cmc las acido sulfônico
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Dissertação de Mestrado: Ensaios de Biodegradação de Surfactantes em Resíduos
Industriais Autor: Amauri Geraldo de Souza
Universidade Federal de São João Del-Rei Departamento de Ciências Naturais Pós-Graduação Multidisciplinar em Física, Química e Neurociências
Ensaios de Biodegradação de Surfactantes em Resíduos
Industriais Dissertação apresentada a Universidade Federal de São João del Rei, para obtenção do título de Mestre em Química Analítica, Área de concentração:Química Ambiental
AUTOR: Amauri Geraldo de Souza ORIENTADORA: Patrícia Benedini Martelli – Dra. IQSC-CENA/USP- Profª. UFSJ CO-ORIENTADORA: Honória de Fátima Gorgulho – Dra. UFMG – Profª. UFSJ
São João del Rei Estado de Minas Gerais – Brasil
Julho 2006
SOUZA, Amauri Geraldo de Ensaios de Biodegradação de Surfactantes em Resíduos Industriais.
[Minas Gerais] 2006 V, 94 p. 29,5 cm (DCNAT/UFSJ, M. SC., Química,2006)
Dissertação - Universidade Federal de São João Del-Rei, Multidisciplinar em Física, Química e Neurociências.
1.Biodegradação 2. Resíduos Industriais 3. Surfactantes I. UFSJ II. Título (série)
iii
Aos meus pais Duca e Ercília
A minha namorada pelos momentos de ausência e impaciência
Aos meus irmãos, José, Carlos, Anelito, Edna e Arlan
Aos meus queridos sobrinhos
Aos meus familiares
DEDICO
À DEUS, que me fez compreender que devemos aceitar sempre a Sua vontade, e
não a nossa
iv
AGRADECIMENTO
- À DEUS, por iluminar e guiar sempre a minha vida, dando-me saúde e
persistência;
- Aos meus pais pelo incentivo, perseverança, carinho e confiança depositados, sem
ELES nada seria possível;
- A Profª Dra. Patrícia Benedini Martelli pela amizade, orientação e ensinamento do
decorrer do curso;
- A Profª Dra. Honória de Fátima Gorgulho pela co-orientação, estímulo e auxílio no
decorrer de todo o curso;
- A Profª Dra. Andréia Spessoto, pela amizade, auxílio na parte de microbiologia
- Ao Prof. Dr. Valdir Mano pelas correções de português
- Aos funcionários e professores do DCNAT/FIQUINI, pela amizade e confiança
depositados;
- A todos os colegas do Laboratório de Química, que direta ou indiretamente
contribuíram para elaboração desta dissertação, especialmente ao João pela parte de
análises, Everton pelas fotos e ao Diego pela parte de DQO;
- Ao técnico do Laboratório de Química, Denílson, pela ajuda dada na parte
experimental;
- A CAPES pelo auxílio financeiro, através da concessão de bolsa de estudos, para
realização do trabalho;
- Ao colega Douglas pela amizade, incentivo, compreensão e convívio diário na
república
v
LISTA DE ABREVIATURAS E SÍMBOLOS ABS – sais sódicos de alquilbenzeno sulfonados ramificados, surfactante aniônico
AT – porcentagem de biodegradação do surfactante
CPC – cloreto de cetilpiridíneo, surfactante catiônico
CTAS – substâncias ativas ao tiocianato de cobalto
C.M.C – concentração micelar crítica
CO – concentração inicial média da solução do tensoativo (em mg SAAM/L)
CT – concentração da solução no tempo t (em mg SAAM/L)
Cia SJ – Companhia de Tecelagem Sanjoanense
DBO – demanda bioquímica de oxigênio
DBO5 – demanda biológica de oxigênio do 5º dia
DQO – demanda química de oxigênio
FIA – sistema de análise por injeção em fluxo
FITEDI – Fiação e Tecelagem de Divinópolis
LAS – lauril sulfato de sódio, surfactante aniônico
MBAS – Substâncias ativas ao azul de metileno
TP – tetrâmero de propileno
SAAM – substâncias ativas ao azul de metileno
SDS – dodecil sulfato de sódio, surfactante aniônico
rpm – rotações por minuto
U.F.C – unidades formadoras de colônias
αMic – grau de dissociação da micela
∆GMic – energia de Gibbs para o processo de micelização
∆HMic - entalpia padrão para o processo de micelização
∆SMic – entropia do processo de micelização
α - grau de dissociação da micela
vi
RESUMO
A possibilidade de empregar materiais oriundos da natureza, que possuem
capacidade de degradar compostos químicos, considerados tóxicos ao meio ambiente,
tem apresentado uma alternativa atrativa. Esses materiais são encontrados em grande
abundância nos ecossistemas. Nesse trabalho, a biodegradação das soluções-padrão dos
tensoativos aniônico e catiônico, lauril sulfato de sódio (LAS), cloreto de cetilpiridíneo
(CPC), respectivamente foram avaliadas. Para isso, algumas variáveis analíticas das
metodologias espectrofotométricas empregadas para a determinação dos surfactantes
foram otimizadas. No processo de biodegradação, utilizou-se três inóculos: rio, solo e o
lodo, os quais foram coletados na região de São João del Rei. Amostras industriais e
comerciais foram empregadas na biodegradação de surfactante aniônico. O trabalho foi
realizado no Laboratório de Pesquisa em Química, da Universidade de São João del Rei,
e a parte microbiológica foi caracterizada na Universidade de São Paulo - ESALQ/USP
Para o processo de biodegradação, empregou-se soluções-padrão de 1,0 a 5,0 mg.L-1 do
LAS e 30 a 50 mg.L-1 do CPC. A biodegradação dos tensoativos nas soluções-padrão
estudadas, foram avaliadas monitorando quantitativamente a sua concentração, durante
um período de 20 dias. As curvas analíticas de 0,1 a 2,0 mg.L-1 e 2,5 a 60 mg.L-1 para
LAS e CPC, respectivamente mostraram uma boa linearidade (R = 0,999).Todos os
inóculos utilizados para o LAS mostraram boa biodegradação (> 95%). Enquanto que,
para a biodegradação do CPC, o solo apresentou melhor biodegradação. Os resultados
mostraram que os tensoativos foram biodegradados pelos microorganismos dos inóculos
estudados. As propriedades físico-químicas no processo de micelização dos tensoativos
foram investigadas para soluções-padrão de LAS e CPC (ex: concentração micelar
crítica e grau de dissociação). Os parâmetros termodinâmicos foram determinados
utilizando condutimetria. Os valores da energia de Gibbs, entalpia e a entropia foram
obtidos por medidas de condutividade e temperatura. Os resultados mostraram que essas
propriedades são proporcionais ao aumento da temperatura e ainda, as análises
quantitativas foram realizadas abaixo da concentração micelar crítica.
vii
ABSTRACT
The possibility to use natural materials, which are capable to degrade chemical
compounds that are considered toxic to the environment, has been an attractive
alternative. Besides, these materials are found in great abundance in the ecosystems. In
the present work, the biodegradation of the anionic and cationic tensoactives lauril
sodium sulphate (LAS) and cetylpyridinium chloride (CPC), respectively, was
evaluated by investigating analytical parameters of spectrophotometric methods
employed in surfactants determination. In the biodegradation process, the inoculums
used, river, soil, and mud, were collected in São João del Rei region. Industrial and
commercial samples were used for surfactant anionic biodegradation. Most of this work
was development in the Chemistry Research Laboratory at São João del Rei University,
whereas the microbiology assays were conducted at the University of São Paulo –
USP/ESALQ. In the biodegradation process standard solutions ranging from 1.0 to 5.0
mg L-1 of LAS and 30 to 50 mg L-1 of CPC were employed. The tensoactives
biodegradation in these solutions were monitoring by quantitatively determining their
concentration for a 20-day period. The analytical curves in the ranges 0.1 to 2.0 mg L-1
and 2.5 to 60 mg L-1 for the LAS and CPC, respectively, exhibited linear profiles
(R=0.999). All inoculums allowed high (>95%) biodegradation of LAS. On the other
hand, for CPC, the soil presented the best biodegradation. The results showed that the
tensoactives were efficiently degraded by the microorganisms presenting the inoculums.
The physical-chemistry proprieties in the process of micellization of the tensoactives
were investigated for LAS and CPC (e.g. critical micelle concentration and dissociation
degree). These thermodynamic parameters were determined by conductimetry. The
Gibbs free energy (∆GMic), enthalpy (∆HMic), and entropy (∆SMic) were obtained by
conductivity and temperature measurements. The results showed that these proprieties
are directly proportional to the temperature. Furthermore, quantitative analyses were
accomplished below the critical micelle concentration.
viii
Sumário Lista de abreviaturas e símbolos.......................................................................... vi
Índice de Figuras................................................................................................... xi
Índice de Tabelas.................................................................................................. xiii
1 – INTRODUÇÃO.............................................................................................. 1
2 – OBJETIVOS................................................................................................... 2
3 – REVISÃO DA LITERATURA...................................................................... 3
3.1 – Classificação dos tensoativos...................................................................... 8
3.1.1 – Tensoativos aniônicos............................................................................... 8
3.1.2 – Tensoativos catiônicos.............................................................................. 9
3.2 – Agregação dos tensoativos em solução aquosa........................................ 11
3.3 – Biodegradação............................................................................................. 17
3.4 – Análise de surfactantes............................................................................... 23
3.5 – Demanda Química de Oxigênio (DQO)...................................................... 28
3.6 – Caracterização termodinâmica dos tensoativos estudados.......................... 29
4 – RELAÇÃO ENTRE OS PARÂMETROS MICELAR E A ESTRUTURA
DO TENSOATIVO..............................................................................................
31
4.1 – Natureza do grupo hidrofóbico.................................................................. 31
4.2 – Natureza do grupo hidrofílico.................................................................... 31
4.3 – Natureza do contra-íon................................................................................ 32
4.4 – Termodinâmica do processo de micelização............................................... 32
5 – PARTE EXPERIMENTAL............................................................................ 34
5.1 – Solventes e reagentes.................................................................................. 34
5.2 – Equipamentos.............................................................................................. 36
5.3 – Método do azul de metileno – lauril sulfato de sódio (LAS).................. 36
5.3.1 – Extração e análise espectrofotométrica do surfactante aniônico........... 37
5.4 – Método do tiocianato de cobalto.................................................................. 38
5.4.1 – Extração e análise espectrofotométrica do surfactante catiônico............. 38
5.5 – Coluna de vidro........................................................................................... 38
5.6 – Cinética de biodegradação.......................................................................... 40
5.6.1 – Obtenção e tratamento dos inóculos....................................................... 42
5.6.1.1 – Inóculo de água de rio......................................................................... 42
5.6.1.2 – Inóculo de solo de jardim..................................................................... 43
ix
5.6.1.3 – Inóculo lodo.......................................................................................... 44
5.7 – Caracterização de microorganismos isolados do solo................................. 45
5.7.1 – Solo........................................................................................................... 45
5.7.2 – Seleção de microorganismos degradadores............................................. 45
5.7.3 – Ensaio de biodegradação.......................................................................... 46
5.8 – Medidas de condutividade.......................................................................... 46
6 – RESULTADOS E DISCUSSÃO.................................................................... 47
6.1 – Estudo de diferentes solventes..................................................................... 48
6.2 – Demanda química de oxigênio................................................................... 49
6.3 – Efeito da coluna de vidro............................................................................ 50
6.4 – Análise do surfactante aniônico.................................................................. 51
6.5 – Biodegradação do surfactante aniônico...................................................... 52
6.5.1 – Biodegradação do LAS pelo inóculo rio.................................................. 54
6.5.2 – Biodegradação do LAS pelo inóculo do solo........................................... 60
6.5.3 – Biodegradação do LAS pelo inóculo do lodo........................................... 62
6.6 - Análise do surfactante catiônico.................................................................. 64
6.7 – Biodegradação do tensoativo catiônico...................................................... 66
6.7.1 – Biodegradação do tensoativo catiônico pelo inóculo rio......................... 66
6.7.2 – Biodegradação do tensoativo catiônico pelo inóculo do solo................. 68
6.7.3 – Biodegradação do tensoativo catiônico pelo inóculo lodo....................... 69
6.8 – Biodegradação com as bactérias isoladas.................................................... 72
6.9 – Estudo termodinâmico no processo de micelização.................................... 77
6.9.1 - A variação da c.m.c com a temperatura.................................................... 77
6.9.2 - A relação entre a C.M.C e a estrutura do tensoativo................................. 78
6.9.3 - O grau de dissociação................................................................................ 81
6.9.4 – Valores obtidos de ∆GMIC......................................................................... 83
6.9.5 – Entalpia e entropia do processo de micelização....................................... 84
7 – CONCLUSÕES.............................................................................................. 87
8 – REFERÊNCIA BIBLIOGRÁFICAS.............................................................. 89
x
LISTA DE FIGURAS
FIGURA 1 - Reação de obtenção do sabão............................................................. 4
FIGURA 2 – Estruturas de sabão com os detergentes............................................. 5
FIGURA 3 – Regiões hidrofílicas de alguns tensoativos aniônicos ....................... 8
FIGURA 4 – Surfactante aniônico, lauril éter sulfato de sódio............................... 9
FIGURA 5 - Tensoativos catiônicos ....................................................................... 10
FIGURA 6 – Representação das moléculas do agente surfactante ......................... 13
FIGURA 7 - Representação bidimensional das regiões que formam uma micela
iônica normal com estrutura esférica. X e O indicam as localizações relativas dos
contra-íons do grupo cabeça e das caudas (hidrocarbonetos), respectivamente......
14
FIGURA 8 - Micela do surfactante em meio aquoso após atingir a concentração
micelar crítica...........................................................................................................
15
FIGURA 9 - Influência do número de cadeias carbônicas na C.M.C ..................... 15
FIGURA 10 - Interações entre íons monovalentes, de um soluto, com os sítios
aniônicos do surfactante...........................................................................................
16
FIGURA 11 - Efeito das ramificações das cadeias no processo de
biodegradabilidade ..................................................................................................
22
Figura 12: Gráfico ilustrativo da condutividade em função da concentração do
surfactante................................................................................................................
30
FIGURA 13 - Aparelho de separação do LAS (do inglês - Sublation apparatus)... 39
FIGURA 14 - Representação esquemática da coluna de vidro montada para os
experimentos............................................................................................................
40
FIGURA 15 - Sistema para medidas de condutividade........................................... 47
FIGURA 16 - Extração do LAS com diferentes solventes orgânicos ..................... 48
FIGURA 17 Amostras de resíduos industriais antes do pré-tratamento na coluna
de vidro....................................................................................................................
50
FIGURA 18 - Amostras de resíduos industriais após o tratamento na coluna de
vidro.........................................................................................................................
51
FIGURA 19 - Curva analítica do LAS.................................................................... 52
FIGURA 20 - Diferenças estruturais entre o ABS e o LAS ................................... 52
FIGURA 21 - Curva de degradação de um surfactante aniônico............................ 54
xi
FIGURA 22 - Biodegradação de uma solução- padrão 1,00 mgL-1 de LAS e uma
amostra industrial.....................................................................................................
55
FIGURA 23 - Biodegradação da solução de 3,0 mgL-1 de LAS............................. 56
FIGURA 24 - Biodegradação da amostra comercial (YPÊ).................................... 57
FIGURA 25 - Biodegradação da amostra industrial FITEDI.................................. 58
FIGURA 26 - Biodegradação da amostra industrial FITEDI.................................. 59
FIGURA 27 - Biodegradação da amostra industrial Cia SJ..................................... 59
FIGURA 28 – Biodegradação empregando o inóculo solo para diferentes
concentrações de LAS.............................................................................................
61
FIGURA 29 – Biodegradação empregando o inóculo solo..................................... 61
FIGURA 30 - Biodegradação de 5,00 mg.L-1 de LAS empregando o inóculo
lodo..........................................................................................................................
63
FIGURA 31 - Biodegradação das amostras industriais........................................... 64
FIGURA 32 - Curva analítica obtida a partir das soluções de cloreto de
cetilpiridíneo............................................................................................................
66
FIGURA 33 - Biodegradação de 50,0 mgL-1 do CPC, com inóculo rio.................. 67
FIGURA 34 - Repetição da biodegradação da solução-padrão do CPC................. 67
FIGURA 35 - Biodegradação de 50,0 mgL-1 do CPC............................................. 68
FIGURA 36 - Biodegradação das diferentes soluções-padrão do CPC.................. 69
FIGURA 37 - Efeito da biodegradação dos diferentes inóculos para a solução-
padrão de 50,0 mg.L-1 do CPC................................................................................
70
FIGURA 38 - Efeito da DQO na biodegradação do CPC, com o lodo.................... 72
FIGURA 39 - Mapa metabólico de transformações do LAS pelas bactérias.......... 74
FIGURA 40 - Efeito da biodegradação de 3,00 mgL-1 de LAS, na presença das
bactérias isoladas.....................................................................................................
75
FIGURA 41 - Efeito da biodegradação das bactérias estudadas em 3,00 mgL-1 de
LAS.........................................................................................................................
76
FIGURA 42 – Valores da condutividade em função da concentração do
surfactante catiônico obtido pelos dados experimentais a 30ºC..............................
79
FIGURA 43 - Estudo da condutividade do LAS e CPC.......................................... 80
FIGURA 44 – Gráfico da condutividade do LAS.................................................... 81
xii
LISTA DE TABELAS
TABELA 1: Exemplos de tensoativos .................................................................... 7
TABELA 2: Dados experimentais obtidos pelo estudo da DQO para a
biodegradação com o lodo.......................................................................................
71
TABELA 3: Valores da C.M.C do CPC obtidas por condutividade em diferentes
temperaturas.............................................................................................................
77
TABELA 4: Valores da C.M.C do LAS obtidos por condutividade em diferentes
temperaturas.............................................................................................................
78
TABELA 5: Valores da C.M.C para diferentes temperaturas , obtidos para os
tensoativos...............................................................................................................
78
TABELA 6: Valores obtidos do grau de dissociação (αFrahm) por condutividade... 82
TABELA 7: Energia livre de Gibbs do processo de micelização dos tensoativos
estudados..................................................................................................................
83
TABELA 8: Entalpia de micelização ∆HMic. para algumas temperaturas................ 84
TABELA 9: Entropia de micelização ∆SMic para algumas temperaturas................ 85
xiii
1 - INTRODUÇÃO
A poluição dos cursos d’água pelos surfactantes é um tema polêmico que vem
sendo discutido e estudado mundialmente, onde é ilegal a comercialização de
detergentes não-biodegradáveis. No começo dos anos de 1960, enormes quantidades de
detergentes que tinham cadeias alquílicas ramificadas estavam sendo usadas. Estes
surfactantes não eram degradados pelas bactérias e apareciam na descarga dos esgotos
nos rios fazendo com que, os grandes rios, como o Mississipi, se tornassem imensas
bacias de espuma, com graves aspectos estéticos e efeitos tóxicos sobre a população. A
produção mundial do surfactante excede três milhões de toneladas por ano, sendo a
maioria utilizada como matéria prima para fabricação de detergentes de uso doméstico
[1].
Os surfactantes têm sido alvos de críticas por se tratar do problema de
contaminação do meio ambiente, devido ao seu excesso em descargas residuárias e,
principalmente, no sistema aquático, pelo elevado teor de fosfato. O fosfato pode atingir
até 50% de eficiência na limpeza, sendo, portanto, um dos maiores responsáveis pelo
aumento de conteúdo de nutrientes nas águas que são despejadas nos rios e lagos. O
excesso de fosfato provoca o aumento da velocidade de crescimento e da produção de
algas e ervas daninhas, causando o efeito da eutrofização, diminuindo o teor de oxigênio
disponível nas águas e comprometendo a vida animal. Embora existam outras fontes de
nutrientes de fosfatos, como fertilizantes agrícolas e dejetos animais, o controle nos
agentes de limpeza e resíduos industriais reduziria muito a escala de contaminação,
conforme defendem os órgãos legisladores do meio ambiente, como a Fundação
Estadual do Meio Ambiente (FEAM) e Agência Nacional de Vigilância Sanitária
(ANVISA).
A maior utilização dos surfactantes se dá nas indústrias têxteis, no processo de
tingimento, pela necessidade da adição de uma substância que diminua a tensão
superficial (no caso, um tensoativo) das soluções de corantes, facilitando sua interação
com o tecido a ser tinto e aumentando a umectação das fibras.
Devido ao grande emprego dos tensoativos, ocorreu nos últimos anos um
acúmulo destes produtos em águas de córregos e rios devido à descarga de efluentes
industriais industriais e domésticos. No meio ambiente, além de causar a eutrofização,
os tensoativos modificam as características da água, como tensão superficial,
provocando a morte dos seres que vivem na superfície das águas e, conseqüentemente,
1
dos peixes que se alimentam destas espécies. A modificação da tensão superficial
também interfere na vida das aves que sobrevivem das espécies aquáticas em geral.
Na região do Campo das Vertentes existe uma grande preocupação em relação
aos resíduos descartados no Rio das Mortes provenientes das indústrias têxteis. Uma
destas indústrias, a Companhia Têxtil São Joanense (Cia SJ), tem se preocupado com a
implantação de sistemas de tratamento de efluentes e também com a porcentagem de
biodegradabilidade dos tensoativos que são utilizados durante seus processos de
lavagem e tinturaria de tecidos.
Considerando o problema exposto, o presente trabalho tem como objetivo
verificar a quantificação analítica de dois tipos de surfactantes: um aniônico, dodecil
sulfato de sódio (SDS) ou lauril sulfato de sódio (LAS), e um catiônico, cloreto de
cetilpiridíneo (CPC), cujas estruturas estão representadas abaixo. É também nosso
objetivo investigar o impacto desses surfactantes no meio ambiente, avaliando a
porcentagem de biodegradabilidade em amostras coletadas diretamente das indústrias da
região do Campo das Vertentes.
SO3-Na+
Lauril sulfato de sódio
N+ Cl-
Cloreto de cetilpiridíneo
2 – OBJETIVOS
1 - Determinar os tensoativos aniônicos e catiônicos pelo método oficial baseado no
Standard Methods [2]. Nessa parte de desenvolvimento de metodologias pretende-se
utilizar o mínimo de amostra e reagente para gerar menor quantidade de resíduo;
2 - Trabalhar com amostras geradas nas indústrias da região de São João Del Rei;
3 - Estudar a cinética de biodegradação do surfactante aniônico (LAS) baseado na
metodologia da ANVISA [3];
2
4 – Desenvolver uma metodologia para o estudo da biodegradabilidade de surfactantes
catiônicos, baseada na metodologia de biodegradação de surfactantes aniônicos da
ANVISA [3];
5 - Estudar a cinética de biodegradação dos tensoativos com diferentes tipos de
inóculos;
6 - Estudar o efeito da concentração micelar crítica (C.M.C) dos surfactantes, em
diferentes temperaturas, por meio de medidas de condutividade;
7 – Caracterizar as colônias de bactérias mais eficientes no processo de biodegradação
dos surfactantes.
8 - Estudar a termodinâmica de micelização dos surfactantes e, posteriormente, fazer um
estudo comparativo com a literatura;
3 – REVISÃO DA LITERATURA
Durante várias gerações, a aplicação mais difundida dos tensoativos foi na forma
de sabões utilizados na limpeza. Estes sabões eram basicamente formados por sais de
ácidos graxos, feitos pela saponificação de triglicerídeos [4], sendo os primeiros
tensoativos com aplicação prática registrados por volta de 600 A.C. Foram utilizados
pelos romanos, embora estes, provavelmente, tenham aprendido a sua manufatura com
os celtas ou outro povo mediterrâneo. Acredita-se, no entanto, que os sabões vinham
sendo usados há mais de 2300 anos.
Durante a 1ª Guerra Mundial, foram introduzidos os primeiros tensoativos
sintéticos que, entretanto, não se tornaram produtos comercialmente viáveis até a
década de 1940. Com a 2ª Guerra Mundial, devido à escassez de óleos e gorduras, os
tensoativos sintéticos vieram a substituir os antigos sabões para a maioria das aplicações
[5].
Logo após a guerra, o tetrâmero de propileno (TP, C12H25 ramificado) ligado ao
benzeno, tornou-se o material predominante e os TP-benzeno sulfonados rapidamente
superaram comercialmente todos os outros materiais detergentes. Durante o período de
1950 a 1965 corresponderam a mais da metade de todos os detergentes usados no
mundo.
Os TP-benzeno sulfonatos dominaram o mercado, sem nenhuma ameaça, até
1960. Nesta época foi observado que os efluentes de esgotos estavam produzindo
maiores quantidades de espumas em rios e lagos por todo o mundo. Além disso, as
3
águas retiradas de poços próximos aos pontos de rejeitos domésticos tendiam a espumar
à medida que saíam das torneiras. Tal fenômeno indesejado, após muita investigação,
foi atribuído à impossibilidade dos TP-benzenos sulfonatos (também referidos como
alquilbenzenos sulfonatos, ABS) de serem completamente degradados por bactérias e
por outros processos no tratamento de efluentes industriais. Foi verificado que era a
cadeia alquílica ramificada que dificultava a ação dos microorganismos. Os álcoois de
ácidos graxos sulfatados, por outro lado, possuíam alta biodegradabilidade. Essa
propriedade foi atribuída ao fato de apresentarem cadeias lineares. Os fabricantes de
detergentes, voluntariamente ou pela legislação, mudaram dos TP-benzeno para os
alquilbenzeno lineares (LAS) como matéria-prima básica para a obtenção de moléculas
detergentes, devido à maior biodegradabilidade e aceitação do ponto de vista de impacto
ambiental destes últimos.
As vantagens apresentadas pelos tensoativos sintéticos, em relação aos sabões,
são o seu custo inferior e a sua melhor tolerância à dureza da água (pois não sofrem
precipitação em meio contendo íons de metais alcalino-terrosos) e à variação do pH do
meio [5].
Os detergentes mais comuns eram formados por moléculas de ácido sulfônico
que, reagindo com soda caustica, formava o sulfonato de sódio. A hidrólise alcalina dos
óleos e gorduras resulta na formação de glicerol e sabão (sal de ácido graxo), de acordo
com a reação:
Figura 1 - Reação de obtenção do sabão
A estrutura de uma molécula de sabão é formada por espécies químicas que
possuem uma extremidade apolar (a cadeia longa) e uma extremidade polar iônica que
se caracteriza como sal. Os detergentes possuem uma estrutura muito semelhante,
conforme representado na Figura 2, porém são sintetizados industrialmente.
4
CO
O- Na+ Sabão
SO3
-Na+
Detergente aniônico
N+(CH3)3Br-
Detergente catiônico
Figura 2 – Estruturas de sabão com os detergentes
Moléculas com estes tipos de estruturas, representadas na Figura 2, são
chamadas de surfactantes (do inglês - surface active-agents), definidos como qualquer
composto que modifica a tensão superficial (usualmente que reduz), quando dissolvido
em água, e que ainda altera de maneira análoga a tensão interfacial entre dois líquidos.
O sabão é uma dessas substâncias, mas o conceito é aplicado, com maior freqüência,
aos derivados orgânicos, como os sais de sódio dos sulfatos ou dos sulfonatos de alquila
de elevada massa molecular.
Os surfactantes do sabão e dos detergentes sintéticos efetuam, na lavagem, a
ação de limpeza primária e formação de espuma, mediante o mesmo mecanismo de
redução desta tensão superficial. São moléculas anfifílicas, isto é, possuem na sua
estrutura duas regiões de polaridade opostas: uma polar (ou hidrofílica) e outra apolar
(ou hidrofóbica). A presença destas duas regiões distintas em uma mesma molécula faz
com que a mesma apresente uma grande capacidade de adsorção na interface ar-água ou
óleo-água, assim como na superfície dos sólidos.
A região hidrofílica é constituída por grupos iônicos ou não-iônicos polares
ligados à cadeia carbônica, sendo normalmente denominada de cabeça ou grupo polar
do tensoativo. A região hidrofóbica é constituída normalmente de uma ou mais cadeias
alquílicas ou alquilfenílicas, com oito a dezoito átomos de carbono, linear ou
ligeiramente ramificada, contendo, na maioria dos produtos comercializados, um anel
benzênico substituindo alguns átomos da cadeia. É denominada de cauda do tensoativo.
5
Como conseqüência destas características, algumas destas substâncias atuam
como detergentes ou como agentes emulsificantes, dispersantes ou solubilizantes.
Algumas características de um surfactante são a capacidade detergente, formação e
estabilidade de espuma, suavidade à pele e facilidade de remoção da sujeira. A técnica
utilizada para fabricar o sabão e sua fórmula, combina os tensoativos as suas
propriedades, desde biológicas às industriais como: reguladores de espuma,
reforçadores, espessantes, aditivos, inibidores de corrosão, agente anti-redeposição,
inibidores de mancha, abrilhantadores ópticos, agentes alvejantes, perfumes, corantes e
enzimas, conforme a sua aplicabilidade [6].
Os tensoativos são classificados em quatro famílias importantes, de acordo com
a função da carga da região hidrofílica e do caráter iônico como: aniônicos, catiônicos,
não-iônicos e zwitteriônicos (anfotéricos). Alguns exemplos estão na Tabela 1.
6
Tabela 1 - Exemplos de tensoativos
Aniônicos
CH3(CH2)10COO-Na+ dodecanoato de sódio (sabão)
CH3(CH2)11SO4-Na+ dodecilsulfato de sódio (SDS)
CH3(CH2)11 SO3- Na+
Dodecilbenzeno sulfonato de sódio (SDBS)
CH2 CO2 C8H18
Na+ -O3S CH CO2 C8H18
Bis-(2-etilexil)-sulfossuccinato de sódio
AAOT ou Aerosol-OT
CH3NCH2 COO-Na+ CO(CH2)10CH3
N-lauroilsarcosinato de sódio (Gardol)
Catiônicos
CH3(CH2)12CH2N+(CH3)3Cl- Cloreto de tetradeciltrimetilamônio (TTACl)
C16H33Cl-N+ Cloreto de hexadecilpiridineo (CPyCl)
CH3(CH
C
CH3(CH
2)12CH2N+(CH3)2CH2 Cl-
Cloreto tetradecilbenzildimetilamônio
(TBzCl)
CH3(CH2)10CH2N+ (H)3Cl- Cloreto de dodecilamônio
Não-iônicos
CH3(CH2)15(CH2CH2O)20OH Éter hexadecil(20)-polioxietilênico (Brij 58)
8H17-C6H4-(CH2CH2O)10OH Éter 1,1,3,3-tetrametil-butil-fenil (9,5) - poli-
oxietilênico (triton X-100)
C12H25-(CH2CH2O)4OH Éter dodecil (4) poli-oxietilênico (Brij 30)
2)7CH=CH(CH2)8-(OCH2CH2)20OH Éter oleil (20)-poli-oxietilênico ( Brij 99)
Zwitteriônicos
C12H25N+(CH3)2CH2COO- N-dodecil-N,N-dimetil-betaína
C12H25N+(CH3)2(CH2)3SO3- 3-(n-dodecil-N,N-dimetilamônio)-propano-
1-sulfonato
7
3.1 – Classificação dos tensoativos
3.1.1 – Tensoativos aniônicos
São os maiores grupos de produtos disponíveis comercialmente e representam
em torno de 65 a 70% das vendas mundiais. Possui um ou mais grupos polares que,
quando dissolvido ou disperso em meio aquoso, apresentam em sua constituição uma
carga negativa, Figura 3, característica de ânions, e constituem a parte ativa em água.
Nos sulfonatos e fosfonados, o carbono liga-se diretamente ao enxofre e ao fósforo,
respectivamente. Nos ésteres do ácido sulfúrico e do ácido fosfórico o carbono liga-se
ao oxigênio.
Figura 3 – Regiões hidrofílicas de alguns tensoativos aniônicos
O tensoativo aniônico mais comumente empregado é o dodecilbenzeno
sulfonado de sódio (SDS), que apresenta excelentes propriedades de detergência e poder
espumante. Entretanto, apresenta problemas de solubilidade em água, na presença de
eletrólitos, aumentando o risco de turvação em algumas formulações. Além disso, é um
tensoativo causador de irritação e perda de umidade da pele, mas, nas concentrações
empregadas em detergentes líquidos para lavagem manual de louça, não causam estes
efeitos na pele. Sendo, portanto, o dodecil benzeno sulfonato de sódio o agente
tensoativo mais utilizado na composição de detergentes em produtos de limpeza.
Durante dez anos, até 1965, a produção de alquilados ramificados (ABS) teve
um grande crescimento de produção. A utilização de alquilados ramificados como
matéria-prima para detergentes foi interrompida devido ao fenômeno de produção de
espumas nos cursos de água e nas estações de tratamento. Esse fenômeno foi causado
pela taxa insuficiente de biodegradabilidade (os microorganismos degradam as cadeias
ramificadas numa taxa extremamente lenta). O alquilado linear substituiu o ABS em
regiões onde existia o consumo elevado e/ou onde a legislação exigia uma degradação
mais rápida do tensoativo. Nessa época, esta substituição se fez em quase todos os
8
países desenvolvidos. No Brasil, o Ministério da Saúde proibiu a partir de Janeiro de
1981 (art. 68 do decreto nº 79094) a fabricação, comercialização ou importação de
saneantes de qualquer natureza contendo aniônicos não biodegradáveis [7].
O lauril éter sulfato de sódio, conforme está representado na Figura 4, é um
tensoativo aniônico que exibe um efeito sinérgico em relação à capacidade de dispersão
de sujeira oleosa, da solubilidade em água, da tolerância a eletrólitos e da
compatibilidade com a pele [8]. O lauril éter sulfato de sódio, bem como o lauril sulfato
de sódio, é utilizado em cosméticos devido ao seu baixo potencial de irritabilidade da
pele. Os provenientes de álcoois graxos sulfatados de maior peso molecular, devido ao
seu elevado ponto de turvação, não devem ser utilizados na formulação de xampus
transparentes, porém são indicados para xampus cremosos e perolados. O lauril éter
sulfato de sódio é o tensoativo de uso mais difundido na fabricação de xampus [9], pois
confere boa viscosidade e, por ser quase incolor, não interfere na cor do produto.
Apresentando baixo poder de turvação, o lauril éter permite fabricar xampus que
permanecem transparentes mesmo a baixas temperaturas.
Figura 4 – Surfactante aniônico, lauril éter sulfato de sódio; n = nº médio de mols de
óxido de eteno
3.1.2 – Tensoativos catiônicos
Representam somente 5% das vendas mundiais, possui um ou mais grupos
polares e quando dissolvidos ou dispersos em água, apresentam cargas positivas na
parte ativa da molécula. Devido a esta carga, esses produtos são utilizados como
substratos para produzir compostos que conferem maciez, propriedades hidrofóbicas e
antiestáticas, inibidores de corrosão e agentes antimicrobianos [7].
São quaternários de amônio produzidos pela reação de substituição nucleofílica
de haletos de alquila por aminas. Os quatro átomos de carbono estão ligados
diretamente ao átomo de nitrogênio por ligações covalentes, daí a denominação de
quaternário, enquanto que o ânion, geralmente cloro, está em ligação iônica (Figura 5).
Sua ação sobre a tensão superficial é devido a uma grande cadeia carbônica,
hidrofóbica, unida a um grupo básico hidrofílico. Não são usados como detergentes
9
domésticos porque apresentam um fraco poder detergente, mas são notáveis umectantes
e de grande poder de dispersão. São inativados ou precipitados por agentes aniônicos,
como o sabão, devido a sua incompatibilidade [7].
Estes sais de amônio foram desenvolvidos em 1940 e são usados como
amaciantes em produtos domésticos e auxiliares têxteis (C12 a C18). Em amaciantes são
utilizados devido à necessidade do mercado causada pela introdução dos detergentes
sintéticos para roupas, os quais permitiram um bom nível de limpeza, mas ao mesmo
tempo, deixavam a roupa áspera e desconfortável. Os amaciantes possuem a capacidade
de instalarem-se na superfície das fibras de tecidos devolvendo a maciez original,
perdida após sucessivas lavagens com detergentes. Além de amaciantes, agem como
germicida, algicida, bacteriostático em remédios e sanitizante em produtos de limpeza
doméstica e em piscinas (C8 a C10). Dependendo da sua concentração em bactericidas,
podem ser absorvidos pela membrana celular dos microorganismos e romper a
membrana da célula. Nas concentrações geralmente usadas, são inodoros, ao contrário
dos outros desinfetantes como o cresol, o hipoclorito, o formol etc. Apresentam também
a propriedade de formar uma película aderente onde são utilizados. Por causa disso, são
usados em cremes de enxágüe, xampus para cabelos, emulsificador de asfalto,
lubrificantes, complexantes etc [8].
Os sais de amônio quaternário (aminas quaternárias) são derivados amínicos
ideais para as aplicações em amaciantes de roupas, porque o átomo de nitrogênio possui
a carga positiva (Figura 5).
CnH2n+1 N+
CH3
CH3
Cl-CH3 (a)
CnH2n+1 N+
CH3
CH3 Cl- (b)
CnH2n+1
CnH2n+1 N+
CH3
CH3
CH2 Cl- (c)
Figura 5 - Tensoativos catiônicos: (a) cloreto de alquil trimetil amônio, (b) cloreto de
dialquil dimetil amônio e (c) cloreto de alquil benzil dimetil amônio; n = 8 a 18
10
A incorporação dos tensoativos catiônicos às fórmulas de pós de aniônicos (mais
vendidos para lavagem de roupas) e mesmo de líquidos é difícil. O tensoativo tem que
deixar os tecidos livres de qualquer contaminação. Ele acaba sendo eficiente a ponto de
lavar o próprio amaciante e impede a deposição do mesmo nas fibras. Por isso, fica
difícil compatibilizar a atuação dos dois ingredientes [9]. O amaciante precisa depositar-
se nas fibras para permitir seu deslizamento, dando a sensação de maciez. A carga
elétrica negativa induzida pelos tensoativos, mais pronunciada em sintéticos, é
neutralizada.
Além dos produtos para limpeza doméstica, os catiônicos, graças a sua natureza,
apresentam outras aplicações. O uso de aminas graxas em emulsões asfálticas deve-se a
sua propriedade tensoativa. No setor de mineração, atuam como agente de flotação,
permitindo que o minério, ou sua impureza, a ser flotado, adquira propriedades
hidrófobas, migrando para a superfície e facilitando a separação [10].
A indústria têxtil emprega os sais quaternários como auxiliares de tingimento,
pois as propriedades umectantes favorecem a penetração de água e outros líquidos nas
fibras de tecidos, assegurando assim a penetração dos corantes e, desse modo, a sua
fixação [11]. As indústrias de defensivos agrícolas formulam seus produtos com aminas
graxas etoxiladas como emulsionantes. A indústria de cosméticos usa os sais
quaternários como princípio ativo antiestático em cremes e recondicionadores capilares,
e as indústrias farmacêuticas os usam como agentes bacteriostáticos e auxiliares de
extração de antibióticos. Na clarificação do açúcar, as aminas quaternárias retêm
impurezas aniônicas da solução de açúcar, permitindo uma posterior cristalização do
açúcar branco refinado.
3.2 – Agregação dos tensoativos em solução aquosa
A dissolução de um tensoativo em água provoca o aparecimento de interações
desfavoráveis entre sua parte apolar e o solvente devido a: (I) alta tensão interfacial
água/hidrocarboneto, (II) estruturação das moléculas de água ao redor da cadeia
hidrofóbica (“hidratação hidrofóbica”) e (III) diminuição nos graus de liberdade da
cadeia hidrofóbica [12,13]. Os monômeros do tensoativo tendem a adsorver (aderir) nas
interfaces (líquido-vapor, líquido-sólido ou líquido-líquido, quando disponível), de
modo a reduzir a energia livre total do sistema [12,13]. Nessa adsorção, as cadeias dos
11
hidrocarbonetos permanecem para fora da solução e os grupos hidrofílicos na interface
aquosa [14].
Neste fenômeno de adsorção, ocorre a substituição de moléculas de água,
presentes na interface, pelo grupo hidrofóbico do tensoativo. Como as forças
intermoleculares de atração entre uma molécula de água e um grupo não polar são
menores do que entre duas moléculas de água, isto reduz o poder de contração da
superfície, ou tensão superficial [6]. Tensão superficial é a tendência que um líquido
apresenta de reduzir ao mínimo a sua área superficial. É conseqüência da existência de
forças intermoleculares.
Dependendo da sua estrutura, da concentração e da composição do meio, os
tensoativos podem se agregar em solução aquosa formando micelas, vesículas ou
cristais líquidos liotrópicos, entre outros tipos de agregados. Alguns tensoativos se
agregam em solventes orgânicos de baixas polaridade e constante dielétrica, formando
micelas inversas [6,15].
Quando um agente tensoativo é adicionado à água, suas moléculas tendem a
arranjar-se de modo a minimizar a repulsão entre seus grupos hidrofóbicos e a água. A
parte hidrofílica fica na solução e a parte hidrofóbica fica na interface água-ar, conforme
podemos observar na Figura 6. Essa disposição provoca uma diminuição da tensão
superficial da água.
(a) (b)
12
(c)
Figura 6 – Representação das moléculas do agente surfactante: (a) superfície da água,
(b) bolha de sabão e (c) interior da micela.
Se aumentarmos a concentração do agente tensoativo na água, este tende a
ocupar a parte interna da solução, formando inicialmente dímeros, trímeros, tetrâmeros,
até que em determinada quantidade atingem a denominada concentração micelar crítica
(CMC), Figura 6 c. Acima dessa concentração, as moléculas do tensoativo formam
grandes agregados moleculares de dimensões coloidais. Estes agregados são
denominados micelas, geralmente contêm 60 a 100 moléculas do tensoativo, que se
associam espontaneamente em solução aquosa. Então, quando as concentrações estão
superiores à CMC, as moléculas possuem um diâmetro entre 3-6 mm, o que representa
de 30-200 monômeros. A CMC depende da estrutura do tensoativo (tamanho da cadeia
do hidrocarboneto) e das condições experimentais (força iônica, contra-íons,
temperatura etc.) [16].
Geralmente, em solução aquosa, as moléculas do tensoativo agregam-se
formando uma esfera com caudas hidrofóbicas voltadas para o seu interior e os grupos
hidrofílicos, ou carregados, para seu exterior. Cada micela é composta por um certo
número de moléculas de tensoativos, denominado “número de agregação”, que
determina geralmente o tamanho e a geometria do sistema micelar. O termo “micela
normal” é utilizado para se referir a agregados de tensoativos em meio aquoso, o qual é
apresentado na Figura 7.
13
Figura 7 - Representação bidimensional das regiões que formam uma micela iônica
normal com estrutura esférica. X e O indicam as localizações relativas dos contra-íons
do grupo cabeça e das caudas (hidrocarbonetos), respectivamente.
Quando o tensoativo está, predominantemente, na forma de monômeros, abaixo
da CMC, ocorre um equilíbrio dinâmico entre micelas e monômeros [12,17]. As micelas
são termodinamicamente estáveis e facilmente reprodutíveis, e são destruídas pela
diluição com água ou ficando as concentrações ficarem abaixo da CMC.
A formação das micelas é acompanhada por mudanças distintas em várias
propriedades físicas tais como espalhamento de luz, viscosidade, condutividade elétrica,
tensão superficial, pressão osmótica e capacidade de solubilização de solutos [18,13].
Os contra-íons, quando em concentrações suficientes, provenientes da própria ionização
do tensoativo ou ainda como aditivos à solução, diminuem a repulsão entre as cabeças
dos monômeros (Figura 8). A presença de Na2SO4, por exemplo, pode alterar a
concentração micelar crítica. A partir da concentração micelar crítica é que se manifesta
ação do detergente. No entanto, os monômeros é que mais contribuem para a
diminuição da tensão superficial da água, enquanto que as micelas, ao contrário dos
monômeros, ficam dispersas em toda a solução, apresentando um menor efeito sobre a
tensão superficial da água. As cadeias apolares atraem-se e os grupos negativos
repelem-se formando ligações de hidrogênio com a água
14
Figura 8 - Micela do surfactante em meio aquoso após atingir a concentração micelar
crítica.
As micelas, que não superam algumas dezenas de ângstrons, são responsáveis
pela grande maioria das propriedades de sabões e detergentes e suas utilizações. Os
fenômenos de umectação, emulsão e dispersão, que explicam o efeito detergente, são
devidos às micelas complexas presentes nas soluções e derivam da orientação das
grandes cadeias das moléculas.
A fase hidrofílica associa-se à água por pontes de hidrogênio e a fase lipofílica
associa-se às gorduras por interações de van der Waals. Existe uma relação entre a
concentração micelar crítica com a presença de insaturações e o tamanho da cadeia
carbônica do tensoativo. À medida que o número de átomos de carbono é reduzido,
diminui a concentração da micela formada em meio aquoso. Na Figura 9 podemos
verificar a influência do número de carbonos na cadeia que formam a C.M.C.
Figura 9 - Influência do número de cadeias carbônicas na C.M.C: (a) C-18 saturado, (b)
C-12 saturado e (c) C-8 saturado
Na figura 9.a vemos um micela, em solução aquosa, de um surfactante C-18
saturado. Supondo que cada micela seja constituída por 12 cadeias saturadas,
observamos que deverá existir uma distância mínima entre cada sítio negativo para que
15
a repulsão seja minimizada [19]. Em (b), vemos uma micela de um surfactante C-12
saturado. Supondo, também, que ela seja constituída por 12 cadeias, nota-se que a
distância entre cada sítio aniônico é bem menor que em (a), o que tende a desestabilizar
a micela. Portanto, a situação (c) aproxima-se mais do real, visto que as distâncias são
maiores entre os sítios aniônicos. Notamos, neste último caso, que a micela seria
constituída, em hipótese, por oito cadeias apenas. Dessa maneira, mais micelas seriam
formadas para uma dada concentração do agente surfactante.
A adição de alguns cátions monovalentes e bivalentes, em soluções aquosas
contendo tensoativos aniônicos, favorece a formação de micelas. A presença de solutos
como o NaCl, Na2SO4, MgSO4, dentre outros, minimiza a repulsão eletrostática entre os
ânions, contribuindo, para a formação da micela. A adição desses sais, além de provocar
a formação de micelas com um número maior de moléculas do tensoativo, provoca uma
diminuição da mobilidade das partículas (Figura 10). Um excesso de eletrólito provoca
a diminuição da solubilidade do tensoativo em água, desestabilizando as micelas,
produzindo turvação e separação de fases. Em alguns casos, mesmo com a quantidade
adequada do eletrólito, um possível abaixamento da temperatura pode ocasionar uma
turvação indesejável no produto. Nos detergentes formulados, como tensoativos
sintéticos, o uso do sulfato de magnésio (cátion bivalente) não causa grandes problemas.
Desse modo, pequenas quantidades do mesmo são suficientes para se obter a
viscosidade desejada, não apresentando o risco do detergente ficar turvo e apresentar
precipitados indesejáveis. Porém, esse sal não deve ser adicionado nos sabões, porque
forma sais insolúveis.
Figura 10 - Interações entre íons monovalentes, de um soluto, com os sítios aniônicos
do surfactante.
16
3.3 – Biodegradação
Com o aumento das áreas urbanas e o desenvolvimento industrial e
populacional, novos compostos têm sido sintetizados e continuamente introduzidos em
grande quantidade nos mananciais hídricos. A maioria destes compostos são
persistentes, ou seja, difíceis de serem biodegradados, podendo ser bioacumulados ou,
ainda, se transformarem em produtos tóxicos, causando assim sérios transtornos
ecológicos. A poluição de corpos d’água com estes compostos provocam, além da
poluição visual, alterações em ciclos biológicos, afetando, principalmente, o processo de
fotossíntese. Assim, a busca de novas tecnologias e processos têm sido desenvolvidos e
aplicáveis ao tratamento de efluentes, para transformar substâncias persistentes em
substâncias biodegradáveis, no sentido de aumentar a eficiência dos sistemas de
tratamentos biológicos, de grande interesse industrial [20].
A biodegradação ou biotransformação é uma das principais técnicas de
recuperação dos ecossistemas contaminados. É um processo multifacetado, envolvendo
um complexo de moléculas que interagem com comunidades mistas de microrganismos.
Desse modo, conta com a versatilidade metabólica, especialmente de bactérias e fungos,
capazes de biodegradar muitos tipos de resíduos em substâncias mais simples e menos
tóxicas.
De fato, durante muitos anos, pensou-se que os microrganismos podiam e
deviam biodegradar completamente todas as substâncias orgânicas, incluindo todos os
poluentes contidos em águas naturais ou no solo. As invenções de alguns compostos,
especialmente os organoclorados, os quais eram resistentes a uma rápida biodegradação,
foi responsável pela retificação dessa concepção errônea. As substâncias resistentes à
biodegradação são chamadas recalcitrantes ou bioimunes [21,22]. No entanto, outras
substâncias, como muitos compostos orgânicos biodegradam-se totalmente, sendo
transformados em compostos orgânicos menos tóxicos que as substâncias originais.
Os compostos sintéticos mais poluentes são os que contêm, principalmente,
nitrogênio e enxofre, que causam a poluição, sendo eles; os alquilsufonatos, os
alquilbenzenos sulfonatos e os arilsulfonatos, comercialmente vendidos como
surfactantes. Esses poluentes são biodegradáveis, podendo os microrganismos utilizar o
nitrogênio (N) ou enxofre (S) como nutrientes [3].
17
Dentro deste contexto, o setor têxtil apresenta um especial destaque devido ao
seu grande parque industrial instalado, gerador de grandes volumes de efluentes, os
quais, quando não tratados, podem causar sérios problemas de contaminação ambiental.
A biodegradação de surfactantes foi estudada durante muitos anos [23,24], e
ainda está sendo investigada [25,26]. A maioria desses estudos sobre biodegradação de
surfactantes são determinantes para a degradação metabólica pelos microorganismos
[27,28] e esta relacionado à estrutura do tensoativo. Esta estrutura é determinante para
uma melhor biodegradabilidade dos surfactantes [29,30,31].
A degradação de surfactantes em resíduos industriais e domésticos depende das
condições locais e regionais como: clima, tipo de solo, vegetação, fauna e
microrganismos decompositores. Em 1995, Rocha et al. [32] fizeram um estudo para
avaliar o comportamento de hidrofóbicos da micela dos surfactantes. O tensoativo
(Triton X-100) testado foi tóxico para bactéria e, assim, impediu a biodegradação do
bifenil e fenantreno em concentrações próximas da concentração micelar crítica
(C.M.C) do surfactante. Neste sentido, em 1996, Perez e colaboradores [33] em seus
estudos comprovaram que o lauril sulfato de sódio (LAS) pode ser tóxico aos
microorganismos responsáveis pelo tratamento da degradação e dos organismos
presentes em ecossistemas naturais. Este trabalho discutiu também o efeito do LAS na
purificação aeróbica por plantas presentes em esgoto. Os resultados mostraram que o
LAS influência no pH e na capacidade de degradação aeróbica da matéria orgânica na
concentração de 20 mg.L-1. De acordo com a ANVISA [3], os surfactantes são
considerados biodegradáveis, porque são substâncias químicas com propriedades
tensoativas, susceptíveis aos processos de decomposição e degradação pelos
microrganismos. Em decorrência desses processos, não origina substâncias
consideradas nocivas ao meio ambiente ou que possuam grau de toxicidade superior ao
da substância tensoativa original. Os principais grupos microbianos nesse processo são
as bactérias e os fungos, contudo essa atividade é regulada, principalmente, pelas
condições ambientais [34].
O fator preponderante na atividade microbiana é determinado pela velocidade e
extensão da degradação dos compostos orgânicos. Logo após a introdução dos
surfactantes sintéticos na década de 1940, foi demonstrado que os diversos campos de
aplicações poderiam induzir no meio ambiente a adaptação microbiana ocasionando um
aumento na velocidade da degradação dos respectivos compostos.
18
As bactérias são os principais microorganismos relatados na literatura e as mais
utilizadas no processo de biodegradação. Alguns desses microorganismos podem ser
isolados do solo e utilizados na biodegradação. Por exemplo, Pseudomonas sp e
Sphingomonas sp têm sido reportadas na degradação de corantes da indústria têxtil, da
nicotina, em compostos que apresentam os radicais metil e etil. Entre outras, as
Pseudomonas aeroginosas são utilizadas na degradação de herbicidas. Recentemente,
pesquisadores isolaram do solo o fungo Phaenerochaete chrysosporium. Este tem a
capacidade de mineralização (precipitar), parcialmente, ou em alguns casos
completamente, uma variedade de poluentes, que são resistentes à degradação [35,36].
Neste contexto, Spadaro et al. [37] estudaram a ação do Phaenerochaete chrysosporium
na descoloração de efluentes têxteis, demonstrando que este fungo foi capaz de
mineralizar alguns corantes. Assim, em 2000, Couto e colaboradores [38] observaram
uma excelente eficiência no tratamento de uma amostra de resíduo simulada em
laboratório alcançando descolorações de 95%, após o tratamento com o fungo
Phaenerochaete chrysosporium.
Em 2005, Chen e colaboradores [39] estudaram a biodegradação do surfactante
não-iônico (Triton X-100), usando culturas de diferentes espécies de bactérias em
diferentes condições ambientais (pH). Para esta biodegradação isolaram cinco tipos de
microorganismos chamadas de bactérias (A, B, C, D e E). Nesse trabalho observaram
que as bactérias A, B e C utilizaram o surfactante como fonte de carbono e as outras
utilizaram os sais (NH4)2SO4 e KNO3 do meio como fonte de nitrogênio. A cinética de
biodegradação foi eficiente em pH 7,0 para todas as bactérias em 18 h de incubação.
Quiroga et al. [40] fizeram um estudo sobre a cinética de biodegradação de
surfactantes (LAS e SDS) em águas do mar. Para isso propuseram um modelo cinético
para avaliar a biodegradação do surfactante em duas temperaturas (5 e 20ºC), que
resultava na conversão e combinação dos compostos orgânicos em CO2 e H2O.
Verificaram que o SDS é melhor biodegradável pelas enzimas hidrofílicas presentes no
meio, ou sintetizadas pelos microrganismos, enquanto que o LAS é mais resistente à
biodegradação porque a ligação carbono entre o anel aromático e o enxofre do grupo
sulfonato é mais difícil de ser quebrada biologicamente.
Neste contexto, sobre biodegradação, as bactérias mais utilizadas são as
Pseudomonas, elas são uma infinidade de espécies que agem no processo, mas não há
muitos relatos na literatura sobre a biodegradação de surfactantes por estes
microorganismos. Sabe-se que os microrganismos exibem duas estratégias para
19
assimilação ou metabolismo do substrato que são o catabolismo e o cometabolismo. No
catabolismo, o substrato absorvido é quebrado em moléculas menores e vão gerar
energia, consequentemente a biomassa microbiana aumenta às custas do substrato, e
este diminui consideravelmente. Por outro lado, no cometabolismo ocorrem
transformações de um substrato secundário biodegradável como fonte de carbono e
energia. Desta maneira, pode transformar em outro composto sem retirar energia para
seu desenvolvimento [40].
Corte et al. [41] informaram a primeira descrição de biodegradação do SDS
através de amostras de oléo-diesel a 10ºC. Temperaturas maiores inibiram a
biodegradação, devido à baixa resistência dos microrganismos a altas temperaturas.
Neste sentido, Anderson e colaboradores [42] realizando testes com água de rio,
mostraram que 25 mg.L-1 de SDS era biodegradado após 60-160 h a 5-10ºC. Depois,
Marchesi et al. [43] informaram que 20 mg.L-1 de SDS era completamente
biodegradado por bactérias do gênero Pseudomonas após 12,5 h a 25ºC. A
biodegradação de surfactantes é assegurada em baixas concentrações ambientais. A
maioria dos laboratórios estuda a biodegradação de surfactantes [43,44], a temperaturas
mais altas que as normais na natureza, resultando na seleção de microrganismos que
crescem nesta temperatura. Porém, o problema de poluição do surfactante é severo em
temperaturas mais baixas como prevalece no ambiente ártico e alpino.
Em 1979, Water e colaboradores [45] conseguiram biodegradar o surfactante
catiônico na presença do surfactante aniônico testado em bebidas alcoólicas. Por um
monitoramento, através de análises colorimétricas, alcançaram uma biodegradação de
95% em concentrações de 0,1-10 mg.L-1.
Algumas propriedades do inóculo podem interferir no fenômeno da
biodegradação acelerada, como por exemplo o conteúdo de areia e matéria orgânica.
Inóculo com alto conteúdo de areia apresenta uma reduzida mineralização, sendo que o
pH pode ter efeito notável neste processo. A diversidade microbiana é bastante afetada
pelo pH, e estudos têm demonstrado que pequenas flutuações no pH podem ter efeitos
na resposta microbiana frente aos resíduos industriais.
A quantidade e o tipo de argila podem afetar grandemente o local onde há
carbono orgânico estabilizado. Neste ambiente, por exemplo, as argilas podem aumentar
a taxa de crescimento microbiano, especialmente durante a degradação inicial de
substratos orgânicos prontamente disponíveis. Mas, por outro lado, poderão reduzir a
perda de carbono na forma de CO2, aumentando a eficiência da utilização desse
20
elemento pelos microorganismos e ainda formando complexos com produtos de
decomposição e com substâncias húmicas [46].
Os produtos formulados a partir de detergentes sintéticos, por sua vez,
geralmente empregam ingredientes ativos do tipo aniônico, como os sais sódicos de
alquilbenzenos sulfonatos ramificados (ABS) ou lineares (LAS), pequenas quantidades
de ingredientes ativos do tipo não-iônico possuem como aditivos mais importantes o
tripolifosfato de sódio, sem o qual a ação dos detergentes sintéticos perde muito em
desempenho. A presença desses derivados de ABS ou de LAS no esgoto causa o
inconveniente da formação acentuada de espuma nos cursos de água receptores
(20,0 mg.L-1 são suficientes para formar espuma) [47]. Tanto o ABS quanto o LAS
podem biodegradar-se parcialmente (biodegradação primária) ou completamente
(biodegradação total), existindo um meio aeróbio adequado e transcorrendo um tempo
apropriado.
A biodegradação primária é aquela ocorrida quando a molécula é alterada pela
ação de um microrganismo, de maneira que tenha perdido suas características de
tensoativo ou que não mais responda a procedimentos analíticos para a detecção do
tensoativo original. Oin et al. [48] avaliaram a biodegradação primária do surfactante
catiônico (brometo de cetilpiridineo) e anfótero (N-dodecil-N,N-dimetil-betaína) através
de agitação térmica por análises espectrofotométricas. Os resultados apresentaram uma
biodegradação de 94%. Os autores também mostraram que a biodegradação do
surfactante diminui com o aumento da cadeia e que a presença do grupo hidrofílico
afeta a degradação do tensoativo, mas não sua biodegradabilidade.
A biodegradação total ou mineralização pode ser entendida como sendo a
conversão completa da molécula do tensoativo em CO2, água, sais inorgânicos e
produtos associados com o processo metabólico normal da bactéria. Em 1990, Tauk
[46] estudou a biodegradação de resíduos orgânicos no solo, através do húmus, em que
verificou que a adição de um substrato orgânico, prontamente degradável, pode
aumentar grandemente a liberação de CO2 do húmus no solo.
O LAS pode sofrer mineralização biológica total, produzindo CO2, água e
sulfato. O processo de biodegradação ocorre nas estações de tratamento de esgotos e na
natureza, e pode ser descrito pela etapa de oxidação de um ou dois grupos metila da
cadeia alquílica, transformando-os em grupos carboxílicos. A oxidação destrutiva do
anel aromático é a outra etapa, ocorrendo a quebra da ligação carbono-enxofre,
provocando a liberação de sulfato [19].
21
A degradação do LAS é mais rápida que a do ABS porque um tensoativo é mais
biodegradável quanto mais linear for seu radical lipofílico (apolar). Os isômeros dos
alquilbenzenos sulfonatos, quando possuem o grupamento fenila ligado à extremidade
da cadeia, sofrem biodegradação mais rápida com relação àqueles que possuem o
grupamento fenila ligado ao centro da cadeia carbônica. A presença de muitas
ramificações gera uma taxa de biodegradação extremamente lenta. Portanto, dentre os
compostos apresentados a seguir, o isômero 2-fenil alcano degrada-se mais rapidamente
(Figura 11).
CH3 CHCH2 CH2 CH2CH2CH2CH2CH2CH2CH2
CH3
S O-
O
Omais biodegradável
CH2
O
CH3 CHCH3
CH2 CH
S OO-
CH2 CH2 CH2 CH2 CH2 CH3
menos biodegradável
CH3 CH2 CH2 CH
CH3
CH2 CH
CH3
CH2 CHCH3
CH2 S O-
O
O pouco biodegradável
Figura 11 - Efeito das ramificações das cadeias no processo de biodegradabilidade
Geralmente, a biodegradabilidade depende da existência de condições aeróbias.
O tratamento aeróbio do esgoto, ou a presença de condições de oxigenação intensa de
águas receptoras, permite a redução acentuada dos possíveis malefícios decorrentes da
ação desses surfactantes. Mongensen e colaboradores [49] demonstraram que o LAS é
pouco resistente à biodegradação em condições anaeróbias. Tentaram sua digestão em
água de esgoto, comprovando que a concentração do LAS depende do aumento da
matéria orgânica durante a estabilização anaeróbica e sua transformação.
Os sabões obtidos a partir de gordura animal e/ou vegetal, pelo fato de
apresentarem cadeia carbônica linear, são rapidamente biodegradados no ambiente [50].
Bayona et al. [51] estudaram a biodegradação de alquilbenzenos (C11-C14) por culturas
de bactérias Pseudomonas sp, revelando que a biodegradação do isômero aumenta
quando o grupo fenil é localizado no final da cadeia alquil, na presença de molécula que
22
contém grupo sulfonato. Posteriormente, em 1993, Purcha et al. [52] estudaram a
biodegradação do hidrocarboneto aromático policíclico (PAIIs) e o efeito da micela do
surfactante não-iônico. Eles relataram completa biodegradação do hidrocarboneto pelas
bactérias presentes no inóculo derivado do petróleo durante o monitoramento de 65 h.
Aly e colaboradores [53] estudaram durante 13 dias a biodegradação do
surfactante aniônico na presença dos compostos orgânicos hexadecano e naftaleno,
usando dois tipos de solos, que continham petróleo. Demonstraram que o aumento da
concentração de surfactante não inibe a biodegradação na presença destes compostos
orgânicos presentes neste solo, sendo que o naftaleno degrada mais que o hexadecano.
Alguns microorganismos estão envolvidos no processo de biodegradação de
substâncias presentes em resíduos industriais, enquanto que outros usam produtos dessa
degradação para sintetizar novos compostos.
3.4 – Análise de surfactantes
Os surfactantes são importantes, em Química Analítica, são capazes de
modidificar algumas propriedades reacionais (velocidade da reação, estereoquímica)
com conseqüente melhoria em sensibilidade e/ou seletividade analítica. O emprego dos
tensoativos em produtos naturais ou sintéticos, apresentaram um aumento significativo
nos últimos anos, em praticamente todos os campos da Química Analítica. Muitos
trabalhos utilizam os tensoativos, capaz de formar complexos, procurando melhorar o
desempenho analítico, facilitando a quantificação não só do surfactante, mas também de
outros compostos.
A presença de surfactantes no meio reacional pode ocasionar a formação de um
novo complexo com diferentes propriedades espectrais (usualmente com maior
absortividade molar), além de poder proporcionar também maior estabilidade e
seletividade quando comparado com o complexo binário. Estudos sobre os efeitos dos
surfactantes na formação de complexos permitem concluir que maiores modificações
espectrais ocorrem, quando a carga do surfactante responsável pela formação da micela
é oposta ao íon do complexo, formado entre o reagente cromogênico e o analito [54]. A
formação de complexos ternários pode ocorrer através de associação iônica, como
ocorre com complexo catiônico, formado entre um íon-metálico e a 1,10-fenantrolina
com o ânion vermelho de bromo-pirogalol [55].
23
Uma forma de quantificar analiticamente espécies químicas, como os
surfactantes, é a espectrofotometria UV-Vis. Esta é uma técnica muito explorada em
função da sua robustez, custo relativamente baixo e grande número de aplicações
desenvolvidas. Consultando o banco de dados do “Analytical Abstracts”, verificam-se
mais de 30.000 citações relacionadas a esta técnica [56]. Os procedimentos
espectrofotométricos envolvem, geralmente, medidas diretas de espécies que absorvem
radiação eletromagnéticas, podendo também se acoplar a outras técnicas e/ou processos
como cromatografia, eletroforese e análise em fluxo.
A espectrofotometria é fundamentada na lei de Lambert-Beer, que é a base
matemática para medidas de absorção de radiação por amostras no estado sólido,
líquido ou gasoso, nas regiões ultravioleta, visível e infravermelho do espectro
eletromagnético. Para medidas de absorção da radiação em determinado comprimento
de onda, tem-se:
A= log(I0/I) = εbc;
em que A é a absorvância, I0 é a intensidade da radiação monocromática que incide na
amostra e I é a intensidade da radiação que emerge da amostra. A absortividade molar
(ε) é uma grandeza característica da espécie absorvente, cuja magnitude depende do
comprimento de onda da radiação incidente, b é o caminho óptico (cm) e c é a
concentração do analito na da amostra (mol.L-1) [54]. Para a determinação
espectrofotométrica de espécies químicas de interesse na região UV-Vis, normalmente é
necessário o uso de reagentes para a conversão da espécie de interesse em uma forma
que permita a detecção de absorção de radiação com maior sensibilidade e/ou
seletividade. Sendo assim, espécies que absorvem fracamente podem ser convertidas em
compostos com maior absortividade molar, visando à determinação de menores
quantidades do analito [57].
Em 1961, Ross et al. [55] usaram o surfactante catiônico brometo de N-cetil-
N,N,N-trimetil amônio (CTAB) para determinar espectrofotometricamente o estanho
empregando o violeta de pirocatecol (PCV) como reagente cromogênico. Um complexo
vermelho foi formado entre o PCV e o estanho (IV) em pH 2,5, apresentando
absortividade molar de 6,5 x 104 mol.L-1 e a medida espectrofotmétrica foi realizada em
555 nm.
Considerando que o sistema de análise química por injeção em fluxo acoplada a
espectrofotometria é uma técnica muito explorada, vários autores têm proposto a
determinação do surfactante empregando esta técnica. Com o intuito de automatizar a
24
determinação de tensoativos catiônicos, Motomizu et al. [58] desenvolveram um
método espectrofotométrico empregando o sistema FIA baseado na interação com
indicador azo, alaranjado de metila, de etila, propila e butila em presença de tensoativo
não-iônico. Os melhores resultados foram obtidos com o reagente cromogênico
alaranjado de propila. A reação foi estudada em pH 6,8. Nesta condição, o indicador
está protonado e apresenta máximo de absorção em 510 nm. Os tensoativos catiônicos
(quaternários de amônio) reagem como o alaranjado de propila com máximo de
absorção em 400 nm. Em presença do tensoativo aniônico TX-100 forma-se um
agregado (micela) devido ao par iônico formado com o surfactante catiônico, com
absorção máxima em 485 nm. Nesse trabalho Motomizu e colaboradores obtiveram
resposta linear na faixa de 10-6 mol.L-1 e conseguiram determinar o tensoativo não-
iônico na concentração de 0 a 3x10-5 mol.L-1 em batelada, e 0 a 2 x10-5 mmol pelo FIA.
E para determinação do aniônico foi de 0 a 2x10-5 mol.L-1 em batelada e 0 a 5x10-5
mol.L-1 pelo FIA. Ambos os procedimentos foram aplicados em amostras de águas
naturais para as determinações dos tensoativos catiônicos cloreto de alquiltrimetil
amônio e cloreto de diestearildimetil amônio.
Assim sendo, baseados no efeito solvatocrômico da interação entre indicador
azo e íons hidrofóbicos, Motomizu e colaboradores [59] propuseram um sistema em
fluxo para a determinação de tensoativos aniônicos com os indicadores azo alaranjado
de metila, etila, propila e butila. O procedimento foi baseado na reação entre SDS ou
DBS e o íon hidrofóbico do quaternário de amônio: cloreto de alquiltrimetil amônio
formando um íon complexo estável. A fração residual do íon hidrofóbico reage com o
indicador azo deslocando o máximo de absorção do indicador de 400 para 510 nm. Os
melhores resultados foram observados quando foi utilizado o indicador alaranjado de
propila, obtendo-se resposta linear entre 0,5 x 10-6 mol.L-1 e 8,0 x 10-6 mol.L-1, limite de
detecção de 5,0 x 10-8 mol.L-1 e freqüência analítica de 50 determinações por hora.
Nesta mesma época, visando explorar um novo procedimento analítico e
também baseados no efeito cromogênico, Tripathi et al. [60] determinaram o Fe3+ na
água de chuva observando o fenômeno da coloração, por meio da reação deste íon com
o tiocianato de cobalto, com limite de detecção de 8,0 mg.L-1.
Em 1998, Patel e Patel [61] propuseram um procedimento utilizando o sistema
FIA, baseado na precipitação de indicadores catiônicos com tensoativos aniônicos para
a formação de pares iônicos. Para isso, os autores investigaram os indicadores
catiônicos verde brilhante, verde de malaquita, azul de metileno, violeta de etila e cristal
25
violeta com os tensoativos aniônicos SDS e DBS. Os melhores resultados foram
observados quando utilizou-se o indicador catiônico verde brilhante para a formação de
pares iônicos com SDS e DBS. Com o procedimento proposto, obteve-se linearidade
entre 1,0 mg.L-1 e 20 mg.L-1, limite de detecção de 0,1 mg.L-1 e freqüência de
amostragem de 50 determinações por hora. Este procedimento foi aplicado em amostras
de águas de rio e efluentes domésticos.
Em 1999, Patel e colaboradores [62] propuseram outro procedimento utilizando
sistema FIA acoplado ao método espectrofotométrico baseado em formação de
complexos ternários Fe (III), tiocianato de amônio e tensoativo catiônico DTAB,
TTAB, CTAB e CPC. O método consiste no aumento da absorção em 410 nm com a
adição do tensoativo catiônico ao complexo Fe(III)-SCN- . Com esse procedimento,
Patel e colaboradores obtiveram linearidade entre 0,5 e 30 mg.L-1 e limite de detecção
de 0,25 mg.L-1, sendo este limite de detecção maior que o trabalho de Tripathi
(2.0x104mol.L-1 em 490 nm), para o íon ferro. Possívelmente as condições
experimentais influenciassem esta diferença no limite de detecção. Estudos de
potenciais interferentes não apresentaram interferência significativa. O procedimento foi
aplicado em amostras de águas, efluentes domésticos, detergentes e xampus.
Em 2000, Nemcova et al. [63] propuseram um sistema FIA para determinação
de tensoativos catiônicos e não iônicos baseando-se na formação com Cu(II)-
cromazurol S. Nesse caso, foram avaliadas as potencialidades do sistema FIA proposto
obtendo-se resposta linear entre 0 e 13 mg.L-1, desvio padrão entre 4,4% e 0,5% e
freqüência de amostragem de 120 determinações por hora.
Muitas das inovações referentes à espectrometria de absorção molecular
consistem em estratégias para o aumento de sensibilidade, permitindo que
concentrações da ordem de nmol.L-1 sejam detectáveis. Nesse sentido, Sun et al. [64]
desenvolveram um método espectrofotométrico para determinar o surfactante catiônico
cloreto de benzildimetiltetradecilamônio em sedimentos, a partir de sua extração e
separação por uma membrana de politetrafluoretoetileno (PTFE). O surfactante foi
medido a 603 nm, obtendo resultados satisfatórios, atingindo de 85 a 100% de
recuperação.
Safavi et al. [65] fizeram a determinação dos surfactantes catiônicos brometo de
dodecyltrimetilamônio (DTAB) e cloreto de cetilpiridíneo (CPC) em amostras de
xampus. Esse procedimento foi baseado na quimiluminescência gerada durante a
oxidação do luminol por N-bromosuccinimide NBS e N-colorosuccinimide NCS em
26
meio alcalino. O método é simples, rápido e seletivo para o sistema FIA, com um limite
de detecção de 0,86x10-5 mol.L-1 para DTAB e 0,42x10-5 mol.L-1 para o CPC.
Em 2005, Lavorante et al. [66], baseado em trabalhos anteriores [67],
determinaram o surfactante aniônico dodecil sulfato de sódio (SDS) por FIA com o
metil orange (MO) em pH 5,0, na presença do surfactante catiônico cloreto de
cetilpiridíneo (CPC). Por meio da formação do par-iônico CPC+MO, e posteriormente
na presença de SDS, ocorre a substituição do MO pelo surfactante aniônico SDS, o qual
será determinado. O método proposto apresentou um limite de detecção de 0,0034
mg.L-1 para o tensoativo aniônico.
Devido à versatilidade de aplicações dos surfactantes torna-se necessária sua
determinação em águas naturais de maneira a verificar seu potencial de contaminação,
com a intenção de diminuir o consumo de solvente e o volume de efluente gerado na
análise de tensoativos aniônicos. Nos Estados Unidos, o limite permitido é de
700,0 µg.L-1 em amostras de água para o consumo humano e 1,0 mg.L-1 para peixes.
Neste contexto, Torralba et al. [68] desenvolveram um procedimento em
multicomutação para determinar o surfactante aniônico dodecil sulfato de sódio (SDS)
em amostras de água. Basearam-se no método de referência (azul de metileno), que
determina o par iônico formado com o azul de metileno (MB) e o tensoativo. Este
método proposto por Torralba e seus colaboradores foi um procedimento analítico
muito importante, pois reduziu a quantidade de clorofórmio e lã de vidro que trazem
incômodo para quem os manuseia, e são caros, assim conseguiram aumentar a
produtividade do laboratório. Deste modo, teve-se uma redução de 35 vezes no volume
de efluente gerado, reduzindo o volume em torno de 97%, sem perdas de sensibilidade.
Os pesquisadores obtiveram uma faixa linear entre 0,2 mg.L-1 a 1,7 mg.L-1 de SDS ,
com limite máximo de detecção de 1,7 mg.L-1 e desvio padrão de 5,9% e freqüência de
amostragem de 40 determinações por hora. Também foram realizados estudos de
potenciais interferentes, e não foram observadas interferências significativas. O
procedimento foi aplicado para amostras de efluentes domésticos e industriais e os
resultados foram comparados com o método de referência em que não foi observada
diferença significativa em nível de 95% de confiança. Obtendo uma redução em torno
de 97% do consumo do solvente orgânico (clorofórmio).
Após consultar a literatura, e baseando no trabalho de Torralba [68], na presente
dissertação foram utilizadas duas metodologias de referência em batelada para
quantificarmos os tensoativos:
27
1 - método do Azul de Metileno (MBAS), substâncias ativas ao azul de
metileno, para quantificar o surfactante aniônico Sthandard Methods [2] e
2 – método do tiocianato de cobalto (CTAS), substâncias ativas ao tiocianato de
cobalto, para quantificar o surfactante catiônico, Sthandard Methods [2].
A quantificação rotineira dos surfactantes foi realizada
espectrofotometricamente em seus respectivos comprimentos de onda de máxima
absorção. Ambas as metodologias foram feitas em batelada e sofreram algumas
adaptações com o intuito de consumir menor quantidade de reagentes e amostra
possíveis.
3.5 – Demanda química de oxigênio (DQO)
As técnicas e, principalmente, o equipamento empregados nas pesquisas
hidrobiológicas variam conforme a finalidade do estudo que está sendo realizado, as
características ambientais do rio ou lago considerado e, sobretudo, com os recursos
disponíveis para a realização do trabalho. Estudos limnológicos com finalidade técnica
ou científica requeram, geralmente, aparelhos de grande complexidade e alta precisão.
Para trabalhos em áreas reduzidas e análises de rotina, ou quando não se dispõe
de grandes recursos financeiros, pode-se empregar equipamento mais modesto,
aumentando o número de dados em poucos pontos de coleta, obtendo-se, dessa forma,
uma precisão razoável de resultados, com um mínimo de despesas de material e
operação.
A obtenção de informações integradas sobre um determinado local depende
basicamente do estudo das interações que ocorrem entre os fatores bióticos e abióticos
que regem o funcionamento desse ecossistema. Porém, não se pode esquecer que estas
interações estão vinculadas a uma escala temporal, refletindo um comportamento
dinâmico e imprevisível, intrínseco a cada ambiente.
A Demanda Química de Oxigênio (DQO) é um parâmetro que caracteriza de
modo indireto a quantidade de oxigênio consumido num processo de degradação
química da matéria biodegradável ou não. Uma das limitações deste teste é o fato de que
não diferencia a matéria orgânica não biodegradável da biodegradável. A matéria
orgânica biodegradável é determinada pelo teste de DBO (Demanda Bioquímica de
Oxigênio). A vantagem da DQO em relação a DBO é o tempo do ensaio, a demanda
química de oxigênio e realizado em poucas horas, enquanto o ensaio de DBO requer no
28
mínimo cinco dias. Entretanto, a DQO é o oxigênio requerido para estabilização da
matéria orgânica através da ação química de um oxidante químico enérgico (dicromato
de potássio). Por isso a DQO é normalmente maior que a DBO5(demanda bioquímica de
oxigênio do 5º dia) a 20ºC. Para cada ação da DBO, ocorreu, anteriormente, certa ação
de DQO, em menor intervalo de tempo.
Tal análise indica, na realidade, a capacidade total que a amostra tem de
consumir o oxigênio, através de reações químicas. Águas ricas em matéria orgânica e
inorgânica apresentam maiores índices de D.Q.O.
No decorrer dos experimentos surgiram alguns questionamentos e algumas
dúvidas em relação ao inóculo lodo, pois este é um composto orgânico que tem uma
parte sólida e uma parte liquida. Nesse sentido, será que o CPC não estaria sendo
adsorvido na superfície sólida do lodo ao invés de estar sendo biodegradado? Esta
dúvida não surgiu com a água de rio e nem com o solo, pois os mesmos foram
estudados em solução aquosa após sofrer uma filtração.
Neste sentido no presente trabalho foi utilizado a técnica de DQO para
determinar a quantidade de matéria presente no meio, ou seja determinar indiretamente
a quantidade de tensoativo presente no meio. Esta técnica foi utilizada apenas para o
estudo do inóculo lodo.
3.6 – Caracterização termodinâmica dos tensoativos estudados
A técnica de condutividade e a calorimetria são propriedades que podem ser
empregadas para determinar parâmetros termodinâmicos de micelização de surfactante
e seus efeitos nas estruturas dos agregados formados. Permitindo observar fatores que
controlam as propriedades das soluções dos surfactantes em suas aplicações. Pode-se
obter parâmetros físico-químicos, como; energia livre de Gibbs ∆Gºmic, entalpia ∆Hºmic
e entropia ∆Sºmic, do processo de formação micelar. A termodinâmica de formação de
micelas depende de parâmetros como tamanho da cadeia, grupo hidrofóbico. O objetivo
desta parte da dissertação é relacionar: (I) os parâmetros físico-químicos de soluções
aquosas dos tensoativos e (II) se a formação de micelas ocorrem antes ou depois das
concentrações estudadas no presente trabalho.
O cálculo dos termos termodinâmicos exige o conhecimento, prévio, da C.M.C e
do valor de α. Esse último pode ser calculado pela equação de Frahm (equação 1) que
29
por sua vez, requer o conhecimento da inclinação da reta após a C.M.C e antes da
C.M.C.
De acordo com Frahm e seus colaboradores [13], a razão entre os coeficientes
angulares das retas, dos gráficos de condutividade específica em função da
concentração, após e antes da C.M.C., fornece uma estimativa do valor do grau de
dissociação ( α):
αFrahm = S2/S1 Equação 1
sendo S2 e S1 os coeficientes angulares das retas após e antes da C.M.C,
respectivamente.
A curva obtida em um gráfico de medidas de condutividade específica em
função da concentração para um tensoativo, Figura 12, apresenta uma mudança
“abrupta” em sua inclinação na região da C.M.C. Os dados de condutividade específica,
em função da concentração obtidos experimentalmente, obtém-se um gráfico
semelhante ao da Figura 12, permitindo calcular os valores de grau de dissociação das
micelas (α), que podem ser calculados pela equação 1.
Figura 12: Gráfico ilustrativo da condutividade em função da concentração do
surfactante.
Neste tratamento, a micela é considerada como um macroíon e sua contribuição
à condutividade total da solução são considerados semelhantes à dos monômeros do
tensoativo, o que pode ocasionar uma super-estimativa do grau de dissociação [69].
Após obter esses dados, pode-se calcular suas grandezas e comparar se os
resultados estão próximos aos citados na literatura [70,71].
30
4 – RELAÇÃO ENTRE OS PARÂMETROS MICELARES E ESTRUTURA DO
TENSOATIVO
4.1 – Natureza do grupo hidrofóbico.
O processo de micelização é semelhante, termodinamicamente, à transferência
de grupos hidrocarbonetos de uma solução aquosa para um meio apolar e
hidrocarbonetos líquidos [72]. Desta forma, a variação do número de átomos de carbono
presentes na cadeia alquílica da parte hidrofóbica de uma série homologa de tensoativos
é um fator determinante da C.M.C. De uma maneira geral, o aumento da cadeia
carbônica, fixando-se as demais variáveis, provoca aumento na hidrofobicidade do
monômero, diminuindo o valor de C.M.C. e aumentando as dimensões da
micela [73,6].
4.2 – Natureza do grupo hidrofílico
A variação da natureza do grupo hidrofílico para tensoativos que possuam a
mesma cadeia hidrofóbica, não provoca grandes alterações no valor de C.M.C. como as
descritas no item anterior [74]. Entretanto, a natureza do grupo hidrofílico é um fator
importante na determinação do tamanho micelar e na reatividade de reações catalisadas
por soluções micelares aquosas.
O tamanho micelar é, entre outros itens, controlado pela distância média de
aproximação dos contra-íons ao centro de carga do tensoativo [75]. Grupos hidrofílicos
de pequeno volume permitem que os contra-íons se aproximem da interface micelar,
fazendo com que o grau de dissociação seja pequeno. Isto diminui a carga efetiva da
micela o que resulta em um aumento do número de agregação micelar. Por outro lado
grupos hidrofílicos de grande volume dificultam a aproximação dos contra-íons,
aumentando o grau de dissociação e diminuindo o número de agregação micelar
[76,77]. Assim, na série de cloreto de hexadeciltrialquilamônio observa-se a formação
de micelas até o cloreto de hexadecitri-n-butilamônio [78] embora Buckingham [79]
tenha observado formação de micelas acima de 35ºC para brometo de tri-n-
pentiltetradecilamônio.
31
4.3 – Natureza do contra-íon
Uma mudança na natureza do contra-íon em tensoativos iônicos, por exemplo,
por uma maior polarizabilidade ou maior valência, provoca maior interação entre o íon e
a cabeça da molécula de tensoativo, o que dá origem a uma diminuição na C.M.C. e um
correspondente aumento no número de agregação. Um aumento no tamanho do contra-
íon, considerando seu raio hidratado, leva a um aumento no valor de C.M.C. [16, 80, 6].
4.4 - Termodinâmica do processo de micelização
A termodinâmica da formação de micelas em solução aquosa tem sido explicada
principalmente através de duas diferentes abordagens [81,13]:
i) modelo de separação de fases, no qual considera-se que as micelas constituem
uma nova fase formada no sistema, acima da concentração micelar crítica (C.M.C.) e
pode ser escrito por:
(Nag + m) S → mS + SNag ↓ Equação 2
sendo Nag o número de moléculas de tensoativos constituintes de cada micela
(número de agregação), m o número de moléculas de tensoativo livres em solução (não
micelizadas), S representa o monômero do tensoativo, SNag é a micela e a seta (↓)
indica uma nova fase e Kn é a constante de equilíbrio de formação da micela;
ii) modelo de ação das massas, no qual é considerado que as micelas e os
monômeros estão em uma espécie de equilíbrio químico, que pode ser representado por
uma seqüência de múltiplos equilíbrios:
S + S S2K2
S2 + S S3K3
S3 + S S4 K4
...
SNag-1 + S Kn SNag,
ou em uma etapa:
32
NagS SNag Kn
Equação 3
No modelo de separação das fases (ou pseudofases), pode-se escrever [81]:
µmicela = µmonomérico + RT ln(C.M.C) Equação 4
em que: µmicela = potencial químico da fase micelar
A energia livre de micelização, ou seja a energia livre de Gibbs é a diferença
entre os potenciais químicos do monômero na micela (µmicela) e em solução diluída
(µmonomérico):
∆Gmic = µmicela + µmonomérico = RT ln(C.M.C) Equação 5
Para tensoativos iônicos, na ausência de eletrólito externo, essa equação fica:
∆Gmic = (2 - α ) RTln(C.M.C) Equação 6
em que: α é grau de dissociação
Recentemente, trabalhos citados na literatura [70,82-85], mostram que a
concentração de fração molar tem sido usada preferencialmente nos cálculos da
energética do processo de micelização. Nesse sentido, os valores de C.M.C obtidos nas
Tabelas 3 e 4 foram convertidos para fração molar e empregados na equação 6.
O estado padrão hipotético para o tensoativo em solução aquosa é tomado como
sendo o monômero solvatado à fração molar igual a um, com as propriedades de uma
solução infinitamente diluída. Para o tensoativo micelizado, o estado micelar por si
próprio é considerado como sendo o estado padrão [6]. As soluções de trabalho são
muito diluídas, permitindo que as concentrações dos solutos sejam obtidas como iguais
às suas atividades.
33
5 – PARTE EXPERIMENTAL
O trabalho foi desenvolvido no Laboratório de Pesquisa em Química da
Universidade Federal de São João Del Rei- UFSJ. As análises para identificar as
colônias de bactérias estudadas, foram realizadas no laboratório de Microbiologia da
ESALQ, Piracicaba SP.
5.1 – Solventes e regentes
Os solventes e reagentes utilizados foram da Synth, Grupo de Química, Ecibra,
Reagen, Vetec (nacionais) e/ou Sigma Adrich (importados) [86,87], e foram tratados ou
preparados conforme descrito a seguir. Todos os reagentes utilizados foram de grau
analítico (P.A) e preparados com água destilada e deionizada.
Para a quantificação analítica do surfactante aniônico foram utilizados os
seguintes reagentes:
• Solução-padrão de LAS (VETEC - 90,0%): foram dissolvidos aproximadamente
1,2075 g de C12H25NaO4S (previamente seco), em 1000 mL de água, obtendo uma
concentração de 1000 mg.L-1;
• Clorofórmio (Synth-99,80%);
• Cloreto de metileno ou dicloro metano (Synth- 99,5%);
• Tolueno (Synth - 99,5%);
• Benzeno (Reagen);
• Solução de azul de metileno: foram dissolvidos 100 mg (0,1 g) de C16H18N3SCl.3H2O
(Synth) em 100 mL de água, em seguida foram transferidos 30 mL para um balão
volumétrico de 1000 mL. Adicionaram-se, 6,8 mL de H2SO4( Synth- 95,0-98,0%)
concentrado e 50,0 g de NaH2PO4.H2O (Ecibra- 99,0%), completando-se para 1000 mL
com água;
• Solução lavadora de fosfato: adicionaram-se 6,8 mL de H2SO4 (Synth – 95,0-98,0% )
concentrado em 500 mL de água e 50 g de NaH2PO4.H2O (Ecibra- 99,0%). Em seguida
a dissolução foram completados para 1000 mL de água;
• Peróxido de hidrogênio concentrado (Synth - 29,0%); utilizado apenas para amostras
de resíduos industriais e
• Acetona (Ecibra): usada para secar a vidraria.
34
Para determinar quantitativamente o surfactante catiônico foram utilizadas as
soluções abaixo:
• Solução-padrão de CPC (Sigma Aldrich- 99,0%): dissolveu-se 1,0 g de
C21H38NCl.H2O, em 1000 mL de água, obtendo uma solução de 1000 mg.L-1 e
• Solução tiocianato de cobalto: foram pesados 30,0 g de Co(NO3)2. 6H20 (Vetec - 98,0-
102,0%) e dissolvidos em 500 mL de água. Em seguida foram adicionados 200 g de
NH4SCN (Synth-97,5%), após dissolução o volume foi completado para 1000 mL com
água.
Para o pré-tratamento da amostra na coluna de vidro foram utilizados os
seguintes reagentes:
• Solução de ácido nítrico (0,5 mol.L-1): foram diluídos 50 mL de HNO3(Synth - 64,0-
66,0%) em 1000 mL de água. Esta solução foi sempre utilizada para lavar a vidraria
usada nas análises;
• Cloreto de sódio (0,1 mol.L-1): foram pesados 100 g de NaCl (Synth - 99,0%) e
adicionados na amostra da coluna de vidro;
• Bicarbonato ácido de sódio (0,1 mol.L-1): foram pesados 5 g de Na2HCO3(Grupo
Química) e adicionados na amostra da coluna de vidro e
• Acetato de etila: CH3COOC2H5 (Synth- 99,5%).
Para preparação dos inóculos e para verificar o crescimento de bactérias foram
preparadas as seguintes soluções:
• Agar Nutritivo: foram dissolvidos 2,0 g de agar nutriente (Synth) em 1000 mL de
água;
• Agar nutriente: foram dissolvidos 8,0 g de agar nutriente (Biobrás), em 1000 mL de
água;
• Solução-tampão fosfato: foram pesados 8,5 g de fosfato monobásico de potássio
KH2PO4 (Reagen), 21,75 g de fosfato dibásico de fosfato, K2HPO4(Synth -99,0%), 33,4
g de fosfato dibásico de sódio heptahidratado Na2HPO4. 7H2O (Ecibra-99,0%) e 17,0 g
de cloreto de amônio NH4Cl (Synth – 99,5%) e dissolvidos em 1000 mL de água;
• Solução de sulfato de magnésio (0,2 mol.L-1): foram dissolvidos 22,5 g de
MgSO4.7H2O (Reagen) em 1000 mL de água;
• Solução de cloreto de cálcio (0,2 mol.L-1): foram dissolvidos 27,5 g de CaCl2 anidro
(Ecibra) em 1000 mL de água e
35
• Solução de Cloreto férrico (0,1 mol.L-1): foram dissolvidos 0,25 g de FeCl3.6H2O
(VETEC) em 100 mL de água.
5.2 – Equipamentos
Um espectrofotômetro UV-visível- Cary 50 Probe (Varian), com arranjo linear
de foto diodo - Interfaciado com um microcomputador foi empregado nas
determinações espectrofotométricas.
Para fazer a esterilização dos materiais utilizados no estudo das bactérias
isoladas do solo foi utilizado uma estufa Quimis (200ºC), um autoclave Bio Eng
(120ºC). A mesa agitadora (TECNAL – TE-140) foi empregada para homogeneizar a
solução de preparo do inóculo a partir dos microorganismos isolados do solo.
Os dados termodinâmicos foram obtidos com um Condutivímetro SM – LF 37
acoplado a um eletrodo LTG 1/22 – SM e um banho-maria ( Quimis).
5.3 – Método azul de metileno - lauril sulfato de sódio (LAS)
A metodologia utilizada foi baseada na proposta descrita pelo Standard Methods,
a qual descreve o método espectrofotométrico para determinação de surfactantes
aniônicos em amostras de águas naturais, efluentes domésticos, industriais,
abastecimento e lodo. O presente método é aplicável a substâncias ativas ao azul de
metileno (MBAS) para baixas concentrações em torno de 0,025 mg.L-1 LAS [2].
O LAS reage com o cátion do azul de metileno (MB+), formando um complexo
azul, reação descrita abaixo. O produto era extraído em clorofórmio, por duas vezes,
sendo o corante original insolúvel neste meio. O extrato, ou seja, a fase orgânica, é
lavada com solução ácida (solução lavadora de fosfato) para hidrolisar complexos
menos estáveis das possíveis substâncias interferentes.
(MB+)Cl- + RSO3Na (MB+)(RSO3) + NaCl Equação 7
A extração é realizada com a finalidade de se eliminar os componentes
inorgânicos e/ou insolúveis (fosfatos, sulfatos, carboxilatos orgânicos e fenóis), os quais
poderiam interferir na determinação quantitativa. Outras espécies como, aminas,
36
cianetos, cloretos, nitratos e tiocianatos também serão eliminados pela solução de
fosfato, quando formam pares iônicos com o azul de metileno. Os cloretos, com o azul
de metileno, interferem em concentrações a partir de 1000 mg.L-1 [81]. A eliminação
quantitativa desses componentes não é necessária, assim como não é necessária à
extração quantitativa dos tensoativos. Entretanto, o extrato deve conter, pelo menos,
90% das substâncias que respondem ao azul de metileno, contidas no produto comercial
ou na amostra a ser estudada [2].
Diariamente para realizar as determinações foi necessário realizar uma curva
analítica para quantificar as amostras de interesse. A intensidade de cor azul obtida na
fase orgânica foi monitorada a 652 nm [2].
O método é especialmente valioso para a determinação de baixas (limites de
0,0025 mg.L-1) concentrações dos surfactantes e, por isso, é útil nos estudos de poluição
ambiental dos recursos hídricos.
5.3.1 – Extração e determinação espectrofotométrica do surfactante aniônico
Com intuito de evitar menores custos e danos a saúde buscou-se por algumas
modificações na metodologia oficial [2], empregada para determinação dos surfactante
aniônico. Em um funil de separação de 125 mL foram adicionados 25 mL da amostra de
surfactante aniônico, 2 gotas de ácido sulfúrico(1,0 mol.L-1), 2,5 mL de cloreto de
metileno e 6,3 mL do reagente azul de metileno. Para amostras industriais, 2 gotas de
peróxido de hidrogênio foram adicionadas, para evitar a descoloração do azul de
metileno. Após agitação, transferiu-se a porção para um béquer, repetiu-se a extração
adicionando-se mais 2,5 mL de cloreto de metileno, combinando todos os extratos no
mesmo béquer. Posteriormente, devolveu-se a fase orgânica para o funil de separação.
Adicionou-se aos extratos 12,5 mL da solução lavadora de fosfato, no mesmo recipiente
que continha o resíduo da fase orgânica, agitou e devolveu para o funil de separação a
fase líquida que sobrou do béquer. Agitou vigorosamente por 30 segundos e deixou em
repouso para separar a fase orgânica. Após este repouso, transferiu-se esta fase para um
balão volumétrico de 10 mL, através de um funil com algodão pré-lavado com o dicloro
metano. Completou-se o volume do balão volumétrico com dicloro metano e
homogeneizou.
37
5.4 – Método do tiocianato de cobalto
A metodologia utilizada para analisar o surfactante catiônico, cloreto de
cetilpiridíneo foi a descrita também pelo Standard Methods, substâncias ativas ao
tiocianato de cobalto (CTAS) [2]. Estas reagem em solução aquosa com o tiocianato,
equação 8, e a fase orgânica extraída foi medida a 625 nm.
nCoSCN - + mCP+ {[(SCN)n](CP)m}m+n
Equação 8
5.4.1 – Extração e análise espectrofotométrica do surfactante catiônico
Com o objetivo de evitar menores custos e trabalhar com uma química verde,
buscamos por algumas modificações na metodologia oficial. Em funil de separação de
125 mL, adicionaram-se 25 mL da amostra, 2 gotas de ácido sulfúrico (1,0 mol.L-1), 2,5
mL de cloreto de metileno e 5 mL do reagente tiocianato de cobalto. Em seguida,
transferiu-se a fase orgânica para um recipiente através de uma filtração com algodão
umedecido com dicloro metano. Repetiu-se a extração adicionando-se mais 2,5 mL de
cloreto de metileno. Após esta etapa, transferiu o extrato para um balão de 10 mL e
completou o volume com cloreto de metileno.
Em todos os dias de análises era obtido uma curva analítica com as soluções-
padrão.
Para as amostras de resíduos industriais era preciso fazer um pré-tratamento para
eliminar os possíveis interferentes e facilitar a determinação espectrofotométrica dos
surfactantes para isso foi utilizada uma coluna de vidro, que será descrita a seguir.
5.5 – Coluna de vidro
Para evitar a presença de alguns interferentes que poderiam dificultar as análises,
foi utilizado uma coluna de vidro (do inglês Sublation apparatus) para extração dos
surfactantes [2], Figura 13.
Esta coluna isola todos os tipos de surfactantes, em soluções aquosas. As
metodologias empregadas para os surfactantes catiônico e aniônico são específicas para
estes tipos de tensoativos, evitando a quantificação dos outros dois tipos de surfactantes
38
não-iônicos e anfóteros. As amostras industriais analisadas chegavam ao laboratório
muito escuras, dificultando as determinações quantitativas.
Figura 13 - Aparelho de separação do LAS (do inglês - Sublation apparatus),(A) acetato
de etila, (B) amostra, (C) junção de bola, (D) cinta, (E) garrafa e (F) filtro de vidro
sinterizado
Os acessórios juntamente com a coluna de vidro para separação dos surfactantes
presentes em uma determinada amostra, pode ser observado na Figura 13. Para isso,
efetuou-se a montagem no laboratório de acordo com o esquema anterior. Nesta coluna
de vidro foi colocado, aproximadamente, 1250 mL da amostra a ser tratada, com intuito
de atingir a borda inferior da torneira superior. Foram adicionados 5 g de NaHCO3 mais
100 g de NaCl (para formar complexos com os interferentes), e 100 mL de acetato de
etila. No vidro ao lado foram adicionados 100 mL de acetato de etila por onde seria
controlado o fluxo de nitrogênio, Figura 14.
39
Figura 14 - Representação esquemática da coluna de vidro montada para os
experimentos
O equipamento consiste em borbulhar gás nitrogênio a uma vazão de 1 L/min
em acetato de etila. Onde ocorre a formação de bolhas que passam pela amostra que
contem além de surfactantes outros contaminantes que estão presentes na amostra. O
surfactante é adsorvido na interface gás-água e carregado para a camada superior de
acetato de etila. O fluxo de nitrogênio foi controlado para evitar que a camada de
acetato se miscibilize com a amostra e evapore rapidamente. Borbulhou-se o gás de 5 a
10 minutos, após este tempo retirou-se a camada superior de acetato, na qual continha
os surfactantes. Após esta etapa evaporou-se o acetato de etila até seu ponto de fusão
específico 78ºC. O resíduo obtido foi diluído e quantificado de acordo com o tipo de
surfactante de interesse.
No decorrer dos trabalhos surgiu a curiosidade de investigar qual era os tipos de
microorganismos presentes nos inóculos, que melhor usariam o tensoativo como fonte
de nutrientes. Para isso realizou-se o isolamento desses microorganismos, que será
descrito a frente.
5.6 – Cinética de biodegradação
Para o ensaio de biodegradação foi utilizada uma metodologia da Agência
Nacional de Vigilância Sanitária (ANVISA), que descreve a determinação da
biodegradabilidade de tensoativos aniônicos. Este método consiste na medida da
40
biodegradação dos tensoativos presentes na amostra, sob condições específicas, tendo
como referência o n-DBSS (n-dodecil benzeno sulfonato de sódio) e o TPBSS
(tetrapropileno benzeno sulfonato de sódio), ambos padrões, testados em paralelo como
critério de verificação da validade do ensaio [88].
Esta portaria descreve a biodegradação apenas com um tipo de inóculo solo de
jardim, mas tendo esta norma de biodegradabilidade como base, foi escolhido neste
trabalho utilizar mais dois tipos de inóculos. Os três tipos de inóculos estudados foram;
água de rio, solo de jardim com 100.000 unidades formadoras de colônias (U.F.C),
segundo recomendação da metodologia e o lodo. A quantificação analítica do
surfactante foi feita expressando a concentração em mg.L-1 das substâncias ativas ao
azul de metileno (SAAM) e transformada para porcentagem de biodegradação conforme
a fórmula descrita na metodologia:
AT = (CO – CT/ CO) X 100 Equação 9
em que: AT = porcentagem de biodegradação no tempo t
CO = concentração inicial média da solução (em mg SAAM/L)
CT = concentração de solução no tempo t (em mg SAAM/L)
O ensaio da biodegradação foi realizado nas melhores condições possíveis, em
ambiente favorável ao desenvolvimento dos microorganismos, ou seja, em ambiente
aerado. Para isso foi utilizado bombinhas de aquário, garantindo a oxigenação diária do
sistema de biodegradação. Este sistema de biodegradação foi montado na ausência de
luz, para garantir que os microorganismos não morram na falta de oxigênio, e o
surfactante não degrade na presença da luz. Em todos os inóculos estudados foram
adicionados ao sistema de biodegradação 1,0 mL de soluções: de tampão fosfato,
cloreto férrico, sulfato de magnésio e cloreto de cálcio, para garantir os sais necessários
à sobrevivência dos microorganismos presentes no meio. Os inóculos são ativos no dia
da coleta, por isso, eram preparados e usados no mesmo dia do ensaio.
As análises eram realizadas no primeiro dia de biodegradação, repetidas no
quinto dia, a partir do qual eram feitas em dias alternados. Em cada dia da análise era
retirado alíquotas de 25 mL do sistema de biodegradação, a porção extraída não poderia
ultrapassar três horas de espera para ser analisada no espectrofotômetro. A análise do
término da biodegradação, era interrompido quando a diferença entre dois valores, num
período de quatro dias, era inferior a 0,15 mg.L-1. A duração do ensaio não deve exceder
41
19 dias, conforme recomendações da Portaria nº 393, de 15 de maio de 1998 [3]. Todas
as análises foram realizadas em duplicatas, para aferir a precisão do método.
A amostra comercial estudada, foi o detergente comercial neutro da marca YPÊ
que sofreu diluições de 0,001 mL do detergente concentrado em 1000 mL de água. Essa
diluição foi necessária para que fosse possível quantificá-lo na faixa linear da curva. As
amostras industriais estudadas foram de duas empresas, Cia SJ, situada na própria
cidade de São João e a FITEDI (Fiações e Tecelagem de Divinópolis) que possui uma
sede em Barbacena e outra em Divinópolis. Ambas as indústrias são de tecido e utilizam
surfactantes em grande escala no processo de tinturaria.
5.6.1 – Obtenção e tratamento dos inóculos
5.6.1.1 – Inóculo água de rio
As amostras de água de rio foram coletadas em uma área urbana, na cidade de
São João Del Rei, Córrego do Lenheiro, que passa no centro da cidade. Este inóculo foi
coletado, com cuidado de estar recolhendo alíquotas da área superficial do rio.
Amostra de rio foi coletada, em frasco de vidro âmbar de boca larga, para
facilitar a coleta e escuro para evitar alguma decomposição da comunidade dos
microorganismos presentes naquela pequena representação. Evitou coletar as amostras
em dias chuvosos e após alguns descartes de resíduos industriais, que frequentemente
são lançados nesse ambiente. A amostra foi preparada passando por uma filtração em
papel de filtro, e o volume inicial 200 mL foi rejeitado e o restante guardado em
condições aeróbicas até a adição no sistema de biodegradabilidade.
Para estudo da biodegradação do surfactante aniônico, preparou-se 250 mL
soluções-padrão entre 1,0 e 5,0 mg.L-1 a partir de uma solução estoque de 100,0 mg.L-1
de LAS. Então era feita uma análise conforme a metodologia descrita no item 5.3.1,
antes de acrescentar o inóculo, como uma forma de verificar e confirmar a
concentração. Nessa etapa, efetuou-se uma análise da água de rio antes de acrescentar a
solução-padrão. Em um recipiente adequado foi adicionado a amostra seguindo de 2 mL
do inóculo de rio e colocado em ambiente de biodegradação, conforme descrito no item
5.6.
Para a biodegradação do tensoativo catiônico, preparou-se 250 mL de solução-
estoque de 50,0 mg.L-1 a partir de uma solução estoque de 1000,0 mg.L-1 de CPC. Então
42
era feito uma análise conforme a metodologia descrita no item 5.4.1, antes de
acrescentar o inóculo, como uma forma de confirmar a concentração final. Nessa etapa,
efetuou-se uma análise da água de rio antes de acrescentar a solução-padrão. Em um
recipiente adequado foi adicionado a amostra, em seguida 250 mL do inóculo de rio e
colocado em ambiente para biodegradar conforme descrito no item 5.6.
Para a amostra comercial YPÊ estudada foi feita à diluição descrita em 5.6. Em
recipientes adequados foram colocados 300 mL do YPÊ diluído e 2 mL do inóculo. Este
ensaio foi acompanhado por uma solução-padrão LAS (1,0 mg.L-1), para aferir as
análises e a validade do método.
Para a amostra industrial da Cia SJ foi feita à diluição de (1:3). Em um
recipiente adequado foram adicionados 100 mL da amostra e 300 mL da água de rio.
Era preciso analisar tanto a amostra do rio quanto a amostra industrial, antes de misturá-
las, para saber a concentração real do tensoativo presente neste inóculo e na solução
aquosa. Após a adição de ambas no mesmo recipiente foi feito uma nova determinação,
para saber a concentração real que iria ser biodegradada e prosseguia a biodegradação
conforme item 5.6. Este ensaio foi acompanhado de uma solução-padrão (1,0 mg.L-1
LAS) para aferir a validade do ensaio.
Para o resíduo industrial da FITEDI foi feito a diluição (1:1). Em um recipiente
adequado foram colocados 100 mL da amostra industrial e 2 mL de água de rio. Antes
de serem adicionadas no mesmo recipiente, foi feito à análise da amostra industrial e do
inóculo do rio, segundo a metodologia, 5.3.1. Após a junção de ambas repetia-se a
análise para saber a concentração real do surfactante aniônico, que iria biodegradar,
como referência do primeiro dia. Este ensaio era seguido por uma solução- padrão de
5,0 mg.L-1 de LAS nas mesmas condições do ensaio, para aferir a validade do processo
de biodegradação.
5.6.1.2 – Inóculo solo de jardim
As amostras de solo foram coletadas dentro do campus Dom Bosco da
Universidade Federal de São João Del Rei- UFSJ, situada na cidade de São João Del
Rei. O material escolhido deveria ser mais isento possível de argila, areia e matéria
orgânica, conforme descrição 3.3.
Procedeu-se da seguinte maneira para preparar o inóculo do solo; foram pesados
100 g de solo e dissolvido em 1000 mL de água. Ficou em repouso por 60 min. Em
43
seguida, o sobrenadante foi filtrado, desprezando os primeiros 200 mL. O restante do
filtrado foi mantido em condições aeróbicas até o momento de adicioná-lo no sistema
para biodegradação.
Para o ensaio de biodegradação do LAS, adicionou-se 250 mL da solução-
padrão de 1,0 mg.L-1 de LAS e 2 mL do inóculo, previamente preparado. Repetiu-se
esse procedimento para as soluções-padrão de 3,0 e 5,0 mg.L-1 de LAS. Então era feita
uma determinação conforme a metodologia descrita no item 5.3.1. Não era necessário
fazer uma análise antes de acrescentar o solo, pois esse não possuía o tensoativo em sua
constituição. Esses experimentos eram feitos em duplicatas.
Para a amostra FITEDI, foi feito a seguinte diluição (1:1) adicionando-se 100
mL da amostra industrial, 100 mL de água destilada e 2 mL do inóculo. O ensaio foi
trabalhado conforme descrito na seção 5.6. As soluções em estudo foram feitas em
duplicatas, e como referência utilizou-se um padrão de 1,0 mg.L-1 de LAS.
Para o ensaio de biodegradação do CPC, adicionou-se 250 mL da solução-
padrão de 50,0 mg.L-1 de CPC e 2 mL do inóculo, previamente preparado. Repetiu-se
esse mesmo procedimento para soluções-padrão de 30,0 e 40,0 mg.L-1 de CPC. Então
era feito uma análise conforme a metodologia descrita no item 5.4.1. Não sendo
necessário a análise antes de acrescentar o inóculo pelo mesmo motivo citado
anteriormente. Esse experimento também foi realizado em duplicatas.
5.6.1.3 – Inóculo lodo
Em um pequeno córrego, que corta o terceiro campus da Universidade CTAN
(Campus Tancredo Neves), foi coletado uma amostra de lodo em um recipiente de vidro
de boca larga. Esta amostra foi levada para o laboratório para fazer o tratamento
adequado. Neste processo o lodo foi lavado com bastante água destilada até ficar isento
de sujeira. Em seguida ficou em repouso em água destilada por no mínimo 2 horas, até
o momento do ensaio.
Este lodo foi trabalhado empregando água destilada e de torneira para verificar
se o meio iria interferir no processo de biodegradação. Para a solução-padrão LAS,
foram preparados 250 mL de solução 5,0 mg.L-1 em duplicadas, com água de torneira e
água destilada e colocadas em recipientes adequados e foram adicionados 5,0 g da
matéria orgânica do lodo em cada recipiente e prosseguiu-se as análises, conforme
seção 5.3.1.
44
Para o padrão CPC, foram preparados 300 mL de três soluções-padrão de 30,0,
40,0 e 50,0 mg.L-1 em duplicatas, com água destilada e água de torneira colocados em
recipientes adequados. Logo em seguida foram adicionados 5,0 g de lodo em cada
recipiente contendo as soluções. Após a análise do primeiro dia seguiu-se as condições
de biodegradação, segundo item 5.6.
Para a amostra industrial da Cia SJ; adicionaram-se 300 mL de água destilada,
100 mL da amostra industrial e 5,0 g de lodo. O mesmo procedimento foi repetido para
a água de torneira. Prosseguindo as análises e a biodegradação conforme os respectivos
itens, 5.3.1 e 5.6. Para verificar a validade do processo de biodegradação, utilizou-se
uma solução-padrão de 5,0 mg.L-1.
Para a segunda amostra industrial da FITEDI; adicionaram-se 100 mL da
amostra, 100 mL da água destilada e 5,0 g do lodo. O mesmo procedimento foi repetido
para água de torneira. Prosseguindo as análises e a biodegradação conforme os
respectivos itens, 5.3.1 e 5.6. Para verificar a validade do processo de biodegradação,
utilizou-se uma solução-padrão de 5,0 mg.L-1.
5.7 – Caracterização de microrganismos isolados do solo
5.7.1. Solo
O solo utilizado nos experimentos de biodegradação do surfactante LAS foi
coletado no próprio Campus da UFSJ, onde foram desenvolvidos os experimentos.
Amostras compostas do solo foram retiradas na profundidade de 0-15 cm, devidamente
acondicionadas em sacos plásticos esterilizados e mantidas a 4°C sob umidade
controlada.
5.7.2. Seleção de microrganismos degradadores
Amostra de 10g (peso seco) de solo foram homogeneizadas em 90 mL de água
destilada esterilizada e, em seguida, alíquotas de 100 µL foram plaqueadas em meio
mínimo (MS) (contendo: 3,0 gL-1 de NaNO3; 1,0 gL-1 de KH2PO4; 0,5 gL-1 de
MgSO4.7H2O; 0,5 gL-1 de KCl; 0,01 gL-1 de FeSO4.7H2O e 16 gL-1 de agar)
suplementado com 3,0 mg L-1 do surfactante LAS (pureza≈99.6%).
45
As placas foram incubadas a 28 °C por 24 h e colônias isoladas foram repicadas
em outras placas contendo meio de cultura MS. As colônias foram caracterizadas
morfologicamente quanto à textura, cor e reação de Gram.
5.7.3. – Ensaio de biodegradação
Para se avaliar a biodegradação do tensoativo aniônico foi utilizado a
metodologia da ANVISA. Para este ensaio foram utilizadas linhagens bacterianas
selecionadas previamente em meio de cultura MS contendo o tensoativo como fonte de
carbono e energia.
Erlenmeyers (250 mL) foram preparados, em triplicatas, contendo 100 mL do
meio de cultura MS e levados para esterilização em autoclave a 120ºC durante 20
minutos. Em seguida, inóculos de 100 µL (0,1 mL) de duas linhagens bacterianas foram
adicionadas, separadamente, nos erlenmeyers e estes levados para incubação a 28 °C,
durante o período de 28 dias, conforme descrição do item 5.6. A determinação das taxas
de biodegradação do surfactante foram procedidas nos intervalos de tempo de 0, 7, 14,
21, 28 e 32 dias de incubação, de acordo com as recomendações do IBAMA [89]. A
taxa de biodegradação do surfactante aniônico, no decorrer dos experimentos, foi
determinada pela metodologia descrita da seção 5.6.
Um segundo ensaio foi preparado nas mesmas condições experimentais
anteriormente descritas e como forma de confirmar os resultados obtidos. Porém as
análises para determinar as taxas de biodegradação do surfactante foram monitoradas
nos intervalos de tempo de 0, 3, 5, 8 e 10 dias de incubação, de acordo com as
recomendações da metodologia de biodegradação da ANVISA [3].
5.8 – Medidas de condutividade
Para realizar as medidas de condutividade da solução dos tensoativos foi
utilizado um banho-maria (Quimis), um condutivímetro (LF 37) acoplado a um
eletrodo, calibrado com solução de KCl 0,01 mol.L-1 e um termômetro (Figura 15).
46
(a) (b)
Figura 15 - Sistema para medidas de condutividade (a) interior do banho-maria e (b)
exterior do banho-maria
Em uma cela de vidro foram colocados 50 mL de água, em que adaptou-se o
eletrodo do condutivímetro e um termômetro. A tampa da cela foi muito bem vedada,
deixando apenas um pequeno orifício para acrescentar o volume de tensoativo (Figura
14a). Primeiramente realizou-se o estudo da condutividade do tensoativo catiônico e
depois do tensoativo aniônico. A solução de CPC utilizada foi de 5.000 mg.L-1 e a
solução de LAS foi de 10.000 mg.L-1. Com ajuda de uma micropipeta adicionou-se 0,1
µL das soluções dos surfactantes, dentro da cela, registrando-se a cada adição a
condutividade específica para aquela concentração, a qual era anotada para posteriores
análises. Foram realizados experimentos com baixas concentrações das soluções-
padrão, mas não foi possível atingir a concentração micelar crítica. Efetuou-se os
cálculos da concentração final dos tensoativos após a adição de cada volume de 0,1 µL.
Com os dados obtidos foi possível fazer um gráfico de (condutividade de mS/cm x
temperatura), para posterior realização das etapas do estudo termodinâmico.
6 - RESULTADOS E DISCUSSÃO
Neste capítulo serão apresentados alguns resultados sobre os métodos de
análises efetuados. Posteriormente, uma discussão da biodegradação dos tensoativos
estudados, com os respectivos inóculos, organizado pela seqüência dos experimentos
realizados, serão abordados. Como propriedades físico-químicas dos surfactantes serão
discutidas a sua termodinâmica.
47
6.1 – Estudo de diferentes solventes
Na determinação do surfactante aniônico, segundo o Standard Methods [2],
utiliza-se o clorofórmio, como solventes orgânicos para a extração. Devido ao custo
elevado desse reagente orgânico e do grau de toxicidade (cancerígeno), estudou-se
diferentes solventes orgânicos para verificar se os outros solventes apresentavam a
mesma eficiência que o clorofórmio no processo de extração do surfactante aniônico.
Foram investigados cinco tipos de solventes: clorofórmio, dicloro metano,
hexano, tolueno e benzeno. Utilizou-se uma solução-padrão de 1,0 mg.L-1 de LAS,
empregando a metodologia de extração descrita no item 5.3.1. Na Figura 16, pode-se
observar os valores obtidos na extração do LAS.
Figura 16 - Extração do LAS com diferentes solventes orgânicos.
A partir dos dados obtidos, optou-se empregar o dicloro metano, o qual
apresentou uma melhor taxa de extração da solução-padrão LAS de 1,0 mg.L-1,
apresentando um acréscimo de 50% do sinal analítico com melhoria na sensibilidade,
em relação ao clorofórmio. Numa série de três repetições o cloreto de metileno
manteve-se o mesmo comportamento. A absortividade molar (ε), que é a característica
de uma substância, no caso o tensoativo, indicando a quantidade de luz que foi
absorvida no comprimento de onda de 652 nm, apresentando para o dicloro metano ε =
2.03x105 L.mol-1 e do clorofórmio de ε = 1.6x105 L.mol-1. Observamos pelos valores de
absortividade que o dicloro metano extrai melhor o tensoativo que o clorofórmio, ou
seja apresentou uma absortividade maior. Por isso optou-se pelo dicloro metano para
48
extrair o surfactante aniônico e também por evitar danos à saúde, não apresentando uma
elevada toxicidade como o clorofórmio.
6.2 – Demanda química de oxigênio
A demanda química de oxigênio (DQO) é uma determinação mais rápida da
demanda de oxigênio e pode ser feita por meio da avaliação do oxigênio, de uma
amostra de água. O íon dicromato, Cr2O72-, na forma de um de seus sais, como o
Na2Cr2O7, é dissolvido em ácido sulfúrico resultando um poderoso agente oxidante.
Esta é a preparação usada no lugar do O2 para determinar a DQO. A semi-reação do
dicromato durante a oxidação da matéria orgânica é representada abaixo [23]:
Cr2O72- + 14 H+ + 6 e- 2 Cr3+ + 7 H2O
Equação 10
Na prática, adiciona-se à amostra um excesso de dicromato, e a solução
resultante é retrotitulada com Fe2+ até o ponto final. O número de mols de oxigênio que
a amostra teria consumido na oxidação do mesmo material é igual a 6/4 (= 1,5 vezes) o
número de mols de dicromato, já que este último aceita seis elétrons por íon, enquanto
que o oxigênio aceita apenas quatro [21]:
O2 + 4H+ + 6 e- 2 H2O Equação 11
Assim, o número de mols de O2 requeridos para a oxidação é 1,5 o número de mols do
dicromato realmente utilizado.
Na medida da demanda de oxigênio (DQO), a solução ácida de dicromato é um
oxidante tão forte que oxida substâncias que consumiriam o oxigênio muito lentamente
em águas naturais, e que, portanto, não constituem uma ameaça real para seu conteúdo
de oxigênio. Em outras palavras, o dicromato oxida substâncias que não seriam
oxidadas pelo O2 na determinação da DBO. Devido a esse excesso de oxidação,
principalmente de matéria orgânica estável, como a celulose para o CO2, e de Cl- para o
Cl2, o valor da DQO de uma amostra de água é, em regra geral, ligeiramente maior que
o valor da DBO. Nenhum dos métodos da análise oxida hidrocarbonetos aromáticos ou
49
muitos alcanos, que são resistentes em qualquer circunstância à degradação em águas
naturais [21].
As águas poluídas com substâncias orgânicas associadas a resíduos de animais e
de alimentos ou a de esgoto, apresentam uma demanda de oxigênio superior à
solubilidade de equilíbrio máxima do oxigênio dissolvido. Sob tais circunstâncias, a
menos que a água seja continuamente aerada, a depleção de seu oxigênio é alcançada
rapidamente, e os peixes que vivem nela morrerão. Os resultados obtidos pela DQO
serão discutidos no item 6.7.3, na biodegradação do CPC pelo inóculo do lodo.
6.3 – Efeito da coluna de vidro
Inicialmente, acreditava-se que a coluna de vidro fosse eficiente na extração dos
surfactantes presentes nas amostras industriais, evitando a presença de interferentes, e
consequentemente ajudando no processo de biodegradação. Após fazer diversos testes,
passando as amostras pela coluna de vidro e colocando-as posteriormente para
biodegradar, verificou-se que essa etapa não influenciou no processo de biodegradação,
pois o mesmo ocorreu normalmente em amostras industriais, mesmo antes e após passar
pela coluna.
As amostras empregadas precisariam de um pré-tratamento ou de uma diluição
para que tornasse viável a determinação espectrofotométrica. Nesse sentido, com o
emprego da coluna de vidro, foi possível clarear as amostras estudadas, pois as mesmas
apresentavam uma coloração muito forte. Na Figura 17 é possível observar as amostras
antes do pré-tratamento.
Figura 17 - Amostras de resíduos industriais antes do pré-tratamento na coluna de vidro
50
Essas amostras contêm outros compostos orgânicos utilizados no processo de
tingimento dos tecidos, os quais são considerados interferentes. Possivelmente, esses
interferentes foram eliminados por essa coluna de vidro. A seguir, está ilustrado as
mesmas amostras após passar pela coluna de vidro (Figura 18).
Figura 18 - Amostras de resíduos industriais após o tratamento na coluna de vidro.
A coluna de vidro se mostrou eficiente no processo de pré-tratamento,
apresentando um clareamento, facilitando assim a determinação espectrofotométrica do
surfactante.
6.4 – Determinação do surfactante aniônico
Numa sociedade moderna industrializada, a química analítica tem importante
papel a preencher. Assim, a maioria das pesquisas industriais confiam na análise
química qualitativa e quantitativa a fim de assegurar a qualidade dos seus resíduos
descartados. A análise das substâncias é realizado para ter certeza de que não estão
presentes compostos extraordinários, que possam ser deletérios ao processo de
transformação.
Para examinar quantitativamente o tensoativo estudado, foi utilizada a
metodologia descrita na seção 5.3.1, passando por algumas otimizações. Em 1999,
Koga et al. [67] também propuseram uma otimização da metodologia do Standard
Methods, visando diminuir o consumo de reagentes. O consumo da amostra foi
reduzido em torno de 50%, enquanto que para o reagente cromogênico foi de 30%. A
faixa linear de resposta foi de 0,02 a 0,5 mg.L-1 (5,7x108 – 1,4x106 mol.L-1 de
dodecilbenzenosulfonato de sódio). No presente trabalho, conseguimos diminuir a
quantidade de reagentes (solvente orgânico e reagente cromogênico), reduzindo o seu
51
consumo em torno de 50%, e o volume da amostra em 75%. E ainda substituiu-se a lã
de vidro pelo algodão, pois esta trazia desconforto para quem a manuseava. Nesse
sentido, conseguimos evitar danos à saúde e gerar menor quantidade de resíduo,
trabalhando com uma química verde. A partir dessas modificações foi possível obter a
curva analítica, mostrada na Figura 19. O sinal analítico do branco foi obtido utilizando-
se o dicloro metano sem a presença do analito.
Todos os dias de análise de amostragem era obtida uma curva analítica (0,10,
0,30, 0,50, 1,0, 1,5, e 2,0 mg.L-1 do LAS).
0,5 1,0 1,5 2,00,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
1,6
Abso
rvân
cia
LAS/ mgL-1 Figura 19 - Curva analítica do LAS.
A partir da curva obtida foi possível observar que o método apresenta uma
resposta linear até 2,0 mg.L-1 (A = - 0,01371 + 0,71476 C) e um bom coeficiente de
correlação (R = 0,99901). O método apresentou uma boa sensibilidade, sendo possível
quantificar o tensoativo em baixas concentrações, apresentando uma faixa linear de 0,10
a 2,00 mg.L-1 e um limite de detecção de 0,001 mg.L-1. Esta lei é descrita pela equação
A= εbc, a absorvância é proporcional à concentração da espécie absorvente, e só é
aplicada para substâncias quando a radiação é monocromática e as amostras são diluídas
[90]. No caso de soluções concentradas do tensoativo, as moléculas do soluto
influenciam umas as outras, devido à sua proximidade. Este soluto torna-se o solvente,
alterando as propriedades das moléculas tais como, tensão superficial, forças de atração
e solubilidade. Solutos não-absorventes podem interagir com as espécies, alterando a
absortividade [91]. O tensoativo poderia continuar absorvendo em uma região de
saturação, superior a uma absorbância de 1,4, tornando-se uma leitura crítica.
52
6.5 – Biodegradação do surfactante aniônico
A biodegradabilidade do surfactante aniônico (ABS), referida na seção 3.3,
apresentava algumas dificuldades devido a presença da cadeia ramificada (Figura 20 a).
Com o desenvolvimento de novas pesquisas foi possível sintetizar este mesmo tipo de
material, porém com uma cadeia lateral linear, Figura 20 b, facilitando assim a sua
biodegradação. Com o desenvolvimento, esse tensoativo foi denominado um tensoativo
biodegradável. Assim, a biodegradação pode ser definida como a destruição dos
compostos químicos pela ação biológica dos organismos vivos. O resultado final da
biodegradação é a formação da água, gás carbônico e sais inorgânicos.
(a)CH3CH3CH3
CH3 CH2CH CH CH2 CH CH2 CHCH3
SO3Na
CH3 CH2 CH2CH2 CH2CH2 CH2 CH2 CH2CH CH2 CH3
SO3Na(b) Figura 20 - (a) Estrutura ramificada do ABS e (b) Estrutura linear LAS
No trabalho desenvolvido pelos pesquisadores Borsato, Moreira e Peelen
[19,92], foi possível aferir a diferença existente entre o tempo de degradação do ABS
(ramificado) e do LAS (linear), Figura 21.
53
Figura 21- Curva de degradação de um surfactante aniônico; (♦) cadeia ramificada e (■)
cadeia linear.
O LAS degrada muito mais rápido que o ABS, isso deve-se ao fato da estrutura
linear ter maior superfície de contado para que os microorganismos possam interagir
com o tensoativo e o transformar em compostos menos tóxicos que os de origem. Isto
não acontece com o ABS devido às ramificações presentes na cadeia. Portanto, a
interação do mesmo com os microorganismos é dificultada devido ao fato de possuir
menor superfície de contato por causa das ramificações. Desse modo, conclui-se que o
LAS é mais biodegradável, pois apresenta seu radical lipofílico (apolar) mais linear em
relação ao ABS. O surfactante ABS, que apresenta em sua estrutura ramificações, gera
uma taxa de biodegradação extremamente lenta.
Nesta seção foi feito um breve relato sobre as condições estruturais dos
tensoativos para que o mesmo possa ser biodegradado. A seguir serão discutidos os
resultados obtidos de biodegradação realizados com os diferentes inóculos, para o
surfactante aniônico.
6.5.1 – Biodegradação do LAS pelo inóculo do rio
A análise de biodegradação do LAS foi verificada primeiramente com soluções-
padrão de 1,0 mg.L-1 e 5,0 mg.L-1 , para verificar se a concentração iria influenciar no
sistema de biodegradação. Nesse experimento, utilizou-se 250 mL da solução-padrão e
adicionou-se 2 mL do inóculo do rio. Após verificar os resultados com as soluções-
54
padrão foi empregado uma amostra comercial (YPÊ) e algumas amostras de resíduos
industriais.
A biodegradação empregando soluções-padrão pode ser visualizada no gráfico
abaixo, Figura 22. Conforme se pode verificar a concentração do tensoativo vai
diminuindo com o decorrer dos dias.
0,0
0,5
1,0
1,5
851
Con
cent
raçã
o (m
gL-1)
Tempo/dias Figura 22 - Biodegradação de uma solução-padrão 1,0 mg.L-1 de LAS, (■) branco H2O
destilada, (■) solução-padrão 1,0 mg.L-1 + inóculo ,(■) amostra de rio e (■) amostra
industrial na amostra de rio.
A Figura 22 mostra que a biodegradação do LAS, para a solução-padrão, nessa
concentração mostrou-se eficiente, pois no oitavo dia de biodegradação não havia mais
indícios de tensoativo em nenhuma das amostras, ou seja, as concentrações iniciais
foram totalmente degradadas. A amostra de rio apresentou resultados satisfatórios não
havendo nenhuma concentração no oitavo dia. Esse mesmo comportamento pode ser
observado para a solução-padrão no inóculo água do rio. As diferenças nas
concentrações do oitavo dia podem ser bem perceptíveis em relação ao primeiro dia de
biodegradação.
Estudos de biodegradação também foram realizados com soluções-padrão
superiores a 1,0 mg.L-1 de LAS, cujos resultados estão mostrados na Figura 23 a e 23 b.
A Figura 23 b, representa a porcentagem de biodegradação em função do tempo (dias) é
uma outra forma de observar o processo de biodegradação, cuja concentração é
convertida para porcentagem pela fórmula descrita na seção 5.6. Assim, foram usados
os gráficos para os resultados obtidos em termos de concentração ou em termos de
porcentagem de biodegradação.
55
.
0 2 4 6 8 10
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
Con
cent
raçã
o (m
gL-1)
Tempo/ dias (a)
0 2 4 6 8
0
20
40
60
80
100
99%
% d
e D
egra
daçã
o
Tempo/ dias (b)
Figura 23 - Biodegradação da solução de 3,0 mg.L-1 de LAS: (a) concentração
(mg.L-1 ) e (b) porcentagem.
Os estudos apresentaram resultados satisfatórios, atingindo 99% de
biodegradação para o 8º dia do processo. Em ambas as Figuras (23 a e 23 b) podemos
assegurar que o LAS é biodegradável para o inóculo rio, com uma cinética eficiente em
torno de oito dias. Dessa maneira, pode ser considerado biodegradável, pois atingiu um
valor acima de 95%.
Após estudar e conhecer o efeito da biodegradação com soluções-padrão
empregou-se as amostras industriais e comerciais. Para acompanhar o desenvolvimento
do processo de biodegradação dessas amostras, utilizou-se como referência uma
solução-padrão do surfactante aniônico. A primeira amostra estudada foi o detergente
56
comercial da marca (YPÊ), que possui além do tensoativo outros compostos como
sulfato de magnésio, EDTA, formol, corante etc. O gráfico da sua biodegradação esta
ilustrado na Figura 24.
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
14119751
LAS
(mg.
L-1)
Tempo/ dias
Figura 24 - Biodegradação da amostra comercial (YPÊ): (■) solução-padrão 1,0 mg.L-1
de LAS e (■) amostra comercial.
Observando o gráfico pode perceber que a solução-padrão (1,0 mg.L-1) foi
totalmente degradada no 5º dia. Enquanto que para a amostra comercial persistia um
pouco mais no processo de biodegradação, necessitando de mais dias que a solução-
padrão. A amostra comercial no 7º e no 9º dia de análise apresentaram uma
concentração de 0,55 mg.L-1 e 0,53 mg.L-1, respectivamente. Enquanto que no 5º dia o
valor obtido na análise foi de 0,34 mg.L-1. Observa-se que os valores obtidos de
concentrações para o 5º foram superiores, nesse sentido podemos concluir que esta
diferença é proveniente de algum erro experimental. Isso pode ser confirmado pelas
análises obtidas nos 11º e 14º dias, cujos valores encontrados foram de
aproximadamente, 0,0 mg.L-1, respectivamente.
Esta persistência no processo de biodegradação possivelmente é devido a
presença de outros componentes no detergente comercial, os quais não existem na
solução-padrão. Por exemplo, a presença de formol (bactericida) poderia retardar a ação
dos microorganismos no processo de biodegradação, impedindo assim, a ação dos
mesmos.
57
Uma outra investigação sobre o processo de biodegradação foi realizado para
uma amostra proveniente de empresa de tecelagem (FITEDI), a qual utiliza tensoativo
no seu processo de tinturaria. Os resultados obtidos podem ser verificados na Figura 25.
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
151311851
LAS
(mg.
L-1)
Tempo/ dias Figura 25 - Biodegradação da amostra industrial FITEDI: (■) 1,0 mg.L-1 de LAS e (■)
amostra industrial.
Na Figura 25, foi observado que a biodegradação da solução-padrão e da
amostra industrial foram eficientes no processo. A solução-padrão comportou-se
normalmente no processo de biodegradação, atingindo uma taxa de biodegradação de
97% no 5º dia. E a amostra industrial apresentou uma boa biodegradação dentro de 15
dias. Pois, os dados obtidos no 15ºdia de biodegradação, apresentaram uma
concentração de 0,07 mg.L-1, ou seja, atingindo 78% de biodegradação.
Para confirmação do processo de biodegradação das amostras provenientes da
indústria FITEDI, utilizou-se outra amostra industrial, cujos resultados estão ilustrados
na Figura 26. Para acompanhar esse processo de biodegradação das amostras
industriais, utilizou-se como referência uma solução-padrão do surfactante aniônico de
5,0 mg.L-1.
58
0 2 4 6 8 10 12 140
20
40
60
80
100
% D
egra
daçã
o
Tempo/ dias Figura 26 - Biodegradação da amostra industrial FITEDI: (■) 5,00 mg.L-1 de LAS e (•)
amostra industrial.
Na Figura 26, observa-se que no 13º dia de análise a taxa de biodegradação da
solução-padrão e da amostra industrial foram 100% e 98%, respectivamente.
Foi feito o estudo para outra amostra industrial, proveniente da indústria de
tecelagem Cia SJ e para uma solução-padrão de 5,0 mg.L-1cujos dados experimentais
encontram-se na Figura 27.
0 2 4 6 8 10
20
40
60
80
100
0
% D
egra
daçã
o
Tempo/ dias Figura 27 - Biodegradação da amostra industrial Cia SJ: (■) 5,00 mg.L-1 de LAS e (•)
amostra industrial.
Esta Figura mostra o efeito da biodegradação para o LAS, na qual foi observado
que a solução-padrão foi biodegradável, atingindo 100% para o 9º dia de biodegradação
e a amostra industrial apresentou 98% de biodegradação, praticamente 100% de
degradação. Portanto, essa amostra degradou-se mais que a amostra da indústria
FITEDI, necessitando de menor número de dias para atingir uma ótima porcentagem de
59
biodegradação. A indústria Cia SJ precisou de 9 dias, enquanto que a FITEDI utilizou
15 dias para alcançar uma boa biodegradabilidade.
Portanto, a metodologia desenvolvida para a biodegradação empregando o
inóculo do rio, apresentou resultados satisfatórios. Confirmando que, os
microorganismos presentes nesse inóculo foram eficientes no processo de
biodegradação para todas as amostras estudadas.
6.5.2 – Biodegradação do LAS pelo inóculo do solo
O solo é um sistema vivo e heterogênio composto de muitas associações
microbianas. Essas associações são sensíveis a modificações físicas e químicas tais
como: alterações no modo de cultivo e adição de substâncias biologicamente ativas que
podem afetar o equilíbrio microbiano. E ainda, o solo é rico em nutrientes propiciando
um ambiente adequado para sobrevivência de muitas espécies de organismos. Esses
degradam hidrocarbonetos como única fonte de carbono e estão amplamente
distribuídos na natureza. Devido a essa riqueza em nutrientes e microorganismos o solo
é usado em outros trabalhos, por exemplo, para biodegradar a borra oleosa [36]. O solo
é usado para fazer isolamento de microorganismos que degradam independemente, os
compostos poluentes do mesmo. Esses microorganismos degradam herbicidas (como
clomazone e glifosato), esse estudo foi realizado em lavadoras de arroz do Rio Grande
do Sul [36].
Assim, a partir deste relato o solo foi escolhido como inóculo, o qual
proporciona a proliferação de muitos microorganismos. Como o surfactante é um
composto orgânico ele possui uma grande fonte de nutrientes que podem ser usados por
esses microorganismos, garantindo sua sobrevivência no meio.
O processo de biodegradação empregando o inóculo do solo foi realizado
baseando na metodologia discutida na seção 5.6.
Para fazer o ensaio de biodegradação foi utilizado como referência soluções-
padrão de LAS, como forma de verificar a validade do método de biodegradação, para
um posterior ensaio com uma amostra industrial. Obtendo soluções-padrão de 1,0, 3,0 e
5,0 mg.L-1 de LAS, o inóculo foi adicionado nessas soluções, conforme a seção 5.6. Os
resultados obtidos com as diferentes soluções-padrão encontram-se na Figura 28.
60
0
20
40
60
80
100
17141185
% D
egra
daçã
o
Tempo/ dias Figura 28 – Biodegradação empregando o inóculo solo para diferentes concentrações de
LAS: (■) 1,0 mg.L-1, (■) 3,0 mg.L-1 e (■) 5,0 mg.L-1.
Verifica-se pela Figura 28, que todas as soluções-padrão, tiveram o mesmo
comportamento diante do ensaio de biodegradação, atingindo uma porcentagem de
aproximadamente 98%, para o 17º dia.
Após estudar o comportamento das soluções-padrão diante do processo de
biodegradação, foi feito um ensaio para analisar uma amostra de indústria da FITEDI.
Com os dados experimentais obtidos foi possível obter a Figura 29, para uma melhor
interpretação e visualização dos resultados.
0 2 4 6 8 10 120
20
40
60
80
100
% D
egra
daçã
o
Tempo/ dias
Figura 29 – Biodegradação empregando o inóculo solo: (•) amostra industrial FITEDI e
(■) solução-padrão 1,0 mg.L-1 de LAS.
Foi observado que a amostra industrial analisada atingiu 98% de biodegradação
para o 12º dia do ensaio. E a solução-padrão que acompanhou o experimento também
61
apresentou uma biodegradação de 100%. Portanto o inóculo do solo é eficiente no
processo de biodegradação para diferentes concentrações do padrão LAS e para amostra
industrial da FITEDI. Embora seja uma amostra bastante complexa, por ser um resíduo
industrial, não demonstrou que a influência de interferentes (aminas, cloretos...)
poderiam comprometer o processo de biodegradação.
6.5.3 – Biodegradação do LAS pelo inóculo lodo
Os lodos são constituídos por uma fase líquida (geralmente água ou solvente) e
uma fase sólida, as quais apresentam alto teor de umidade, superior a 90% [26]. O
tratamento dos esgotos com certeza irá reduzir a poluição dos rios e melhorar a saúde
pública da população, resultando na produção de um lodo rico em matéria orgânica e
nutrientes, denominado solo de esgoto ou biossólido, havendo necessidade de uma
adequada disposição final desse resíduo [36]. Entretanto, diversos projetos e
tratamentos de esgotos não contemplam o destino do lodo produzido e com isso
anulam-se parcialmente os benefícios da coleta e do tratamento de efluentes. Assim, a
comunidade precisa encarar com muita seriedade esse problema. E com auxílio das
pesquisas científicas e tecnológicas, desenvolver alternativas seguras e factíveis para
que esse produto não se transforme num novo problema ambiental. O lodo pode ser
utilizado na agricultura, após ser reciclado do esgoto [36].
Portanto, o lodo apresenta a vantagem de ser biodegradador de efluentes, mas ao
mesmo tempo apresenta a desvantagem de transformar-se em um poluidor dependendo
do tipo de descarte. Considerando os trabalhos apresentados na literatura, o lodo pode
ser usado no tratamento de efluentes. Nesse sentido, optou-se por estudá-lo no processo
de biodegradação, por ser um composto orgânico oriundo dos mais variados ambientes
e tipos. Inicialmente, surgiu-se a dúvida se o lodo que pretendíamos estudar
sobreviveria melhor na água de torneira, rica em sais minerais, ou na água destilada-
deionizada, quase isenta de sais. A partir dessa hipótese, a solução-padrão foi preparada
adequadamente e colocada para biodegradar com 5,0 g de lodo devidamente preparado
no laboratório (seção 5.6.1.3). A Figura 30 mostra os resultados experimentais obtidos
com a solução-padrão de LAS.
62
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18
0
20
40
60
80
100
97%
% D
egra
daçã
o
Tempo/ dias Figura 30 - Biodegradação de 5,0 mg.L-1 de LAS empregando o inóculo lodo: (■) água
deionizada e (•) água de torneira.
Pela Figura 30, observou-se que o ensaio da biodegradação para a solução-
padrão tanto na água de torneira quanto na água deionizada não apresentaram diferenças
no processo, atingindo 97% de biodegradação. Portanto, a composição das águas
utilizadas não comprometeram a sobrevivência dos microorganismos presentes no lodo.
Analisando a Figura 30 observa-se que as linhas praticamente são equivalentes, ou seja,
tiveram o mesmo delineamento. Desse modo, o lodo pode ser considerado um inóculo
capaz de degradar o tensoativo aniônico.
Foi feito o estudo do efeito da biodegradação para duas amostras industriais; a
Cia SJ e a FITEDI. Após preparação das amostras, foi possível obter os resultados no
processo de biodegradação, conforme mostra a Figura 31.
63
0 2 4 6 8 100
20
40
60
80
100
12
% D
egra
dção
Tempo/ dias Figura 31 - Biodegradação das amostras industriais, empregando o inoculo lodo: (•) Cia SJ, (K) FITEDI e (■) 5,0 mg.L-1 de LAS. Nessa Figura, verifica-se que a solução-padrão de 5,00 mg.L-1 e a amostra da
Cia SJ apresentaram uma boa taxa de biodegradação, acima de 98%. Entretanto, a
amostra da FITEDI apresentou uma biodegradação de apenas 82%. Importante salientar
que esses experimentos foram realizados em duplicatas e apresentaram erros relativos
menores que 2%.
Os três inóculos estudados apresentaram boa porcentagem de biodegradação
para todas as concentrações das soluções-padrão LAS, aproximadamente 100%. E para
as amostras industriais também estudadas foram eficientes. Conforme pode ser
observado nas Figuras 25, 26, 27, 29 e 31, atingiram valores superiores a 90% de
biodegradação acima de 10 dias. Como os resultados apresentados são muito
promissores, possivelmente esses inóculos podem ser utilizados no tratamento de
resíduos industriais em grande escala.
Nas seções anteriores foram feitas às discussões julgadas necessárias sobre a
biodegradação do tensoativo aniônico, nos próximos itens serão discutidos sobre a
biodegradação do tensoativo catiônico. Antes será necessário dar um enfoque da análise
quantitativa desse surfactante.
6.6 – Análise do surfactante catiônico
Para a maioria das análises químicas, a resposta do procedimento analítico deve
ser avaliada usando quantidades conhecidas do analito (soluções-padrão), de forma que
a resposta para uma quantidade desconhecida possa ser determinada. Tendo em vista
64
esse propósito, normalmente realiza-se uma curva analítica, a qual apresenta a resposta
de um método analítico em função da quantidade conhecida do analito [91].
O tensoativo catiônico foi quantificado analiticamente pela metodologia descrita
no item 5.4.1 [2], que passou por algumas modificações. Essas mudanças foram
necessárias devido ao alto consumo de reagente orgânico e a lã de vidro. O volume da
amostra, reagente cromogênico e solvente orgânico foram reduzidos em 75 %, enquanto
que o reagente cromogênico e o solvente orgânico foram reduzidos em 60%. E a lã foi
substituída pelo algodão, pois esta trazia desconforto para quem a manuseava. Essa
metodologia espectrofotométrica, baseia-se na reação de complexação entre o CPC
(surfactante catiônico) e o tiocianato de cobalto, que será detectado a 625 nm.
Após a otimização dessas variáveis (volume das soluções) foi possível obter uma
curva analítica com soluções de referência do CPC contendo 1,0, 3,0, 5,0, 10, 20, 30,
40, 50 e 60 mg.L-1. A curva analítica era obtida em todos os dias de análises. A equação
da reta obtida foi A = -0,00604 + 0,00496 C, apresentando uma ótima correlação linear
(R = 0,99902), conforme mostra a Figura 37. O método desenvolvido para a
determinação do CPC apresentou uma faixa linear para concentrações de 2,0 até 60
mg.L-1 do CPC. E para concentrações inferiores a 2,0 mg.L-1, tornou-se muito difícil
quantificá-lo. Os sinais de absorbância obtidos para concentrações de 50 e 60 mg.L-1, o
tensoativo catiônico ainda apresenta um sinal analítico baixo 0,24 e 0,31,
respectivamente. Observando os coeficientes angulares de ambos os tensoativos, temos
para o tensoativo aniônico α1 = 0,71476 e para o tensoativo catiônico α2 = 0,00496, a
razão entre eles α1 e α2, obtivemos 144. Comparando com o método
espectrofotométrico proposto com o método do LAS, o método para determinação do
CPC apresenta uma menor sensibilidade, o que é característico de cada método
espectrofotométrico. Pelos resultados obtidos temos que a sensibilidade do LAS e 144
vezes maior que o CPC.
65
0 10 20 30 40 50 60 700,00
0,05
0,10
0,15
0,20
0,25
0,30
0,35
Abso
rbân
cia
CPC/ mgL-1
Figura 32 - Curva analítica obtida a partir das soluções-padrão de cloreto de
cetilpiridíneo.
6.7 – Biodegradação do tensoativo catiônico
A metodologia desenvolvida para a biodegradação do surfactante catiônico foi
baseada no método proposto de biodegradação do tensoativo aniônico [3], pois não
existe na literatura uma metodologia específica para biodegradação do CPC. Os
inóculos água de rio, solo e lodo escolhidos foram empregados nas mesmas condições
de estudo do LAS, em ambiente aerado com fluxo continuo de oxigênio. No sistema de
biodegradação para cada um dos inóculos estudados, acrescentou-se 1,0 mL de cada
uma das soluções a seguir: sulfato de magnésio, cloreto férrico, cloreto de cálcio e
tampão fosfato para garantir os sais necessários para os microorganismos. O estudo foi
realizado com soluções-padrão do CPC, como forma de verificar se a adaptação do
método de biodegradação do LAS para o CPC seria válido.
6.7.1 – Biodegradação do CPC pelo inóculo do rio
A análise de biodegradação do CPC foi verificada primeiramente com uma
solução-padrão de 50 mg.L-1. Para este ensaio utilizou-se 250 mL de uma solução-
padrão de 100 mg.L-1 de CPC e adicionou-se 250 mL do inóculo rio. Os resultados
obtidos (Figura 33), mostraram que no decorrer do tempo a porcentagem de
biodegradação aumenta, indicando que o surfactante catiônico também apresenta uma
boa taxa de biodegradação. É importante salientar que a biodegradação do CPC somente
é possível trabalhar com a razão de 1:1, ou seja, a mesma quantidade do inóculo e
66
mesma quantidade da amostra. Esse fato não foi observado para o tensoativo aniônico,
pois o mesmo degrada com menor quantidade de inóculo.
0 2 4 6 8 10 12 14 16 180
10
20
30
40
50
60
70
80
% D
egra
daçã
o
Tempo/ dias Figura 33 - Biodegradação de 50 mg.L-1 do CPC, com inoculo rio.
Os resultados apresentaram uma biodegradação de aproximadamente 60%, para
o 14º dia de análise. De acordo com a metodologia, o ensaio deve ser encerrado quando
a diferença entre dois valores num período de quatro dias, for inferior a 0,15 mg.L-1.
Nesse sentido, portanto a análise foi encerrada, pois os resultados já tinham atingido
esta diferença.Os resultados experimentais foram realizados em duplicata, os quais
podem ser observados na Figura 34.
0 5 10 15 200
20
40
60
80
100
% D
egra
daçã
o
Tempo/ dias
Figura 34 – Repetição da biodegradação da solução-padrão de 50 mg.L-1 do CPC.
Ambos os experimentos apresentaram o mesmo comportamento. Pode-se
perceber que a biodegradação do CPC necessita de um maior tempo para atingir uma
boa taxa de biodegradação. Enquanto que, o tensoativo aniônico necessitava de
67
aproximadamente, 15 dias para atingir essa taxa de biodegradação (acima de 90%). Essa
diferença no tempo de biodegradação, possivelmente deve-se a cadeia do tensoativo
catiônico ser maior que a cadeia do tensoativo aniônico. Necessitando de maior
quantidade de microorganismos (volume de inóculo) para conseguir quebrar a cadeia do
CPC em outros compostos ou usá-los como nutriente.
6.7.2 – Biodegradação do CPC pelo inóculo do solo
De acordo com a metodologia descrita no item 5.6.1.2, nesse experimento
utilizou-se de duas soluções; uma solução-padrão 50 mg.L-1 do CPC, sem inóculo e
outra solução-padrão de 50 mg.L-1 do CPC, a qual adicionou-se 2,0 mL do inóculo. Os
resultados experimentais obtidos foram tratados adequadamente e transformados para
porcentagem de biodegradação (Figura 35).
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
22191714115 8
% D
egra
daçã
o
Tempo/ dias Figura 35 - Biodegradação de 50 mg.L-1 de CPC: (■) na presença do inoculo do solo e
(■) na ausência do inoculo do solo.
Desta maneira, os resultados apresentados nessa Figura confirmaram que o solo
é um ótimo agente biodegradador, confirmando, assim o trabalho apresentado
anteriormente na literatura [36]. A solução padrão de 50 mg.L-1 sem o inóculo foi usada
como referência para ter certeza que o solo estava atuando como um agente
biodegradador do tensoativo catiônico. E perceptível, que na presença do solo a
solução-padrão atingiu uma ótima porcentagem de biodegradação, acima de 90%. As
68
análises feitas para as soluções-padrão, 30 e 40 mg.L-1 referidas na seção 5.6.1.2, não
apresentaram coerência nos resultados por isso não foram citadas.
6.7.3 – Biodegradação do CPC pelo inóculo lodo
Relatos anteriores demonstraram que o lodo é muito usado em tratamento de
efluentes industriais [22,36]. Como estes efluentes possuem uma série de compostos, o
lodo foi estudado para verificar a biodegradação de alguns componentes, como o
tensoativo catiônico. Para esse ensaio foram utilizadas diferentes soluções-padrão, 30,
40 e 50 mg.L-1 de CPC. Nesse estudo, empregou-se 300 mL da solução-padrão e foram
adicionados 5,0 g do lodo previamente preparado. O ensaio foi preparado e estudado no
decorrer de 14 dias. Os dados experimentais foram tratados adequadamente e estão
ilustrados na Figura 36.
0 2 4 6 8 10 12 14 160
10
20
30
40
50
60
70
80
% D
egra
daçã
o
Tempo/ Dias Figura 36 - Biodegradação das diferentes soluções-padrão do CPC: (■) 30 mg.L-1, (•) 40 mg.L-1 e (K) 50 mg.L-1. No processo de biodegradação destas soluções, verifica-se que a partir do 8 dia
ocorre um patamar, ou seja uma região comum a todos, atingindo uma taxa de
biodegradação perceptível. A porcentagem de biodegradação foi proporcional ao
aumento da concentração, pois a solução-padrão de 50 mg.L-1 para este inóculo, foi o
que melhor comportou-se no processo de degradação, comparada com as outras
concentrações estudadas. Conforme mostra a Figura 36, apenas as maiores
concentrações atingiram 65% e 75% de degradação. Enquanto que, a solução-padrão de
concentração menor, 30 mg.L-1 não apresentou boa porcentagem degradação, apenas de
69
aproximadamente 55%. Portanto, a partir desse experimento, pode-se concluir que a
concentração do CPC influência na porcentagem de biodegradação.
Observando o comportamento da solução-padrão de 50 mg.L-1 de CPC em
alguns experimentos, optou-se trabalhar com esta concentração, por atingir melhor taxa
de biodegradação no processo. Assim sendo, foi feito um estudo com essa concentração
empregando todos os inóculos em estudo. Os resultados obtidos com este estudo
encontram-se ilustrados na Figura 37.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
17141185
% D
egra
daçã
o
Tempo/ dias
Figura 37 - Efeito da biodegradação dos diferentes inóculos para a solução-padrão de 50
mg.L-1 do CPC: (■) inóculo do rio, (■) inóculo do solo e (■) inóculo do lodo.
A partir dos dados obtidos na Figura 37, pode-se verificar nitidamente que o rio
no 5º dia apresentou uma porcentagem de degradação um pouco maior que o lodo. E o
solo apresentou em todos os dias uma porcentagem de biodegradação bem maior que os
outros dois inóculos. O solo no 17º dia atingiu uma porcentagem acima de 80% de
degradação, enquanto que, o inoculo lodo e o inóculo rio atingiram valores de 75% e de
55%, respectivamente. Dessa maneira, o solo foi o melhor inóculo para biodegradar o
CPC nesta concentração. A partir do 11º dia, atingiu praticamente 80% de
biodegradação, e este valor foi mantido até o final do ensaio.
No decorrer dos experimentos surgiram alguns questionamentos e algumas
dúvidas em relação ao inóculo lodo, pois este é um composto orgânico que tem uma
parte sólida e uma parte líquida. Nesse sentido, será que o CPC não estaria sendo
adsorvido na superfície sólida do lodo ao invés de estar sendo biodegradado. Esta
dúvida não surgiu com a água de rio e nem com o solo, pois os mesmos foram
estudados em solução aquosa após sofrer uma filtração.
70
Então, uma maneira de verificar esses questionamentos e ainda, com a finalidade
de usar outra técnica para confirmar os resultados de biodegradação, foi realizado um
experimento acompanhado pela DQO, demanda química de oxigênio. No laboratório
não temos um analisador de carbono, COT (carbono total orgânico), para avaliar a
matéria orgânica por isso usamos a técnica de DQO. Os resultados obtidos estão
apresentados na Tabela 2.
Tabela 2 - Dados experimentais obtidos pelo estudo da DQO.
Dias mg.L-1 de O2 mg.L-1 de O2 1º 22,9 29,3
5º 26,9 26,0
8º 51,2 45,1
12º 73,3 69,8
*Valores expressos em mg.L-1 de O2
Pode-se observar que a DQO manteve uma certa coerência, até o 5º dia de
biodegradação. A partir deste dia, a DQO apresentou um aumento, sendo que no 12º
dia, já tinha atingido 73,3 e 69,8 mg.L-1 de O2. Este aumento da DQO indica que a
matéria orgânica determinada por esse método também está aumentando, indicando que
esta matéria orgânica vem da decomposição do lodo, pois não existe outra fonte.
Portanto o lodo é considerado eficiente apenas nos primeiros dias de biodegradação,
pois mantém a matéria orgânica estável. O valor da DQO no 12º dia atingiu uma
concentração em mg.L-1 de O2, três vezes maior em relação ao 1º dia. Embora diminua a
concentração do tensoativo, Figura 38 a, ele ao invés de transformar o tensoativo em
substância menos tóxicas, possivelmente esta sendo adsorvido na sua superfície.
71
0 2 4 6 8 10 12 14
0
20
40
60
80
100
% D
egra
daçã
o
Tempo/ dias0 2 4 6 8 10 12 14
20
30
40
50
60
70
80
90
100
DQ
O/ m
gL-1
Tempo/ dias
(a) (b)
Figura 38 - Efeito da DQO na biodegradação do CPC: (a) 50,0 mg.L-1 e (b) análise da
DQO.
Pelo gráfico 38 a, observa-se que a biodegradação da solução-padrão de CPC
estudado apresentou uma porcentagem de degradação de aproximadamente 95%. O
experimento foi repetido e os valores obtidos apresentaram a mesma taxa de
biodegradação. Na Figura 38 b, o estudo realizado para monitorar a DQO, mostra que a
partir do 6º dia o lodo não apresenta mais microorganismos, aumentando
indefinidamente a DQO, indicando um grande aumento da matéria orgânica.
Este estudo comprovou que o solo foi mais eficiente na biodegradação do
tensoativo catiônico em relação aos outros inóculos estudados, atingindo uma taxa
maior de biodegradação, acima de 90%.
Os experimentos mostraram que foi possível biodegradar o tensoativo catiônico,
baseando-se na metodologia do aniônico, ou seja, foi possível desenvolver uma
metodologia para biodegradar o tensoativo catiônico. Os inóculos estudados tanto para
o tensoativo aniônico quanto para o tensoativo catiônico atingiram uma boa taxa de
biodegradação. A taxa de biodegradação do surfactante catiônico foi influenciada pela
concentração deste tensoativo o que não ocorreu para o surfactante aniônico. O aniônico
demonstrou boa taxa de biodegradação em todas as diferentes concentrações estudadas.
6.8 – Biodegradação com as bactérias isoladas
Os microorganismos ocorrem em praticamente todos os ambientes do planeta,
podendo sobreviver em locais cujas condições ambientais extrapolam os limites de
tolerância de animais e plantas. Devido a sua relativa simplicidade morfológica e grande
diversidade genética e metabólica, os microorganismos se adaptaram evolutivamente
72
para viver em habitat e condições diversas do planeta, como baixas concentrações de
nutrientes, extremos de temperatura, salinidade e pH. Outros microorganismos utilizam
os compostos xenobióticos, hidrocarbonetos, presentes no solo como fonte de energia
para sua sobrevivência, ou seja, como fonte de carbono.
As bactérias isoladas do solo utilizaram o tensoativo como fonte de energia para
sua sobrevivência, por isso foi possível estudá-las. Nesse estudo, com as bactérias
isoladas, foram obtidos ótimos resultados no processo de biodegradação.
Os isolados bacterianos foram identificados por sequenciamento de parte do
gene que codifica a subunidade 16S do rRNA (rDNA) [93]. Os resultados apontaram
para que todos os microorganismos testados nos ensaios de biodegradação do tensoativo
pertencem ao gênero Pseudomonas. Antes da caracterização as bactérias foram
classificadas como bactéria 14 e bactéria 17, a partir da identificação do gênero elas
foram chamadas de Pseudomonas 14 e 17, ou melhor, isolados 14 e 17,
respectivamente.
A biodegradação do LAS é iniciada com a liberação do sulfato inorgânico alquil
sulfatase, liberando o álcool que é oxidado a ácido láurico e a álcool dehidrogenase. A
Figura 39, ilustra todas as etapas de transformação do LAS (mapa metabólico) no
processo de biodegradação. É necessário que ocorra todas estas etapas para que os
compostos oriundos venham suprir as bactérias de energia.
73
OS
O-
O
Ododecil sulfato
alquil sulfatase
OH 1 - dodecanol
alcool dehidrogenase
O
H dodecanal
aldeído dehidrogenase (NAD+ )
O-O
ácido laurico
acil-CoA sintetase
O
SCoA lauril-CoA
Figura 39 - Mapa metabólico de transformações do LAS pelas bactérias.
Nesse mapa, observa-se que as bactérias estudadas transformam o lauril sulfato
de sódio em 1-dodecanol, através de uma enzima alquil sulfatase. As outras etapas
ocorre sucessivamente utilizando as enzimas específicas. O produto final desse processo
é o lauril-CoenzimaA, que vai desencadear o ciclo de Krebs (aceptor de O2), necessário
para o metabolismo das Pseudomonas que são bactérias aeróbicas. As bactérias foram
utilizadas como inóculo para o padrão LAS e procedeu ao ensaio de acordo com a
metodologia de biodegradação [3].
Primeiramente foi realizado um teste com uma solução-padrão de 3,0 mg.L-1 de
LAS, as análises foram efetuadas a cada sete dias e prosseguiu até o 32º dia, conforme a
metodologia do IBAMA, 1990 [89]. Esta metodologia descreve o período de meia vida
das bactérias (tempo necessário para que uma bactéria degrade 50% do composto
orgânico) e deve ser realizado em pelo menos 32 dias. Os resultados experimentais
deste estudo encontram-se representados na Figura 40.
74
0
20
40
60
80
100
28211471
% D
egra
daçã
o
Tempo/ dias
Figura 40 - Efeito da biodegradação de 3,0 mg.L-1 de LAS, na presença das bactérias
isoladas: (■) isolado 14 e (■) isolado 17.
Através da Figura 39, observa-se que praticamente no 7º dia de análise do ensaio
de biodegradação, o isolado 17 consumiu todo o tensoativo, atingindo 100% de
biodegradação. Enquanto que, o isolado 14 ainda não tinha consumido todo o
tensoativo. O mesmo aconteceu para os dias 14º e 21º onde o isolado 17 confirmou o
consumo total do LAS, enquanto que o isolado 14 ainda não tinha consumido todo o
LAS. Nos dias posteriores, observou-se que ambas bactérias consumiram todo o LAS,
atingindo 100% de biodegradação. A partir dos resultados obtidos, pode-se deduzir que
o isolado 17 é mais eficiente, pois a mesma apresenta uma cinética de biodegradação
mais rápida.
O experimento foi repetido para aferir os resultados obtidos nas mesmas
condições do experimento anterior, porém, as análises foram realizadas a cada três dias.
Este experimento foi proposto para confirmar se a cinética de biodegradação do
tensoativo pelas bactérias ocorria em um intervalo de tempo inferior a 5 dias. Os
resultados experimentais são mostrados na Figura 41.
75
0 2 4 6 8 10
0
20
40
60
80
100
12
% D
egra
daçã
o
Tempo/ dias
Figura 41 - Efeito da biodegradação das bactérias estudadas em 3,0 mg.L-1 de LAS: (■)
Isolado 14 e (•) Isolado 17.
A partir dos dados obtidos na Figura 41, foi possível confirmar que o isolado 17
apresentou uma melhor cinética de biodegradação, atingindo uma taxa de 100% no 3º
dia de incubação. Enquanto que, o isolado 14 necessita de mais dias para atingir o 100%
de degradação, apresentando assim, uma cinética mais lenta de biodegradação. Embora
não tenha realizado o experimento, o isolado 17 possivelmente pode necessitar de
menos de até 3 dias para biodegradar o LAS.
As bactérias isoladas do solo mostraram-se muito eficientes no processo de
biodegradação. Seria necessário realizar outros experimentos com diferentes
concentrações de LAS, para verificar se a mesma poderia interferir no processo de
biodegradação dessas bactérias. Conseguimos confirmar que realmente as bactérias
utilizam o surfactante como fonte de carbono e se comportaram muito bem nos ensaios
submetidos.
Nos itens anteriores foi feito uma discussão a respeito dos ensaios de
biodegradação com os diferentes tipos de inóculos sobre o tensoativo aniônico e
catiônico. Nas seções que seguem serão abordados a discussão da termodinâmica de
micelização para ambos os tensoativos.
76
6.9 – Estudo termodinâmico no processo de micelização
6.9.1 - A variação da C.M.C com a temperatura
Na Tabela 3 são mostrados os valores da C.M.C obtidos experimentalmente para
diferentes temperaturas.
Tabela 3 - Valores da C.M.C para diferentes temperaturas, obtidos para os tensoativos.
Temperatura (K) C.M.C/ mol.L-1
CPC LAS
283 0,00095 0,00280
288 0,00104 -
293 0,00106 0,00297
303 0,00110 0,00304
313 0,00117 0,00311
318 0,00127 -
333 0,00214 -
348 0,00196 -
O que pode ser observado dos valores contidos na Tabela acima é a presença de
uma pequena diferença na C.M.C de ambos os tensoativos em todas as temperaturas. O
aumento da temperatura causa uma diminuição do grupo hidrofílico das moléculas de
tensoativo, o que favorece a micelização. Por outro lado, esse aumento da temperatura
também causa a quebra na estrutura da água ao redor do grupo hidrofóbico, esse efeito
que desfavorece a micelização. A influência desses efeitos podem possivelmente
determinar se a C.M.C está aumentando ou diminuindo dentro de uma determinada
faixa de temperatura [94]. Pode-se também perceber, por exemplo, que a 283 K os
valores da C.M.C para o CPC e para o LAS foram 0,00095 e 0,00280 mol.L-1,
respectivamente. A concentração micelar crítica do surfactante aniônico foi determinada
em uma concentração maior que a concentração micelar crítica para o surfactante
catiônico.
77
6.9.2 - A relação entre a C.M.C e a estrutura do tensoativo
O termo concentração micelar crítica (C.M.C) é definido como a concentração
total de tensoativo a partir da qual as micelas tornam-se observáveis [95].
Na Tabela 4 e 5 são mostrados os valores reais da C.M.C em mg.L-1dos
tensoativos estudados, obtidos a partir de medidas de condutividade em mg.L-1, em que
se observa uma grande diferença, na faixa dos valores da C.M.C de ambos os
tensoativos estudados.
Tabela 4 - Valores da C.M.C do CPC obtidas por condutividade em diferentes
temperaturas.
Temperatura (K) C.M.C
mg.L-1 mol.L-1
283 340 0,00094
288 374 0,00104
293 378 0,00105
303 395 0,00110
313 418 0,00116
318 454 0,00126
333 552 0,00154
348 705 0,00196
Tabela 5 - Valores da C.M.C do LAS obtidos por condutividade em diferentes
temperaturas.
Temperatura (K) C.M.C
mg.L-1 mol.L-1
283 807 0,00279
293 858 0,00297
303 876 0,00303
313 896 0,00310
Uma comparação dos valores obtidos da Tabela 4 com os da Tabela 5, mostram
que, de um modo geral, a C.M.C do CPC é mais nítida, ou seja, é mais fácil de ser
78
calculada a altas temperaturas, e ocorre em concentrações mais baixas (acima de 307
mg.L-1). Enquanto que, a C.M.C do LAS (Tabela 5) ocorre em concentrações mais altas,
acima de 807 mg.L-1. Observa-se também, que as diferenças nos cálculos da C.M.C do
LAS foram algumas vezes inferiores em relação ao CPC.
Nesta técnica, a C.M.C pode ser determinada pela variação da condutividade
específica em função da concentração do tensoativo. A concentração, na qual as micelas
tornam-se detectáveis, depende da sensibilidade da técnica usada. Uma regra geral diz
quanto maiores os valores de C.M.C, mais larga é a faixa de concentrações na qual a
transição ocorre [95].
A Figura 42, demonstra como foi feito o cálculo da C.M.C a partir da
condutividade, obtida pelos dados experimentais.
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 13000,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
0,12
0,14
0,16
0,18
0,20
0,22
0,24
mS/
cm
CPC/ mgL-10 200 400 600 800 1000 1200
0,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
0,12
0,14
0,16
0,18
0,20
0,22
0,24
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200 13000,00
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
0,12
0,14
0,16
0,18
0,20
0,22
0,24
CMC= 395 mg/L
Figura 42 – Valores da condutividade em função da concentração do surfactante
catiônico. Dados experimentais obtidos a 30ºC.
Pode-se perceber uma mudança “brusca” em sua inclinação na região da C.M.C,
conforme Figura 42. Esta quebra pode ser explicada devido ao abaixamento da
condutividade, onde os monômeros dos tensoativos se comportam como eletrólitos
fortes. As micelas, por outro lado, apresentam uma associação parcial dos contra-íons,
sendo a contribuição das mesmas para a condutância total da solução menor do que se
todos os monômeros que a constituem permanecessem não agregados. Assim sendo, o
incremento da condutividade com o incremento da concentração total de tensoativo
diminui. Por outro lado, a quebra da curva é atribuída ao aumento da massa por unidade
de carga do material em solução [94].
Em soluções aquosas de tensoativos antes de ser atingida a concentração micelar
crítica (C.M.C), a adição de tensoativo faz com que a condutividade específica da
79
solução aumente linearmente com o aumento da concentração. Quando a C.M.C é
atingida, as moléculas de tensoativo passam a agregar-se em micelas, que apresentam
mobilidade (condutividade específica), menor que as das moléculas dos tensoativos
livres. Os contra-íons do tensoativo também começam a se associar às micelas
formadas, contribuindo para a diminuição da condutividade. Desse modo, a
condutividade específica da solução acima da C.M.C aumenta linearmente com o
aumento da concentração, mas com uma taxa menor, Figura 42.
A Figura 43, ilustra as medidas de condutividade realizadas para ambos os
tensoativos em diferentes temperaturas.
0 200 400 600 800 1000 1200 1400-0,050,000,050,100,150,200,250,300,350,400,450,500,550,600,650,70
5ºC 10ºC 15ºC 20ºC 30ºC 30ºC 40ºC 45ºC 60ºC 75ºC
Con
dutiv
idad
e (m
S/cm
)
CPC/ mgL-1
(a)
-200 0 200 400 600 800 1000 1200 1400 1600 1800 2000-0,050,000,050,100,150,200,250,300,350,400,450,500,550,600,650,70
10ºC 20ºC 30ºC 40ºC
Con
dutiv
iada
de (m
S/C
m)
LAS/ mgL-1
(b)
Figura 43 - Estudo da condutividade: (a) CPC e (b) LAS.
80
Analisando-se ambas as Figuras, observa-se que não foi possível medir a
condutividade em baixas e altas temperaturas. Para temperaturas baixas, os tensoativos
formavam precipitados e a condutividade diminui intensamente. Enquanto que, para
temperaturas elevadas a condutividade aumenta indefinidamente, pois a água começa a
evaporar, aumentando-se assim a condutividade iônica.
Na Figura 43 b, não se observa nitidamente o ponto C.M.C do LAS necessitando
realizar um segundo experimento, em diferentes temperaturas. Os resultados obtidos
para um segundo experimento são apresentados na Figura 44.
0 500 1000 1500 2000 2500 30000,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
5ºC 15ºC 30ºC 45ºC 60ºC
Con
dutiv
idad
e (m
S/cm
)
LAS/ mgL-1
Figura 44 – Gráfico da condutividade do LAS.
Nesse experimento foi possível observar melhor o ponto da C.M.C que a Figura
43 b. Porém, para a temperatura de 60ºC a condutividade do LAS aumenta
indefinidamente, iniciando-se o processo de evaporação de algumas moléculas de água.
Com isso, não foi possível estudar o efeito da condutividade para altas temperaturas.
6.9.3 - O grau de dissociação
O grau de dissociação micelar é uma medida da fração de contra-íons
dissociados da micela. Para micelas iônicas, temos um centro formado pelas cadeias
alquílicas dos tensoativos, rodeado por uma camada parecida com uma solução
concentrada de eletrólito. Essa região chamada de, camada de Stern, consiste nos grupos
polares do tensoativo, os contra-íons associados e a água interfacial.
Além da camada de Stern, temos os contra-íons remanescentes, que presenciam
duas forças opostas: a atração eletrostática às micelas e as colisões térmicas, que tendem
a dispersá-los. O equilíbrio resultante dessas forças opostas origina a dupla camada
81
elétrica, cuja extensão no espaço pode ser considerável, diminuindo com o aumento da
força iônica do meio.
A partir das medidas de condutividade é possível calcular os valores do grau de
dissociação pelo método de Frahm, αFrahm [13]. No cálculo do grau de dissociação foi
utilizado o método de Frahm, de acordo com a equação 1. O método de Frahm assume
que as condutividades que encontram-se abaixo e acima da C.M.C, são causadas
exclusivamente pelos contra-íons do tensoativo [13].
Com os dados experimentais obtidos utilizando a condutividade foi possível
calcular o grau de dissociação dos tensoativos, os quais encontram-se na Tabela 6.
Tabela 6 - Valores obtidos do grau de dissociação (αFrahm) por condutividade.
Temperatura (K) αFrahm
CPC LAS
283 0,0461 0,609
288 0,384 -
293 0,440 0,643
303 0,448 0,682
313 0,467 0,783
318 0,498 -
333 0,510 -
348 0,524 -
Com esses dados observa-se uma boa sensibilidade de α em função da
temperatura, para ambos os surfactantes. Para o CPC, apresenta aproximadamente, 45%
de acréscimo no grau de dissociação de um em relação ao outro em todas as
temperaturas estudadas. Por exemplo, a 283 K apresentou um valor mais baixo 0,046
em relação as outras temperaturas que aumentam proporcionalmente com a temperatura,
atingindo um grau máximo de dissociação a 348 K. Esse fato deve-se a saturação da
concentração do tensoativo, que em altas concentrações passa a comportar-se como um
solvente e não mais como um soluto. Consequentemente, interferindo no grau de
dissociação. Entretanto para o LAS percebe-se um comportamento semelhante ao CPC,
seu grau de dissociação também aumenta de acordo com o aumento da temperatura,
observando-se em torno de 60% de aumento de um em relação ao outro..
82
A seguir será abordado uma rápida discussão dos valores termodinâmicos
envolvidos no processo de micelização. Os valores do grau de dissociação foram
necessários estudá-los para proceder os estudos termodinâmicos.
6.9.4 - Valores obtidos de ∆GMIC.
A energia livre de Gibbs do processo de micelização (∆GMic.) foi calculada pela
equação 6, e os resultados estão apresentados na tabela 7.
Tabela 7 - Energia livre de Gibbs do processo de micelização dos tensoativos estudados.
Temperatura (K) ∆GMic/ kJmol-1
CPC LAS
283 -13,928 -30,180
288 -16,040 -
293 -14,825 -32,571
303 -15,062 -32,602
313 -14,930 -33,541
318 -14,176 -
333 -16,606 -
348 -14,724 -
A partir dos valores da Tabela 7, observa-se uma pequena dependência de ∆GMic
em função da temperatura. Os valores da energia livre de Gibbs obtidos estão próximos
aos valores encontrados no trabalho proposto por Wardian et al [71]. Para o tensoativo
aniônico (-27,2 a -35,5 kJmol-1) e temperatura 303 K o ∆G foi de -32,602 kJmol-1 e para
o tensoativo catiônico ( -27,9 a -36,1 kJmol-1) e temperatura de 303 K foi de -15,062
kJmol-1. Os valores obtidos na tabela 7 foram similares aos encontrados na literatura
[71]. Nesse sentido, podemos concluir que a temperatura influencia pouco na energia
livre de Gibbs.
A formação de micelas sempre está associada a uma variação grande e negativa
na energia livre de Gibbs, ∆GMic [96]. Os valores negativos de ∆GMic são devidos
principalmente aos valores obtidos de ∆SMic, sendo o processo de micelização
governado primariamente pelo ganho de entropia associado a ele [94].
83
Esse ganho da entropia na micelização em meio aquoso é explicado de dois
modos:
(1) a liberação, devido a micelização, das moléculas de água que estavam
“congeladas” na solvatação das cadeias hidrofóbicas dos monômeros (também chamado
de efeito hidrofóbico), e
(2) aumento dos graus de liberdade da cadeia hidrofóbica no interior apolar das
micelas, comparado ao meio aquoso [94].
A entropia e a entalpia de micelização variam muito com a temperatura, mas as
variações de ambas praticamente se compensam, por isso a variação observada na
energia livre é pequena [81].
6.9.5 – Entalpia e entropia do processo de micelização
Para fazer os cálculos da entalpia do processo de micelização utilizando-se a
equação de van’t Hoff (Equação 12) é necessário dispor dos dados sobre a variação da
C.M.C (Tabela 3) e do grau de dissociação (Tabela 6) em relação a temperatura.
∆Hmic = - (2 - α ) RT2[dln(C.M.C)/dT] Equação 12
Os valores experimentais obtidos da entalpia de micelização (∆HMIc.) estão
ilustrados na Tabela 8.
Tabela 8 – Entalpia de micelização ∆HMic. para algumas temperaturas.
Temperatura ∆HMic./ kJmol-1
K CPC LAS
283 -112,35 -45,050
288 -122,13 -
293 -124,04 -49,876
303 -129,88 -51,821
313 -136,85 -55,201
318 -138,40 -
333 -160,69 -
348 -165,19 -
84
A partir dos valores obtidos para o de ∆GMic. (Tabela 7) e de ∆HMic (Tabela 8),
através de medidas de condutividade foi possível calcular a entropia do processo de
micelização, ∆SMic. Para esta etapa utilizou-se a equação 13.
∆Smic = ∆H - ∆G/T Equação 13
Os resultados obtidos para a entropia do processo de micelização encontram-se
na Tabela 9.
Tabela 9 - Entropia de micelização ∆SMic para algumas temperaturas.
Temperatura ∆S/ kJmol-1
K CPC LAS
283 -0,0016 -0,0169
288 -0,0024 -
293 -0,0024 -0,0591
303 -0,0025 -0,0634
313 -0,0027 -0,0692
318 -0,0027 -
333 -0,0031 -
348 -0,0032 -
Pode perceber que a entropia diminui com o aumento da temperatura,
favorecendo uma reação exotérmica e uma espontaneidade da reação de agregação dos
monômeros do tensoativo, nos surfactantes estudados.
Observa-se também que o aumento da temperatura, influencia nos valores de
∆SMic que caem rapidamente (Tabela 9), e uma diminuição do valor de ∆HMic (Tabela
8) que a altas temperaturas, se tornam o principal contribuinte para ∆GMic.
Essa observação tem sido explicada em termos da estrutura da água. Com o
aumento da temperatura, as redes de ligações de hidrogênio das moléculas de água se
quebram e a água se torna um solvente menos estruturado. Os efeitos entrópicos que
dominam o efeito hidrofóbico à temperatura ambiente são reduzidos a altas
temperaturas. A micelização nessas condições é dirigida por uma entalpia exotérmica de
associação [96].
Considerando nosso estudo do processo termodinâmico dos tensoativos
estudados nas várias temperaturas, verificamos que a faixa de concentração que
85
trabalhávamos nos experimentos estava bem abaixo da concentração micelar crítica de
ambos os surfactantes. Para o surfactante aniônico o máximo da faixa linear de
concentração era de 2,0 mg.L-1 a temperatura ambiente e o valor da C.M.C encontrado
foi de 374 mg.L-1. Enquanto que, para o surfactante catiônico o máximo da faixa linear
foi de 60 mg.L-1 a temperatura ambiente e sua C.M.C foi 858 mg.L-1. Assim sendo, com
técnica de condutividade foi possível estudar esses parâmetros termodinâmicos e
verificar a concentração que os tensoativos em questão estavam sendo utilizados.
Em todos os ensaios de biodegradação realizados as análises das soluções-
padrão e as amostras de resíduos industriais foram realizadas antes da concentração
micelar crítica (C.M.C). Nessa fase os tensoativos encontravam-se dissociados em
monômeros e não em micelas. Os resultados desses estudos mostraram que a
concentração micelar crítica do tensoativo catiônico é atingida a 40% abaixo da
concentração micelar critica do tensoativo aniônico que é atingida em torno de 60%
acima.
86
7 – CONCLUSÕES
Nesse trabalho foi possível fazer a determinação do tensoativo aniônico e
catiônico por medidas espectrofotométricas e estudar sua biodegradação com diferentes
tipos de inóculos. A determinação de surfactantes em resíduos industriais é uma forma
importante de avaliar o impacto que causam no meio ambiente quando são utilizados
em grande escala.
A cinética de biodegradação para todos os inóculos empregados para todas as
concentrações das soluções-padrão do LAS estudados atingiram uma taxa acima de
90% de biodegradação, em aproximadamente dez dias. A presença de alguns
compostos, sulfato de magnésio, EDTA, formol, corante e perfume sintético na amostra
comercial (YPÊ), não mostrou nehuma influência no processo de biodegradação. Dessa
maneira, essa amostra apresentou uma biodegradação de apenas 80%. Nas amostras
industriais estudadas obteve-se uma boa taxa de biodegradação atingindo um valor
acima de 90%.
Foi possível estudar a cinética de biodegradação das soluções-padrão do
surfactante catiônico, baseando-se na metodologia existente para o surfactante aniônico.
Com esse estudo conseguiu-se desenvolver uma metodologia para biodegradação do
surfactante catiônico, que ainda não existe na literatura. Soluções-padrão de até 50
mg.L-1 do tensoativo catiônico, apresentaram resultados satisfatórios com boa taxa de
biodegradação. A biodegradação desse tensoativo foi maior no inóculo do solo,
mostrando ocorrer melhor adaptação da microbiota para utilizá-lo como fonte de
carbono. O inóculo do lodo não pôde ser considerado biodegradador para o CPC, pois
não diminui a quantidade de matéria orgânica DQO, mas sim aumenta indefinidamente
a partir do quinto dia no processo de biodegradação.
A utilização do solo, tornou-se possível fazer o isolamento e caracterizar duas
colônias do gênero Pseudomonas, que conseguem biodegradar o surfactante aniônico
em curto espaço de tempo.
Estudou-se o comportamento termodinâmico no processo de micelização de
ambos os tensoativos em várias temperaturas, empregando medidas de condutividade,
cujos resultados estão coerentes com os apresentados na literatura.
87
PERSPECTIVAS
• Controle da razão massa de inóculo em função da quantidade analítica do
tensoativo;
• Utilizar outras técnicas para analisar qualitativamente tensoativos como:
titulação, cromatografia, espectroscopia de IR e RMN etc...
• Analisar outros tipos de inóculos, por exemplo, aguapé;
• Analisar a biodegradação de surfactantes anfotéricos e não-iônicos, baseando-
se na metodologia empregada para aniônicos;
• Monitoramento contínuo de DBO e DQO durante o processo de biodegradação
para todos os inóculos;
• Otimização da biodegradação para implementação em escala industrial;
• Trabalhar com mais grupos de bactérias isoladas dos inóculos e cultivá-las em
laboratórios;
• Fazer um controle de pH antes e durante o processo de biodegradação e
• Trabalhar com a biodegradação de surfactante catiônico em amostras
industriais e comerciais.
88
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