De 22 a 26 de agosto de 2016

462 Pages·2016·44.76 MB·Portuguese

XXI
De 22 a 26 de agosto de 2016

REMOÇÃO DE Ni(II) PELO PROCESSO DE BIOSSORÇÃO UTILIZANDO COMO
ADSORVENTE O ENDOCARPO PROVENIENTE DA EXTRAÇÃO DO ÓLEO DE
MACAÚBA (Acrocomia aculeata)

1 Heitor O. N. Altino e 2 Renata N. da Cunha

1 Bolsista de iniciação Científica PIBIC/UNIPAM, discente do curso de Engenharia Química
2 Professora do Departamento de Engenharia Química do UNIPAM

1,2 Departamento de Engenharia Química do Centro Universitário de Patos de Minas. Rua Major Gote, 808, Bloco H,
Caiçaras, Patos de Minas – MG, CEP 38702-054

e-mail: [email protected]

RESUMO - A introdução de quantidades expressivas de Ni no meio
ambiente tem se tornado um problema devido à toxidade do mesmo
para seres humanos e animais. Nesse sentido, os resíduos da extração
do óleo de macaúba apresentam grande potencial no tratamento de
efluentes contendo Ni2+ devido à presença de celulose e lignina, além
do baixo custo e fácil acesso. O presente trabalho objetivou
estabelecer as melhores condições de pH (3,0 e 6,5) e massa de
biossorvente (100,0 g e 150,0 g) na remoção de Ni2+, adotando-se
planejamento fatorial 22, frente a uma solução de 10 mg.L-1 Ni2+ a 50
mL.min-1. Buscou-se ainda modelar a cinética de biossorção e o
comportamento das curvas de breakthrough. Verificou-se que o pH de
6,5 favoreceu a biossorção, por outro lado, o aumento da massa de
biossorvente não causou variações significativas. Quanto à cinética de
biossorção, constatou-se a adequação do modelo de Pseudo-Segunda
Ordem, enquanto que, o modelo de Yoon-Nelson ajustou-se melhor às
curvas de breakthrough.

Palavras-Chave: biossorção, níquel, macaúba.

INTRODUÇÃO Deste modo, o meio ambiente sofre sérios
danos, pois este metal atua no fotosistema de
Atividades antropogênicas agrícolas, plantas, gerando distúrbios no ciclo de Calvin e
industriais e mineradoras vêm contribuindo com inibindo o transporte elétrico devido às quantidades
significativos teores de metais pesados poluentes excessivas de ATP e NADPH acumuladas pela falta
no meio ambiente, que podem permanecer de eficiência das reações de escuro (Krupa et al.,
poluindo por um longo período de tempo devido às 1993 apud Berton et al., 2006). Para os seres
suas estabilidades. Uma vez no meio ambiente, os humanos e animais, o mesmo se mostra tóxico,
mesmos podem se acumular em alimentos e, sendo classificado pela EPA (Environmental
posteriormente, causar danos à saúde de animais Protection Agency) como pertencente ao grupo A
e até mesmo de seres humanos (Volesky; Holan, (carcinogênico) (ATSDR, 2005).
1995). Métodos físico-químicos como: oxidação e
Dentre os diversos metais pesados redução química, precipitação, ultrafiltração,
poluentes, destaca-se o níquel, uma vez que, eletrodiálise, osmose reversa, tecnologias
segundo Nriagu e Pacyna (1988) apud Berton et al. eletroquímicas, troca iônica e evaporação são
(2006), aproximadamente 106 a 544 mil toneladas usados na remoção de metais pesados nos mais
do mesmo são adicionadas ao meio ambiente todos diversos tipos de efluentes (Ozcano et al., 2005
os anos por três rotas principais: atividades apud Módenes et al., 2013). Porém, o uso desses
metalúrgicas, combustão de combustíveis fósseis e métodos em efluentes com baixas concentrações
lodo industrial. Sendo que, esse último fator de metais pesados pode se tornar desvantajoso,
contribui com 5 mil a 22 mil toneladas de níquel. devido à baixa seletividade e alta demanda
energética e financeira (Módenes et al., 2013).
Por outro lado, os resíduos da extração do
óleo de Acrocomia aculeata (torta e endocarpo),
apresentam grande potencial na remoção de
metais pesados, visto que, segundo Almeida et al.
(2012), tais resíduos possuem 13,41% de celulose
e 8,65% de lignina. Conforme Pino e Torem (2011)
a celulose e a lignina são polímeros
comprovadamente associados à remoção de
metais pesados.
Com base nessa problemática, o objetivo
deste trabalho foi estabelecer as melhores
condições operacionais (pH e massa) de
biossorção de Ni2+ em coluna de leito fixo, utilizando
como biossorvente o endocarpo derivado do
processo de extração do óleo de macaúba.

MATERIAIS E MÉTODOS Figura 1 – Módulo Multipropósito UpControl

Biossorvente Modelos de curvas de breakthrough

O material adotado como objeto de estudo na Vários trabalhos vêm sendo reportados na
presente pesquisa (endocarpo de macaúba com literatura buscando estabelecer equações que
3,0% de umidade) foi cedido por uma empresa de forneçam uma previsão do comportamento de
processamento e obtenção do óleo de macaúba curvas de breakthrough frente à biossorção de
situada na região do Triângulo Mineiro e Alto metais pesados. Desta maneira, o modelo de
Paranaíba, sendo armazenado em sacos plásticos Adams-Bohart (Equação 1) foi proposto
e acondicionado em freezer. O material foi assumindo-se que a taxa de biossorção é
caracterizado por análise granulométrica em um proporcional tanto à concentração da espécie que
agitador de peneiras eletromagnético Bertel com 5 está sendo biossorvida quanto à capacidade
tamis de 16, 28, 48, 100 e 150 mesh Tyler. residual do biossorvente. O modelo de Yoon-
Nelson (Equação 2) supõe que a diminuição da
Solução de níquel probabilidade de cada adsorbato a ser biossorvido
é proporcional a probabilidade dele ser biossorvido
As soluções de Ni2+ foram preparadas e avançar sobre o biossorvente. Já o modelo de
dissolvendo-se cloreto hexahidratado de níquel (II) Thomas (Equação 3) assume a cinética de
(NiCl .6H O) (VETEC 97,0%) em água deionizada Langmuir na adsorção/dessorção sem dispersão
2 2
e corrigindo o pH com soluções de ácido clorídrico axial (Saadi; Saadi; Fazaeli, 2013).
(HCl) (SYNTH 37,0%) e hidróxido de sódio (NaOH)
z
(3D0I,N0%ÂM. ICA 98,0%), ambos na concentração de C = ekabC0t - kabN0 U0 (1)
C
0

Coluna de leito fixo C = ekynt - τkyn (2)

C -C
0
Os ensaios experimentais de biossorção
foram conduzidos em um Módulo Multipropósito C 1
= (3)
UmpóCduolnot rol, sceo nforcmones etistuqiu empaotirz: adot annaq Fuieg ura p1a. rOa C0 1 + e(cid:2) kthqeQ(máx)x - kthC0t (cid:3)
armazenamento de afluente (1), válvula de controle
de afluente (2), bomba (3), rotâmetro (4), válvula de Modelos de cinética de biossorção
controle de entrada na coluna (5), placa sinterizada
(6), esferas de vidro (7), biossorvente (8), válvula de A aplicação de modelos cinéticos fornece
controle de saída da coluna (9) e tanque para parâmetros necessários para a descrição do
armazenamento de efluente (10). O leito composto processo de biossorção. Para tal propósito, a
por endocarpo foi adicionado de modo aleatório, literatura provê vários modelos como: Pseudo-
com esferas de vidro em alturas de 6 e 7 cm antes Primeira Ordem (Equação 4), Pseudo-Segunda
e após o leito de biossorção, respectivamente. Ordem (Equação 5), Difusão intraparticular
(Equação 6) e Elovich (Equação 7) (Khan et al.,
2012; Vieira et al., 2012).
q t = qe(1 -e-k1t) (4) mtota l = C01V00tto0tal (13)

q t = 1 +q e2qke2kt2t (5) R t = mqttoottaall100 (14)

q =k t½ (6) Influência do pH e massa de biossorvente
t dif

O efeito das variáveis independentes pH (3,0
1 1
q = ln αβ + lnt (7) e 6,5) e massa de biossorvente (100,0 g e 150,0 g)
t β (cid:4) (cid:5) β
foi determinado frente a concentração de Ni2+ de 10

mg.L-1 a 50 mL.min-1 (23,46 ± 2,04°C), utilizando-se
A quantidade de íon retido no biossorvente
um planejamento fatorial 22, para o endocarpo de
no tempo t (q) (mg.g-1) pode ser calculada por meio
t macaúba (-40 +50 mesh). Como variáveis resposta,
da Equação 8 (Kleinübing et al., 2012).
foram adotados t (C/C = 0,1), q , t, t , ZTM e R,
b 0 e t u t
sendo que esta primeira variável foi determinada
C V t C
q = 0 1- dt (8) por análise gráfica, e as demais foram calculadas
t 1000 ms (cid:6)0(cid:7) C0(cid:8) aplicando as Equações 8, 9, 10, 11 e 14.

O pH e a temperatura foram determinados
Quando t é igual ao tempo de equilíbrio, q
t por pH-metro MS TECNOPON (mPA-210), e as
será a quantidade do íon em equilíbrio retido no
concentrações das alíquotas retiradas na saída da
biossorvente (q ) (mg.g-1) (Kleinübing et al., 2012).
e coluna foram mensuradas em Espectrômetro de

Emissão Óptica (EEO) (Spectroflame).
Zona de transferência de massa (ZTM) e

capacidade de remoção
RESULTADOS E DISCUSSÕES

Após o estabelecimento do equilíbrio, a
Caracterização do diâmetro médio de partícula
capacidade de empacotamento do leito é

proporcional à área entre a curva de breakthrough
e a linha C/C = 1. A Equação 9 representa o tempo A Tabela 1 apresenta os resultados da
0
caracterização dos diâmetros de partícula das
total equivalente à capacidade de empacotamento
da coluna (t) (min) (Geankoplis, 1993). amostras de endocarpo de macaúba.
t

∞ C Tabela 1 – Diâmetros médios característicos
t t = (cid:6)0 (cid:7)1 - C0(cid:8)dt (9) das amostras de endocarpo de macaúba
Diâmetros Faixa granulométrica (mesh)
A capacidade útil é representada por t (min) médios (mm) -50 -40 +50 -20 +40
u
(Equação 10), e o tempo equivalente para que a Aritmético 0,1052 0,3420 0,4357
concentração do efluente alcance o nível máximo Sauter 0,1886 0,4271 0,5109
permitido no break point é dado por t (min) Superficial 0,1232 0,3730 0,4567
b
(Geankoplis, 1993). Volumétrico 0,1420 0,3902 0,4741

t = tb 1- C dt (10) Optou-se por utilizar a amostra na faixa -40
u (cid:6)0 (cid:7) C0(cid:8) +50 mesh nos testes de biossorção, pois a
presença de partículas muito finas da faixa -50
A ZTM (cm) pode ser calculada pela mesh dificultou a passagem do afluente, enquanto
Equação 11, para um comprimento de leito H (cm). que o diâmetro elevado da faixa -20 +40 mesh
t
favoreceu a formação de canais preferenciais,
ZTM = 1- tu H (11) diminuindo a eficiência de biossorção, como foi
(cid:7) tt(cid:8) t observado em pré-testes.

Conforme Malkoc e Nuhoglu (2006), pode-se Determinação da zona de transferência de
avaliar ainda a remoção total do íon (R) (%), como massa (ZTM) e da capacidade de remoção
t
descrito pela Equação 14.
Com base nos testes de biossorção
qtota l = 10V00(cid:6)0ttotal(cid:4)Cad(cid:5)dt (12) rreealalitzivaad osd, ec onsstaruídiua- sed oa grácfoicluon dae copnocr enttreamçãpoo
(breakthrough) o qual é apresentado na Figura 2.
Nessa figura é possível visualizar o efeito do
aumento tanto do pH quanto da massa de Conforme Akar et al. (2009), a capacidade do
biossorvente na forma das curvas de breakthrough, biossorvente está provavelmente ligada à parede
de modo que essa primeira variável causou um celular, que é considerado o primeiro local para
efeito de redução da inclinação do típico formato biossorção, devido à ação de captura dos grupos
em S. Enquanto que essa segunda, tendeu a funcionais geralmente carregados com cargas
reduzir a concentração relativa no platô formado negativas. Desta maneira, conforme, Chao, Chang
após a saturação da coluna. e Nieva (2014), Chen, Ma e Han (2008) e Khan et
al. (2012), tem-se um ponto ótimo de pH, pois

1,0 baixos valores do mesmo (pH ≤ 3) resultam em uma
competição entre os íons H+ e Ni2+ pelos sítios
0,8 biossortivos superficiais, os quais são ocupados por
íons H+, que impedem a aproximação dos íons Ni2+,
em relação aos sitos vazios, por repulsão
0,6
eletrostática, reduzindo a eficiência de remoção.
C0
C/ 0,4 Por outro lado, em altos valores de pH, mesmo os
íons H+ se dissociando dos grupos funcionais
Tratamentos pH Massa (g) superficiais, começa haver a formação de NiOH+ou
0,2 1 ( ) 6,5 100,0
2 ( ) 6,5 150,0 a precipitação de Ni2+ em Ni(OH)2, resultando em
3 ( ) 3,0 100,0 baixa remoção. Desta forma, assim como
4 ( ) 3,0 150,0
0,0 observado por Akar et al. (2009), obteve-se um pH
0 50 100 150 200 250 300
ótimo de 6,5.
Tempo (min)
Mantendo-se o pH constante e modificando-
Figura 2 – Curvas de breakthrough para os
tratamentos analisados se a massa de biossorvente, não se constataram
alterações significativas nas variáveis resposta.

Portanto, adotou-se como condição para
A Tabela 2 explicita os resultados da
biossorção de Ni2+ utilizando endocarpo de
regressão múltipla obtidos pelo software
macaúba, o pH de 6,5 com 100,0 g de biossorvente.
STATISTICA (7.1). Os efeitos do planejamento

fatorial sobre as variáveis resposta são exibidos na
Curvas de breakthrough
Tabela 3.

Os modelos de Thomas, Yoon-Nelson e
Tabela 2 – Resultados da regressão múltipla
Adams-Bohart, foram aplicados às curvas de
aplicada ao planejamento fatorial
breakthrough, mostradas na Figura 3. As
p-valor
Variáveis constantes e coeficientes de determinação (R2)
pH Massa (g) R2
obtidos são apresentados na Tabela 4.
t 0,2063 0,8901 0,8988
b Para todos os tratamentos realizados, os
t 0,2131 0,8708 0,8925
u modelos de Thomas e Yoon-Nelson se ajustaram
t 0,0191 0,4573 0,9991
t melhor às curvas de breakthrough, apresentando
ZTM 0,8139 0,2134 0,8927
os mesmos coeficientes de determinação e
q 0,1308 0,4397 0,9607
e formato, fenômeno esse também evidenciado por
R 0,0191 0,4568 0,9991
t Saadi, Saadi e Fazaeli (2013). Contudo, devido à
grande discrepância entre os valores de q ,
e(máx)
As análises estatísticas realizadas preditos pelo modelo de Thomas, e os valores
apontaram que o pH exerceu efeito significativo experimentais, optou-se por considerar o modelo
sobre tt e Rt (Tabela 2). Resultados similares foram de Yoon-Nelson como mais indicado para
obtidos por Akar et al. (2009), Chao, Chang e Nieva descrição do processo. Tal afirmação implica em
(2014), Chen, Ma e Han (2008) e Khan et al. (2012), assumir que no processo de biossorção, a
que notaram efeitos favoráveis do pH sobre os diminuição da probabilidade de cada íon de Ni2+ ser
parâmetros qe e Rt, os quais foram atribuídos a uma biossorvido é proporcional a probabilidade deste
série de possíveis fatores. ser biossorvido na superfície do endocarpo e
avançar sobre o mesmo.

Tabela 3 – Efeitos do planejamento fatorial sobre as variáveis resposta
Tratamentos pH Massa(g) t (min) t (min) t (min) ZTM (cm) q (mg.g-1) R (%)
b u t e t
1 6,5 (+1) 100,0(-1) 31,7000 29,8791 167,0455 3,2845 0,9187 59,6591
2 6,5 (+1) 150,0(+1) 44,0000 42,3670 167,6250 5,2308 0,6370 59,8684
3 3,0(-1) 100,0(-1) 11,0000 10,4605 28,9919 2,5568 0,1797 10,3543
4 3,0(-1) 150,0(+1) 2,3500 2,2325 37,6230 6,5846 0,1530 13,4368
1,0 1,0
0,8 0,8
0,6 0,6
C0 C0
C/ 0,4 C/ 0,4
Tratamento 1 Tratamento 2
0,2 Adams-Bohart 0,2 Adams-Bohart
Yoon-Nelson Yoon-Nelson
Thomas Thomas
0,0 0,0
0 50 100 150 200 250 300 0 50 100 150 200 250 300
A Tempo (min) B Tempo (min)

1,0 1,0
0,8 0,8
0,6 0,6
C0 C0
C/ 0,4 C/ 0,4
Tratamento 3 Tratamento 4
0,2 Adams-Bohart 0,2 Adams-Bohart
Yoon-Nelson Yoon-Nelson
Thomas Thomas
0,0 0,0
0 50 100 150 200 250 300 0 50 100 150 200 250 300
C Tempo (min) D Tempo (min)
Figura 3 – Modelagem das curvas de breakthrough pelos modelos de Thomas, Yoon-Nelson e Adams-
Bohart. Tratamentos: 1 (A), 2 (B), 3 (C) e 4 (D)

Tabela 4 – Parâmetros dos modelos de curvas de breakthrough
Tratamentos 1 2 3 4
k (mL.min-1.mg-1) 0,0012 0,0010 0,0152 0,0098
th
Thomas q (mg.g-1) 970,5985 652,3968 155,2639 64,2234
e(máx)
R2 0,9779 0,9084 0,9950 0,8618
k (min-1) 0,0135 0,0109 0,1891 0,1197
yn
Yoon-Nelson τ (min) 176,4733 171,6842 25,0451 15,7936
R2 0,9779 0,9084 0,9950 0,8618
k (mL.min-1.mg-1) 0,0006 0,0005 0,0002 0,0001
ab
Adams-Bohart N (mg.L-1) 1057,8347 639,4471 829,4881 567,1532
0
R2 0,9481 0,9116 0,2852 0,3885

Cinética de biossorção ocupados, e que a velocidade do processo é
controlada pela biossorção. Além disso, o modelo
Os modelos de Pseudo-Primeira Ordem, de Difusão intraparticular não se adequou aos
Pseudo-Segunda Ordem, Difusão intraparticular e dados experimentais, reforçando a observação de
Elovich foram aplicados aos dados experimentais, que a difusão particular não limita a velocidade do
como exibido na Figura 4. As constantes obtidas, processo e sim a etapa de biossorção. Outros
bem como os valores de R2 são apresentadas na trabalhos envolvendo a biossorção de níquel em
Tabela 5. Para todos os casos estudados, o modelo biomassas também esboçaram o modelo de
de Pseudo-Segunda Ordem esboçou maior Pseudo-Segunda Ordem como mais indicado, são
coeficiente de determinação, sendo, portanto, o eles, Chen, Ma e Han (2008) e Khan et al. (2012).
mais indicado para descrição da cinética de De modo a confirmar a validade do modelo,
biossorção. Há de se salientar que o modelo de confrontaram-se os dados de quantidade de metal
Elovich também apresentou certa correlação. biossorvido no equilíbrio: experimentais (q ) e
e(exp)
O modelo de Pseudo-Segunda Ordem indica calculados pelo modelo (q ), na Tabela 5. Foram
e(cal)
que a taxa de ocupação dos sítios de biossorção é obtidos efeitos similares, além de grande
igual ao quadrado da taxa do número de sítios não proximidade dos valores experimentais.
1,0 1,0
0,8 0,8
g) 0,6 g) 0,6
g/ g/
m m
q (t 0,4 q (t 0,4
Tratamento 1 Tratamento 2
Pseudo-Primeira Ordem Pseudo-Primeira Ordem
0,2 Pseudo-Segunda Ordem 0,2 Pseudo-Segunda Ordem
Difusão intraparticular Difusão intraparticular
Elovich Elovich
0,0 0,0
0 50 100 150 200 250 300 0 50 100 150 200 250 300
A Tempo (min) B Tempo (min)

0,20 0,20
0,15 0,15
g) g)
g/0,10 g/0,10
m m
( (
q t q t
Tratamento 3 Tratamento 4
0,05 Pseudo-Primeira Ordem 0,05 Pseudo-Primeira Ordem
Pseudo-Segunda Ordem Pseudo-Segunda Ordem
Difusمo intraparticular Difusمo intraparticular
Elovich Elovich
0,00 0,00
0 50 100 150 200 250 300 0 50 100 150 200 250 300
C Tempo (min) D Tempo (min)
Figura 4 – Modelagem da cinética de biossorção pelos modelos de Pseudo-Primeira Ordem, Pseudo-
Segunda, Difusão intraparticular e Elovich. Tratamentos: 1 (A), 2 (B), 3 (C) e 4 (D)

Tabela 5 – Parâmetros dos modelos de cinética de biossorção
Tratamentos 1 2 3 4
q (mg.g-1) 18,6689 19,2106 0,1654 0,1453
e
Pseudo-Primeira Ordem k (min-1) 0,0002 0,0001 0,0526 0,0132
1
R2 0,9426 0,9620 0,9254 0,9612
q (mg.g-1) 2,1475 1,4589 0,1811 0,1809
e(cal)
q (mg.g-1) 0,9187 0,6370 0,1797 0,1530
e(exp)
Pseudo-Segunda Ordem h (mg.g-1.min-1) 0,0060 0,0041 0,0141 0,0025
k (g.mg-1.min-1) 0,0013 0,0019 0,4302 0,0777
2
R2 0,9986 0,9999 0,9702 0,9810
k (g.mg-1.min-½) 0,0528 0,0356 0,0134 0,0094
Difusão intraparticular dif
R2 0,9505 0,9426 0,2448 0,9849
α (mg.g-1.min-1) 0,0078 0,0043 0,0970 0,0089
Elovich β (g.mg-1) 1,6959 1,7476 38,1497 31,4359
R2 0,9918 0,9998 0,9280 0,9632

CONCLUSÃO de biossorção de Ni2+, de modo que valores
intermediários dessa variável são desejados. Já a
No presente trabalho foi estudada a variação da massa de biossorvente não acarretou
biossorção de Ni2+ em coluna de leito fixo utilizando resultados estatisticamente significativos. Dessa
endocarpo de macaúba (Acrocomia aculeata) em forma, optou-se por selecionar a condição de pH
um planejamento fatorial 22, variando-se pH e 6,5 e 100,0 g de biossorvente como mais indicada
massa de biossorvente. Três amostras de para se realizar a biossorção. O modelo de Yoon-
biossorvente foram caracterizadas quanto à Nelson mostrou-se mais aconselhado para
granulometria, possibilitando selecionar a faixa -40 descrição do comportamento da coluna. Em
+50 mesh como mais adequada para o processo. relação à cinética de biossorção, constatou-se a
O planejamento fatorial mostrou influência adequação do modelo de Pseudo-Segunda Ordem.
estatisticamente significativa do pH na capacidade
Os resultados obtidos mostram que o níquel em plantas de feijão e efeitos sobre a
endocarpo de macaúba possui potencial no microbiota do solo, Pesqui. Agropecu. Bras.,
tratamento de efluentes contendo Ni2+, com 41, 1305-1312.
remoção máxima de 59,8684%. CHAO, H., CHANG, C., NIEVA, A. 2014.
Biosorption of heavy metals on Citrus maxima
NOMENCLATURA peel, passion fruit shell, and sugarcane
bagasse in a fixed-bed column, J. Ind. Eng.
Chem., 20, 3408-3414.
C Concentração do efluente mg.L-1
CHEN, Z., MA, W., HAN, M., 2008. Biosorption of
C0 Concentração do afluente mg.L-1 nickel and copper onto treated alga (Undaria
Cad Concentração do íon biossorvido mg.L-1 pinnatifida), application of isotherm and kinetic
h k2qe2 g.mg-1.min-1 models, J. Hazard. Mater., 155, 327-333.
k1 Constante de Pseudo-Primeira Ordem min-1 GEANKOPLIS, C. J., 1993. Transport Processes
k2 Constante de Pseudo-SegundaOrdem g.mg-1.min-1 ans Unit Operations. Prentice-hall, Englewood
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kdif Constante de Difusão intraparticular g.mg-1.min-½
MASOOD, H., CHUAH, L. A., 2012.
kth Constante de Thomas mL.min-1.mg-1 Biosorption and desorption of Nickel on oil
kyn Constante de Yoon-Nelson min-1 cake, batch and column studies, Bioresour.
ms Massa seca de material biossorvente g Technol., 103, 35-42.
mtotal Quantidade total de entrada de íon mg KLEINÜBING, S. J, GUIBAL, E., SILVA, E. A.,
N0 Capacidade máxima de íon no sólido mg.L-1 SILVA, M. G. C., 2012. Copper and nickel
competitive biosorption simulation from single
Q Vazão de afluente mL.min-1
and binary systems by Sargassum filipendula,
qe(máx) Concentração máxima do íon no sólido mg.g-1 Chem. Eng. J., 184, 16-22.
qtotal Quantidade total de íon biossorvido mg MALKOC, E., NUHOGLU, Y., 2006. Removal of
t Tempo min Ni(II) ions from aqueous solutions using waste
ttotal Tempo total min of tea factory, adsorption on a fixed-bed
U0 Velocidade de entrada cm.min-1 column, J. Hazard. Mater., 135, 328-336.
V Vazão da solução metálica mL.min-1 MÓDENES, A. N., ESPINOZA-QUIÑONES, F. R.,
LAVARDA, F. L., COLOMBO, A., BORBA, C.
x Massa de biossorvente g
E., LEICHTWEIS, W. A., MORA, N. D., 2013.
z Comprimento do leito cm
Remoção dos metais pesados Cd(II), Cu(II) e
α Cinética de sorção inicial mg.g-1.min-1 Zn(II) pelo processo de biossorção utilizando a
β Cobertura superficial e a energia de g.mg-1 macrófita Eicchornia crassipes, Esc. Minas,
ativação para quimissorção
66, 355-362.
τ Tempo para 50% de biossorção min PINO, G. H., TOREM, M. L., 2011. Aspectos
fundamentais da biossorção de metais não
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ferrosos, estudo de caso, Tecnol. Metal.,
Mater. Min., 8, 57-63.
AKAR, T., KAYNAK, Z., ULUSOY, S., YUVACI, D., SAADI, Z., SAADI, R., FAZAELI, R., 2013. Fixed-
OZSARI, G., AKAR, ST. 2009. Enhanced bed adsorption dynamics of Pb (II) adsorption
biosorption of nickel(II) ions by silica-gel- from aqueous solution using nanostructured γ-
immobilized waste biomass, biosorption alumina, J. Nanostruct. Chem., 48, 1-8.
characteristics in batch and dynamic flow VIEIRA, S. S., MAGRIOTIS, Z. M., SANTOS, N. A.
mode, J. Hazard. Mater., 163, 1134-1141. V., CARDOSO, M. G., SACZK, A. A., 2012.
ALMEIDA, M. A., FAVARO, S. P., MARCONCINI, J. Macaúba palm (Acrocomia aculeata) cake
M., GALVANI, F., 2012. Cell wall compounds from biodiesel processing, an efficient and low
in the meal of macaúba from Pantanal, Anais cost substrate for the adsorption of dyes,
do XI Brazilian MRS Meeting e XI Encontro da Chem. Eng. J., 183, 152-161.
SBPMAT, Florianopolis - SC. VOLESKY, B., HOLAN, Z. R., 1995. Biosorption of
ATSDR, Agency For Toxic Substances And Heavy Metals, review, Biotechnol. Prog., 11,
Disease Registry, 2005. Toxicological Profile 235-250.
for Nickel, Atlanta, U.S. Department Of Health
And Human Services. AGRADECIMENTOS
BERTON, R. S., PIRES, A. M. M., ANDRADE, S. A.
L., ABREU, C. A., AMBROSANO, E. J., Os autores agradecem ao PIBIC/UNIPAM
SILVEIRA, A. P. D., 2006. Toxicidade do pelo apoio e incentivo à pesquisa.
ELABORAÇÃO DE NANOFIBRAS DE BAGAÇO DE CANA DE AÇÚCAR PARA
APLICAÇÃO EM FILMES BIODEGRADÁVEIS DE AMIDO

1Amanda G. B da Silva, 1 Vivian C. R. Schmidt

1 Bolsista de iniciação Científica PIBITI/CNPq/UFU discente do curso de Engenharia de Alimentos
2 Professor da Faculdade de Engenharia Química da UFU/MG

1,2 Faculdade de Engenharia Química da Universidade Federal de Uberlândia- Campus Patos de Minas Av Getúlio
Vargas, 230, Patos de Minas - MG, CEP 38700-128

e-mail: [email protected]

RESUMO - Estudos têm mostrado que resíduos produzidos por usinas de cana-de-açúcar
podem ser matérias-primas para outros produtos ambientalmente corretos. Assim, os mesmos
podem ser fonte de reaproveitamento, diminuindo os problemas ambientais causados por
materiais plásticos a base de petróleo, considerados prejudiciais ao meio ambiente. Além disso,
as fibras naturais são disponíveis em grandes quantidades e com baixo custo, sendo
interessantes em materiais biodegradáveis como reforço, para melhorar as propriedades
mecânicas destes filmes. Contudo, o objetivo deste trabalho foi o preparo e a avaliação de
nanofibras de bagaço de cana de açúcar, com aplicação como reforço em filmes
biodegradáveis de amido de mandioca. As fibras foram preparadas de três formas: i) aquecidas
à 100°C por 1 hora; ii) aquecidas à 70°C com hidróxido de sódio (0,1M) por 6 horas; iii)
aquecidas com ácido sulfúrico (60%) à 45°C por 75 minutos. Após o tratamento, os testes
foram neutralizados, as fibras trituradas em liquidificador e secas a 40°C por 4 horas em estufa
de circulação de ar. O preparo dos filmes foi realizado com 5 g de amido/g de suspensão, 0,30
g de glicerol/g amido, 0,25 g de glicerol e 0,3g fibras/g amido. A suspensão foi aquecida até
atingir 70°C e espalhada no equipamento ‘tape-casting’ ainda quente. Os filmes elaborados
com o terceiro tratamento apresentaram melhor resistência à tração, sendo o aumento de 4
vezes, quando comparados com o filme controle. Pode-se concluir que as fibras obtidas pela
hidrólise ácida foram às que apresentaram os melhores resultados, demonstrando
características de nanofibras e contribuindo para maior resistência dos filmes de amido.

Palavras-Chave: amido, biodegradável, fibras, naturais

INTRODUÇÃO pode-se agregar maior valor ecológico e
comercial a este subproduto das indústrias
O interesse por nanofibras provenientes Independente da utilização que se é feita dessa
de fibras naturais têm crescido principalmente por matéria-prima, é possível constatar uma fonte de
causa das excepcionais características renda, que gera lucros e destina adequadamente
mecânicas desses materiais. Assim, pesquisas um subproduto (COSTA, 2012)
vêm sendo realizadas com a utilização destas Estudos são apresentados na literatura
fibras como reforço em materiais biodegradáveis como o de AZEREDO et al. (2009) que estudou
e ambientalmente corretos (MORAES, 2013). nanocompósitos elaborados de purê de manga
Os filmes biodegradáveis, em geral, reforçados com nanofibras de celulose. Estes
apresentam propriedades mecânicas inferiores autores mostraram vários materiais que servem
aos materiais à base de petróleo já existente no de reforço para materiais, com o intuito de
mercado. Neste contexto, as fibras naturais diminuir o resíduo de alimentos, reutilizando-os e
reforçam esses filmes, e podem contribuir para fazendo materiais que têm um impacto ambiental
diminuírem a absorção de água destes materiais menor. Neste cenário, é interessante a
(SCHMIDT, 2012, OTONI, 2014). incorporação de nanofibras de bagaço de cana-de
As fibras da cana, no caso o bagaço, é açúcar para reforços em filmes biodegradáveis de
atualmente utilizada como fonte de energia, mais amido para substituir embalagens à base de
comumente para combustão entre outros. Porém, petróleo.