta por colágeno tipo I e uma fase inorgânica, composta
principalmente por hidroxiapatita de cálcio (Ca10(PO4)6(OH)2), com íons carbonatos
na sua estrutura [1, 2, 40], podendo ser consideradas um material do tipo compósito
natural, com os seus principais componentes individuais biocompatíveis, o que lhe
caracteriza como sendo um potencial biomaterial.
O colágeno é reconhecido como a proteína mais abundante presente nos
vertebrados, é responsável pela cicatrização de fraturas e regeneração óssea. Além
disso, tanto o colágeno como a hidroxiapatita possuem baixo índice de rejeição e
são biodegradáveis. A hidroxiapatita tem sido amplamente utilizada na preparação
de compósitos devido à sua similaridade química, biológica e cristalográfica com a
fase mineral do osso humano [41-43].
A habilidade da hidroxiapatita em adsorver diferentes espécies químicas na
sua superfície, possibilita a sua aplicação em diversas áreas. Este material tem se
mostrado um potencial adsorvente, principalmente por sua eficiência no tratamento
de remoção dos íons Pb(II), Cd(II), Zn(II), Sr(II), Al(II), Co(II), Cr(II), Cu(II), Fe(II) e
Ni(II) de águas residuais e solos contaminados [50-55].
A hidroxiapatita (figura 01) possui uma estrutura que, por ser aberta e
hospedeira, permite a substituição de todos os seus íons, Ca(II), PO43- e OH-,
mantendo a eletroneutralidade. A formação de sua estrutura consiste da união de
grupos tetraédricos PO43- distribuídos ao longo de uma coluna (eixo c). Os tetraedros
dos grupos PO43- estão arranjados de tal maneira que formam dois tipos de canais
perpendiculares ao plano basal. O primeiro canal tem um diâmetro de 2,5 Å,
ocupado por íons Ca(II) (denominado Ca(I)). Cada célula unitária contém dois destes
canais, cada um contendo dois íons de cálcio, na altura de 0 e 1/2 da célula unitária.
O segundo canal tem um diâmetro de 3–3,5 Å e sua parede é delimitada por átomos
de oxigênio e por íons Ca(II) localizados a altura de 1/4 e 3/4 da célula unitária,
respectivamente, os quais constituem dois triângulos eqüiláteros perpendiculares ao
eixo c, compensados entre si por uma rotação de 60° [56]. A existência de dois
8
diferentes sítios de cálcio é de especial interesse por causa das propriedades do
material que podem ser alteradas dependendo do sítio ocupado [2, 56-58].
Figura 01 - Estrutura da Hidroxipatita ao longo do eixo c [57, 58].
Na figura 02 verifica-se a projeção dos grupos (PO4)3- no plano basal. O
interior da célula unitária do tetraedro (PO4)3- está dividido em duas camadas, na
altura de 1/4 e 3/4 da célula unitária, respectivamente. A forma resultante do
segundo tipo de canal é hexagonal e nesse canal estão localizados grupos OH-,
podendo ainda serem encontrados diferentes ânions (O2-, F-, Cl-) ou impurezas [56].
9
Figura 02 - Visão da estrutura da hidroxiapatita, mostrando os canais hexagonais (O - preto, Ca - cinza e OH - cinza claro, PO4 – mostrados como tetraedros) [56].
Os íons OH− presentes nos canais estão localizados em colunas
perpendiculares à face da célula unitária e ao centro do hexágono formado por
grupos de íons cálcio coplanares. O ambiente ao redor dos sítios OH− é muito
atrativo para substituições, porque ele permite um controle não somente da força
dos sítios ácidos, mas também da relação entre sítios ácidos Lewis e Bronsted [1,
56-58].
As características da hidroxiapatita, assim como as propriedades de outros
materiais podem ser intensificadas através da interação com outras substâncias. Um
trabalho disponível na literatura descreve a interação entre íons citrato, que têm três
grupos funcionais carboxilato (- COO-) e a hidroxiapatita de cálcio [59]. Da mesma
maneira, os sais de Ácido Algínico podem interagir com a hidroxiapatita, obtendo
materiais compósitos com propriedades otimizadas.
1.3 Algumas considerações sobre o Ácido Algínico
O Ácido Algínico é um biopolímero linear, extraído de várias espécies de
algas Phaeophyceae. É constituído de duas unidades monoméricas, resíduos do
ácido β-D manurônico (M) e do ácido α-L-gulurônico (G) unidos por ligações
glicosídicas do tipo (1-4), distribuídos em diferentes proporções ao longo da cadeia
(figura 03). É o único polissacarídeo que contém, naturalmente, grupos carboxilatos
em cada constituinte residual, lhe conferido várias habilidades funcionais [60-62].
10
O
-OOC OH
OH
OO
O
OH
O
OH
-OOC OH
O
OH
-OOC
-OOC
OH
OOH
O
O
Figura 03 - Estrutura do Ácido Algínico. Ácido α-L-gulurônico (G) e Ácido β -D manurônico (M).
Os sais de Ácido Algínico são denominados Alginatos. Estes podem ser
produzidos quando íons H+ do Ácido Algínico são substituídos por cátions
monovalentes (sódio, potássio, amônio) para produzir Alginatos solúveis em água ou
por íons polivalentes (cálcio, cromo, bário, alumínio), para produzir géis fortes ou
polímeros insolúveis [63].
A principal aplicação comercial do Ácido Algínico é na forma de um sal de
Sódio, comumente chamado de Alginato de Sódio (figura 04). O Álginato de Sódio é
um polímero aniônico, extraído principalmente de algas marinhas, suas propriedades
físicas e químicas dependem da composição e seqüência dos blocos M e G que, na
cadeia polimérica, podem estar organizados em blocos homopoliméricos M-M e G-G
e blocos heteropoliméricos M-G, cuja seqüência de blocos varia com a fonte de
obtenção (12, 64, 65). Assim, Alginatos extraídos de algas distintas apresentam
estruturas e composição polimérica diferentes, o que influencia nas propriedades.
Os Alginatos que possuem maior porcentagem de blocos G são mais quebradiços
enquanto que os que possuem maior porcentagem de blocos M são mais elásticos
(66).
α-L -gulurônico (G) β-D manurônico (M)
11
O
-OOC OH
OH
OO
O
OH
O
OH
-OOC OH
O
OH
-OOC
-OOC
OH
OOH
O
O
Na+
Na+
Na+
Na+
Figura 04 - Estrutura do Alginato de Sódio.
O Alginato de Sódio é comercializado na forma de um pó fino de cor branco
amarelada, quase inodoro e insípido. Muito utilizado e consumido (quadro 01) por
ser uma substância natural, renovável, biodegradável e de baixo custo, também é
considerado um material interessante para inúmeras aplicações por possuir
características como: ação gelificante e espessante, biocompatibilidade,
hidrofilicidade e ausência de toxidez [60, 62, 67].
A propriedade fundamental das soluções de Alginato, tanto para aplicações
científicas como comerciais é a viscosidade. As soluções são viscosas devido às
interações do tipo ligações de hidrogênio entre os grupos polares da estrutura
polimérica, especialmente a hidroxila, com os solventes hidroxilados, como água.
Assim, a viscosidade depende de fatores como a massa molar e a concentração do
polímero [62, 68].
G M G M
12
Quadro 01 - Propriedades e aplicações do Alginato de Sódio. Adaptado da referência [29].
Propriedades
Aplicações
Espessante, estabilizante (propriedade de suspensão)
Indústria de Alimentos: sucos de fruta, cremes, cerveja. Indústria Farmacêutica: emulsões, loções, cremes. Indústria têxtil: gomas para impressão e banhos de corantes e tintas. Indústria cerâmica: pinturas cremosas
Gelificante
Indústria de Alimentos: rações para animais, gelatinas, recheio de azeitonas. Odontologia: moldes dentários.
Propriedades de controle
Indústria de Alimentos: Fabricação de queijo, sorvetes, película de proteção de frutas.
Característica de rápida hidratação
Indústria Farmacêutica: Controle de irrigação de drogas.
Propriedades de formação de películas
Indústria de papel.
Interação com silicatos
Eletrodos de solda.
Na literatura é possível encontrar vários trabalhos utilizando o Alginato de
Sódio na indústria alimentícia, farmacêutica e biomédica [60-62], é aplicado também
como material adsorvente, pela sua capacidade de interação com vários tipos de
espécie catiônica [69]. No entanto, existem poucos trabalhos que envolvem
polissacarídeos como adsorventes de herbicida [70]. Não foi encontrado nenhum
trabalho que relate sobre a adsorção do herbicida Paraquat utilizando o Alginato de
13
Sódio, porém existem alguns trabalhos que utilizam este polissacarídeo para
remoção de metais pesados [12, 71-73].
1.4 Adsorção de Herbicidas e Metais
A escolha do tipo de tratamento utilizado na remoção de efluentes aquosos
depende de vários fatores, incluindo a forma e a concentração do contaminante no
efluente, outros constituintes presentes, a regulamentação para a descarga do
efluente tratado, custos de operação e a quantidade de resíduo gerada [1, 55, 74]
Geralmente os trabalhos disponíveis na literatura envolvendo herbicidas são
quanto à detecção, análise de resíduos e adsorção em carbono ativado. Entre os
métodos disponíveis para remoção de pesticidas estão degradação fotocatalitica
[75], processos de oxidação [76], nanofiltração de membranas [77], ozonação [77] e
adsorção [17]. Alguns trabalhos [36, 78-80] são encontrados utilizando a adsorção
do herbicida Paraquat em meio aquoso.
O trabalho de HSU e colaboradores [36] relata a adsorção de Paraquat
usando casca de arroz modificada com ácido-metacrilico (MAA). Os grupos
carboxílicos do MAA foram quimicamente ligados à superfície da casca de arroz por
copolimerização utilizando reagente Fenton como iniciador redox. A copolimerização
foi realizada para determinar a quantidade do monômero - MAA utilizado. Espectros
FTIR confirmaram a presença de grupos carbonil nas unidades estruturais,
derivadas da casca de arroz. A casca de arroz modificada com MAA foi hidrolisada
por um sal de sódio e usada para adsorver Paraquat. A adsorção foi rápida nos
primeiros minutos e a reação alcançou o equilíbrio rapidamente. Os dados de
adsorção no equilíbrio foram mais ajustáveis ao modelo cinético de Langmuir do que
ao de Freundlich. O valor da capacidade máxima de adsorção nas cascas de arroz
modificado foi de 317,7 mg/g de adsorvente.
A adsorção do herbicida Paraquat em solução aquosa foi estudada por Tsai e
Lai [78] em um de seus trabalhos. Como adsorvente foi usado um argilo mineral em
seu estado natural, os estudos foram desenvolvidos em um sistema de reação em
batelada. A taxa de adsorção foi investigada sob parâmetros controlados como pH
inicial, salinidade e temperatura. O modelo cinético de pseudo-segunda-ordem foi
aplicado para estimar a constante de adsorção e capacidade de adsorção no
14
equilíbrio. Os resultados mostraram que a capacidade de adsorção no equilíbrio
diminuiu com o aumento da temperatura (45ºC – Ceq = 92,5 µmol/L), mostrando que
o sistema de adsorção é exotérmico. Os resultados deste estudo demonstraram que
a argila regenerada obtida a partir de resíduos de terra branca pode ser usada como
um mineral adsorvente de baixo custo para a remoção de poluentes orgânicos
catiônicos de soluções aquosas.
Hamadi e colaboradores [79] utilizaram carvão ativado produzido a partir da
pirólise e ativação de pneus usados (TAC). Foi determinado que a adsorção de
Paraquat é pouco dependente do pH. Os efeitos do tamanho das partículas, da
quantidade de carbono, da temperatura e da concentração inicial do Paraquat foram
estudados. Outros experimentos investigam a capacidade de regeneração de
carbono dos pneus fornecidos. Os carvões regenerados que foram lavados com
solução de pH básico apresentaram melhor capacidade de regeneração e sorção. A
eficiência deste adsorvente foi comparada com a do carvão ativado comercial f300
(CAC). Verificou-se que a taxa de sorção do Paraquat no carbono é muito rápida,
com quase 90% da adsorção máxima possível, nos primeiros cinco minutos. No
entanto, a ordem cinética da sorção, foi linearizada como uma reação reversível de
primeira-ordem e de pseudo-segunda-ordem. O modelo de reação química de
pseudo-segunda ordem aparentemente ofereceu a melhor correlação. A
aplicabilidade da isoterma de Langmuir para o estudo foi avaliada em diferentes
temperaturas. As isotermas mostraram que a capacidade de sorção diminui com a
temperatura e o mecanismo dominante é físico.
O efeito do tamanho das partículas de argila ativada na adsorção de Paraquat
em solução aquosa foi investigado no trabalho de Tsai e colaboradores [80]. As
superfícies das argilas foram ativadas a 25ºC e pH inicial 11,0. Medições das
propriedades dos poros das argilas adsorventes foram realizadas, com três
diferentes tamanhos de partículas (0,053 nm-0,074 mm, 0,037-0,053 mm, e < 0,037
mm). As taxas e isotermas de adsorção foram investigadas pelo método de batelada
em condições experimentais controladas. Os dados experimentais obtidos foram
ajustados ao modelo cinético de pseudo-segunda ordem e ao modelo de Freundlich
para a cinética de adsorção e isotermas de adsorção, respectivamente. Além disso,
o efeito do tamanho de partícula da argila adsorvente na cinética de adsorção foi
encontrado e verificou-se que a taxa de adsorção de Paraquat por adsorvente
15
(argila) diminuiu com o aumento da dimensão das partículas. Sendo assim, as
propriedades dos poros (isto é, área superficial e volume de poros total) e
granulometria da argila adsorvente desempenharam um papel importante na
determinação da capacidade de adsorção e na taxa de adsorção, respectivamente.
O número de trabalhos publicados que relatam sobre adsorção de herbicidas
é bastante restrito, porém, quando se trata de adsorção de metais, vários trabalhos
estão disponíveis na literatura. Os adsorventes mais utilizados são argilas [32, 33,
81], zeólitas [38, 39, 82], carvão ativado [83-85], sílica gel funcionalizada [34, 35, 86],
e polissacarídeos como, quitosana [28, 31, 87, 88] e alginato [13, 70, 71].
Escamas de peixe também podem ser usadas como material adsorvente,
mas, até o momento não têm sido muito exploradas pela comunidade científica. Na
literatura não foi encontrado nenhum estudo utilizando escamas de peixe para
remoção de herbicida, porém alguns trabalhos utilizam escamas peixe para remoção
de metais pesados [1, 47-50].
Em um de seus trabalhos, Santos e colaboradores [1], caracterizaram
escamas do peixe Piau e avaliaram a sua utilização como adsorvente de Cu(II). Foi
observado que as escamas são formadas principalmente por hidroxiapatita e
colágeno do tipo I. A adsorção de Cu(II) foi realizada usando experimentos em
batelada a 250C. A analise de variância (ANOVA) mostrou que o modelo de
Langmuir foi aplicado com sucesso para determinar a capacidade máxima de
adsorção de 2,68x10-4 mol g-1 e o parâmetro de equilíbrio de Langmuir (b) de 168,8
L mol-1. O parâmetro de separação de Langmuir, RL, mostrou que a adsorção de Cu
(II) é um processo favorável.
Ruiz-Treviño e colaboradores [47] estudaram a adsorção de Cu(II), Pb(II),
Co(II) e Ni(II) usando escamas do peixe marinho Oreochromis niloticus (Mojarra
Tilapia) como material adsorvente. As escamas foram coletadas, lavadas e tratadas
termicamente em soluções ácidas e básicas para separação de frações ricas em
matéria orgânica e outras rica em matéria inorgânica. Os experimentos de adsorção
foram realizados usando a técnica de batelada com amostras de soluções dos
metais individuais e também com misturas dos mesmos. Os autores concluíram que
as escamas de peixe apresentaram maior capacidade de adsorção para o íon Cu(II),
com uma seletividade iônica na ordem Cu(II) > Pb(II) > Co(II) > Ni(II). Ao utilizarem
as frações orgânicas e inorgânicas separadas, observou-se que a parte inorgânica
16
apresentou maior capacidade de remoção, 75%, em relação à parte orgânica. A
partir de análises de microscopia eletrônica de varredura e análise elementar,
concluíram que o principal mecanismo de adsorção dos metais nas escamas é a
troca-iônica.
Basu e colaboradores [48] estudaram a adsorção dos íons chumbo e arsênio,
combinados, usando a técnica de batelada. Como adsorvente, usaram escamas do
peixe Gadus morhua, proveniente do oceano Atlântico. Durante os experimentos
foram analisados alguns fatores como concentração dos elementos e pH do meio.
Os autores concluíram que íons As(III) e As(V) interferem na remoção de Pb(II), pois
observaram uma tendência geral na diminuição da adsorção de chumbo com o
aumento da concentração de arsênio. Também foi relatado que no intervalo de pH
estudado, 4-11, o percentual de remoção de chumbo foi maior em pH 7,0 e 9,0,
sendo de 60% na presença de As(III) e 90% na presença de As(V) em baixas
concentrações de arsênio.
Escamas de peixe da espécie Labeo rohit foram utilizadas para remoção de
Pb(II) em meio aquoso sob diferentes condições experimentais por Nadeema e
colaboradorores [49]. A adsorção máxima (168,8 mg g-1) ocorreu em pH 3,5. Foi
observado que a sorção depende do pH, da concentração inicial do metal, do tempo
de contato e da velocidade de agitação e é independente do tamanho das partículas
e da temperatura. Os dados experimentais da adsorção de Pb(II) em escamas de
peixe foram bem ajustados ao modelo de Freundlich. O processo de adsorção foi
rápido nos primeiros 30 minutos, seguido de uma taxa de adsorção lenta que foi
devidamente descrito pelo modelo de pseudo-segunda-ordem. Este trabalho
também avaliou o efeito de pré-tratamentos físicos e químicos sobre as
propriedades das superfícies das escamas de peixe, através da aplicação de
espectroscopia de infravermelho com transformada de Fourier (FTIR). Pré-
tratamentos físicos resultaram na degradação parcial de alguns grupos funcionais.
Pré-tratamentos alcalinos nas escamas de peixe não tem influência significativa
sobre a natureza dos grupos funcionais responsáveis pela adsorção do Pb(II),
enquanto pré-tratamentos ácidos resultaram na degeneração da maioria dos grupos
funcionais na parede celular do biossorvente. A análise por FTIR confirmou o
envolvimento de aminoácidos, grupos carboxílicos, fosfatos e carbonilas na
biossorção de Pb(II) por escamas de peixe.
17
A utilização de diferentes resíduos, como escama de peixe, gordura de
frango, fibra de coco e carvão, para remoção de arsênico [As(III) e As(V)] a partir de
soluções aquosas foi investigada por Rahaman [50]. Experimentos iniciais realizados
para íons As(III) e As(V) com os materiais mencionados acima, demonstraram o
potencial de escama da peixe na remoção de ambas as espécies de arsênio em
soluções aquosas. Portanto, a escama de peixe como biossorvente foi escolhida
para as próximas investigações, foram estudados vários parâmetros como: dosagem
do adsorvente, concentração inicial de adsorbato, tamanho de grão do adsorvente e
pH. A capacidade máxima de adsorção foi observada em pH 4,0. Os dados de
equilíbrio de adsorção foram interpretados utilizando os modelos de Freundlich e
Langmuir.
Por possuir várias habilidades funcionais, além de uma ótima capacidade de
interação com vários tipos de espécies, o Alginato de Sódio é bastante utilizado na
remoção de metais. No entanto, os sais de Alginato são relativamente caros, o que
inviabiliza sua aplicação em larga escala. A fim de solucionar este aspecto, buscou-
se, no presente trabalho, desenvolver novos ecomateriais que combinem as
excelentes propriedades do Alginato de Sódio com as da escama do peixe Piau, que
também possuem uma estrutura que permite a interação com diversos solutos, além
de fácil disponibilidade em grande escala e baixo custo [01,02].
18
2 Objetivos
Objetivo geral
- Sintetizar e caracterizar materiais híbridos à base de escama de peixe (ESC) e
Alginato de Sódio (ALG), para serem utilizados na remoção do herbicida Paraquat e
metais pesados.
Objetivos específicos
- Sintetizar o material híbrido Alginato de Sódio/escama de peixe, ALG/ESC;
- Reticular o material ALG/ESC a fim de obter o material ALG/ESC-CaCl2;
- Caracterizar os materiais obtidos por Microscopia Eletrônica de Varredura (MEV),
Espectroscopia de Absorção no Infravermelho (FTIR), Difração de Raios X (DRX) e
Termogravimetria;
- Avaliar e comparar a eficiência dos materiais na remoção de Paraquat e íons Cu(II)
e Co(II) em meio aquoso;
- Caracterizar cineticamente o processo de interação do Paraquat e íons Cu(II) e
Co(II) com os materiais ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2.
19
3 Parte Experimental
3.1 Materiais e reagentes
As escamas do peixe piau da espécie Leporinus elongatus foram coletadas
em uma barraca de venda de peixes na feira livre da cidade de Itabaiana-Sergipe,
durante os meses de fevereiro e março de 2008. Os peixes eram provenientes do rio
São Francisco e pesavam entre 1,5-2,0 kg. Para tratar as escamas, utilizou-se
Hidróxido de Sódio da Proquímicos.
O Alginato de Sódio e os Nitratos de Cobre e Cobalto foram obtidos da Vetec,
e o Ácido Clorídrico P.A, da Synth. O herbicida Paraquat utilizado no trabalho foi
adquirido da Sigma – Aldrich (99,2% de pureza).
3.2 Processamento da escamas
As escamas foram lavadas em água corrente, colocadas em contato com uma
solução de Hidróxido de Sódio (pH 9,0) durante 4 horas, depois imersas em um
banho ultra-sônico contendo água destilada durante 1 hora e, finalmente, lavadas
com água destilada. Em seguida, foram colocadas para secar em estufa a 60oC
durante 6 horas, e armazenadas em dessecador.
Uma amostra das escamas foi triturada em um liquidificador industrial
Skymsen modelo TA-02, resultando em uma mistura na forma de pó e de fibras. O
pó foi separado utilizando-se uma peneira de 100 mesh, resultando no material
denominado ESC.
3.3 Preparação dos materiais
3.3.1 Preparação das esferas de Alginato de Sódio – ALG
Para preparar as esferas de Alginato de Sódio, 100 cm3 de uma solução de
Ácido Clorídrico 6,0 mol dm-3 foi preparada e deixada sob agitação constante
20
durante todo o processo de formação das esferas, que foi iniciado quando uma
solução aquosa de Alginato de Sódio 2% foi gotejada, com o auxílio de uma bureta.
As esferas formadas, ALG, nesse processo foram lavadas com água
destilada. Em seguida foram secas a 60oC em uma estufa por 4 horas, e guardadas
em dessecador.
3.3.2 Preparação do material híbrido Alginato/Escama - ALG/ESC
Nesta etapa, 2,0 g do pó da escama anteriormente preparado foram
completamente dissolvidos em 100 cm3 de uma solução aquosa de Ácido Clorídrico
6,0 mol dm-3. Esta foi mantida sob agitação durante 48 horas. Após este tempo,
gotejou-se uma solução aquosa de Alginato de Sódio 2%. As esferas que se
formaram imediatamente, ALG/ESC, foram lavadas com água destilada, em seguida
secas a 60oC em estufa por 4 horas, e guardadas em dessecador.
3.3.3 Reticulação das esferas ALG/ESC com Cloreto de Cálcio
Cerca de 2,0 g da escama anteriormente tratada foram completamente
dissolvidos em 100 cm3 de uma solução aquosa de Ácido Clorídrico 6,0 mol dm-3.
Em seguida a solução foi neutralizada com NaOH e adicionados cerca de 4,0g de
CaCl2. Esta foi mantida sob agitação durante 48 horas. Após esse tempo, gotejou-
se, sob agitação, uma solução aquosa de Alginato de Sódio 2%. As esferas
formadas nesse processo foram lavadas com água destilada, em seguida foram
secas em estufa a 60oC, por 4 horas, e guardadas em dessecador. O material obtido
foi chamado ALG/ESC-CaCl2 .
3.4 Caracterização dos materiais
3.4.1 Análises de Microscopia Eletrônica de Varredura (MEV)
Foram obtidas as micrografias dos materiais ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2. As
observações foram feitas em um microscópio eletrônico de varredura JEOL-JSM,
21
modelo 6360-LV, sob vácuo, com aceleração do feixe de 20 kV. As amostras foram
metalizadas com ouro.
3.4.2 Espectroscopia de Absorção na Região do Infravermelho
(FTIR)
Os espectros da escama pura, ESC, ALG, ALG/ESC e ALG /ESC-CaCl2 foram
obtidos usando a técnica de reflectância difusa na faixa de 400 a 4000 cm-1, com
uma resolução de 4,0 cm-1, para tanto, utilizou-se um espectrofotômetro de
infravermelho com transformada de Fourier (FTIR), modelo Spectrum BX, da marca
Perkin Elmer.
3.4.3 Difração de Raios X (DRX)
Foram obtidos os difratogramas de raios X das da escamas pura (ESC),
ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2 em um difratômetro Shimadzu. O difratograma de raio
X das esferas de alginato puro, ALG foi obtido em um difratômetro de raios X da
marca Rigaku. Ambos os equipamentos operavam em modo de varredura continuo,
com radiação Cu-Kα (1,5418Å), gerada a 40 kV com corrente de 30 mA. A
velocidade de varredura utilizada foi de 0,02o/segundos em 2θ (10 a 50o). Todos os
difratogramas foram obtidos com amostra na forma de pó à temperatura ambiente.
3.4.4 Termogravimetria (TG)
As curvas termogravimétricas dos materiais ESC, ALG, ALG/ESC e
ALG/ESC-CaCl2 foram realizadas usando uma amostra de aproximadamente 10 mg,
a uma taxa de aquecimento de 20oC/min até 800oC, em atmosfera de nitrogênio. As
análises foram executadas em um aparelho TGA-DTA, TA Instruments, modelo SDT
2960.
22
3.4.5 Determinação do Ponto de Carga Zero (PCZ)
O valor do pH em que a superfície do material apresenta carga neutra, PCZ,
foi determinado usando o método de titulação de massas [02, 89]. A metodologia
consistiu em colocar 50 cm3 de soluções aquosas de NaCl 0,01 mol dm-3,
preparadas sob diferentes valores de pH inicial, em contato com 100 mg das
esferas, ALG, ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2. As soluções foram preparadas na faixa
de pH 2 a 10, as quais foram ajustadas utilizando-se soluções de NaOH e HCl 0,10
mol dm-3 com o auxílio de um pHmetro Digimed modelo MD-20.
Após 24h e 48h de contato das soluções com os materiais ALG, ALG/ESC e
ALG/ESC-CaCl2 foram medidos os valores do pH de equilíbrio das amostras. Os
experimentos foram realizados em triplicata, à temperatura ambiente.
3.5 Estudos Cinéticos
Para caracterização do processo cinético de interação do Paraquat com os
materiais sintetizados ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, inicialmente, foi determinado o
comprimento de onda de máxima absorção do herbicida. Para isso, utilizou-se um
espectrofotômetro de feixe único, modelo 700 Plus, da marca Fento. Em seguida, foi
construída uma curva analítica no comprimento de onda de máxima absorbância,
216 nm. A curva obtida foi utilizada posteriormente para calcular os valores das
concentrações de equilíbrio (Ceq).
Os dados cinéticos referentes ao processo de interação Paraquat/materiais
foram obtidos utilizando o seguinte procedimento: Em frasco de vidro âmbar com
capacidade para 120 cm3, foram adicionados 100 cm3 da solução de Paraquat na
concentração 5,0x10-5 mol dm-3. O frasco foi colocado em banho termostatizado na
temperatura de 30ºC durante 60 minutos, a fim de estabilizar a temperatura. Após
esse tempo, adicionou-se 1,0 g de um determinado material. Em tempos
predeterminados retirou-se 1,5 cm3 da solução sobrenadante, para análise por
espectroscopia de absorção na região do ultravioleta. As alíquotas retiradas foram
rapidamente devolvidas ao frasco de vidro. O procedimento foi repetido até o ponto
em que não mais se observou variação da concentração de equilíbrio, Ceq. Assim, as
quantidades de Paraquat adsorvidas nos materiais em função do tempo de contato,
23
Nf (mol g -1), foram determinadas. Os experimentos foram realizados em triplicata. As
leituras das absorvâncias foram feitas no comprimento de onda determinado
anteriormente. Foi determinado o valor do pH da solução inicial e o valor do pH da
solução no tempo em que o equilíbrio foi atingido.
Antes de dar inicio aos experimentos de adsorção com os íons Cu(II) e Co(II),
os comprimentos de onda de máxima absorção destes em solução aquosa, foram
determinados, realizando-se uma varredura por toda a faixa do visível, de 400 a 820
nm. Os valores encontrados para Cu(II) e Co(II) foram 796 e 520 nm,
respectivamente. Em seguida foram obtidas curvas de calibração que foram
utilizadas posteriormente para calcular os valores das concentrações de equilíbrio
(Ceq).
Para realização dos estudos cinéticos, 5,0 cm3 da solução dos metais na
concentração 5,0x10-2 mol dm-3 foram adicionados em frascos individuais de vidro
âmbar, com capacidade de 50 cm3, os quais foram colocados em banho
termostatizado na temperatura de 30ºC durante 30 minutos. O pH inicial da solução
foi determinado. Após esse tempo, adicionaram-se 100 mg dos materiais em cada
frasco. Em tempos predeterminados foram retiradas alíquotas de 3,0 cm3 a fim de
determinar a concentração de equilíbrio, Ceq, e, desta forma, a quantidade de metais
adsorvido nos materiais, Nf (mol g-1). No tempo onde o equilíbrio foi atingido, mediu-
se o pH final da solução. As leituras das absorvâncias foram feitas nos
comprimentos de onda determinados anteriormente. Os experimentos foram
realizados em duplicata.
24
4 Resultados e Discussão
4.1 Preparação das esferas ALG, ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2
O Alginato de Sódio apresenta cadeias carbônicas lineares solúveis em meio
aquoso. O contato com íons metálicos divalentes, como o Ca(II), causa a ligação
entre as cadeias lineares formando uma estrutura tridimensional gelatinosa,
insolúvel, na forma de esferas. A gelificação e a interligação dos polímeros são,
principalmente, obtidas pela troca de íons sódio do ácido gulurônico por cátions
divalentes (ligações cruzadas iônicas), e pelo empilhamento destes grupos
gulurônicos para formar a estrutura característica [63,90].
As esferas ALG/ESC-CaCl2 foram obtidas reticulando-se o material ALG/ESC
com cloreto de cálcio. Através da figura 05.a é possível perceber que o material
ALG/ESC apresenta-se na forma de esferas não muito definidas, algumas até
achatadas. As esferas ALG/ESC-CaCl2 (figura 05.b) mantiveram-se bem definidas,
apresentando uma coloração mais clara.
Figura 05 - Esferas dos materiais híbridos ALG/ESC (a) e ALG/ESC-CaCl2 (b).
b a
25
Esferas de Alginato de Sódio puro, ALG (figura 06.a), foram preparadas, a fim
de comparar sua eficiência na remoção do herbicida Paraquat e dos íons Cu(II) e
Co(II) com os novos materiais ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2. Estudos comparativos
também foram desenvolvidos com as escamas tratadas (figura 06.b) de acordo com
o procedimento descrito no item 3.5.
Figura 06 - Esferas de Alginato de Sódio, ALG (a) e escamas do peixe Piau após tratamento com NaOH, ESC (b).
As esferas de Alginato puro – ALG mostraram-se bastante instáveis. Foi
observado que em aproximadamente uma semana após a secagem ocorreu
alteração na cor, passando de amarelo escuro para preto (figura 07).
a b
26
Figura 07 - Esferas de Alginato degradadas.
Foram realizados alguns testes de remoção do Paraquat, cobre e cobalto nas
esferas degradadas e os resultados deixaram evidente a ineficiência do material
ALG quando utilizados uma semana após a preparação.
4.2 Caracterização dos materiais
4.2.1 Microscopia Eletrônica de Varredura (MEV)
A utilização da Microscopia Eletrônica de Varredura tem se tornado cada vez
mais freqüente por fornecer informações detalhadas como, imagens de superfícies
polidas e rugosas, orientação cristalina, diferenciação entre elementos [91]. Durante
a fase de produção ou análise de materiais, sejam eles, poliméricos, cerâmicos,
metálicos ou compósitos, quase sempre é necessário analisar sua morfologia.
A imagem eletrônica de varredura é formada pela incidência de um feixe de
elétrons no material, sob condições de vácuo. Esta incidência promove a emissão de
elétrons secundários, retroespalhados e absorvidos. Os elétrons secundários
possibilitam a visualização da topografia da superfície, os retroespalhados fornecem
imagens características da variação de composição [92]. A imagem eletrônica de
varredura representa em tons de cinza o mapeamento e a contagem de elétrons
secundários e retroespalhados emitidos pelo material analisado [93].
27
A MEV permite aumentos de até 3000 vezes ou mais para a maior parte de
materiais sólidos [91]. Neste trabalho, as esferas ALG/ESC (figura 08) e ALG/ESC-
CaCl2 (figura 09) foram analisadas com um aumento de 1000 vezes.
Figura 08 - Microscopia Eletrônica de Varredura (MEV) de esferas ALG/ESC.
Figura 09 - Microscopia Eletrônica de Varredura (MEV) de esferas ALG/ESC-CaCl2.
28
Ao comparar as micrografias eletrônicas das esferas ALG/ESC (figura 08)
com as das esferas reticuladas com CaCl2, as diferenças são evidentes. As esferas
ALG/ESC apresentam um aspecto não uniforme, com deposição de aglomerados de
partículas, com estrutura aparentemente hexagonal, característicos da hidroxiapatita
presente na escama de peixe [01]. As esferas ALG/ESC-CaCl2 (figura 09),
adquiriram uma superfície com distribuição uniforme de partículas.
4.2.2 Espectroscopia de Absorção na Região do Infravermelho
(FTIR)
A espectroscopia de absorção na região do infravermelho é uma das técnicas
mais utilizadas para a caracterização de biopolímeros. Na figura 10 estão
apresentados os espectros da escama pura (ESC), do Alginato de Sódio (ALG) e
dos materiais ALG/ ESC e ALG/ ESC-CaCl2.
Em todos os espectros de FTIR, observa-se uma banda larga e intensa entre
3000 e 3500 cm-1 que corresponde aos estiramentos dos grupos OH presentes no
Alginato [61, 67] e na estrutura da hidroxiapatita [01]. No espectro de FTIR do ALG,
uma banda em torno 1098 cm-1 esta presente devido ao estiramento C-O [60, 94].
Os picos em 1306 cm-1, 1412 cm-1 e 1606 cm-1 são característicos dos estiramentos
do grupo, COO- [60, 61, 67, 95].
Nos espectros de absorção da ESC, é possível observar fortes bandas de
absorção em 564, 605 e 1032 cm-1, correspondentes a diferentes modos
vibracionais dos íons fosfatos na rede da hidroxiapatita [01, 60, 61, 67]. Os picos em
874 e 1418 cm-1 correspondem à ligação C-O dos grupos carbonatos incorporados
na estrutura da apatita [01, 40, 60]. Também é possível observar bandas
correspondentes às amidas I, II e III de colágeno tipo I. As amidas mostram uma
banda de absorção da carbonila, conhecida como “banda de amida I”, sua posição
depende do grau de ligação de hidrogênio e do estado físico do composto. As
amidas primárias apresentam, em fase sólida, uma banda de amida I intensa em
1650 cm-1 correspondente às vibrações de deformação axial de C=O, o que está de
acordo com o resultado encontrado neste trabalho, no qual esta banda foi observada
em 1657 cm-1. As bandas da amida II evolvem o acoplamento da deformação de N-
H com outras vibrações fundamentais que, nas amidas secundárias, no estado
29
sólido, aparecem entre 1570 e 1515 cm-1 [01, 42]. Com base nessas informações,
atribui-se a banda observada em 1550 cm-1 no espectro da figura 10, à amida II. Nas
amidas terciárias, uma banda de absorção mais fraca pode aparecer em torno de
1250 cm-1, resultante da interação entre a deformação angular N-H e da deformação
axial C-N [40]. No espectro da escama esta banda chamada de “banda de amida III”
aparece em 1242 cm-1.
4000 3500 3000 2500 2000 1500 1000 500
1550
1242
ALG/ESC-CaCl2
R
efl
ectâ
ncia
564
Número de Onda (cm-1
)
109810301606
1412
1098 10321424
1306
1657
1636
605
1422
ALG
ESC
ALG/ESC
Figura 10 - Espectros de absorção na região do infravermelho dos materiais ALG, ESC, ESC/ALG e
ALG/ESC - CaCl2.
No espectro do material ALG/ESC é possível observar que há a presença de
alguns picos característicos do Alginato de Sódio e da escama, além de picos que
indicam a interação entre ambos. Os deslocamentos dos picos referentes aos
estiramentos assimétricos (de 1606 para 1636 cm-1) e simétricos (de 1412 para 1422
cm-1) do COO- para regiões de maiores comprimentos de onda, indicam a existência
30
da interação química entre íons Ca(II) da hidroxiapatita e o grupo carboxilato do
alginato [60, 61]. É possível observar o desaparecimento da banda em 1306 cm-1
referente ao COO-, e das bandas em 564 e 605 cm-1 atribuída aos íons fosfato
presentes na hidroxiapatita.
O espectro do material ALG/ESC-CaCl2 apresenta uma banda em 1098 cm-1
que é atribuída ao estiramento C-O é consideravelmente mais estreita devido às
ligações cruzadas com os íons Ca(II). Isso acontece provavelmente devido à tensão
do grupo carboxilato que aumenta para acomodar a estrutura de coordenação em
torno dos íons Cálcio [60]. A banda em 1412 cm-1 tem sua intensidade reduzida
quando comparada à amostra de Alginato de Sódio e é deslocada para um número
de onda maior, 1424 cm-1, devido à presença do Ca(II) [95]. É possível perceber um
aumento da intensidade da banda em 605 cm-1 e o desaparecimento do pico em 564
cm-1 que são atribuídas aos íons fosfato presentes na hidroxiapatita. Essas
diferenças observadas indicam que houve de fato a formação de um novo material.
4.2.3 Difração de Raios X (DRX)
A análise de DRX é uma técnica de caracterização importante para
determinar as diferentes substâncias e fases cristalográficas presentes, assim como
os parâmetros de rede da célula unitária, identificar a cristalinidade do material além
de determinar os espaços interlamelares.
Os raios X são produzidos quando elétrons são acelerados a partir do cátodo
(um filamento de tungstênio) e atingem o ânodo metálico (CuKα, λ= 1,5418 Å),
mantido em um alto potencial. A maior parte da energia dos elétrons é dissipada
como calor. A desaceleração dos elétrons ao penetrar na amostra é o processo mais
importante na produção de raios X [92]. Como resultado se obtém um espectro com
picos que podem ser associados às distâncias interplanares das fases presentes. O
difratograma obtido pode ser então comparado com os padrões difratométricos de
fases individuais disponíveis no ICDD (International Center for Diffraction Data).
Os difratogramas de raios X dos materiais ALG, ESC, ALG-ESC e ALG/ESC-
CaCl2 podem ser visualizados na figura 11. O DRX das esferas de Alginato de Sódio
apresenta dois halos característicos em 2θ igual a 110 e 200. No padrão do híbrido
31
ALG/ESC os halos em 110 e 200 estão presentes, porém em menor intensidade. No
difratograma de ALG/ESC-CaCl2 ocorre total desaparecimento dos halos.
O padrão de DRX da escama pura apresenta um halo por volta de 20,0º e
reflexões largas, correspondentes aos ângulos na escala 2θ iguais a 25,85º e
31,96º. Os picos obtidos foram comparados com os padrões de DRX armazenados
no banco de dados cristalográficos para compostos cristalinos, ICDD. As reflexões
em torno de 25,7 º e 31,8 º são correspondentes à fase cristalina da hidroxiapatita e
o halo em 22,38 º é possivelmente atribuído à matéria orgânica, colágeno do tipo I,
existente nas escamas [02]. Os picos de difração largos observados no padrão de
DRX indicam que os cristais são pequenos, apresentam baixa cristalinidade ou
estão estruturalmente desordenados, ou os três casos [01].
10 15 20 25 30 35 40 45 50
*
2(Graus)
.
*
**
*
.
.
ALG/ESC
ESC
ALG/ESC-CaCl2
INT
EN
SID
AD
E
ALG
Hidroxiapatita
Colágeno.
Figura 11 - Padrão de DRX dos materiais ESC, ALG, ALG/ESC E ALG/ESC-CaCl2.
Nos difratogramas das esferas ALG/ESC E ALG/ESC-CaCl2 é possível
observar que houve um aumento no grau de cristalinidade, comparando com os
materiais precursores ALG e ESC. No padrão de DRX das esferas ALG/ESC ocorre
o aparecimento de um pico de baixa intensidade em torno de 20,63º que pode ser
atribuído ao colágeno presente na escama, apesar de no difratograna do material
ESC, esse pico não ter sido identificado. Isso ocorreu, provavelmente, pela presença
32
de uma região amorfa intensa em ALG e ESC. Para os híbridos ALG/ESC e
ALG/ESC-CaCl2 é possível perceber a definição do halo em 27,23º atribuído ao
colágeno e o aumento na intensidade do pico em 31,96º, além de um pico não
identificado em 45,37º. Esse aumento parece estar relacionado com o
reordenamento da estrutura polimérica do Alginato, após a inclusão dos íons Ca(II),
durante o processo de reticulação, além da acomodação da estrutura da
hidroxiapatita no híbrido.
Os valores dos espaçamentos interplanares (dhkl) foram calculados utilizando
a equação (01), que descreve a Lei de Bragg [98].
dSenn 2 (equação 01)
onde n representa a ordem da reflexão e que pode ser qualquer numero inteiro
(1,2,3,...), neste trabalho foi 1; λ é o comprimento de onda da radiação usada, neste
trabalho foi λ= 1,5418 Å, correspondente à radiação Cuκα; d é o espaçamento
interplanar (é função dos índices de Miller hkl) e θ é o ângulo de incidência da
radiação com a superfície. Os valores das distâncias interplanares calculados para a
escama pura, ESC, são 0,344 e 0,280 nm, para o material ALG/ESC são 0,430;
0,327; 0,283 e 0,200 nm e para o híbrido reticulado ALG/ESC-CaCl2 0,327 e 0,283
nm.
Substituições na estrutura da hidroxiapatita podem alterar a cristalinidade, os
parâmetros de rede, as dimensões dos cristais além de alterações nas distâncias
interplanares. Pressupõe-se que a incorporação da hidroxiapatita através da troca
iônica pode ter ocorrido com muita intensidade causando mudanças significativas na
estrutura do polissacarídeo, alterando assim os padrões de difração [57, 96, 97]. No
entanto, pode-se admitir que, além da troca iônica, outros mecanismos como
interações eletrostáticas entre o Alginato e a escama podem ter ocorrido para
formação dos híbridos ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2.
33
4.2.4 Termogravimetria
Métodos térmicos de análise, como a termogravimetria (TG), podem ser
utilizados como uma técnica para monitorar mudanças físicas e químicas em
polímeros e compósitos de origem natural ou sintética. Esta técnica produz curvas
que é possível analisar a variação da massa de uma amostra durante certo tempo
enquanto faz-se variar a temperatura segundo uma taxa de aquecimento [93]. Essa
variação de massa pode resultar da ruptura ou da formação de diferentes ligações
físicas e/ou químicas a altas temperaturas conduzindo a liberação de produtos
voláteis.
As curvas de TG e DTG dos materiais ALG, ESC, ALG/ESC e ESC / ALG-
CaCl2 são mostradas na figura 12.
0 100 200 300 400 500 600 700 800
0
20
40
60
80
100
Pe
rd
a d
e m
as
sa
(%
)
Temperatura(ºC)
ALG
ESC
ALG/ ESC
ALG/ ESC/ CaCl2
0 100 200 300 400 500 600 700 800
-0,2
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
1,6
DT
G (
% /
0
C)
Temperatura (ºC)
ALG
ESC
ALG/ ESC
ALG/ ESC/ CaCl2
Figura 12 - Curvas de TG e DTG dos materiais ALG, ESC, ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2.
Os grupos carboxilato e hidroxila presentes na estrutura do Alginato são
responsáveis pelas fortes interações com as moléculas de água. Assim, a
dificuldade de remoção destas moléculas de água varia dependendo do grau de
interação com o biopolímero. O Alginato apresenta dois estágios de degradação, o
primeiro ocorre em temperaturas inferiores a 100ºC, com um máximo em 65ºC,
34
atribuído à água livre no material, que em perda de massa representa
aproximadamente 6%. Na segunda etapa ocorre uma perda de massa de 65%, a
partir de 190ºC apresentando um pico máximo em 243ºC, que corresponde à perda
de água que está mais fortemente ligada à estrutura através de interações polares
com os grupos carboxilato.
Para as escamas, foram identificados dois estágios de degradação: O
primeiro, entre 30 e 200ºC, corresponde à perda de 11% em massa atribuída à água
presente no material. O segundo, de 200 a 590ºC está relacionado à perda de
matéria orgânica, ou seja, decomposição das fibras de colágeno, que representa em
massa 32%. O resíduo de 57% em massa corresponde à matéria inorgânica
presente nas escamas [01, 40].
A primeira etapa de degradação do híbrido ALG/ESC ocorre entre 30 e 200ºC
com um máximo em 153ºC (12% em massa). A segunda etapa de perda de massa
ocorre entre 133 e 345ºC com um máximo em 173ºC (48% em massa). Essas
variações em áreas ou posições dos picos relacionados à perda de água indicam
mudanças físicas ou moleculares causadas por modificações no polissacarídeo [98].
O material ALG/ESC-CaCl2 apresentou três estágios de degradação. O
primeiro ocorre entre 60 e 246ºC apresentando um máximo em 177ºC. A segunda
etapa de perda de massa ocorre entre 246 e 326ºC e um máximo em 282ºC. O
terceiro estágio inicia-se em 391 até aproximadamente 550ºC, com um máximo em
441ºC.
Como já esperado, o material hibrido reticulado com CaCl2 apresenta-se mais
estável termicamente quando comparado com ao Alginato (ALG), escama e
ALG/ESC. Na tabela 01 são apresentadas as temperaturas máximas para cada
estágio de degradação, obtidas a partir das curvas de DTG dos materiais ESC, ALG,
ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2.
35
Tabela 01 - Temperaturas máximas de degradação dos materiais ALG, ESC, ALG/ESC, ALG/ESC-CaCl2.
Material Temperatura Máxima de Degradação (oC)
1º estágio 2º estagio 3º estágio
ALG 65 243 -
ESC 59 334 -
ALG/ESC 153 173 -
ALG/ESC-CaCl2 177 282 441
A alta estabilidade do material híbrido quando comparado aos materiais ESC,
ALG, ALG/ESC, pode ser atribuída à formação da estrutura “caixa de ovos” como
mostrado na figura 13, que favorece maior estabilidade ao híbrido.
O mecanismo de formação do gel de Alginato pode ser explicado pelo modelo
“caixa de ovos”. De acordo com este modelo, os íons cálcio representam os ovos
dispostos nos espaços que existem entre os blocos G emparelhados, que fazem o
papel de caixa. As regiões de blocos G são alinhadas lado a lado, resultando na
formação de uma cavidade, onde os íons cálcio fazem a junção entre as cadeias
formando uma rede tridimensional [62, 90]. Quando as regiões do bloco G das
cadeias poliméricas se aproximam na presença de íons divalentes, como Ca(II), uma
estrutura dimérica é formada e os íons localizam-se nos interstícios entre as cadeias
do Alginato, interagindo com o ânion carboxilato e com os grupos hidroxila [63].
36
O
O
O
O
OH
OH
O
O-
O
O
O
O
O
O
O-
Ca2+
Figura 13 - Esquema mostrando a interação dos blocos G na presença de íons Ca(II), de acordo com o modelo “caixa de ovo”. Os círculos pretos representam os átomos de oxigênio envolvidos na coordenação do cátion.
O processo de gelificação do Alginato é baseado na afinidade do mesmo em
relação a certos íons e na habilidade para estabelecer a ligação desses íons
seletivamente e cooperativamente. A ligação seletiva dos íons Ca(II) está
diretamente relacionada ao conteúdo de blocos G, ou mais precisamente, ao
comprimento destes blocos. O aumento das ligações iônicas e, portanto, da rigidez
mecânica, é verificado em Alginatos com alto conteúdo de blocos G [62, 63, 90].
4.2.5 Determinação do ponto de carga zero (PCZ)
A densidade de cargas superficiais de um material é um parâmetro de
fundamental importância para monitorar fenômenos que ocorrem nas interfaces
sólido/solução [99]. A protonação ou desprotonação de sítios superficiais podem
ajudar a entender o efeito do pH, além de diversas propriedades que estejam
relacionadas ao balanço de cargas elétricas na superfície das partículas que
compõem um determinado sistema [99, 100].
Na interface sólido/solução, a densidade de cargas superficiais depende do
pH da solução, e é determinada por um balanço entre os sítios positivos, negativos e
37
neutros existentes na superfície [101]. Carga positiva superficial seria, portanto,
decorrência da adsorção de íons H+, ao passo que as cargas negativas seriam
devido à dessorção de íons H+ ou à adsorção de hidroxilas (OH-) na superfície. O
valor do pH no qual a carga superficial líquida é zero é chamado de ponto de carga
zero (PCZ) [99, 101].
O ponto de carga zero (PCZ) representa o valor do pH no qual o número de
sítios positivos é igual ao número de sítios negativos, resultando em um sólido com
uma superfície eletricamente neutra [101], ou seja, o pH necessário para haja a
ausência de cargas na superfície líquida do adsorvente. Em sistemas que
apresentam soluções com potenciais hidrogeniônicos abaixo do PCZ, os sítios
superficiais do sólido estarão protonados, e a superfície carregada positivamente,
resultando em maior adsorção de espécies aniônicas, enquanto que em sistemas
com valores de pH acima do PCZ, os grupos ionizáveis perdem seus prótons e a
superfície torna-se negativamente carregada, indicando uma maior afinidade por
espécies catiônicas [102].
Na figura 14 são apresentados os gráficos da variação do pH (pH inicial-pH
final), ΔpH, em função do pH inicial para os materiais ALG, ALG/ESC e ALG/ESC-
CaCl2.
38
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11
-1
0
1
2
3
4
5
6
7
8
2,1
pH
pHinicial
ALG
ALG / ESC
1,8 6,0
ALG /ESC - CaCl2
Figura 14 - Gráfico representando a determinação do PCZ dos materiais ALG, ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2.
O valor do PCZ encontrado para o ALG foi de 1,8 e para os híbridos
ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2 foram encontrados, respectivamente, os valores 2,1 e
6,0. Em um trabalho desenvolvido anteriormente pelo mesmo grupo de pesquisa, o
valor do PCZ determinado para a escama do peixe Piau foi de 6,9 [02]. Estes
resultados podem ser observados também na tabela 02 do item 4.4.
4.3 Estudos cinéticos
A curva analítica construída no comprimento de onda de máxima absorção do
herbicida Paraquat (216 nm) está ilustrada na figura 15:
39
0 1 2 3 4 5 6
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
Ab
so
rvân
cia
Concentração x10-5 (mol dm
-3)
Figura 15 - Curva de calibração utilizada para determinação da concentração do Paraquat.
A equação da reta obtida a partir da curva analítica para o Paraquat é
apresentada na equação 06:
Y = - 0, 0272+ 16164,0 X equação (02)
R = 0, 999
Para os íons Cu(II) e Co(II), foi construída, uma curva analítica no
comprimento de onda de máxima absorção, 796 nm e 520 nm, respectivamente. A
curva obtida está ilustrada na figura 16:
40
0,00 0,01 0,02 0,03 0,04 0,05 0,06 0,07
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
1,0
Ab
so
rvâ
nc
ia
Cu(II)
Concentração (mol dm-3)
Co(II)
Figura 16 - Curva de calibração utilizada para determinação da concentração dos íons Cu(II) e Co(II).
As equações das retas obtidas a partir das curvas analíticas para os metais
Cu(II) e Co (II), respectivamente, são apresentadas nas equações 03 e 04:
Y = - 0, 0272 + 16164, 0X equação (03)
R = 0, 999
Y= - 0, 00675 + 5,066X equação (04)
R = 0, 999
Nas equações 02, 03 e 04, y corresponde à absorvância da solução, x à
concentração da solução e R ao coeficiente de correlação. O coeficiente angular das
equações fornece o coeficiente de absortividade molar (ε) no comprimento de onda
de máxima absorvância do Paraquat e dos íons Cu(II) e Co(II). Utilizando-se estas
equações foi possível calcular os valores das concentrações de equlíbrio, Ceq, dos
41
adsorvatos a partir dos valores de absorvância determinados
espectrofotometricamente, conforme descrito no item 3.5.
Neste trabalho, o processo de interação e a eficiência dos materiais
sintetizados na remoção de Paraquat e dos íons Cu(II) e Co(II) foi avaliado. Para
isso, as quantidades de Paraquat e íons Cu(II) e Co(II) adsorvidos nos materiais
ALG, ESC, ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, Nf (mol g-1), foram calculadas usando a
equação 05 [105]:
m
VCC eqifN
)( (equação 05)
Onde, Ci é a concentração inicial da solução dos adsorvatos, em mol dm-3, Ceq
é a concentração de equilíbrio em cada tempo estabelecido, determinada
espectrofotometricamente, em mol dm-3, V corresponde ao volume utilizado, em
litros, da solução dos adsorvatos e m é a massa, em gramas, dos materiais
utilizados nos experimentos.
Os estudos de adsorção do Paraquat foram desenvolvidos a 30ºC. Durante os
experimentos, os valores de pH das soluções do Paraquat nos tempos de contato
inicial e final foram medidos. Os resultados são apresentados na tabela 02.
Tabela 02 - Valores de pH das soluções do Paraquat nos hjhjhjhgjhgjjjjtempos de contato inicial e final.
Material PCZ pH inicial pH final
ALG 1,8
6,3
3,1
ESC 6,9 5,7
ALG/ESC 2,1 3,2
ALG/ESC-CaCl2 6,0 5,2
Os dados de concentração inicial, Cinicial, concentração final, Cfinal, e a
quantidade de Paraquat adsorvido, Nf, são apresentados nas tabelas 01 e 02 do
apêndice A. Na figura 17 podem ser observados os valores de Nf em função do
tempo de contato, referentes à interação do Paraquat com os materiais ALG, ESC,
ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2.
42
0 100 200 300 400 500 600
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
Nf
x 1
0-6
(mo
l g
-1)
ESC
ALG
ALG/ESC
ALG/ESC-CaCl2
tempo (min)
Figura 17 - Valores de quantidade de Paraquat adsorvido, Nf, em função do tempo de contato, referentes à interação do Paraquat com os materiais ALG, ESC, ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2.
O Herbicida Paraquat (figura 18) é de um sal de amônio bi-quaternário
(dicloreto de paraquat), muito solúvel em soluções aquosas, reduzindo-se com
facilidade ao estado de cátion - 1,1'-dimetil-4,4'-bipiridinio [3, 10], possibilitando
facilmente a troca iônica ou interação eletrostática com outras substâncias em
condições favoráveis.
CH3CH3 N+
N+
Cl-
2
Figura 18 - Estrutura química do herbicida Paraquat.
43
Analisando-se a figura 17, percebe-se que a escama (ESC) tem pouca
afinidade pelo Paraquat catiônico, pois os valores de Nf permanecem praticamente
constantes ao longo do tempo de contato, sugerindo que o processo de adsorção
envolvendo a escama não foi favorável. Este fato já era esperado, uma vez que os
valores de pH da solução do Paraquat nos tempos de contato inicial e final da
adsorção encontram-se abaixo do PCZ da ESC, conforme pode ser observado na
tabela 02. Assim os sítios superficiais da escama de peixe na faixa de pH trabalhado
encontram-se protonados desfavorecendo a adsorção da espécie catiônica.
Os demais materiais adsorveram uma quantidade significativa do Paraquat,
com os valores de Nf decrescendo na ordem ALG ALG/ESC-CaCl2 > ALG/ESC.
Analisando-se os dados da tabela 02, observa-se que para os materiais ALG e
ALG/ESC os valores de pH encontram-se acima do PCZ, portanto apresentam carga
superficial negativa, dando fortes indícios de que o processo de adsorção ocorreu
por interações eletrostáticas. Para o híbrido ALG/ESC-CaCl2 (PCZ= 6,0), a interação
por atrações eletrostáticas só seria esperada na faixa inicial do tempo de contato do
Paraquat com o material, pois no final do experimento o pH da solução do Paraquat
encontra-se abaixo do PCZ, indicando que os sítios da superfície do material
encontram-se protonados. A partir deste fato, é possível argumentar que outros
mecanismos são responsáveis pelos processos de interação Paraquat/materiais.
Os estudos de adsorção dos íons Cu(II) e Co(II) também foram realizados a
30ºC. Para facilitar a confrontação dos dados, mais uma vez os valores de PCZ dos
materiais são apresentados na tabela 03 junto com os valores de pH das soluções
do metais nos tempos de contato inicial e final dos experimentos.
Tabela 03 - Valores de pH das soluções dos metais Cu(II) e Co(II) kljhkjhkjkjkjnos tempos de contato inicial e final.
Material PCZ Cu(II) Co(II)
pHinicial pHfinal pHinicial pHfinal
ALG 1,8
5,7
1,9
6,3
2,1
ESC 6,9 4,1 5,9
ALG/ESC 2,1 2,2 2,2
ALG/ESC-CaCl2 6,0 3,8 4,2
44
Confrontando-se os valores de PCZ dos materiais com os valores de pH das
soluções determinados no início e no final de cada experimento, é possível sugerir
que nos materiais ALG e ALG/ESC predominam sítios carregados negativamente na
faixa de pH investigada. Um comportamento inverso é observado para os materiais
ESC e ALG/ESC-CaCl2. O híbrido ALG/ESC-CaCl2 ao ser colocado em contato com
as soluções de cobalto apresenta cargas superficiais negativas, porém, no final do
tempo de contato, os dados sugerem que há um predomínio de cargas positivas na
superfície do material.
As quantidades de íons Cu(II) e Co(II) adsorvidos nos materiais ALG, ESC,
ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, Nf (mol g-1), foram calculadas através da equação 05.
As representações gráficas são apresentadas nas figuras 19 e 20. Os valores de Nf,
de concentração inicial, Cinicial, e concentração final, Cfinal, são apresentados nas
tabelas 03 e 04 para os íons Cu(II) e 05 e 06 para os íons Co(II) do apêndice A.
0 50 100 150 200 250 300 350
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
tempo (min)
ESC
ALG
ALG/ESC
ALG/ESC-CaCl2
Nf
x 1
0-3 (
mo
l g
-1)
Figura 19 - Valores de quantidade dos íons Cu(II) adsorvido, Nf , em função do tempo de contato, referentes à interação dos íons Cu(II) com os materiais ALG, ESC, ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2.
45
0 50 100 150 200 250 300 350
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
1,6
1,8
2,0
2,2
tempo (min)
Nf
x 1
0-3
(m
ol
g-1
) ESC
ALG
ALG/ESC
ALG/ESC-CaCl2
Figura 20 - Valores de quantidade dos íons Co(II) adsorvido, Nf , em função do tempo de contato, referentes à interação dos íons Co(II) com os materiais ALG, ESC, ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2.
Para os processos de interação dos íons Cu(II) com os materiais, de acordo
com a figura 19, as esferas ALG/ESC-CaCl2 apresentam maior capacidade de
remoção (2,26x10-3 mol g-1) seguido de ESC/ALG (1,58x10-3 mol g-1). É coerente
sugerir que a interação com o híbrido ALG/ESC ocorre através de atrações
eletrostáticas entre os grupos da superfície, que se encontram carregados
negativamente, e os íons Co(II) livres que se encontram presentes na solução [104].
Para o material híbrido reticulado, ALG/ESC-CaCl2, em que há um predomínio de
cargas positivas na superfície, sugere-se que ocorrem interações eletrostáticas entre
espécies de cobre na sua forma aniônica [104]. É possível também que no processo
de interação ocorra uma troca catiônica, pois a estrutura da hidroxiapatita, presente
na escama, permite que os íons Ca(II) sejam substituídos por alguns cátions de
metais tais como Pb(II), Cu(II), Cd(II), Zn(II), Sr(II), Co(II), Fe(II), etc [105]. O
comportamento observado para a interação do cobalto com os materiais é
46
semelhante ao do cobre, com exceção do híbrido ALG/ESC-CaCl2, pois no início da
adsorção ocorreu predomínio de cargas negativas na superfície.
De acordo com as figuras 19 e 20, é possível afirmar que os materiais
ALG/ESC e ESC/ALG-CaCl2 apresentam maior capacidade de remoção que os
materiais ALG e ESC para os íons Cu(II) e Co(II). A afinidade dos materiais segue a
ordem ESC <ALG <ALG/ESC < ALG/ESC-CaCl2.
Com base no último valor de Nf em cada curva apresentada nos gráficos das
figuras 19 e 20, foram calculados os percentuais de remoção dos metais das
soluções aquosas, conforme pode ser observado na figura 21.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
Co(II)
Cu(II)
ESC
ALG
ALG/ESC
ALG/ESC-CaCl2
Re
mo
çã
o (
%)
Figura 21 - Percentual de remoção dos metais pelos materiais ALG, ESC, ALG/ESC, ALG/ESC-
CaCl2.
Os percentuais de remoção obtidos para os íons Co(II) foram de 62% para as
esferas de Alginato de Sódio modificada com escama (ALG/ESC) e 71% para as
esferas reticuladas com CaCl2. Nota-se uma maior afinidade dos materiais pelos
íons Cu(II) com percentuais de remoção de 71 e 84%, para ALG/ESC e ALG/ESC-
CaCl2, respectivamente.
47
4.3.1 Aplicação dos modelos cinéticos
4.3.1.1 Modelos de Pseudo-primeira-ordem de Lagergren e Pseudo-
segunda-ordem de Ho e McKay
A determinação de parâmetros cinéticos é de fundamental importância no
controle da eficiência dos processos de adsorção. Os modelos de pseudo-primeira-
ordem de Lagergren e pseudo-segunda-ordem de Ho e Mckay têm sido bastante
utilizados na avaliação cinética de processos de interações em interfaces
sólido/solução [13, 17, 31, 103]. A aplicabilidade destes modelos é evidenciada
quando os dados experimentais ajustam-se aos valores teóricos do modelo utilizado
[31].
A equação de pseudo-primeira-ordem, sugerida inicialmente por Lagergren
baseia-se na capacidade de adsorção do sólido e é expressa da seguinte forma [31]:
)( )()(1)( tfeqftf NNkdtdN
(equação 06)
A solução da equação 06, aplicando as condições iniciais Nf(t) = 0 a t = 0 e Nf(t)
= Nf(t) a t=t, é:
t .)/ln( 1)()( kNNN tfeqff
(equação 07)
A equação 07 pode ser rearranjada para obter a forma linear:
tkNNN eqftfeqf 1)()()( )(ln)(ln (equação 08)
Na equação 08 Nf(eq) é a quantidade de soluto adsorvido no equilíbrio, Nf(t)
representa a quantidade do soluto adsorvido no tempo t, e k1 (min-1) é a constante
de adsorção de pseudo-primeira-ordem. Construindo-se um gráfico de ln (Nf(eq) –
Nf(t)) x t, obtém-se um reta cujo coeficiente angular fornece o valor da constante k1.
48
O modelo de pseudo-segunda-ordem de Ho e McKay é expresso pela
equação [31]:
2
)()(2)( )(/ tfeqftf NNkdtdN (equação 09)
Integrando-se a equação 09 e aplicando as condições iniciais Nf(t) = 0 a t = 0 e
Nf(t) = Nf(t) a t=t, tem-se:
tkNNdN eqftfeqf 2)()()( /1)/(1 (equação 10)
A equação pode ser rearranjada para obter a forma linearizada:
tNNkN
t
eqfeqftf )(2
)(2)(
11
(equação 11)
Onde k2 é a constante de adsorção de pseudo-segunda-ordem em
min mol-1 / g.
A validade do modelo de pseudo-segunda-ordem é tradicionalmente avaliada
pela linearidade verificada ao se construir o gráfico t/Nf(t) x t. Através da intersecção
da reta obtém-se o valor da constante cinética k2.
As representações gráficas das linearizações dos modelos de pseudo-
primeira-ordem e pseudo-segunda-ordem para as interações Paraquat/ALG/ESC e
Paraquat/ALG/ESC-CaCl2 estão ilustradas nas figuras 22 e 23.
49
0 100 200 300 400 500
-20
-18
-16
-14
-12
ALG/ESC
ALG/ESC-CaCl2
ln (
Nf
(eq
) - N
f (t
)) (m
ol
g-1)
tempo (min)
Figura 22 - Dados referentes ao modelo cinético de Lagergren de pseudo-primeira-ordem dos processos de interação do Paraquat com ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2.
0 100 200 300 400 500 600
5
10
15
20
25
30
35
ALG/ESC
ALG/ESC-CaCl2
tempo (min)
t
/ N
f (t
) x 1
0-7 (
min
mo
l-1/g
)
Figura 23 - Dados referentes ao modelo cinético de Ho e McKay de pseudo-segunda-ordem dos processos de interação do Paraquart com ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2.
50
A partir da análise das figuras 22 e 23, percebe-se que os dados não se
ajustam aos modelos de pseudo primeira-ordem e pseudo-segunda-ordem em toda
a faixa de tempo. O modelo de pseudo primeira-ordem, representado na figura 22,
apresenta linearidade desde o tempo inicial de adsorção até aproximadamente 360
minutos. Para o modelo de pseudo-segunda-ordem, representado na figura 23, a
faixa linear é observada a partir de 100 minutos até o final do processo. A fim de
determinar os valores das constantes cinéticas (k1 e k2), a quantidade de Paraquat
adsorvido no equilíbrio (Nf(eq)) e os coeficientes de correlação (R2) o ajuste dos
dados aos modelos cinéticos foi investigado apenas na faixa de tempo onde houve a
linearização. Os resultados são apresentados na tabela 04.
Tabela 04 - Parâmetros cinéticos referentes aos processos de interação do Paraquat com as esferas ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2 segundo os modelos de pseudo-primeira-ordem de Lagergren e pseudo-segunda-ordem de Ho e McKay na faixa linear.
MATERIAL k1x10-3
(min-1)
Nf (eq)x10-6
(mol g-1) R2
k2x1018
(g mol-1 min-1)
Nf (eq)x10-6
(mol g-1) R2
ALG/ESC 5,46 2,58 0,996 3,72 4,00 0,953
ALG/ESC-CaCl2 5,18 2,91 0,986 6,57 4,24 0,992
Os valores dos coeficientes de correlação, em geral, acima de 0,99 dão um
forte indício do ajuste dos dados ao modelo. Os valores para a interação com o
material ALG/ESC oferecem melhor correlação com o modelo de modelo de pseudo-
primeira-ordem, já para o material ALG/ESC-CaCl2, a melhor correlação é com o
modelo de pseudo-segunda-ordem. No entanto, como o coeficiente de correlação
não deve ser o único parâmetro avaliado para afirmar se os dados ajustam-se aos
modelos, foram calculados os valores teóricos das quantidades de Paraquat
adsorvido, Nf(t) teor, na faixa de tempo onde foi observada a linearização, para ambos
os modelos. Os valores de Nf(t) teor foram obtidos substituindo-se os valores das
constantes cinéticas e de Nf (eq) calculados, nas equações 12 e 13 [31]:
Nf(t) teor = N f(eq) ( 1 – e - ( k1t ) ) (equação 12)
Nf(t) teor=(k2Nf(eq)
2t)/(1 + k2Nf(eq) t) (equação 13)
51
As confrontações dos dados experimentais, Nf(t) exp, e teóricos, Nf(t) teor,
referentes à adsorção do Paraquat (valores apresentados nas tabelas 01 e 02 do
apêndice B) são ilustradas nas figuras 24 e 25.
0 50 100 150 200 250 300 350
0
5
10
15
20
25
tempo (min)
Nf
(t)
ex
p ,
Nf
(t)
teo
r x 1
0-7 (
mo
l g
-1)
Nf (t) exp ALG/ESC
Nf (t) teor ALG/ESC
Nf (t) exp ESC/ALG-CaCl2
Nf (t) teor ESC/ALG-CaCl2
Figura 24 - Confrontação dos dados experimentais das quantidades de Paraquat adsorvidas, (Nf(t)
exp), e teóricos (Nf(t) teor), em função do tempo, para o processo de adsorção do Paraquat nos materiais ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em relação ao modelo de Lagergren de pseudo-primeira-ordem na faixa de tempo linearizada.
52
100 200 300 400 500 600
-5
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
tempo (min)
Nf (t) exp
ALG/ESC
Nf (t) teor
ALG/ESC
Nf (t) exp
ESC/ALG-CaCl2
Nf (t) teor
ESC/ALG-CaCl2
Nf
(t)
ex
p ,
Nf
(t)
teo
r x 1
0-7 (
mo
l g
-1)
Figura 25 - Confrontação dos dados experimentais das quantidades de Paraquat adsorvidas, (Nf(t)
exp), e teóricos (Nf(t) teor), em função do tempo, para o processo de adsorção do Paraquat nos materiais ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em relação ao modelo de Ho e McKay de pseudo-segunda-ordem na
faixa de tempo linearizada.
Analisando-se as figuras 24 e 25 é possível verificar que os dados
experimentais obtidos das interações entre o Paraquat e os materais ALG/ESC e
ALG/ESC-CaCl2 não se ajustam aos modelos de pseudo-primeira-ordem e pseudo-
segunda-ordem. Isto foi confirmado pela não proximidade observada entre as curvas
experimentais e as curvas teóricas obtidas para os dois modelos.
Os modelos de pseudo-primeira-ordem e pseudo-segunda-ordem, também
foram aplicados para as interações dos íons Cu(II) e Co(II) com os materiais
ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2. As representações gráficas são apresentadas nas
figuras 26 a 29.
53
0 50 100 150 200 250 300 350
-14
-12
-10
-8
-6
ln (
Nf
(eq
) - N
f (t
)) (m
ol
g-1)
tempo (min)
ALG/ESC
ALG/ESC-CaCl2
Figura 26 - Dados referentes ao modelo cinético de Lagergren de pseudo-primeira-ordem dos processos de interação dos íons Cu(II) com as esferas ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2.
0 50 100 150 200 250 300 350
0
50
100
150
200
250
t /
Nf
(t) x
10
3 (m
in m
ol-1
/g)
tempo (min)
ALG/ESC
ALG/ESC-CaCl2
Figura 27 - Dados referentes ao modelo cinético de Ho e McKay de pseudo-segunda-ordem dos processos de interação dos íons Cu(II) com as esferas ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2.
54
0 50 100 150 200 250 300 350
-14
-12
-10
-8
-6
ln (
Nf
(eq
) - N
f (t
)) (m
ol
g-1)
ALG/ESC
ALG/ESC/CaCl2
tempo (min)
Figura 28 - Dados referentes ao modelo cinético de Lagergren de pseudo primeira-ordem dos processos de interação íons Co(II) com as esferas ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2.
0 50 100 150 200 250 300 350
0
50
100
150
200
250
ALG/ESC
ALG/ESC-CaCl2
t /
Nf
(t) .
10
3 (
min
mo
l-1/g
)
tempo (min)
Figura 29 - Dados referentes ao modelo cinético de Ho e McKay de pseudo segunda-ordem dos processos de interação dos íons Co(II) com as esferas ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2.
55
A partir da análise dos gráficos 26 a 29 percebe-se que os dados não se
ajustam a nenhum dos modelos cinéticos utilizados. O modelo de pseudo-primeira-
ordem, representado nas figuras 26 e 28, apresenta linearidade apenas na porção
inicial de adsorção até aproximadamente 200 minutos. Para o modelo de pseudo-
segunda-ordem representado nas figuras 27 e 29, a faixa linear é observada a partir
de 50 minutos até o final do processo.
A fim de verificar o ajuste dos modelos cinéticos aos dados na faixa de tempo
onde houve a linearização, os valores das constantes cinéticas (k1 e k2), quantidade
de íons Cu(II) e Co(II) adsorvidos no equilíbrio (Nf(eq)) e os coeficientes de correlação
(R2) foram determinados e são apresentados nas tabelas 05 e 06.
Tabela 05 - Parâmetros cinéticos referentes aos processos de interação do Cu(II) com as esferas ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2 segundo os modelos de pseudo-primeira-ordem de Lagergren e pseudo-segunda-ordem de Ho e McKay.
MATERIAL k1x10
-2
(min-1
)
Nf (eq)x10-3
(mol g-1
) R
2 k2
(g mol-1
min-1
)
Nf (eq)x10-3
(mol g-1
) R
2
ALG/ESC 1,19 1,9 0,973 1,04.1010 2,43 0,985
ALG/ESC-CaCl2 1,15 2,3 0,997 3,52.109 3,07 0,995
Analisando-se a tabela 05 percebe-se que os valores dos coeficientes de
correlação para as interações dos íons Cu(II) com o material ALG/ESC são iguais a
0,973 e 0,985 para os modelos de pseudo-primeira ordem e pseudo-segunda ordem,
respectivamente, indicando, portanto, a falta de ajuste dos dados os modelos. Os
valores de R2 referentes às interações com o ALG/ESC-CaCl2 indicam uma boa
correlação com os dois modelos.
Tabela 06 - Parâmetros cinéticos referentes aos processos de interação do Co(II) com as esferas ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2 segundo os modelos de pseudo-primeira-ordem de Lagergren e pseudo-segunda-ordem de Ho e McKay.
MATERIAL k1x10
-2
(min-1
)
Nf (eq)x10-3
(mol g-1
) R
2 k2
(g mol-1
min-1
)
Nf (eq)x10-3
(mol g-1
) R
2
ALG/ESC 1,63 2,08 0,984 9,06.109 2,1 0,994
ALG/ESC-CaCl2 1,43 1,89 0,969 6,85.109 0,21 0,995
56
Na tabela 06, os dados referentes às interações dos materiais dos íons Co(II)
com ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2 indicam um melhor ajuste ao modelo de pseudo-
segunda-ordem. Com o propósito de avaliar a aplicabilidade dos modelos, foram
calculados os valores teóricos das quantidades dos íons Cu(II) e Co(II) adsorvidos,
Nf(t) teor, na faixa de tempo onde foi verificada a linearização, usando as equações 12
e 13. As confrontações dos dados experimentais, Nf(t) exp, e teóricos, Nf(t) teor,
referentes à adsorção dos íons Cu(II) são ilustradas nas figuras 30 e 31 e para os
íons Co(II) nas figuras 32 e 33. Os valores das confrontações são apresentados nas
tabelas 03 e 04 para os íons Cu(II) e nas tabelas 05 e 06 do apêndice B.
0 50 100 150 200
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
0 50 100 150 200
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
Nf (t) teor ALG/ESC- CaCl2
Nf (t) exp ALG/ESC- CaCl2
tempo (min)
Nf
(t)
ex
p ,
Nf
(t)
teo
r x 1
0-3 (
mo
l g
-1)
Nf (t) teor ALG/ESC
Nf (t) exp ALG/ESC
Figura 30 - Confrontação dos dados experimentais das quantidades dos íons Cu(II) adsorvidos, (Nf(t)
exp), e teóricos (Nf(t) teor), em função do tempo, para o processo de adsorção dos íons Cu(II) nos materiais ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em relação ao modelo de Lagergren de pseudo-primeira-ordem na faixa de tempo linearizada.
57
50 100 150 200 250 300 350
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
50 100 150 200 250 300 350
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
Nf
(t)
ex
p ,
Nf
(t)
teo
r x
10
-3 (
mo
l g
-1)
Nf (t) exp ALG/ESC
Nf (t) teor ALG/ESC
tempo(min)
Nf (t) exp ALG/ESC-CaCl2
Nf (t) teor ALG/ESC-CaCl2
Figura 31 - Confrontação dos dados experimentais das quantidades dos íons Cu(II) adsorvidos, (Nf(t) exp), e teóricos (Nf(t) teor), em função do tempo, para o processo de adsorção do Cu(II) nos materiais ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em relação ao modelo de Ho e McKay de pseudo-segunda-ordem na faixa de tempo linearizada.
0 50 100 150 200
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
Nf (t) teor ALG/ES
Nf (t) exp ALG/ESC
Nf
(t)
ex
p ,
Nf
(t)
teo
r x 1
0-3 (
mo
l g
-1)
Nf (t) teor ALG/ESC- CaCl2
Nf (t) exp ALG/ESC- CaCl2
tempo (min)
Figura 32 - Confrontação dos dados experimentais das quantidades dos íons Co(II) adsorvidos, (Nf(t) exp), e teóricos (Nf(t) teor), em função do tempo, para o processo de adsorção dos íons Co(II) nos materiais ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em relação ao modelo de Lagergren de pseudo-primeira-ordem na faixa de tempo linearizada.
58
50 100 150 200 250 300 350
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
Nf
(t)
ex
p ,
Nf
(t)
teo
r x
10
-3 (
mo
l g
-1)
tempo (min)
Nf (t) teor ALG/ESC
Nf (t) exp ALG/ESC
Nf (t) teor ALG/ESC- CaCl2
Nf (t) exp ALG/ESC- CaCl2
Figura 33 - Confrontação dos dados experimentais das quantidades dos íons Co(II) adsorvidos, (Nf(t) exp), e teóricos (Nf(t) teor), em função do tempo, para o processo de adsorção dos íons Co(II) nos materiais ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em relação ao modelo de Ho e McKay de pseudo-segunda-ordem na faixa de tempo linearizada.
Na figura 30 é possível verificar uma boa concordância entre os valores de Nf
teóricos e experimentais referentes à interação dos íons Cu(II) com o ALG/ESC-
CaCl2, indicando que o modelo cinético de pseudo-primeira–ordem descreve
satisfatoriamente o processo de adsorção. Na figura 31 observa-se que os dados
referentes às interações dos íons Cu(II) com os materiais ALG/ESC e ALG/ESC-
CaCl2 não se ajustam ao modelo de pseudo-segunda-ordem.
Os dados referentes às interações dos íons Co(II) não se ajustam aos
modelos de pseudo-primeira-ordem e pseudo-segunda-ordem. O não ajuste foi
confirmado pela distinção entre as curvas experimentais e as curvas teóricas obtidas
para os modelos que são apresentados nas figuras 32 e 33.
4.3.1.2 Modelo de Difusão Intrapartícula
O modelo de difusão intrapartícula tem sido bastante utilizado para identificar
as etapas envolvidas durante o processo de adsorção [13, 29]. De acordo com este
59
modelo, as interações que ocorrem na interface sólido/solução podem ser descritas
pela equação 14 [13]:
ItkN If 5,0)( (equação 14)
Onde kI é a constante de difusão intrapartícula (mol g-1 min-1/2) e I (mol g-1 ) é a
constante relacionada à resistência a difusão da espécie adsorvida, sendo
proporcional à espessura da camada limitante formada durante o processo de
adsorção.
O gráfico de Nf em função de t0,5 produz múltiplas regiões lineares,
assumindo que a adsorção ocorre em diversas etapas. A primeira delas é chamada
de difusão externa, onde ocorre a rápida migração do adsorvato da solução para a
superfície do adsorvente. Em seguida, observam-se outras porções lineares
indicativas de estágios graduais de difusão intrapartícula. Nesta etapa, ocorre à
difusão do adsorvato através dos poros do material, este processo pode ocorrer em
dois ou mais estágios. A última e terceira porção é o estágio final de equilíbrio, onde
a difusão intrapartícula começa a decrescer devido à baixa concentração do
adsorvato na solução, bem como à baixa disponibilidade de sítios de adsorção [13].
As constantes kI e I são obtidas a partir dos coeficientes angulares e lineares das
retas, respectivamente.
Se a difusão intrapartícula está envolvida no processo de adsorção, ao
construir um gráfico de Nf x (t0,5), este pode resultar em uma relação linear e se a
reta passar pela origem dos pontos a difusão intrapartícula pode ser a etapa
limitante da adsorção. Quando a reta não passa através da origem, isto é um
indicativo de que não só a difusão intrapartícula controla todo o processo de
adsorção, mas também outros processos podem estar acontecendo
simultaneamente [106].
Neste trabalho o modelo de difusão intrapartícula foi usado para caracterizar
os processos de interação Paraquat/materiais e íons Cu(II) e Co(II)/materiais. A
aplicação deste modelo, ilustrada nas figuras 34 e 35, é referente ao processo de
interação entre o Paraquat e as esferas ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2,
respectivamente.
60
6 8 10 12 14 16 18 20 22 24 26
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
KI,2
t
0,5(min)
Nf
x 1
0-6
(m
ol
g-1
)
ALG/ESC
Difusão
Externa
Difusão interna
Equilíbrio
KI,1
Figura 34 - Difusão intrapartícula para o processo de interação entre o Paraquat e as esferas ALG/ESC.
61
4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24 26
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
KI,1
N
f x
10
-6 (m
ol
g-1
)
Equilíbrio
Difusão Interna
ALG/ESC-CaCl2
t 0,5
(min)
Difusão Externa
Figura 35 - Difusão intrapartícula para o processo de interação entre o Paraquat e as esferas ALG/ESC-CaCl2.
Na figura 34, a porção referente à difusão interna do Paraquat nas esferas
ALG/ESC apresenta uma multilinearidade, indicando que este processo ocorre com
duas constantes cinéticas de difusão (kI). A difusão intrapartícula ocorre no intervalo
de 70 a 320 minutos. Os valores dos parâmetros kI variam de 0,218 a 0,130
(mol g-1 min-1/2 ), e os de I variam de -1,5011 a -0,565 (mol g-1).
O processo de difusão interna do híbrido reticulado, ALG/ESC-CaCl2, como
visualizado na figura 35, ocorre em apenas uma única etapa, tendo início em 180
minutos e finalizando aos 490 minutos, com um valores de kI e I de 0, 128 mol g-1
min-1 e – 0,0955 (mol g-1), respectivamente. Na tabela 07 podem ser observados os
valores dos parâmetros cinéticos obtidos de acordo com o modelo de difusão
intrapartícula no processo de adsorção do Paraquat com os materiais ALG/ESC e
ALG/ESC-CaCl2.
62
Tabela 07 - Parâmetros cinéticos das interações Paraquat com os materiais ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, segundo o modelo de difusão intrapartícula.
Material kI – 1
(mol g-1 min-1/2)
I – 1
(mol g-1)
kI – 2
(mol g-1 min-1/2)
I – 2
(mol g-1)
ALG/ESC 0, 218 - 1, 501 0, 130 -0, 565
ALG/ESC-CaCl2 0, 128 - 0, 0955 - -
Com base na tabela 07, verifica-se que os parâmetros kI e a constante I
variam em função do tipo de adsorvente. Este fato é bastante coerente, pelo fato da
constante I representar uma camada que dificulta o processo de difusão. Para as
esferas ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2 é possível observar que a porção referente à
difusão externa não passa através da origem, indicando que não só a difusão
intrapartícula controla todo o processo de adsorção, mas também outros processos
podem estar acontecendo simultaneamente.
Com o objetivo de verificar o ajuste dos dados experimentais ao modelo de
difusão intrapartícula, foram calculados valores teóricos de Nf(t) teor, utilizando os
valores de kI e I com base na equação 14. A representação gráfica da confrontação
dos valores experimentais (Nf(t) exp) e teóricos (Nf(t) teor) é ilustrada na figura 36. Os
valores são apresentados na tabela 08.
63
0 100 200 300 400 500 600 700
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
Nf (t) teor ALG/ES
Nf (t) exp ALG/ESC
Nf (t) teor ALG/ESC- CaCl2
Nf (t) exp ALG/ESC- CaCl2
tempo (min)
Nf
(t )
ex
p ,
Nf
(t)
teo
r x 1
0-6
(mo
l g
-1)
Figura 36 - Dados experimentais (Nf(t) exp) e teóricos (Nf(t) teor) referentes à adsorção do Paraquat nos materiais, ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em relação ao modelo de difusão.
64
Tabela 08 - Valores comparativos dos dados experimentais (Nf(t) exp) e teóricos Nf(t) teor da interação do Paraquat com as esferas ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em relação ao modelo de difusão intrapartícula.
Tempo
(min)
ALG/ESC ALG/ESC-CaCl2
Nf(t) expx10-6
(mol g-1
) Errox10
-6
Nf(t) teorx10-6
(mol g-1
)
Nf(t) expx10-6
(mol g-1
) Errox 10
-6
Nf(t) teorx10-6
(mol g-1
)
40 0,2474 0,0351 0,2443 0,3557 0,0437 0,3537
60 0,3464 0,0087 0,3536 0,6310 0,0350 0,6150
80 0,4485 0,0350 0,4448 0,8011 0,1006 0,8354
100 0,7052 0,0175 0,6879 1,0362 0,0218 1,0296
120 0,8877 0,0306 0,8969 1,2156 0,0568 1,2051
160 1,0362 0,0131 1,0762 1,5157 0,0787 1,5167
200 1,2589 0,0743 1,2700 1,7291 0,0393 1,7150
240 1,4878 0,0393 1,4452 1,8900 0,0043 1,8878
280 1,5775 0,0437 1,6063 2,0168 0,0087 2,0467
320 1,7600 0,0131 1,7563 2,2209 0.000 2,1944
360 1,8838 0,0043 1,8971 2,3261 0,0087 2,3336
400 2,0508 0,0481 2,0303 2,4622 0,0175 2,4650
440 2,1653 0.0000 2,1570 2,6200 0,0131 2,5900
480 2,2055 0,0131 - 2,6849 0,0087 2,7094
520 2,1745 0,0132 - 2,7375 0,0043 -
560 2,1962 0,0175 - 2,7375 0,0043 -
600 2,1993 0,0043 - 2,7562 0,0043 -
Ao observar os dados da figura 36 e da tabela 08 é possível perceber a
concordância entre os dados experimentais e os dados calculados nos tempos em
que ocorreu a difusão externa e difusão intrapartícula. Isto indica que os dados
experimentais ajustam-se ao modelo aplicado.
O modelo de difusão intrapartícula também foi utilizado para caracterizar os
processos de interação dos íons Cu(II) e Co(II). A aplicação deste modelo é
65
apresentada nas figuras 37 a 40, e os valores dos parâmetros kI e I podem ser vistos
nas tabelas 09 e 10.
4 6 8 10 12 14 16 18 20
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
KI,2
KI,1
Nf
x 1
0-3
(mo
l g
-1)
t 0,5
(min)
Difusão Interna
Difusão Externa
Equilíbrio
ALG/ESC
Figura 37 - Difusão intrapartícula para o processo de interação entre os íons Cu(II) e o material
ALG/ESC.
66
4 6 8 10 12 14 16 18 20
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
KI,2
KI,1
ALG/ESC-CaCl2
Nf
x 1
0-3
(mo
l g
-1)
t 0,5
(min)
Difusão Interna
Difusão
Externa
Equilíbrio
Figura 38 - Difusão intrapartícula para o processo de interação entre os íons Cu(II) e o material ALG/ESC-CaCl2.
Conforme pode ser observado nas figuras 37 e 38, a difusão intrapartícula
nas esferas ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2 apresenta uma multilinearidade, indicando
que os processos de interação apresentam mais de uma constante cinética de
difusão intraparticula. Os parâmetros cinéticos para as interações Cu(II)/materiais
são apresentados na tabela 09.
Tabela 09 - Parâmetros cinéticos para as interações dos íons Cu(II) com os materiais ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2 segundo o modelo de difusão intrapartícula.
Material kI – 1
(mol g-1 min-1/2)
I – 1
(mol g-1)
kI – 2
(mol g-1 min-1/2)
I – 2
(mol g-1)
ALG/ESC 0, 114 - 0,177 0,0677 0,491
ALG/ESC-CaCl2 0,166 - 0,1754 0,106 0,546
Como pode ser observado na figura 37, para o material ALG/ESC a difusão
intrapaticula ocorre no intervalo de 70 a 620 minutos. Os valores dos parâmetros kI e
I, como podem ser observados na tabela 09, variam de 0,0677 a 0,114
67
(mol g-1 min-1/2 ) e de -0,177 a 0,491 (mol g-1), respectivamente. Nas esferas
ALG/ESC-CaCl2 (figura 38) a difusão ocorre entre 50 e 250 minutos. O parâmetro kI
varia de 0,106 a 0,166 (mol g-1 min-1/2 ) e o parâmetro I varia de -0,1754 a 0,546
(mol g-1).
4 6 8 10 12 14 16 18 20
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
KI,3
Nf
x 1
0-3
(mo
l g
-1)
tempo0,5
(min)
Difusão
Externa
Difusão Interna
KI,1
KI,2
Equilíbrio
ALG/ESC
Figura 39 - Difusão intrapartícula para o processo de interação entre os íons Co(II) e o material ALG/ESC.
68
4 6 8 10 12 14 16 18 20
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
KI,1
ALG/ESC-CaCl2
t 0,5
(min)
Nf
x 1
0-3
(mo
l g
-1)
Difusão Externa
Difusão Interna
Equilíbrio
Figura 40 - Difusão intrapartícula para o processo de interação entre os íons Co(II) e o material ALG/ESC-CaCl2.
Na figura 39, observa-se que a difusão intrapartícula nas esferas ALG/ESC
ocorre em três etapas. Já o material ALG/ESC-CaCl2 (figura 40) apresenta apenas
uma constante. Os valores das constantes cinéticas de difusão intraparticula são
apresentados na tabela 10.
Tabela 10 - Parâmetros cinéticos para as interações dos íons Co(II) com os materiais ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, segundo o modelo de difusão intrapartícula.
Material
kI – 1
(mol g-1
min-1/2
)
I – 1
(mol g-1
)
kI – 2
(mol g-1
min-1/2
)
I – 2
(mol g-1
)
kI – 1
(mol g-1
min-1/2
)
I – 1
(mol g-1
)
ALG/ESC 0, 124 - 0,158 0, 194 -0, 776 0, 0698 0,541
ALG/ESC
-CaCl2 0,0710 0,604 - - - -
Para o material ALG/ESC a difusão ocorre no intervalo de 50 a 230 minutos.
Os valores dos parâmetros kI e I variam de 0, 0698 a 0,124 (mol g-1 min-1/2 ) e de -
0,158 a 0,541 (mol g-1), respectivamente. Para as esferas ALG/ESC-CaCl2 observa-
69
se apenas uma única etapa, que se inicia em 90 minutos e é finalizada aos 230
minutos, com um valor de kI de 0,07107 (mol g-1 min-1/2) e I de 0,604 (mol g-1).
Para a interação dos materiais ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2 com os metais
Cu(II) e Co(II) é possível observar que a porção referente à difusão externa não
passa através da origem, indicando além da difusão intrapartícula, existem outros
processos que podem estar ocorrendo durante todo o tempo de adsorção.
O ajuste dos dados experimentais ao modelo de difusão intrapartícula
também foi verificado para os processos de interação com os metais, utilizando os
valores de kI e I apresentados nas tabelas 09 e 10. A representação gráfica da
confrontação dos valores teóricos (Nf(t) teo) e experimentais (Nf(t) exp) é ilustrada nas
figuras 41 e 42, para Cu(II) e Co(II), respectivamente. Os valores são apresentados
na tabelas 11 e 12.
0 50 100 150 200 250 300 350
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
Nf
(t)
ex
p ,
Nf
(t)
teo
r x 1
0-3 (
mo
l g
-1)
Nf (t) exp ALG/ESC
Nf (t) teor ALG/ESC
Nf (t) exp ALG/ESC- CaCl2
Nf (t) teor ALG/ESC- CaCl2
tempo(min)
Figura 41 - Dados experimentais (Nf(t) exp) e teóricos Nf(t) teor referentes à adsorção dos íons Cu(II) nos materiais ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em relação ao modelo de difusão.
70
0 50 100 150 200 250 300 350
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
Nf
(t)
ex
p ,
Nf
(t)
teo
r x 1
0-3 (
mo
l g
-1)
Nf (t) exp ALG/ESC
Nf (t) teor ALG/ES
Nf (t) exp ALG/ESC- CaCl2
Nf (t) teor ALG/ESC- CaCl2
tempo(min)
Figura 42 - Dados experimentais (Nf(t) exp) e teóricos Nf(t) teor referentes à adsorção do íons Co(II) nos materiais ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em relação ao modelo de difusão.
71
Tabela 11 - Valores comparativos dos dados experimentais (Nf(t) exp) e teóricos Nf(t) teor da interação dos íons Cu(II) com as esferas ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em relação ao modelo de difusão intrapartícula.
Tempo
(min)
ALG/ESC ALG/ESC-CaCl2
Nf(t) expx10-3
(mol g-1
) Errox10
-3
Nf(t) teorx10-3
(mol g-1
)
Nf(t) expx10-3
(mol g-1
) Errox10
-3
Nf(t) teorx10-3
(mol g-1
)
20 0,1217 0,0574 0,1258 0,3815 0,0574 0,3666
30 0,2841 0,0574 0,2960 0,5885 0,0452 0,6116
40 0,4546 0,0516 0,4394 0,8158 0,0516 0,8180
50 0,5804 0,0516 0,5658 1,0107 0,0401 1,0000
70 0,7712 0,0401 0,7764 1,2096 0,0430 1,2206
90 0,8970 0,0574 0,9042 1,4085 0,0287 1,4075
110 1,0391 0,0516 1,0183 1,5790 0,0459 1,5746
140 1,1852 0,0401 1,1715 1,7982 0,0401 1,7989
170 1,2827 0,0459 1,3090 1,9565 0,0516 1,9367
200 1,4450 0,0401 1,4488 2,0336 0,0516 2,0544
230 1,5262 0,0287 1,5181 2,1878 0,0401 2,1636
260 1,5790 0,0287 1,5830 2,2528 0,0229 2,2659
290 1,5871 0,0344 - 2,2609 0,0344 -
320 1,5830 0,0172 - 2,2650 0,0229 -
72
Tabela 12 - Valores comparativos dos dados experimentais (Nf(t) exp) e teóricos Nf(t) teor da interação dos íons Co(II) com as esferas ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em relação ao modelo de difusão intrapartícula.
Tempo
(min)
ALG/ESC ALG/ESC-CaCl2
Nf(t) expx10-3
(mol g-1
) Errox10
-3
Nf(t) teorx10-3
(mol g-1
)
Nf(t) expx10-3
(mol g-1
) Errox10
-3
Nf(t) teorx10-3
(mol g-1
)
20 0,1973 0,0279 0,1893 0,2763 0,0139 0,3049
30 0,3793 0,0348 0,3962 0,5032 0,0209 0,5014
40 0,5773 0,0348 0,5703 0,6907 0,0418 0,6670
50 0,7253 0,0348 0,7239 0,8388 0,0418 0,8130
70 0,8684 0,0558 0,8806 1,0657 0,0279 1,0662
90 1,0263 0,0697 1,0198 1,2631 0,0418 1,2788
110 1,2828 0,0279 1,2739 1,3717 0,0418 1,3499
140 1,3421 0,0418 1,3677 1,4210 0,0279 1,4455
170 1,4703 0,0279 1,4519 1,5296 0,0279 1,5312
200 1,5345 0,0348 1,5290 1,6578 0,0139 1,6096
230 1,5937 0,0069 1,6004 1,6776 0,0139 1,6824
260 1,6036 0,0069 - 1,7269 0,0139 1,7505
290 1,5986 0,0139 - 1,7461 0,0279 -
320 1,5986 0.000 - 1,7368 0,0279 -
Ao observar as figuras 41 e 42 e os dados apresentados nas tabelas 11 e 12,
é possível perceber a concordância entre os dados experimentais e os dados
teóricos calculados nos tempos em que ocorreu a difusão externa e a difusão
intrapartícula, indicando um bom ajuste dos dados experimentais ao modelo de
difusão intrapartícula.
73
5 CONCLUSÕES
Diferentes materiais híbridos contendo Alginato de Sódio e escamas do peixe
piau da espécie Leporinus elongatus foram preparados e caracterizados. Os
materiais obtidos a partir da modificação do Alginato de Sódio com escama de peixe
e da reticulação do hibrido Alginato/Escama com Cloreto de Cálcio, receberam os
nomes de ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, respectivamente.
As esferas de ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2 foram caracterizadas por
Microscopia Eletrônica de Varredura (MEV), Espectroscopia de Absorção na Região
do Infravermelho (FTIR), Difração de Raios X (DRX) e Termogravimetria (TG). A
partir das microscopias foi possível observar que o material ALG/ESC apresenta
uma superfície não uniforme e que o híbrido ALG/ESC-CaCl2 possui uma superfície
esfericamente homogênea. Os espectros de absorção das esferas ALG/ESC
indicaram a existência da interação química entre íons Ca(II) da hidroxiapatita e o
grupo carboxilato do Alginato. No espectro do híbrido ALG/ESC-CaCl2 constatou-se
a formação da ligação cruzada com os íons Ca(II) - Estrutura “Caixa de Ovo”, o que
favoreceu a estabilidade do híbrido reticulado. A análise das curvas
termogravimétricas permitiu verificar que os híbridos ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2
apresentam maior estabilidade térmica em relação às escamas puras (ESC) e ao
polissacarídeo puro (ALG). As alterações nos padrões de difração de raios X
indicaram a incorporação da hidroxiapatita na estrutura do Alginato. As diferenças
significativas observadas através das técnicas de caracterização comprovaram o
sucesso na obtenção de dois novos ecomateriais.
O ponto de carga zero (PCZ), dos materiais foi determinado. As esferas
ALG/ESC apresentaram o PCZ igual a 2,1, sugerindo que, nas condições
experimentais empregadas, a superfície do material encontrava-se carregada
negativamente. O valor do PCZ encontrado para o material híbrido ALG/ESC-CaCl2
foi de 6,0, indicando que na superfície havia predominância de cargas positivas no
sistema de interação com o cobre. Para as soluções de Paraquat e cobalto, houve
predominância de cargas negativas no tempo inicial de contato e cargas positivas no
final de cada experimento. Os resultados encontrados sugeriram que diversos
mecanismos estão envolvidos nos processos de interação, como interações
eletrostáticas entre grupos superficiais carregados negativamente e o Paraquat
74
catiônico ou íons Co(II) e Cu(II) livres que se encontram presentes na solução ou
ainda interações entre espécies de cobre na sua forma aniônica e os grupos
superficiais que apresentavam-se carregados positivamente. Foi possível também
sugerir a ocorrência da troca iônica, de íons Ca(II) pelos íons Cu(II) ou Co(II).
A capacidade de remoção do herbicida Paraquat e dos íons Cu(II) e Co(II) foi
avaliada por espectroscopia de absorção na região do UV-VIS. Verificou-se que o
híbrido ALG/ESC-CaCl2 apresentou maior afinidade pelas espécies.
Com o propósito de avaliar a cinética do processo de interação com os
materiais, foram utilizados os modelos cinéticos de pseudo-primeira-ordem de
Lagergren, pseudo-segunda-ordem de Ho e McKay e o modelo de difusão
intrapartícula. Através das representações gráficas observou-se que os dados
experimentais não se ajustaram aos modelos de pseudo-primeira-ordem e pseudo-
segunda-ordem, com exceção dos valores referentes à interação entre os íons Cu(II)
e as esferas ALG/ESC-CaCl2. Para o modelo cinético de difusão intrapartícula,
observou-se uma boa concordância entre os dados experimentais e os dados
teóricos em todos os tempos de contato. De acordo com os resultados obtidos no
modelo de difusão intrapartícula, sugeriu-se que nas interações do Paraquat e
metais com os materiais estudados, outros processos, além do de difusão
intrapartícula, podem estar ocorrendo simultaneamente.
Os resultados encontrados evidenciam que os materiais híbridos preparados
podem ser classificados como novos ecomateriais adsorventes, de baixo custo e alto
valor agregado. Este trabalho é de grande relevância, pois, até o presente, não são
encontrados trabalhos na literatura que utilizem híbridos Alginato de Sódio/Escama
de peixe para remoção de herbicidas e metais pesados.
75
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
[1] SANTOS, E. B.; VIEIRA, E.F.S.; CESTARI, A. R.; BARRETO, L. S. Caracterização de escamas do peixe piau (Leporinus elongatus) e sua aplicação na remoção de Cu (II) de meio aquoso. Química Nova, v. 32, n. 1, p. 134-138, 2009.
[2] OLIVEIRA, C. S. Estudo cinético e termodinâmico da interação de corantes aniônicos com escamas do peixe Piau (Leporinus elongatus). Dissertação de Mestrado, Núcleo de Pós-graduação em Química, Universidade Federal de Sergipe. 2009.
[3] IBRAHIM, K.M.; JBARA, A.H. Removal of paraquat from synthetic wastewater using phillipsite–faujasite tuff from Jordan. Journal of Hazardous Materials, v.163, p.82-86, 2009.
[4] KIM, T. Y.; PARK, S.S; KIM, S. J.; CHO, S. Y. Separation characteristics of some phenoxy herbicides from aqueous solution. Adsorption, v. 14, p. 611–619, 2008.
[5] IBGE. Pesquisa de Informações Básicas Municipais. Disponível em: http://www.ibge.gov.br/home/estatistica/economia/perfilmunic/meio_ambiente_2002/meio_ambiente2002.pdf. Acesso em: 12 nov. 2009.
[6] CONSELHO NACIONAL DO MEIO AMBIENTE. Resolução n. 357, de 17 de março de 2005. Dispõe sobre a classificação dos corpos de água e diretrizes ambientais para o seu enquadramento, bem como estabelece as condições e padrões de lançamento de efluentes, e dá outras providências. Disponível em: http://www.mma.gov.br/port/conama/res/res05/res35705.pdf. Acesso em: 05 mar. 2009
[7] PRIME, E. G.; ZANELLA R.; KURZ, M. H. S.; GONÇALVES, F. F.; MACHADO, S. O.; MARCHEZAN, E. Poluição das águas por herbicidas utilizados no cultivo do arroz irrigado na região central do estado do rio grande do sul, Brasil: predição teórica e monitoramento. Qímica Nova, v. 28, n. 4, p. 605-609, 2005.
[8] MHAMMEDI, M. A. E.; BAKASSE, M.; NAJIH, R.; CHTAINI, A. A carbon paste electrode modified with kaolin for the detection of diquat. Applied Clay Science, v. 43, p. 130–134, 2009.
76
[9] VALENCIA, A. V. Aplicação da adsorção em carvão ativado e outros materiais carbonosos no tratamento de águas contaminadas por pesticida no uso agrícola. Dissertação de Mestrado. Departamento de Ciências dos Materiais e Metalurgia. Pontifícia Universidade Católica. 2007.
[10] SOUZA D.; MACHADO, S. A. S. Estudo eletroanalítico do herbicida Paraquat em soluções aquosas por voltametria de onda quadrada utilizando ultramicroeletrodos Química Nova, v. 26, n. 5, p. 644-647, 2003.
[11] MEYLAN, S.; ODZAK, N.; BEHRA, R. Speciation of copper and zinc in natural freshwater: comparison of voltammetric measurements, diffusive gradients in thin films (DGT) and chemical equilibrium models. Analytica Chimica Acta v. 510, p.91-100, 2004.
[12] NGOMSIK, A.; BEE, A.; SIAUGUE, J.; TALBOT, D.; CABUIL, V.; COTE, G. Co(II) Removal by magnetic alginate beads containing Cyanex 272. Journal of Hazardous Materials, v.166, p.1043–1049, 2009.
[13] BHATNAGAR, A.; MINOCHA, A. K.; SILLANPÄÄ, M. Adsorptive removal of cobalt from aqueous solution by utilizing lemon peel as biosorbent. Journal Biochemical Engineering, v. 48, p. 181–186, 2010.
[14] VANLOON, G. W.; DUFFY, S. J. Environmental Chemistry: a global perspective Oxford University Press, New York, p. 278-285, 2000.
[15] BRASIL. Ministério da Saúde. Secretaria de Vigilância em Saúde. Portaria MS n.º 518/2004. Ed. do Ministério da Saúde, Brasília: 2005
[16] COMPANHIA DE TECNOLOGIA DE SANEAMENTO AMBIENTAL. Relatório de estabelecimento de valores orientadores para solos e águas subterrâneas no estado de São Paulo. Disponível em: www.relasc.org/index.php/relasc/.../valores%20soloagua%202001.pdf. Acesso em: Acesso em: 05 mar. 2009
[17] HAMEED, B.H.; SALMAN J.M.; AHMAD A.L. Adsorption isotherm and kinetic modeling of 2,4-D pesticide on activated carbon derived from date Stones. Journal of Hazardous Materials, v.163, p.121–126, 2009.
[18] TSAI, W.T.; HSIEN, K.J.; CHANG, Y.M.; LO, C.C. Removal of herbicide Paraquat from an aqueous solution by adsorption onto spent and treated diatomaceous earth. Bioresource Technology, v. 96, p. 657–663, 2005.
77
[19] SINGH, N. Adsorption of herbicides on coal fly ash from aqueous solutions. Journal of Hazardous Materials, v.168, p.233–237, 2009.
[20] PRADO, A. G. S. Química verde, os desafios da química do novo milênio. Química Nova, v. 26, p. 738-744, 2003.
[21] LENARDÃO, E. J. ; FREITAG, R. A.; DABDOUB, M. J.; BATISTA, A. C. F.; SILVEIRA, C. C. “Green chemistry” – os 12 princípios da química verde e sua inserção nas atividades de ensino e pesquisa. Química Nova, v. 26, p. 123-129, 2003.
[22] SILVA, F. M.; LACERDA, P. S. B.; JUNIOR, J. J. Desenvolvimento sustentável e química verde. Química Nova, v. 28, p. 103-110, 2005.
[23] HALADA, K. Progress of ecomaterials toward a sustainable society. Current Opinion in Solid State and Materials Science, v. 7, p. 209–216, 2003.
[24] HSIEN, C.C.; Lee, L.C. The research and develoment of materials in Taiwan. Materials and Design, v. 22, p. 129-32, 2001.
[25] YAGI, K.; Halada, K., Materials development for a sustainable society, Materials and Design, v. 22, p. 143-6, 2001.
[26] FERREIRA, O. P.; ALVES, O. L.; MACEDO, J. S.; GIMENEZ, I. F.; BARRETO, L. S. Ecomateriais: desenvolvimento e aplicação de materiais porosos funcionais para proteção ambiental. Química Nova, v. 30, p. 464-467, 2007.
[27] ZUO, T; WANG, T; NIE, Z. Ecomaterials research and development activities in China. Current Opinion in Solid State and Materials Science, v. 7, p.217–223, 2003.
[28] VIEIRA, E. F.; CESTARI, A. R.; SANTOS, E. B.; DIAS, F. S. Interaction of Ag(I), Hg(II) and Cu(II) with 1,2-ethanedithiol immobilized on chitosan: Thermochemical data from isothermal calorimetry. Journal of Colloid and Interface Science. v. 289, p. 42-47, 2005.
[29] COSTA, L. P. Cinética de Adsorção do Corante Catiônico em Membranas de Alginato de Sódio. Dissertação de Mestrado, Núcleo de Pós-graduação em Química, Universidade Federal de Sergipe. 2008.
78
[30] ANJOS, F. S. C.; VIEIRA, E. F. S.; CESTARI, A. R. Interaction of índigo carmine dye with chitosan evaluated by adsorption and thermochemical data. Journal of Colloid and Interface Science, v. 253, p. 243-246, 2002.
[31] LOPES, E.C.N.; ANJOS, F.S.C.; VIEIRA, E.F.S.; CESTARI, A.R.; An alternative Avrami equation to evaluate kinetic parameters of the interaction of Hg(II) with thin chitosan membranes. Journal of Colloid and Interface Science, v. 263, p. 542-547, 2003.
[32] KARAPINAR, N.; DONAT, R.; WANA,M. W.; KAN, C. C.; ROGEL, B. D.; DALIDA, M. L. Adsorption behaviour of Cu2+ and Cd2+ onto natural bentonite. Desalination, v. 249, p. 123–129, 2009.
[33] WU, P.; WU, W.; LI, S.; XING, N.; ZHU, N.; LI, P.; WU, J.; YANG, C.; DANG, Z. Removal of Cd2+ from aqueous solution by adsorption using Fe-montmorillonite. Journal of Hazardous Materials, v. 169, p. 824–830, 2009.
[34] CESTARI, A. R.; VIEIRA, E. F. S.; SIMONIB, J. A.; AIROLDI, C. Thermochemical investigation on the adsorption of some divalent cations on modifed silicas obtained from sol-gel process. Thermochimica Acta, v. 348. p. 25-31, 2000
[35] CESTARI, A. R.; VIEIRA, E. F. S.; LOPES, E.C. N.; SILVA, R. G. Kinetics and equilibrium parameters of Hg(II) adsorption on silica–dithizone. Journal of Colloid and Interface Science, v. 272, p. 271–276, 2004.
[36] HSU, S. T.; PAN, T. C. Adsorption of paraquat using methacrylic acid-modified rice husk. Bioresource Technology, v. 98, p. 3617–3621, 2007.
[37] CRINI, G. Recent developments in polysaccharide-based materials used as adsorbents in wastewater treatment. Progress Polymer Science, v. 30, p. 38–70, 2005.
[38] SVILOVI, S.; RUSI, D.; STIPISI, R. Modeling batch kinetics of copper ions sorption using synthetic zeolite NaX. Journal of Hazardous Materials, v. 170, p. 941–947, 2009.
[39] MOTSI, T.; ROWSON, N. A.; SIMMONS, M. J. H. Adsorption of heavy metals from acid mine drainage by natural zeolite. International Journal of Mineral Processing, v. 92, p.42- 48, 2009.
79
[40] IKOMA, T.; KOBAYASHI, H.; TANAKA, J.; WALSH, D.; MANN, S. Microstruture, mechanical and biomimetic properties of fish scales from Pagrus major. Journal of Structural Biology, v. 142, p.327-333, 2003.
[41]IKOMA, T.; KOBAYASHI, H.; TANAKA, J.; WALSH, D.; MANN, S. Physical properties of type I collagen extracted from fish scales of Pagrus major and Oreochromis niloticas. International Journal of Biological Macromolecules, v. 32 p. 199–204, 2003.
[42] WOO, J.; YU, S.; CHO, S.; LEE Y.; KIM, S. Extraction optimization and properties of collagen from yellowfin tuna (Thunnus albacares) dorsal ski. Food Hydrocolloids, v. 22, p. 879–887, 2008.
[43] WANG L.; AN X.; YANG F.; XIN .; ZHAO Y.; HU Q. Isolation and characterisation of collagens from the skin,scale and bone of deep-sea redfish (Sebastes mentella). Food Chemistry, v. 108, p. 616–623, 2008.
[44] SANKAR, S.; SEKAR, S.; MOHAN, R.; RANI S.; SUNDARASEELAN, J.; SASTRY, T. P. Preparation and partial characterization of collagen sheet from fish (Lates calcarifer) scales. International Journal of Biological Macromolecules, v. 42, p. 6–9, 2008.
[45] STEPNOWSKI, P.; OLAFSSON, G.; HELGASON, H.; JASTORFF, B. Recovery of astaxanthin from seafood wastewater utilizing fish scales waste. Chemosphere, v. 54, 413-417, 2004.
[46] STEPNOWSKI, P.; OLAFSSON, G.; HELGASON, H.; JASTORFF, B. Preliminary study on chemical and physical principles of astaxanthin sorption to fish scales towards applicability in fisheries waste management. Aquaculture, v. 232, p. 293-303, 2004.
[47] ESPINOSA, J. F. V.; ESPARZA, M. H.; TREVIÑO, F. A .R. Adsorptive properties of fish scales of Oreochromis Niloticus (Mojarra Tilapia) for metallic ion removal from waste water. Industry Engineering Chemical Research, v. 40, p. 3563-3569, 2001.
[48] BASU, A.; RAHAMAN, M. S.; MUSTAFIZ, S.; ISLAM, M. R. Batch studies of lead adsorption from a multicomponent aqueous solution onto Atlantic cod fish scale (Gadus morhua) substrate. Journal Environmental Engineering, v. 6, p .455-462, 2007.
80
[49] NADEEMA, R.; ANSARI, T. M.; KHALID, A. M. Fourier Transform Infrared Spectroscopic characterization and optimization of Pb(II) biosorption by fish (Labeo rohita) scales. Journal of Hazardous Materials, v. 156, p. 64–73, 2008.
[50] RAHAMAN, M.S.; BASU, A.; ISLAM, M.R. The removal of As(III) and As(V) from aqueous solutions by waste materials. Bioresource Technology, v. 99, p.2815–2823, 2008.
[51] SILVA, O. G.; FILHO, E.C.S.; FONSECA, M. G.; ARAKAKI, L. N. H. ; AIROLDI, C. Hydroxyapatite organofuncionalized with silylating agents to heavy cation removal. Journal of Colloid and Interface Science, v. 302, n. 03, p. 485-491, 2006.
[52] MOUFLIH, M.; AKLIL, A.; SEBTI, S. Removal of lead from aqueous solutions by activated phosphate. Journal of Hazardous Materials B, v. 119, p. 183–188, 2004.
[53] MCGRELLIS, S.; SERAFINI, J.N.; JEANJEAN, J.; PASTOL, J.L.; FEDOROFF, M. Influence of the sorption protocol on the uptake of cadmium ions in calcium hydroxyapatite, Separation and Purification Technology. v. 24, p. 129–138, 2001.
[54] SMIČIKLAS, I.; ONJIA. A.; RAIČEVIĆ , S.; JANAĆKOVIĆ, Đ; MITRIĆ, M. Factors influencing the removal of divalent cations by hydroxyapatite .Journal of Hazardous Materials, v.152, p. 876-884, 2008.
[55[ SMICIKLAS, I. D.; MILONJIE, S. K.; PFENDT, P.; RAICEVIE, S. The point of zero charge and sorption of cadmium(II) and strontium(II) ions on synthetic hydroxyapatite. Separation and Purification Technology, v. 18, p. 185-194, 2000.
[56] FILGUEIRAS, M.R.T.; MKHONTO, D.; LEEUW, N.H. Computer simulations of the adsorption of citric acid at hydroxyapatite surfaces. Journal of Crystal Growth, v. 294, p. 60–68, 2006.
[57] MAVROPOULOS, E. A hidroxiapatita como Removedora de Chumbo. Dissertação de Mestrado, Fundação Oswaldo Cruz – Escola Nacional de Saúde Pública e Toxicológica, Rio de Janeiro, 1999.
[58] RESENDE, N. S.; NELE, M.; SALIM, V. M. M. Effects of anion substitution on the acid properties of hydroxyapatite. Thermochimica Acta, v. 451, p.16–21 2006.
81
[59] MACIPE, A.L.; MORALES, J.G.; CLEMENTE, R.R. The Role of PH in the adsorption on citrate ions on hydroxyapatite. Journal and colloid and interface science, v. 200, p. 114-120, 1998.
[60] WAN L.; LI Y.; LI. C. In situ processing and properties of nanostructured hydroxyapatite/alginate composite. Journal Nanoparticle Research, v. 11, p. 691–699, 2009.
[61] PARHI, P.; RAMANAN A.; Ray, A. R. Preparation and Characterization of Alginate and Hydroxyapatite-Based Biocomposite. Journal of Applied Polymer Science, v. 102, p. 5162–5165, 2006.
[62] AVELLA, M.; PACE, D. E.; IMMIRZI, B.; IMPALLOMENI, G.; MALINCONICO, M.; SANTAGATA, G. Addition of glycerol plasticizer to seaweeds derived alginates: Influence of microstructure on chemical–physical properties. Carbohydrate Polymers, v. 69, p. 503–511, 2007.
[63] TURBIANI, F. R. B. Desenvolvimento e caracterização de filmes ativos de alginato de sódio reticulados com benzoato de cálcio. Dissertação de Mestrado. Universidade Estadual de Campinas, São Paulo, 2007.
[64] RUSSO, R.; MALINCONICO, M.; SANTAGATA, G. Effect of Cross-Linking with Calcium Ions on the Physical Properties of Alginate Films Biomacromolecules, v. 8, p. 3193-3197, 2007
[65] ROGER, S.; TALBOT, D.; BEE, A. Preparation and effect of Ca2+ on water solubility, particle release and swelling properties of magnetic alginate films. Journal of Magnetism and Magnetic Materials, v. 305, p. 221–227, 2006.
[66] QIN, Y. The Characterization of Alginate Wound Dressings with Different Fiber and Textile Structures. Journal of Applied Polymer Science, v. 100, p. 2516–2520, 2006.
[67] RIBEIRO, C.C.; BARRIAS, C.C.; BARBOSA, M.A. Calcium phosphate-alginate microspheres as enzyme delivery matrices. Biomaterials, v. 25, p. 4363–4373, 2004.
[68] LIMA, A. M.; ANDREANI, L.; SOLDI, V.; BORSALI, R. Influence of plasticizer addition and crosslinking process on morphology, water absoption and mechanical properties of sodium alginate films. Química. Nova, v. 30, n. 4, p. 832-837, 2007.
82
[69] GÓMEZ, C. G.; CHAMBAT G.; HEYRAUD A.; VILLAR M.; AUZELY-VELTY, R. Synthesis and Characterization of β-CD-Alginate Conjugate. Polymer, v. 47, p. 8509-8516, 2006.
[70] YOSHIZUKA, K.; LOU, Z.; INOUE, K. Silver-complexed chitosan microparticles for pesticide removal. Reactive & Functional Polymers, v. 44, p. 47–54, 2000.
[71] PAPAGEORGIOU, S. K.; KATSAROS, F. K.; KOUVELOS, E. P.; NOLAN, J. W.; DEIT, H. L; KANELLOPOULOS, N. K. Heavy metal sorption by calcium alginate beads from Laminaria digitata. Journal of Hazardous Materials B, v. 137, p. 1765–1772, 2006.
[72] IBANEZ J. P.; UMETSU, Y. Potential of protonated alginate beads for heavy metals uptake, Hydrometallurgy, v. 64, p. 89–99, 2002.
[73] PANDEY, A.K.; PANDEY, S.D., MISRA, VIRENDRA; DEVI, S. Role of humic acid entrapped calcium alginate beads in removal of heavy metals. Journal of Hazardous Materials B, v. 98, p. 177–181, 2003.
[74] HAN, R.; LU, Z.; ZOU, W.; DAOTONG, W.; SHI, J.; JIUJUN, Y. Removal of copper(II) and lead(II) from aqueous solution by manganese oxide coated sand(II)- Equilibrium study and competitive adsorption. Journal of Hazardous Materials B, v. 137, p. 480-488, 2006.
[75] MAHALAKSHMI, M.; ARABINDOO, B.; PALANICHAMY, M.; MURUGESAN, V. Photocatalytic degradation of carbofuran using semiconductor oxides, Journal of Hazardous Materials v. 143, p. 240–245, 2007.
[76] SARITHA, P.; APARNA, C.; HIMABINDU, V.; ANJANEYULU, Y. Comparison of various advanced oxidation processes for the degradation of 4-chloro-2 nitrophenol, Journal of Hazardous Materials, v. 149, p. 609–614, 2007.
[77] MALDONADO, M.; MALATO, S.; PÉREZ-ESTRADA, L.; GERNJAK, W.; OLLER, X. DOMÉNECH, X.; J. PERAL, J. Partial degradation of five pesticides and an industrial pollutant by ozonation in a pilot-plant scale reactor, Journal of Hazardous Materials,v. 38, p. 363–369, 2006.
[78] TSAI, W.; LAI, C.; Adsorption of herbicide paraquat by clay mineral regenerated from spent bleaching earth. Journal of Hazardous Materials B, v. 134, p. 144–148, 2006.
83
[79] HAMADI, N. K.; SWAMINATHAN, S.; CHEN, S. D. Adsorption of Paraquat dichloride from aqueous solution by activated carbon derived from used tires. Journal of Colloid and Interface Science, v. 263, p. 29–34, 2003.
[80] TSAI,W. T.; LAI, C.W.; HSIEN, K.J. Effect of particle size of activated clay on the adsorption of paraquat from aqueous solution. Journal of colloid and interface science, v. 263, p. 29–34, 2003.
[81] JIANG, M.; JIN, X.; LU, X.; CHEN, Z. Adsorption of Pb(II), Cd(II), Ni(II) and Cu(II) onto natural kaolinite clay. Desalination, v. 252, p. 33–39, 2010.
[82] QIU, W.; ZHENG, Y. Removal of lead, copper, nickel, cobalt, and zinc from water by a cancrinite-type zeolite synthesized from fly ash. Chemical Engineering Journal, v. 145, p. 483–488, 2009.
[83] AHNA, C. K.; PARKA, D.; WOOB, S. H; PARKA, J. M. Removal of cationic heavy metal from aqueous solution by activated carbon impregnated with anionic surfactants. Journal of Hazardous Materials, v. 164, p. 1130–1136, 2009.
[84] ÖZÇIMEN, D.; MERICBOYU, A. E. Removal of copper from aqueous solutions by adsorption onto chestnut shell and grapeseed activated carbons. Journal of Hazardous Materials, v. 168, p. 1118–1125, 2009.
[85] YANG, J. K.; PARK, H. J.; LEE, H. D.; LEE, S. M. Removal of Cu(II) by activated carbon impregnated with iron(III). Colloids and Surfaces A: Physicochem. Eng. Aspects, v. 337, p. 154–158, 2009.
[86] REPO, E.; KURNIAWANA, T. A.; WARCHOLB, J. K.; SILLANPÄÄ, M. E. T. Removal of Co(II) and Ni(II) ions from contaminated water using silica gel functionalized with EDTA and/or DTPA as chelating agents. Journal of Hazardous Materials, v. 171, p. 1071–1080, 2009.
[87] NGAH, W. S. W.; ENDUD, C. S.; MAYANAR, R. Removal of copper(II) íons from aqueous solution onto chitosan and cross-linked chitosan beads. Reactive & Functional Polymers, v. 50, p. 181-190, 2002.
[88] CESTARI, A. R.; VIEIRA, E. F. S.; OLIVEIRA, I. A.; BRUNS, R. E. The removal of Cu(II) and Co(II) from aqueous solutions using cross-linked chitosan-Evaluation by the factorial design methodology. Journal of Hazardous Materials, v. 143, p. 8–16, 2007.
84
[89] SANTOS, S.C.R.; VILAR, V.J.P.; BOAVENTURA, R. A .R. Waste metal hydroxide sludge as adsorbent for a reactive dye. Journal of Hazardous Materials, v. 153, p. 999–1008, 2008.
[90] SIKORSKI, P.; MO, F.; SKJÅK-BRÆK G.; STOKKE, B. T. Evidence for Egg-Box-Compatible Interactions in Calcium-Alginate Gels from Fiber X-ray Diffraction. Biomacromolecules, v . 8, p. 2098-2103, 2007.
[91] Mannheimer, W. A. Microscopia dos Materiais. E-papers Serviços Editoriais, Rio de Janeiro, 2002.
[92] PICCOLI, R. Características das principais técnicas analíticas aplicadas à caracterização de materiais. IN: 17º CEBECIMAT, 2006 Disponível em: http://www.metallum.com.br/17cbecimat/resumos/17cbecimat-102-028.pdf. Acesso setembro, 2009.
[93] SKOOG, D. A.; HOLLER, F.J.; NIEMAN, T. A. - Princípios de Análise Instrumental, tradução Célio Pasquini , 5a. Ed., Porto Alegre/São Paulo, Artmed - Bookman 2002, 836 p.
[94] KIM, J. H.; KIM, J. H.; JEGAL, J.; LEE, K. Optical resolution of -amino acids through enantioselective polymeric membranes based on polysaccharides. Journal of Membrane Science, v. 213, p. 273–283, 2003.
[95] CATHELL, M. D.; SCHAUER, C. L. Structurally Colored Thin Films of Ca2+
Cross-Linked Alginate. Biomacromolecules, v. 8, p. 33-41, 2007.
[96] KANNAN, S.; REBELO, A.; FERREIRA, J.M.F. Novel synthesis and structural characterization of fluorine and chlorine co-substituted hydroxyapatites. Journal of Inorganic Biochemistry, v. 100, p. 1692–1697, 2006.
[97] CHEUNG, C. W.; PORTER, J. F.; MCKAY, G. Removal of Cu(II) and Zn(II) ions by sorption onto bone char using batch agitation. Langmuir, 18, p.655, 2002.
[98] VIEIRA, E. F. S.; CESTARI, A R.; AIROLDI C. ; LOH; W. Polysaccharide-Based Hydrogels: Preparation, Characterization, and Drug Interaction Behaviour. Biomacromolecules, v. 9 (4), p. 1195–1199, 2008.
85
[99] TORRES, J. D. Nanosílica modificada com ácido carboxílico para liberação controlada de herbicidas. Dissertação de mestrado, Instituto de Química, Universidade de Brasília, 2007.
[100] - PERTUSATTI, J. Aspectos físico-químicos da protonação e desprotonação da superfície do ácido húmico. Dissertação de mestrado, Instituto de Química, Universidade de Brasília, 2007.
[101] ORTEGA, F. S.; PANDOLFELLI, V. C.; RODRIGUES, J. A.; SOUZA, D. P. F. Aspectos da reologia e da estabilidade de suspensões cerâmicas. Parte III: mecanismo de estabilização eletroestérica de suspensões com alumina. Cerâmica, v. 43, p. 112-118, 1997.
[102] GUEDES, C. D.; PEREIRA, J. G.; LENA, J.C.; PAIVA, J. F.; LIMA, R. M. F. Coagulação/floculação de suspensões ricas em óxidos de ferro por sulfato de alumínio. Química Nova, v. 27, p. 715-719, 2004.
[103] Vieira, E. F.; Cestari, A. R.; Santos, E. B. The removal of anionic dyes from aqueous solutions in the presence of anionic surfactant using aminopropylsilica - A kinetic study. Journal of Hazardous Materials, v. 138, p. 133-141, 2006.
[104] GUZMANA, J.; SAUCEDO, I.; REVILLA, J.; NAVARRO R.; GUIBAL, E. Copper sorption by chitosan in the presence of citrate ions: influence of metal speciation on sorption mechanism and uptake capacities. International Journal of Biological Macromolecules ,v. 33, p. 57–65, 2003.
[105] Ma, Q. Y.; Logan, T. J.; Traina, S. J. Effects of NO3-, Cl-, F-, SO4
2- and CO32- on
Pb2+ immobilization by hydroxyapatite. Environmental Science Technology, v. 28, 408-418, 1994.
[106] MONTEIRO, O. A. C.; AIROLDI, C. The influence of chitosans with defined degrees of acetylation on the thermodynamic data for copper coordination. Journal of Colloid and Interface Science, v. 282, p. 32-37, 2005.
86
APÊNDICE A –
Dados referentes aos processos de interação do
Paraquat, íons Cu(II) e Co(II) com as esferas ALG, ESC,
ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2.
Tabela 01 - Dados referentes aos processos de interação do Paraquat com as esferas ALG e ESC.
tempo
(min)
ALG ESC
Cinicialx10-5
(mol g-1
)
Cfinal x10-5
(mol g-1
)
Nf x10-6
(mol g-1
)
Cinicial x10-5
(mol g-1
)
Cfinalx10-5
(mol g-1
)
Nf x10-6
(mol g-1
)
40 4,8564 4,6089 0,2474 4,8564 4,7915 0,0649
60 4,8566 4,3460 0,5104 4,8564 4,7605 0,0958
80 4,8564 4,0676 0,7887 4,8564 4,6987 0,1577
100 4,8564 3,8356 1,0207 4,8564 4,6739 0,1825
120 4,8564 3,5789 1,2775 4,8564 4,6368 0,2196
160 4,8564 3,3005 1,5559 4,8564 4,5502 0,3062
200 4,8564 3,1087 1,7477 4,8564 4,4821 0,3742
240 4,8564 2,8334 2,0230 4,8564 4,4328 0,4237
280 4,8564 2,6727 2,1838 4,8564 4,3303 0,5258
320 4,8564 2,4931 2,3632 4,8564 4,2811 0,5753
360 4,8564 2,3137 2,5426 4,8564 4,2130 0,6434
400 4,8564 2,1838 2,6726 4,8564 4,1573 0,6990
440 4,8564 2,0601 2,7963 4,8564 4,1295 0,7269
480 4,8564 2,0261 2,8303 4,8564 4,1016 0,7547
520 4,8564 1,9951 2,8612 4,8564 4,1140 0,7423
560 4,8564 1,9673 2,8891 4,8564 4,1016 0,7547
600 4,8564 1,9828 2,8736 4,8564 4,0955 0,7609
Tabela 02 - Dados referentes aos processos de interação do Paraquat com as esferas ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2.
tempo
(min)
ALG/ESC ESC/ESC-CaCl2
Cinicialx10-5
(mol g-1
)
Cfinal x10-5
(mol g-1
)
Nf x10-6
(mol g-1
)
Cinicial x10-5
(mol g-1
)
Cfinalx10-5
(mol g-1
)
Nf x10-6
(mol g-1
)
40 4,8564 4,6089 0,2474 4,8564 4,2996 0,5568
60 4,8564 4,4790 0,3773 4,8564 4,2254 0,6310
80 4,8564 4,3553 0,5011 4,8564 4,0553 0,8011
100 4,8564 4,1511 0,7052 4,8564 3,8202 1,0362
120 4,8564 3,9686 0,8877 4,8564 3,6408 1,2156
160 4,8564 3,8202 1,0362 4,8564 3,3407 1,5157
200 4,8564 3,5974 1,2589 4,8564 3,1273 1,7291
240 4,8564 3,3685 1,4878 4,8564 2,9664 1,8909
280 4,8564 3,2788 1,5775 4,8564 2,8396 2,0168
320 4,8564 3,0963 1,7600 4,8564 2,6354 2,2209
360 4,8564 2,9726 1,8838 4,8564 2,5303 2,3261
400 4,8564 2,8056 2,0508 4,8564 2,3940 2,4622
440 4,8564 2,6911 2,1653 4,8564 2,2364 2,6200
480 4,8564 2,6509 2,2055 4,8564 2,1714 2,6849
520 4,8564 2,6818 2,1745 4,8564 2,1189 2,7375
560 4,8564 2,6602 2,1962 4,8564 2,1189 2,7375
600 4,8564 2,6571 2,1993 4,8564 2,1003 2,7561
Tabela 03 - Dados referentes aos processos de interação dos íons Cu(II) com as esferas ALG e ESC.
tempo
(min)
ALG ESC
Cinicial x10-2
(mol g-1
)
Cfinalx10-2
(mol g-1
)
Nf x10-3
(mol g-1
)
Cinicialx10-2
(mol g-1
)
Cfinalx10-2
(mol g-1
)
Nf x10-3
(mol g-1
)
20 4,5381 4,3757 0,0811 4,4732 4,4407 0,0162
30 4,5385 4,1322 0,2029 4,4732 4,3920 0,0409
40 4,5381 3,8886 0,3247 4,4732 4,3270 0,0730
50 4,5381 3,6004 0,4688 4,4732 4,1971 0,1380
70 4,5381 3,4502 0,5439 4,4732 4,0835 0,1948
90 4,5381 3,1986 0,6697 4,4732 4,0796 0,1968
110 4,5381 2,7927 0,8767 4,4732 4,006 0,2334
140 4,5381 2,3137 1,1122 4,4732 3,8399 0,3166
170 4,5381 2,0295 1,2542 4,4732 3,7669 0,3531
200 4,5381 1,8672 1,3314 4,4732 3,7016 0,3856
230 4,5381 1,7048 1,4166 4,4732 3,6770 0,3978
260 4,5381 1,6236 1,4572 4,4732 3,6370 0,4180
290 4,5381 1,6317 1,4531 4,4732 3,6451 0,4140
320 4,5381 1,6155 1,4610 4,4732 3,5964 0,4383
Tabela 04 - Dados referentes aos processos de interação dos íons Cu(II) com as esferas ALG/ESC e ESC/ESC-CaCl2.
tempo
(min)
ALG/ESC ESC/ESC-CaCl2
Cinicial x10-2
(mol g-1
)
Cfinalx10-2
(mol g-1
)
Nf x10-3
(mol g-1
)
Cinicialx10-2
(mol g-1
)
Cfinalx10-2
(mol g-1
)
Nf x10-3
(mol g-1
)
20 4,4730 4,2296 0,1217 5,3824 4,6193 0,3815
30 4,4732 3,9049 0,2841 5,3824 4,2050 0,5885
40 4,4732 3,5639 0,4546 5,3824 3,7506 0,8158
50 4,4732 3,3122 0,5804 5,3824 3,3609 1,0107
70 4,4732 2,9307 0,7712 5,3824 2,9510 1,2096
90 4,4732 2,7034 0,8970 5,3824 2,5653 1,4085
110 4,4732 2,3949 1,0391 5,3824 2,2244 1,5790
140 4,4732 2,1026 1,1852 5,3824 1,7860 1,7982
170 4,4732 1,9078 1,2820 5,3824 1,4694 1,9565
200 4,4732 1,5830 1,4450 5,3824 1,3151 2,0336
230 4,4732 1,4207 1,5262 5,3824 1,0066 2,1878
260 4,4732 1,3151 1,5790 5,3824 0,8767 2,2584
290 4,4732 1,2989 1,5871 5,3824 0,8605 2,2606
320 4,4732 1,3070 1,5830 5,3824 0,8524 2,2650
Tabela 05 - Dados referentes aos processos de interação dos íons Co(II) com as esferas ALG e ESC.
tempo
(min)
ALG ESC
Cinicial x10-2
(mol g-1
)
Cfinalx10-2
(mol g-1
)
Nf x10-3
(mol g-1
)
Cinicialx10-2
(mol g-1
)
Cfinalx10-2
(mol g-1
)
Nf x10-3
(mol g-1
)
20 4,8947 4,7171 0,0888 4,8947 4,8750 0,0098
30 4,8943 4,5394 0,1776 4,8947 4,8355 0,0296
40 4,8947 4,3322 0,3157 4,8947 4,7763 0,0592
50 4,8947 4,1052 0,3947 4,8947 4,6973 0,0986
70 4,8947 3,5921 0,6513 4,8947 4,6381 0,1282
90 4,8947 3,3157 0,7894 4,8947 4,5000 0,1973
110 4,8947 3.0000 0,9473 4,8947 4,4210 0,2368
140 4,8947 2,6644 1,1151 4,8947 4,3223 0,2861
170 4,8947 2,5263 1,1842 4,8947 4,2631 0,3157
200 4,8947 2,3684 1,2631 4,8947 4,1842 0,3552
230 4,8947 2,2006 1,3470 4,8947 4,1447 0,3750
260 4,8947 2,1118 1,3914 4,8973 4,1250 0,3847
290 4,8947 2,1211 1,3865 4,8943 4,1447 0,3750
320 4,8947 2,1710 1,3618 4,8947 4,1250 0,3848
Tabela 06 - Dados referentes aos processos de interação dos íons Co(II) com as esferas ALG/ESC e ESC/ESC-CaCl2.
tempo
(min)
ALG/ESC ESC/ESC-CaCl2
Cinicial x10-2
(mol g-1
)
Cfinalx10-2
(mol g-1
)
Nf x10-3
(mol g-1
)
Cinicialx10-2
(mol g-1
)
Cfinalx10-2
(mol g-1
)
Nf x10-3
(mol g-1
)
20 5,1513 4,7565 0,1973 4,7960 4,2434 0,2763
30 5,1513 4,3914 0,3799 4,7960 3,7401 0,5032
40 5,1513 3,9967 0,5773 4,7960 3,4144 0,6907
50 5,1513 3,7006 0,7253 4,7960 3,1184 0,8388
70 5,1513 3,3700 0,8684 4,7960 2,6644 1,0657
90 5,1513 3,0785 1,0263 4,7960 2,2697 1,2631
110 5,1513 2,5852 1,2828 4,7960 2,0526 1,3717
140 5,1513 2,467 1,3421 4,7960 1,9539 1,4210
170 5,1513 2,2105 1,4703 4,7960 1,7368 1,5296
200 5,1513 2,0822 1,5345 4,7960 1,4802 1,6578
230 5,1513 1,9638 1,5937 4,7960 1,4407 1,6776
260 5,1513 1,9440 1,6036 4,7960 1,3421 1,7269
290 5,1513 1,9539 1,5986 4,7960 1,3026 1,7467
320 5,1513 1,9539 1,5986 4,7960 1,3223 1,7368
APÊNDICE B –
Valores comparativos dos dados experimentais (Nf(t) exp)
e teóricos (Nf(t) teor) da interação do Paraquat, íons Cu(II)
e Co(II) com as esferas ALG, ESC, ALG/ESC e
ALG/ESC-CaCl2 em relação ao modelo de pseudo-
primeira –ordem e pseudo-segunda-ordem.
Tabela 01 - Valores comparativos dos dados experimentais (Nf(t) exp) e teóricos (Nf(t) teor) da interação do Paraquat com as esferas ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em relação ao modelo de pseudo-primeira-ordem.
Tempo
(min)
ALG/ESC ALG/ESC-CaCl2
Nf(t) expx10-7
(mol g-1
)
Errox10-7
Nf(t) teorx10-7
(mol g-1
)
Nf(t) expx10-7
(mol g-1
)
Errox10-7
Nf(t) teorx10-7
(mol g-1
)
20 0,4640 0,3499 2,5429 2,1034 0,4374 2,8597
40 2,4437 0,0874 4,8356 3,5573 0,3499 5,4381
60 3,3407 0,3499 6,9027 6,3103 1,0061 7,7627
80 4,4853 0,1749 8,7664 8,0116 0,2187 9,8585
100 7,0527 0,3062 10,4466 10,3625 0,5686 11,7480
120 8,8777 0,1312 11,9615 12,1566 0,7874 13,4516
160 10,3934 0,7436 14,5586 15,1571 0,3937 16,3724
200 12,5897 0,3937 16,6698 17,2915 0,0437 18,7465
240 14,8787 0,4374 18,3858 18,9000 0,0874 20,6763
280 15,7757 0,1312 19,7807 20,1682 0.000 22,2457
320 17,6008 0,0437 20,9146 22,2098 0,0874 23,5208
360 18,8381 0,4812 21,8362 23,2615 0,1749 24,5566
Tabela 02 - Valores comparativos dos dados experimentais (Nf(t) exp) e teóricos (Nf(t) teor) da interação do Paraquat com as esferas ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em relação ao modelo de pseudo-segunda-ordem.
Tempo
(min)
ALG/ESC ALG/ESC-CaCl2
Nf(t) expx10-7
(mol g-1
)
Errox10-7
Nf(t) teorx10-7
(mol g-1
)
Nf(t) expx10-7
(mol g-1
)
Errox10-7
Nf(t) teorx10-7
(mol g-1
)
100 7,0527 0,3499 40,0724 10,3625 0,4374 42,4039
120 8,8777 0,0874 40,0724 12,1566 0,3499 42,4039
160 10,3625 0,3499 40,0724 15,1571 1,0061 42,4039
200 12,5897 0,1749 40,0724 17,2915 0,2187 42,4039
240 14,8787 0,3062 40,0724 18,9000 0,5686 42,4039
280 15,7757 0,1312 40,0724 20,1682 0,7874 42,4039
320 17,6008 0,7436 40,0724 22,2098 0,3937 42,4039
360 18,8381 0,3937 40,0724 23,2615 0,0437 42,4039
400 20,5085 0,4374 40,0724 24,6225 0,0874 42,4039
440 21,6530 0,1312 40,0724 26,2001 0.0000 42,4039
480 22,0551 0,0437 40,0724 26,8497 0,0874 42,4039
520 21,7458 0,4812 40,0724 27,3756 0,1749 42,4039
560 21,9623 0.0000 40,0724 27,3756 0,1312 42,4039
600 21,9932 0,1312 40,0724 27,5612 0,0874 42,4039
Tabela 03 - Valores comparativos dos dados experimentais (Nf(t) exp) e teóricos (Nf(t) teor) da interação dos íons Cu(II) com as esferas ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em relação ao modelo de pseudo-primeira-ordem.
tempo
(min)
ALG/ESC ESC/ESC-CaCl2
Nf(t) expx10-3
(mol g-1
) Errox10
-3
Nf(t) teorx10-3
(mol g-1
)
Nf(t) expx10-3
(mol g-1
) Errox10
-3
Nf(t) teorx10-3
(mol g-1
)
20 0,1217 0,0574 0,4039 0,3815 0,0574 0,4867
30 0,2841 0,0459 0,5723 0,5885 0,0459 0,6911
40 0,4546 0,0516 0,7219 0,8158 0,0516 0,8731
50 0,5804 0,0401 0,8546 1,0107 0,0401 1,0353
70 0,7712 0,0430 1,0768 1,2096 0,0430 1,3085
90 0,8970 0,0287 1,2518 1,4085 0,0287 1,5253
110 1,0391 0,0459 1,3896 1,5790 0,0459 1,6977
140 1,1852 0,0401 1,5434 1,7982 0,0401 1,8916
170 1,2827 0,0516 1,6508 1,9565 0,0516 2,0284
200 1,4450 0,0516 1,7259 2,0336 0,0516 2,1257
Tabela 04 - Valores comparativos dos dados experimentais (Nf(t) exp) e teóricos (Nf(t) teor) da interação dos íons Cu(II) com as esferas ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em relação ao modelo de pseudo-segunda-ordem.
tempo
(min)
ALG/ESC ESC/ESC-CaCl2
Nf(t) expx10-3
(mol g-1
) Errox10
-3
Nf(t) teorx10-3
(mol g-1
)
Nf(t) expx10-3
(mol g-1
) Errox10
-3
Nf(t) teorx10-3
(mol g-1
)
50 0,5804 0,0401 2,4289 1,0107 0,0401 3,0732
70 0,7712 0,0430 2,4285 1,2096 0,0430 3,0732
90 0,8970 0,0287 2,4289 1,4085 0,0287 3,0732
110 1,0391 0,0459 2,4289 1,5790 0,0459 3,0732
140 1,1852 0,0401 2,4289 1,7982 0,0401 3,0732
170 1,2827 0,0516 2,4289 1,9565 0,0516 3,0732
200 1,4450 0,0401 2,4289 2,0336 0,0516 3,0732
230 1,5262 0,0287 2,4289 2,1878 0,0401 3,0732
260 1,5790 0,0287 2,4289 2,2528 0,0229 3,0736
290 1,5871 0,0344 2,4289 2,2609 0,0344 3,0732
320 1,5830 0,0172 2,4289 2,2650 0,0229 3,0732
Tabela 05 - Valores comparativos dos dados experimentais (Nf(t) exp) e teóricos (Nf(t) teor) da interação dos íons Co(II) com as esferas ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em relação ao modelo de pseudo-primeira-ordem.
tempo
(min)
ALG/ESC ESC/ESC-CaCl2
Nf(t) expx10-3
(mol g-1
) Errox10
-3
Nf(t) teorx10-3
(mol g-1
)
Nf(t) expx10-3
(mol g-1
) Errox10
-3
Nf(t) teorx10-3
(mol g-1
)
20 0,1973 0,0279 0,5813 0,2763 0,0139 0,4704
30 0,3799 0,0348 0,8079 0,5032 0,0209 0,6598
40 0,5773 0,0348 1,0002 0,6907 0,0418 0,8237
50 0,7253 0,0348 1,1634 0,8388 0,0418 0,9658
70 0,8684 0,0558 1,4196 1,0657 0,0279 1,1958
90 1,0263 0,0697 1,6041 1,2631 0,0418 1,3686
110 1,2828 0,0279 1,7371 1,3717 0,0418 1,4984
140 1,3421 0,0418 1,8703 1,4210 0,0279 1,6350
170 1,4703 0,0279 1,9517 1,5296 0,0279 1,7240
200 1,5345 0,0348 2,0015 1,6578 0,0139 1,7819
Tabela 06 - Valores comparativos dos dados experimentais (Nf(t) exp) e teóricos (Nf(t) teor) da interação dos íons Co(II) com as esferas ALG/ESC e ALG/ESC-CaCl2, em relação ao modelo de pseudo-segunda-ordem.
tempo
(min)
ALG/ESC ESC/ESC-CaCl2
Nf(t) expx10-3
(mol g-1
) Errox10
-3
Nf(t) teorx10-3
(mol g-1
)
Nf(t) expx10-3
(mol g-1
) Errox10
-3
Nf(t) teorx10-3
(mol g-1
)
50 0,7253 0,0348 2,1030 0,8388 0,0418 2,1673
70 0,8684 0,0558 2,1030 1,0657 0,0279 2,1673
90 1,0263 0,0697 2,1030 1,2631 0,0418 2,1673
110 1,2828 0,0279 2,1030 1,3717 0,0418 2,1673
140 1,3421 0,0418 2,1030 1,4210 0,0279 2,1673
170 1,4703 0,0279 2,1030 1,5296 0,0279 2,1673
200 1,5345 0,0348 2,1030 1,6578 0,0139 2,1673
230 1,5937 0,0069 2,1030 1,6776 0,0139 2,1673
260 1,6036 0,0069 2,1030 1,7269 0,0139 2,1673
290 1,5986 0,0139 2,1030 1,7467 0,0279 2,1673
320 1,5986 0.0000 2,1030 1,7368 0,0279 2,1673