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Quimica ambiental
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Universidade Estadual de Campinas UNICAMP
Instituto de Qumica IQ
Laboratrio de Qumica Ambiental LQA
CADERNO TEMTICO
VOLUME 03
Processos Oxidativos Avanados
Conceitos tericos
Autores: Cludia Poli de Almeida Bara Teixeira
Wilson de Figueiredo Jardim
Campinas, Agosto de 2004
LISTA DE SMBOLOS E ABREVIATURAS Os smbolos e as abreviaturas esto relacionados abaixo em ordem alfabtica:
ads Adsorvido
BC Banda de Conduo
BV Banda de Valncia
C Concentrao
CI Carbono Inorgnico
COT Carbono Orgnico Total
CT Carbono Total
CYTED Programa Libero-Americano de Cincia e Tecnologia para o Desenvolvimento
DBO Demanda Bioqumica de Oxignio
DQO Demanda Qumica de Oxignio
eBC- Eltron na Banda de Conduo
ECD Detector de captura de eltrons
EE/O Energia eltrica por ordem de magnitude por m3
EE/M Energia eltrica por unidade de massa
EPOA Encontro sobre Processos Oxidativos Avanados
F Vazo
FIA Flow injection spectrophotometric
FID Detector de fotoionizao
FT-IR Spectroscopy infra-red
GC-ECD Gas chromatography-electron capture detection
GC-MS Gas chromatography- mass spectrometry
hBV+ Lacuna na Banda de Valncia
HPLC-MS High-performance liquid chromatography-mass spectrometry
hv Ftons
I Intensidade luminosa
IC Ion chromatography
K Constante de velocidade da reao
k Constante de adsoro
K Constante de primeira ordem
LH Langmuir-Hinshelwood
LQA Laboratrio de Qumica Ambiental
M Massa molecular do poluente
MTBE ter metil terc-butil
OD Oxignio Dissolvido
OH Radical hidroxila P Potncia da lmpada
PCB Bifenila policlorada
POA Processo Oxidativo Avanado
Q Vazo
r Taxa de oxidao fotocataltica
sup Superficial
t tempo
TAF Taxa de ftons absorvidos
THM Trialometano
TRI Taxa de reao intrnseca
US Ultrassom
USEPA Agncia de Proteo Ambiental Norte Americana
UV Ultra-violeta
V Volume
Rendimento quntico
RESUMO
A poluio ambiental pode, sem dvida nenhuma, ser hoje em dia apontada
como um dos grandes problemas dos pases desenvolvidos e em desenvolvimento.
Isso decorrente, no apenas de um, mas de uma srie de fatores, como o mau uso
dos recursos naturais, a ineficincia da legislao e a falta de conscincia ambiental.
Alm disso, cabe acrescentar que a prpria ignorncia em relao aos malefcios do
uso de uma srie de compostos, ou mesmo de procedimentos e/ou atitudes
incorretas contriburam para o agravamento do problema.
Felizmente, nos ltimos anos tem sido observada uma tendncia de mudana.
Uma srie de estudos cientficos e o prprio histrico dos passivos existentes so
utilizados como uma importante ferramenta importante no desenvolvimento de
novas tecnologias de tratamento e mesmo na implantao de processos/aes
ambientalmente corretas. Alm disso, conceitos baseados no desenvolvimento
sustentvel, mudanas na legislao, com medidas restritivas e incio da prpria
conscientizao ambiental, com programas educativos, tem melhorado o cenrio
como um todo.
O tratamento de efluentes industriais txicos um assunto de extremo
interesse devido magnitude dos impactos que so causados quando ocorre um
gerenciamento inadequado dos mesmos. Assim, tem-se notado uma tendncia
crescente por parte das empresas em buscar alternativas que levem a solues cada
vez mais eficazes no que diz respeito ao destino dos contaminantes gerados nos seus
processos de produo.
Parte desta preocupao tem causas scio/mercadolgicas, onde as empresas
tentam transmitir uma imagem positiva junto populao, visando tornarem-se mais
competitivas num mercado cada vez mais conscientizado, exigente e questionador.
Alm deste fato, deve-se levar em conta o que isso representa em termos
financeiros, direta ou indiretamente, pois, alm dos tratamentos serem caros, a
chamada responsabilidade objetiva incide sobre o poluidor. Assim, tem-se o seguinte
cenrio: tratar caro, mas no tratar pode sair tanto ou mais caro quanto.
A remoo de poluentes orgnicos no meio ambiente tem sido um grande
desafio tecnolgico, pois, inmeras vezes, tecnologias de tratamento convencionais
no so capazes de faz-lo de forma eficiente. Por este motivo tem crescido tanto a
busca por tecnologias efetivas para destru-los.
Nos ltimos 20 anos, os Processos Oxidativos Avanados (POA) tm merecido
destaque devido sua alta eficincia na degradao de inmeros compostos
orgnicos e custo operacional baixo. Tm se mostrado como uma alternativa no
tratamento de guas superficiais e subterrneas, bem como de guas residurias e
solos contaminados. POA so processos de oxidao que geram radicais hidroxila
(OH), os quais so espcies altamente oxidantes, em quantidade suficiente para provocar a mineralizao da matria orgnica dixido de carbono, gua e ons
inorgnicos. Esses radicais podem ser formados por vrios processos que podem ser
classificados em sistemas homogneos ou heterogneos, conforme a ausncia ou a
presena de catalisadores na forma slida, alm de poderem estar ou no sob
irradiao.
Palavras-chave: processo oxidativo avanado, radical hidroxila, perxido de
hidrognio, dixido de titnio, ultravioleta, reagente de Fenton, oznio
INTRODUO
H milhares de anos, os elementos qumicos carbono, nitrognio, oxignio,
entre outros, fazem parte de um ciclo biogeoqumico, o que permite que eles
recirculem pela Terra e fiquem armazenados em seus depsitos naturais. Entretanto,
este ciclo tem sido alterado devido, principalmente, aos seguintes fatores:
crescimento populacional, o qual fruto do avano da medicina, da diversificao agrcola, da implantao e melhoria das redes de saneamento bsico,
entre outros.
modelo econmico atual, que est associado s atividades de explorao dos recursos naturais, transformao em bens de consumo e
intensificao da atividade agrcola.
Este avano tecnolgico gerou uma srie de novos produtos. Segundo
Gulyas (1992), mais de 8 milhes de compostos esto caracterizados quimicamente.
Destes, aproximadamente 60.000 so comercializados na Europa. Entretanto,
somente uma parte deles so caracterizados quanto aos aspectos toxicolgicos, pois
esta avaliao requer muito tempo e dinheiro. Com isso, entende-se porque somente
um nmero muito pequeno de substncias qumicas so registradas como poluentes
e tm sua emisso controlada.
A maioria dos poluentes orgnicos so originados no refino de petrleo, na
manufatura de produtos qumicos, em indstrias carbonferas, de processamento
txtil e papeleiras, na utilizao de leos para transporte e aquecimento, pesticidas,
inseticidas, herbicidas, fertilizantes e detergentes, alm dos efluentes de plantas de
tratamento de guas residurias, lanamento incontrolado de rejeitos perigosos e
derramamentos acidentais (Ollis et alii, 1989).
A falta de conhecimento humano frente aos problemas que poderiam ocorrer
para as geraes futuras, fez com que toda essa mudana de atividades e mesmo de
costumes, no viesse acompanhada de uma preocupao com o meio ambiente. Os
efluentes gerados por essas novas atividades originaram um desequilbrio no meio,
pois, com pouca ou nenhuma preocupao, eles so lanados na atmosfera (como
material particulado ou gases), no solo (pelos fertilizantes, pesticidas, etc) ou nos
corpos receptores (como efluente industrial ou esgoto domstico).
Estima-se que foram gerados entre 330 e 570 milhes de toneladas de
resduos perigosos nos Estados Unidos entre 1900 e 1980 e este nmero vem
crescendo grandemente. A literatura mais recente chega a estimar em 280 milhes
de toneladas de resduos perigosos gerados anualmente, oriundos de mais de
200.000 processos industriais. Deste nmero, somente 3% destrudo, enquanto
que o restante lanado no meio ambiente, onde eles so acumulados, tornando-se
parte integrante do mesmo (Gupta e Anderson, 1991).
Aproximadamente metade da populao dos Estados Unidos depende de
fontes subterrneas para suprir a sua necessidade de gua potvel, mas milhares de
poos tm sido fechados, pois j foram encontrados mais de 700 produtos qumicos
perigosos, com ndice de concentrao elevado (Matthews, 1991a; Ollis et alii, 1989).
Diante desta srie de fatores, a poluio ambiental tem sido um assunto de
extremo interesse em todas as partes do mundo, tanto em pases desenvolvidos
quanto em desenvolvimento. Segundo Jardim (1993), Nestas ltimas duas dcadas
a preocupao com o meio ambiente foi o nico tema capaz de aglutinar a sociedade
civil em torno de uma causa comum. Apartidrio e sem fronteiras, o movimento
ambientalista tem crescido continuamente em todo o planeta, trazendo como
principal consequncia desta expanso normas e legislaes cada vez mais restritivas
quanto disposio final e ao descarte de sub-produtos na biosfera. [...] Como
principal consequncia desta verdadeira revoluo ambiental, o consumidor passou a
responsabilizar a indstria por todo o ciclo de vida do bem manufaturado, desde a
sua matria-prima, passando pela persistncia no meio ambiente e indo at a sua
disposio final.
Para enfrentar este problema, nos ltimos anos esto sendo implementados
programas educacionais e legislativos, baseados em dados tcnicos, voltados
proteo ambiental (Legrini et alii, 1993).
A Agncia de Proteo Ambiental Norte Americana (USEPA), levando em
considerao a frequncia de ocorrncia e dados de persistncia e toxicidade,
elaborou uma lista contendo 129 poluentes prioritrios em guas doces, dos quais
113 so orgnicos (Ruocco et alii, 1987).
Alm disso, as novas regulamentaes permitem que determinadas
tecnologias sejam avaliadas e melhor controladas, como por exemplo o uso de cloro
livre como um desinfetante. Sua utilizao foi limitada a guas tratadas, pois a
clorao de guas com alto teor de carbono orgnico total (COT) pode produzir
nveis inaceitveis de trialometanos (THM) e outros sub-produtos cancergenos (Wei
et alii, 1994).
Atualmente, as tcnicas de controle de poluio esto tendo um grande
progresso em vrios ramos de indstrias de extrao e de transformao, entretanto
o quadro atual ainda est muito distante do ideal (Braile e Cavalcanti, 1993). Parte
da ineficincia no controle na emisso de substncias qumicas deve-se, como j foi
dito, ao fato de que apenas um nmero muito pequeno delas seram registradas
como poluentes (Gulyas, 1992).
A poluio causada pelo lanamento de resduos no meio ambiente, de uma
forma geral, causa preocupao. Entretanto, dada maior ateno poluio das
guas pela sua importncia, pois cobrem aproximadamente 70% da superfcie
terrestre e as propriedades deste lquido e seu vapor controlam as condies
climticas que tornam possvel a vida na Terra (ONeill, 1985).
Alm disso, embora o volume de gua presente na Terra seja grande (1,41
bilhes de Km3), 98% da mesma encontra-se como gua salgada, nos oceanos e
mares e 2% como gua doce. Destes 2%, 87% se encontra na forma de geleiras e o
restante divide-se em guas subterrneas, de superfcie, no solo, na atmosfera e nos
seres vivos . Como o processo de dessalinizao custoso, o homem dispe somente
de 2.000 Km3 de gua doce (na forma de rios) para satisfazer suas necessidades
(Chapman, 1990). Diante disso surge o ponto conflitante: de um lado tem-se a gua,
que um recurso escasso, e do outro tem-se o aumento na demanda, pelo
crescimento populacional e pela busca por gua de alta qualidade (Kondo e Jardim,
1991).
A poluio causada por resduos orgnicos perigosos importante devido
toxicidade dos seus componentes. Os efeitos adversos desses compostos na sade
humana so causados pelo uso de fontes de gua poluda e pela ingesto de
alimentos contaminados por acmulo de substncias txicas (Davis et alii, 1989).
Alm disso, a contaminao humana no exclusiva para pessoas envolvidas em
atividades industriais e agrcolas, mas tambm para todas aquelas envolvidas com
trabalho em laboratrio, onde geralmente so produzidas e acumuladas solues
contaminadas.
Diante disso, tem crescido a busca por novas tecnologias aplicveis ao
tratamento de efluentes domsticos e industriais, que sejam mais inovativas, menos
onerosas e que priorizem a componente ambiental. Entretanto, no basta
desenvolver tecnologias para qualificar, quantificar, controlar e tratar os efluentes.
Uma questo to importante quanto tratar o que j est poludo, desenvolver
processos limpos, com a mnima gerao de resduo, evitando assim a produo de
mais efluente a ser tratado. Neste sentido so necessrias mudanas de tecnologia,
de qualidade da matria prima e at mesmo comportamentais.
Alm disso, considerando que em algumas reas o suprimento de gua no
suficiente para atender o aumento da demanda, o reuso de gua tem sido
considerado como uma alternativa para resolver parte deste problema (Kondo e
Jardim, 1991).
Em relao aos processos de tratamento de resduos industriais, existem
aqueles tradicionais e ainda muito utilizados, como adsoro em carvo ativado, air-
stripping, tratamento biolgico e incinerao, entre outros. Cada um deles
apresenta uma srie de vantagens e desvantagens e assim, na sua seleo, devem
ser levados em conta parmetros como: eficincia, segurana, simplicidade,
formao de lodo, custos de construo e operao, espao requerido e impactos no
meio receptor (Sperling, 1996).
Nos ltimos anos, entretanto, tem sido muito investigados os Processos
Oxidativos Avanados, onde h mineralizao da grande maioria dos contaminantes
orgnicos, isto , o composto no apenas transferido de fase, mas destrudo e
transformado em dixido de carbono, gua e nions inorgnicos (no txicos, ou de
menor potencial txico, visto que sabe-se como trat-los).
Cabe acrescentar, entretanto, que uma boa poltica de gerenciamento de
resduos comea no com o seu tratamento, mas com a minimizao da gerao
desses compostos nos processos. Em seguida vem o seu reuso ou a sua reciclagem,
podendo ser reinserido no mesmo processo, em outro e at mesmo visto como
produto final. Aps todas essas alternativas terem sido realizadas ou descartadas,
tem-se o tratamento e disposio final (Jardim, 1998).
Alguns dos motivos para que o tratamento de efluentes (chamado de end of
pipe) seja colocado como ltima alternativa so que os custos so altos, os
compostos geralmente esto presentes como misturas, dificultando sua
caracterizao e tratamento e, muitas vezes so constitudos por substncias
recalcitrantes, de difcil degradao, e txicas, inviabilizando tratamentos biolgicos.
Alm disso, muitas vezes os efluentes so gerados por processos que no tem
repetibilidade, podendo mudar de um dia para o outro ou at no mesmo dia,
dependendo do que esteja sendo produzido.
PROCESSOS OXIDATIVOS AVANADOS - CONCEITOS TERICOS
1. TECNOLOGIAS CONVENCIONAIS PARA TRATAMENTO DE GUA E
EFLUENTES INDUSTRIAIS
Os mtodos de tratamento de efluentes industriais convencionais podem ser
divididos, basicamente, em dois grupos: mtodos baseados na transferncia de fase
e outros, chamados processos oxidativos, baseados na destruio dos poluentes.
1.1. Mtodos envolvendo transferncia de fase
Estes processos tm o seu mrito, pois reduzem significativamente o volume
do meio contaminado, entretanto, baseiam-se somente na transferncia de fase do
contaminante, sem que ele seja de fato destrudo. Nesses casos so obtidas duas
fases: uma composta pela gua limpa e outra pelo resduo contaminante
concentrado. Entre esses processos, pode-se citar: precipitao, coagulao,
floculao, sedimentao, flotao, filtrao, ultrafiltrao, uso de membranas,
adsoro de orgnicos e inorgnicos, "air-stripping", centrifugao, osmose reversa,
extrao, destilao, evaporao. Embora de grande aplicabilidade, essas tecnologias
apresentam algumas desvantagens, como por exemplo:
No caso do air-stripping, que a retirada dos compostos orgnicos da matriz
de interesse pela injeo de ar, ocorrendo a volatilizao dos mesmos, necessrio
um ps-tratamento, pois esses compostos no podem simplesmente serem lanados
na atmosfera.
No caso da adsoro em carvo ativado, que a retirada dos compostos
orgnicos da matriz de interesse pela sua passagem pelo carvo, ocorrendo a
adsoro dos mesmos, produzido, muitas vezes, um resduo slido perigoso cuja
disposio final torna-se um problema.
1.2. Mtodos oxidativos convencionais
A destruio de poluentes orgnicos por processos oxidativos tem como
vantagem o fato de destru-los e no somente transfer-los de fase. A mineralizao
do poluente pode ocorrer por mtodos fsicos, biolgicos ou qumicos. Entre os mais
utilizados, pode-se citar a incinerao e o tratamento biolgico.
A incinerao baseia-se na mineralizao dos compostos orgnicos,
submetendo-os altas temperaturas e tem como vantagem o fato de ser o mtodo
oxidativo mais antigo e conhecido e, por isso, utilizado no tratamento de resduos
em geral. A incinerao, entretanto, apresenta como desvantagens o custo e a
dificuldade de operao, pois esto envolvidas temperaturas geralmente maiores que
850C. Alm disso, requer alta energia para vaporizar resduos aquosos, no se mostrando como o processo mais adequado para tratar solues aquosas
contaminadas. Apresenta tambm a desvantagem de incinerar todo o material e no
apenas o contaminado, alm de possibilitar a formao de compostos mais txicos,
pois transforma bifenilas policloradas (PCBs) em dioxinas (Oppelt, 1986; Huang et
alii, 1993).
A incinerao um assunto polmico. Alguns trabalhos defendem o uso de
incineradores, elegendo-os como "a melhor e, em alguns casos particulares, a nica
soluo para eliminar resduos slidos", e ainda afirmam que o que existe um
preconceito muito grande de que incineradores so "uma fbrica de poluio"
(Hayashi, 1993). Por outro lado, h quem afirme que plantas de tratamento de
esgotos e incineradores so uma fonte constante de contaminantes para o meio
ambiente, pois muitos dos produtos lanados so bioacumulativos e persistentes
(Pelizzetti et alii, 1985).
Em 1985, na Sucia, chegou-se a suspender a construo de novos
equipamentos de incinerao, enquanto se aguardava os resultados de um estudo
sobre a produo de dioxinas e a incerteza que envolvia o impacto desses compostos
na sade e no meio. A concluso do estudo foi que incineradores eram um mtodo
aceitvel de tratamento de resduos. Entretanto, a partir de 1986 foram
estabelecidas condies mais restritivas para a emisso de alguns poluentes (Nilsson,
1993). Mesmo assim, trabalhos recentes ainda avaliam a possibilidade de formao
de dioxinas policloradas, furanos, benzenos e fenis, alm de produtos mutagnicos
em incineradores (Ghorishi e Altwicker, 1995; Yoshino e Urano, 1995).
O tratamento biolgico, por sua vez, a tcnica mais utilizada devido ao seu
baixo custo e sua versatilidade na oxidao de um grande nmero de poluentes
orgnicos. Neste tipo de tratamento, microorganismos, principalmente bactrias,
promovem a converso da matria orgnica presente em constituintes inorgnicos
inquos. Eles podem ser divididos em aerbios, que utilizam bactrias e fungos que
requerem oxignio molecular, formando CO2 e H2O ou anaerbios, que utilizam
bactrias, as quais levam formao de CO2 e CH4 e cujo aceptor de eltrons pode
ser uma das espcies NO3- ou SO42-; neste caso o oxignio molecular est ausente.
Embora muito utilizado devido ao seu baixo custo, possibilidade de tratar
grandes volumes e, no caso de solos, permitir o tratamento in-situ, nesses processos
podem haver dificuldades operacionais, pois o processo sensvel s condies
ambientais e s caractersticas do efluente, como por exemplo a presena de
materiais txicos ou no biodegradveis (Hidaka et alii, 1989; Lu et alii, 1995).
Outras desvantagens so a grande quantidade de biomassa gerada, o longo tempo
envolvido para a total oxidao da matria orgnica (Woods et alii, 1989), a
dificuldade de disposio do lodo e a faixa pequena de pH e temperatura na qual o
sistema biolgico ativo (Augugliaro et alii, 1991).
Cabe acrescentar que, embora os processos oxidativos sejam, geralmente, os
preferidos no que se refere proteo do meio ambiente, estudos tm demonstrado
que esses processos podem, sob certas condies, produzir substncias
recalcitrantes e/ou mais txicas que o composto inicial (Gulyas, 1992). Um exemplo
deste inconveniente o uso de cloro como oxidante, pois pode converter
contaminantes hidrocarbonetos em derivados mais prejudiciais, os THMs. Para
diminuir os nveis de THM na gua potvel tem-se investigado alguns fatores como:
mudana no ponto de clorao, uso de outros desinfetantes ao invs do cloro,
remoo dos THM depois da sua formao ou ainda remoo dos orgnicos
precursores (cidos hmicos, cido flvico, metil-cetonas, fenis, anilinas e quinonas)
(Moyers e Wu, 1985).
2. PROCESSOS OXIDATIVOS AVANADOS
2.1. Histrico
A utilizao de oxidantes fortes para tratamento e desinfeco de gua
antiga. O primeiro trabalho utilizando oznio como desinfectante foi feito por De
Meritens em 1886. Entretanto, somente em 1973, durante o primeiro Simpsio
Internacional em Oznio para Tratamento de guas e Efluentes, foi usada a
terminologia Tecnologias de Oxidao Avanada. Neste trabalho era utilizada a
combinao entre oznio e radiao ultravioleta para oxidar complexos de cianeto.
Alm disso, em 1972, Fujishima e Honda descrevem a oxidao da gua em
suspenso de TiO2 gerando hidrognio e oxignio e em 1976 foi publicado o primeiro
trabalho utilizando fotocatlise heterognea na degradao de contaminantes, tanto
em fase aquosa quanto gasosa (Glvez et alii, 2001).
Estes trabalhos talvez tenham sido o ponto de partida para que essas
tecnologias fossem conhecidas e difundidas, pois, da em diante, pode-se notar
claramente 4 etapas no seu desenvolvimento:
A primeira, entre 1976 e 1985, onde so encontrados poucos trabalhos
cientficos e no se v ainda uma aplicao concreta desses processos. A segunda,
entre 1985 e incio da dcada de 90, onde nota-se uma preocupao crescente da
comunidade cientfica internacional por temas relacionados ao meio ambiente e, com
o xito das primeiras experincias, um grande nmero de estudiosos vem esses
processos como um mtodo universal para a degradao de contaminantes
orgnicos. A terceira etapa, entre o meio e o final da dcada de 90, na qual ocorre
uma grande disseminao de resultados contraditrios, gerando debates sobre as
suas aplicaes e enfatizando as suas limitaes e inconvenientes. A quarta etapa,
que a atual, caracteriza-se por uma viso mais conservadora e realista das reais
possibilidades desta tecnologia, onde o processo, se desenvolvido adequadamente,
pode resultar numa aplicao vivel e competitiva (Glvez et alii, 2001).
Em 1998, a USEPA publicou o Handbook of Advanced Oxidation Processes,
reconhecendo sua importncia, o que acelerou ainda mais o desenvolvimento nesta
rea.
Como prova da disseminao e do sucesso alcanado por essas tecnologias,
em 2003, no Canad, foi realizado um evento j tradicional nesta rea que englobou
o 9-AOTs (Advanced Oxidation Technologies for Water and Air Remediation), o
8-TiO2 (TiO2 Photocatalysis: Fundamentals & Applications) e o 1-OSR (Optimized Site
Remediation: Technologies, Processes, and Strategies for Attaining Cost-Effective
Closure). O objetivo deste encontro reunir cientistas, engenheiros, profissionais
liberais e representantes de universidades, institutos de pesquisa, indstrias,
laboratrios e instituies governamentais, a nvel mundial, para trocar conhecimento
e experincia, tanto terica quanto prtica.
Na Amrica Latina parte destas tecnologias, em especial a fotocatlise
heterognea, tem sido amplamente discutida dentro do Programa Libero-Americano
de Cincia e Tecnologia para o Desenvolvimento (CYTED), criado em 1984 e que
conta com representantes da Argentina, Brasil, Colmbia, Cuba, Chile, Espanha,
Mxico, Panam, Peru e Uruguai.
No Brasil este assunto objeto de estudo de vrios grupos de pesquisa
espalhados pelo pas. Grande parte dessas pessoas puderam se reunir nos dois
EPOA - Encontro Sobre Aplicaes Ambientais de Processos Oxidativos Avanados,
realizados em Outubro de 2001 em guas de So Pedro e em 2003 em Campinas.
No grupo de trabalho do LQA (Laboratrio de Qumica Ambiental) do Instituto de
Qumica da UNICAMP j foram desenvolvidos 7 trabalhos a nvel de mestrado, 6 de
doutorado e 4 de ps-doutorado nesta rea. Alm disso, atualmente esto sendo
desenvolvidos 2 trabalhos de mestrado e 2 de doutorado.
Os objetivos desses estudos e as matrizes ambientais avaliadas foram as
mais diversas, podendo-se citar: trabalhos aplicando POA em fase gasosa (Canela,
1999; Alberici, 1996) e em solos (Ghiselli, 2001; Higarashi, 1999). Foram feitos
tambm vrios estudos em efluentes lquidos, tanto utilizando luz solar (Ziolli, 1999;
Nogueira, 1995) quanto utilizando fonte luminosa artificial com objetivo de
mineralizar compostos orgnicos (Alberici, 1992, Teixeira, 1997 e Teixeira, 2002) ou
visando inativao de microorganismos patognicos (Donaire, 2001). Alm disso, foi
avaliada a toxicidade de intermedirios (Moraes, 1995), a interao dos compostos
orgnicos com metais (Campos, 1988) e a degradao de compostos halogenados
(Kondo, 1990).
2.2. Os sistemas tpicos de POA
Como j foi dito anteriormente, existe uma srie de tecnologias de tratamento
disponveis no mercado. Entretanto, levando em considerao que as matrizes de
interesse so muitas vezes compostas de substncias com alta toxicidade e que,
destruir o poluente muito mais interessante do que simplesmente transfer-lo de
fase, nos ltimos anos uma nova tecnologia vem se difundindo e crescendo: os
Processos Oxidativos Avanados.
Esses processos caracterizam por transformar a grande maioria dos
contaminantes orgnicos em dixido de carbono, gua e nions inorgnicos, atravs
de reaes de degradao que envolvem espcies transitrias oxidantes,
principalmente os radicais hidroxila. Esses radicais tem potencial de oxidao de
2,8 V, menor apenas do que o do fluor, que de 3,03 V, como apresentado na
TAB.1 (Domnech et alii, 2001). So processos limpos e no seletivos, podendo
degradar inmeros compostos, independentemente da presena de outros. Alm
disso, podem ser usados para destruir compostos orgnicos tanto em fase aquosa,
como em fase gasosa ou adsorvidos numa matriz slida.
Os radicais hidroxila podem ser gerados atravs de reaes envolvendo
oxidantes fortes, como oznio (O3) e perxido de hidrognio (H2O2), semicondutores,
como dixido de titnio (TiO2) e xido de zinco (ZnO) e irradiao ultravioleta (UV)
(Mansilla et alii, 1997). Os processos que contam com a presena de calisadores
slidos so chamados heterogneos, enquanto que os demais so chamados
homogneos. Os principais sistemas de POA so apresentados na TAB.2.
TABELA 1 Potencial redox de alguns oxidantes
Espcie Potencial redox (V)
Flor 3,03
Radical hidroxila 2,80
Oxignio atmico 2,42
Oznio 2,07
Perxido de hidrognio 1,78
Permanganato 1,68
Dixido de cloro 1,57
Cloro 1,36
Iodo 0,54
TABELA 2 - Sistemas tpicos de Processos Oxidativos Avanados
COM IRRADIAO
O3/UV H2O2/UV FEIXE DE ELTRONS
SISTEMAS US HOMOGNEOS H2O2/US
UV/US SEM
IRRADIAO O3/H2O2 O3/OH- H2O2/Fe2+ (FENTON) COM
IRRADIAO SISTEMAS TiO2/O2/UV
HETEROGNEOS TiO2/H2O2/UV SEM
IRRADIAO ELETRO-FENTON
FONTE: Huang et alii, 1993.
Os POA apresentam uma srie de vantagens, podendo-se citar
Mineralizam o poluente e no somente transferem-no de fase; So muito usados para compostos refratrios a outros tratamentos; Transformam produtos refratrios em compostos biodegradveis; Podem ser usados com outros processos (pr e ps tratamento); Tem forte poder oxidante, com cintica de reao elevada; Geralmente no necessitam um ps tratamento ou disposio final; Tendo sido usado oxidante suficiente, mineralizam o contaminante e no
formam subprodutos;
Geralmente melhoram as qualidades organolpticas da gua tratada; Em muitos casos, consomem menos energia, acarretando menor custo; Possibilitam tratamento in situ.
2.2.1. Sistemas homogneos
Nos sistemas homogneos, onde no existe a presena de catalisadores na
forma slida, a degradao do poluente orgnico pode ser efetuada por dois
mecanismos distintos:
Fotlise direta com ultravioleta (UV), onde a luz a nica fonte capaz de produzir a destruio do poluente. A fotlise direta, em comparao com
processos envolvendo gerao de radicais hidroxila, tem, geralmente, uma eficincia
mais baixa. Assim, a maioria dos estudos feita para quantificar a contribuio da
fotlise da matria orgnica em processos de oxidao em que ela atua de forma
conjunta, por exemplo: H2O2/UV, O3/UV e H2O2/O3/UV. Alm da aplicabilidade na
degradao de poluentes, a irradiao pode ser utilizada para outros fins. Por
exemplo, estudos demonstram que irradiao em comprimentos de onda de 253,7
nm, embora no remova compostos orgnicos da gua, eficiente na desinfeco da
mesma.
Gerao de radical hidroxila, que tem alto poder oxidante, vida curta e o responsvel pela oxidao dos compostos orgnicos. A sua gerao pode ocorrer
devido presena de oxidantes fortes, como H2O2 e O3, combinados ou no com
irradiao. Alm disso, radicais hidroxila tambm podem ser gerados pela oxidao
eletroqumica, radilise, feixe de eltrons, ultra-som e plasma. Informaes mais
detalhadas dos primeiros sero fornecidas mais adiante, enquanto que uma breve
descrio sobre os ltimos processos apresentada a seguir:
A oxidao eletroqumica baseia-se na aplicao de corrente eltrica (de 2 a
20A), em soluo aquosa, entre dois eletrodos. Numa modificao deste processo,
denominado Eletro-Fenton, utilizado um nodo de sacrifcio de Fe, o que acarreta
maior eficincia.
Na radilise e feixe de eltrons, so geradas espcies altamente reativas
quando essas ondas eletromagnticas, penetrando na gua, perdem energia pelas
colises.
O plasma pode ser gerado por uma descarga eltrica ou bombardeio de um
gs com um feixe de eltrons com alta energia. A energia dos eltrons no plasma
de 10 eV, o que equivale a temperaturas elevadas.
O ultrassom (US) de alta potncia (15 kHz a 1 MHz), promove o crescimento e
rompimento de bolhas de gs, que alcanam temperaturas e presses muito altas
(4.000 a 10.000o C e 1.000 a 10.000 atm). Neste caso as reaes podem ocorrer por
3 mecanismos: pela gua supercrtica, pela pirlise direta, com os radicais gerados
pelo processo trmico e pelas reaes radicalares, que formam o radical hidroxila e o
perxido de hidrognio.
2.2.2. Sistemas heterogneos
Como j foi dito, os sistemas heterogneos se diferenciam dos homogneos
devido presena dos catalisadores semi-condutores, substncias que aumentam a
velocidade da reao para se atingir o equilbrio qumico sem sofrerem alterao
qumica; as reaes feitas na presena de tais substncias so chamadas reaes
catalticas (Ciola, 1981).
Semicondutores que atuam como fotocatalisadores possuem duas regies
energticas: a regio de energia mais baixa a banda de valncia (BV), onde os
eltrons no possuem movimento livre e a regio de energia mais alta a banda de
conduo (BC), onde os eltrons so livres para se moverem atravs do cristal,
produzindo condutividade eltrica similar aos metais (Davis et alii, 1989). Entre essas
duas regies existe a zona de band-gap. A energia de band-gap a energia
mnima necessria para excitar o eltron e promov-lo de uma banda de menor para
outra de maior energia
Quanto condutividade eltrica, esses catalisadores so classificados em:
Condutores - onde os nveis de energia so contnuos e no h separao entre a BV e a BC;
Semicondutores - onde existe uma descontinuidade de energia entre as bandas, porm os eltrons, em algumas condies, podem super-la, sendo
promovidos da BV para a BC, gerando um par eltron/lacuna (e-/h+) e, com isso,
apresentar condutividade eltrica;
No condutores - onde existe uma descontinuidade muito grande de energia entre as bandas, sendo impossvel a promoo eletrnica.
A FIG.1 mostra, esquematicamente, a diferena entre os materiais
condutores, semicondutores e no condutores.
FIGURA 1 - Nveis energticos dos materiais
FONTE: Davis et alii, 1989.
2.3. Catalisadores
A literatura menciona vrios trabalhos envolvendo diversos catalisadores
semicondutores, como TiO2, ZnO, Fe2O3, kaolin, SiO2 e Al2O3 (Tanaka e Hisanaga,
1994) ou ZnS, CdS e V2O5 (Mihaylov et alii, 1993). Entretanto, de todos eles, o
dixido de titnio o fotocatalisador mais ativo e o que mais tem sido utilizado na
degradao de compostos orgnicos presentes em guas e efluentes. Alm disso,
nas ltimas dcadas, o TiO2 tem sido extensivamente estudado por suas
propriedades eltricas, magnticas e eletroqumicas e, com isso, tem sido utilizado
numa variedade enorme de aplicaes tecnolgicas. Alguns exemplos so: na
reduo de metais pesados (Ku e Jung, 2001), na degradao de cianotoxinas
(Senogles et alii, 2001), na inativao de bactrias (Armon et alii, 1998) ou at
mesmo em estudos onde a presena do catalisador na ozonizao de guas naturais
diminui a formao de trialometanos (Gracia et alii, 2000). Alm disso, em alguns
BC
BC
BV BV
E E
Condutor Semi-condutor No condutor
BC
BV
E
e-
h+
NVEIS ENERGTICOS DOS MATERIAIS
desses documentos encontra-se o fotocatalisador TiO2 dopado com metais (Chen et
alii, 1999).
Algumas das vantagens do dixido de titnio so o baixo custo, a no
toxicidade, a insolubilidade em gua, a fotoestabilidade, a estabilidade qumica numa
ampla faixa de pH, a possibilidade de imobilizao sobre slidos e a possibilidade de
ativao por luz solar.
2.3.1. Fotoativao do TiO2
O TiO2 um semicondutor, isto , em seu estado normal seus nveis de
energia no so contnuos e, com isso, no conduz eletricidade. Entretanto, quando
irradiado com ftons (h) de energia igual ou superior energia de band-gap (3.2 eV), ocorre uma excitao eletrnica e o eltron promovido da banda de valncia
para a banda de conduo, gerando um par eltron/lacuna. Esse par pode sofrer
recombinao interna ou migrar para a superfcie do catalisador. Na superfcie, ele
pode sofrer recombinao externa ou participar de reaes de xi-reduo, com
absoro de espcies como H2O, OH-, O2 e compostos orgnicos. Um mecanismo
simplificado para a fotoativao de um catalisador semicondutor ilustrado na FIG.2.
As reaes de oxidao podem ocorrer entre a lacuna da banda de valncia e
a gua ou com os ons hidroxila, produzindo radicais hidroxila. As reaes de reduo
podem ocorrer entre o eltron da banda de conduo e o oxignio, produzindo o on
radical superxido (O2 -), o qual pode produzir perxido de hidrognio; este, por sua
vez, produz radicais hidroxila (Suri et alii, 1993). Os mecanismos dessas reaes
sero apresentados mais adiante.
FIGURA 2 - Mecanismo simplificado para a fotoativao de um semicondutor
FONTE: Suri et alii, 1993.
2.4. Fotocatlise heterognea com TiO2
Segundo Bahnemann et alii (1984), os dois pesquisadores pioneiros, em cujos
trabalhos foi utilizado TiO2 como catalisador foram Bard, em 1977, que mostrou que
as reaes qumicas ocorrem devido aos eltrons e lacunas geradas pela irradiao
UV, e Carey, em 1976, que degradou PCB. Alm disso, cabe acrescentar que desde
1972, quando Fujishima e Honda relataram em seu trabalho a quebra fotoltica de
gua em oxignio e hidrognio utilizando uma clula fotoeletroqumica possuindo um
nodo de TiO2, a fotocatlise tem se tornado a maior rea de investigao (Mo e
Ching, 1995; Bredow e Jug, 1995).
Hoje em dia, a degradao fotocataltica com semicondutor vista como um
mtodo promissor para a remoo de contaminantes txicos orgnicos e inorgnicos
da gua. A fotocatlise heterognea com TiO2, em especial, j tem sido aplicada com
sucesso na destruio de inmeras classes de compostos, sendo que, na TAB.3 so
apresentados alguns deles:
FOTOATIVAO DO CATALISADOR
Partcula do catalisador
Energia de
band-gap excitao
recombinaointerna
recombinaosuperficial
e-
h+
Reao de reduo
Reao de oxidao
BV
BC
hv
O2
O2-, H2O2
Soluo
OH, R+
H2O / OH-, R
.
TABELA 3 - Fotomineralizao de poluentes orgnicos catalisada por TiO2:
Exemplos de compostos j estudados
CLASSE EXEMPLOS Alcanos metano, isobutano, pentano, isoctano, heptano, n-dodecano,
ciclohexano, metilciclohexano, 1,4-metilciclohexano, parafina Haloalcanos mono-, di-, tri-, e tetra clorometano, fluortriclorometano, 1,1- e
1,2-dicloroetano, 1,1,1,2- e 1,1,2,2 tetracloroetano, pentacloroetano, 1,1- e 1,2-dibromoetano, tribromoetano, 1,2-
dicloropropano, 1-bromododecano, 1,1-difluoro-1,2-dicloroetano, 1,1-difluoro-1,2,2-tricloroetano, 1,1,1-trifluoro-
2,2,2-tricloroetano. lcoois
alifticos metanol, etanol, ciclobutanol, 2-propanol, butanol, 1,4-
pentadiol, 2-butoxietanol, dodecanol, glucose, sucrose, lcool isoproplico, n-proplico, benzlico.
cidos carboxlicos
alifticos
frmico, etanico, dimetiletanico, mono-, di- e tri- cloroetanico, propanico, butanico, dodecanico, oxlico.
Alcenos propeno, ciclohexeno Haloalcenos percloroeteno, 1,1-dicloroeteno, 1,1,1- e 1,1,2- tricloroeteno,
tetracloroeteno, mono-, di- e tetra- fluoreteno, 3,3,3-trifluorpropeno, hexafluorpropeno.
Aromticos benzeno, naftaleno. Haloaromticos clorobenzeno, bromobenzeno, 2-, 3-, e 4-clorofenol, 2,4- e 3,4-
diclorofenol, 2,4,5- e 2,4,6-triclorofenol, pentaclorofenol, 2-, 3-, e 4-fluorfenol, 2,4- e 3,4-difluorfenol, 2,4-dinitrofenol, 1,2-
diclorobenzeno, 1,2,4-triclorobenzeno, 2,3- e 3,4-dicloronitrobenzeno, 1,2-dicloronitrobenzeno.
Fenis fenol, hidroquinona, metilhidroquinona, catecol, 4-metil catecol, 4-nitrocatecol, resorcinol, 2-naftol, o-, m- e p-cresol.
cidos carboxlicos aromticos
benzico, 4-amino benzico, 3-cloro-4-hidroxibenzico, ftlico, saliclico, m- e p-hidroxibenzico, 3-clorohidroxibenzico.
Polmeros polietileno, PVC. Surfactantes SDS, ter p-nonil fenil polioxietileno, polietileno glicol, ter p-
nonil fenil, dodecil benzeno sulfonato de sdio, benzil dodecil dimetil cloreto de amnia, ster p-nonil fenil poli(oxietileno),
benzeno sulfonato de sdio, paraxon, malation, 4-nitrofenil etil fosfinato, 4-nitrofenil isopropil fosfinato, 1-hidroxietano-1,1-difosfonato, 4-nitrofenil dietil fosfato, trimetil fosfato, trimetil
fosfito, dimetil amnia fosfoditionato, tetrabutil amnia fosfato.Herbicidas metil viologen, atrazina, simazina, prometon, propetrina,
bentazon Pesticidas DDT, paration, lindane Corantes azul de metileno, rodamina B, alaranjado de metila,
fluoresceina, umbelliferone. FONTE: Mills et alii (1993).
2.5. Mecanismos de formao de radicais OH As reaes que ocorrem nos processos fotocatalticos tm sido amplamente
estudadas por vrios autores, como Al Ekabi e Serpone (1988), Matthews (1984),
Okamoto et alii (1985), Chamarro et alii (1996). Segundo esses autores, os radicais
hidroxila so apontados como as espcies reativas envolvidas nas reaes de
degradao fotocataltica, pois so espcies altamente oxidantes, de vida curta e
capazes de oxidar inmeros compostos orgnicos, mineralizando-os e
transformando-os em dixido de carbono, gua e sais inorgnicos. H inmeras
formas de produzi-lo e algumas delas so apresentadas a seguir:
2.5.1. Dixido de titnio
Como j foi citado anteriormente, um dos caminhos para se produzir radicais
hidroxila atravs das reaes com uma partcula de semicondutor, podendo-se
citar, entre outros, o TiO2.
O TiO2 possui uma banda de valncia, onde os eltrons no possuem
movimento livre e uma banda de conduo, onde os eltrons so livres para se
moverem. Entre essas duas bandas existe uma diferena de energia, chamada de
bandgap (Parmon et alii, 2002). Quando uma partcula deste semicondutor
irradiada com ftons de energia maior do que a energia de "band-gap", o elton
transferido da banda de valncia para a banda de conduo, gerando um par
eltron/lacuna (eBC-/hBV+), como pode ser visto na equao (1).
Fotoativao da partcula de semicondutor:
h
TiO2 hBV+ + eBC- (1)
Segundo Matthews (1984) e Al-Ekabi e Serpone (1988), esse par pode sofrer
recombinao interna ou se deslocar para a superfcie da partcula do semicondutor,
onde pode sofrer recombinao externa ou participar de reaes de oxi-reduo,
com absoro de espcies como H2O e OH-, segundo as reaes (2) e (3)
Reao entre a lacuna da banda de valncia e a gua adsorvida:
H2O(ads) + hBV+ OH + H+ (2)
Reao entre a lacuna da banda de valncia e os grupos OH- na
superfcie da partcula de TiO2:
OH-(sup) + hBV+ OH (3)
Alm disso, segundo Okamoto et alii (1985), sabe-se que o oxignio tem um
importante papel nas reaes mediadas por semicondutores, aprisionando o eltron
da banda de conduo como on radical superxido (O2-), evitando o processo de
recombinao eltron-lacuna e desencadeando uma srie de reaes, que levam
formao e quebra de perxido de hidrognio, reaes que so mostradas abaixo:
Formao do on radical superxido:
O2 + eBC- O2 - (4)
Formao de perxido de hidrognio:
O2 - + H+ HO2 (5) HO2 + HO2 H2O2 + O2 (6) O2 - + HO2 HO2- + O2 (7)
HO2- + H+ H2O2 (8)
Gerao de radicais hidroxila pela quebra de perxido de
hidrognio:
H2O2 + eBC- OH + OH- (9) H2O2 + O2 - OH + OH- + O2 (10)
2.5.2. H2O2
Uma outra rota de formao dos radicais hidroxila atravs do uso de
perxido de hidrognio, um dos mais poderosos agentes oxidantes, com potencial de
oxidao de 1,8 V. Ele foi comercializado inicialmente em meados de 1800, mas
devido sua crescente aplicabilidade, sua produo est aumentando cada vez mais.
Ele muito usado no branqueamento de papel, na indstria txtil, na produo de
gua potvel, na manufatura de alimentos e nas indstrias petroqumica, eletrnica,
de produo de energia, metalrgica, entre outras. Alm disso, tem sido usado na
remediao de solos contaminados e no tratamento de efluentes perigosos.
Dependendo da aplicao ele pode ser usado sozinho, por exemplo na remoo de
odor, em controles de corroso, na oxidao de metais, compostos orgnicos e
inorgnicos ou combinado com outros oxidantes, catalisadores ou mesmo radiao
UV para melhorar sua eficincia.
O perxido de hidrognio, na maioria das vezes, adicionado no sistema
reacional, em concentraes que podem variar entre 35, 50 ou 70% p/p. Entretanto,
existem trabalhos em que este oxidante gerado no prprio meio, como o caso de
Qiang et alii (2002), que geraram este oxidante eletroquimicamente atravs do
oxignio dissolvido em solues cidas.
2.5.2.1. H2O2/UV
O processo que combina o perxido de hidrognio com irradiao ultravioleta
muito mais eficiente do que o uso de cada um deles separadamente. Isso ocorre
pela grande produo de radicais hidroxila, que so altamente oxidantes.
Segundo Huang et alii (1993) e Legrini et alii (1993), o mecanismo mais
comumente aceito para a fotlise de H2O2 com UV a quebra da molcula em
radicais hidroxila com um rendimento de dois OH para cada molcula de H2O2 (11), mas bom lembrar que tambm existe a possibilidade de recombinao desses
radicais, transformando-se em H2O2 (12).
h
H2O2 2 OH
(11)
2 OH H2O2 (12)
Existem muitos trabalhos utilizando exclusivamente o processo oxidativo
UV/H2O2 como oxidante na degradao de compostos, como ter metil terc-butil
(MTBE) (Cater et alii, 2000; Stefan et alii, 2000), corantes (Ince, 1999), como pr-
tratamento para aumentar a biodegradabilidade de surfactantes (Adams e
Kuzhikannil, 2000), ou ainda visando estudo de modelagem cintica em reatores
completamente misturado (Crittenden et alii, 1999).
2.5.2.2. H2O2/ Fe2+ (Fenton)
A reao de Fenton aquela cuja gerao de radicais hidroxila feita por
decomposio de H2O2 catalisada por Fe2+ em meio cido e pode ser vista na
equao (13).
Fe2+ + H2O2 Fe3+ + OH + OH- (13)
Na ausncia de substrato, o radical hidroxila vai oxidar uma segunda molcula
de on ferroso (14) :
Fe2+ + OH Fe3+ + OH- (14)
Prtons devem ser adicionados para que haja a formao de gua (15):
2 Fe2+ + H2O2 + 2 H+ Fe3+ + 2 H2O (15)
Esta equao indica que a reao de Fenton fortemente dependente do pH
da soluo. De fato, somente em condies cidas o oxidante reativo predominante
o OH. O reagente de Fenton tem sido utilizado com sucesso na degradao de
diversos tipos de efluentes, como clorofenis (Kwon et alii, 1999), surfactantes (Lin
et alii, 1999), na oxidao de resduo de lixiviaco de aterro (Kang e Hwang, 2000) e
na degradao de corantes, onde se mostrou mais vantajoso que o hipoclorito,
oznio e processo eletroqumico (Szpyrkowicz et alii, 2001).
Alm disso, ele tambm pode ser usado apenas para aumentar a
biodegradabilidade do contaminante, visando um posterior tratamento biolgico
(Kitis et alii, 1999; Zhu et alii, 2001).
O reagente de Fenton pode ter variaes, como foi o caso de Teel et alii
(2001), que utilizou 4 sistemas diferentes de Fenton no tratamento de tricloroetileno.
Alm disso, o reagente de Fenton pode ser adicionado no sistema reacional ou
eletrogerado, como o caso do trabalho de Panizza e Cerisola (2001).
Cabe lembrar que, embora o reagente de Fenton seja muito eficiente em
alguns casos, sua utilizao tambm prev um passo adicional que a retirada dos
sais de ferro formados. Isso ocorre porque, durante este processo de oxidao,
formada uma quantidade de flocos de vrios tamanhos, compostos por complexos
formados pela reao de hidrlise do ferro. Esta etapa pode ser beneficiada pelo uso
de polmeros na coagulao qumica (Lin et alii, 1999).
2.5.2.3. H2O2/ Fe2+/UV ( Foto-Fenton)
O processo que combina a aplicao de radiao ultravioleta a uma reao de
Fenton chamado Foto-Fenton e pode produzir uma maior eficincia de degradao,
pois a fotlise de perxido de hidrognio contribui para a acelerao na produo de
OH. Alguns dos interessantes trabalhos utilizando o processo Foto-Fenton so na degradao de filmes de raio-X, em que a DQO (Demanda Qumica de Oxignio)
da ordem de 200.000 mg.L-1 e que so comparadas as eficincias dos processos foto
e termo-Fenton (Stalikas et alii, 2001) e na descolorao de corantes, onde usado
o ferro metlico (Fe0) ao invs de Fe2+ (Deng et alii, 2000).
Cabe acrescentar que, em todos os casos em que se utiliza o perxido de
hidrognio, seja sozinho ou combinado com UV ou sais de ferro, o oxidante deve ser
usado em quantidade adequada para que no tenha residual, pois isso representaria
um gasto desnecessrio. Alm disso, importante lembrar que o perxido de
hidrognio pode interferir em algumas anlises, como DQO e, caso seu uso preceda
um tratamento biolgico, ele pode interferir na sua eficincia.
2.5.3. Oznio
O oznio um gs incolor de odor pungente e com alto poder oxidante (E0 =
2,08 V). Ele a forma triatmica do oxignio e, em fase aquosa, ele se decompe
rapidamente a oxignio e espcies radicalares (Kunz et alii, 2002). O oznio tambm
tem sido estudado h muitos anos e sua utilizao tem sido citada em um nmero
cada vez maior de trabalhos, pois eficiente na degradao de uma grande
variedade de poluentes, como os micropoluentes presentes em fontes de gua
potvel (Kang et alii, 1997), os encontrados em guas residurias resultantes de
processos de indstria txtil (Tzitzi et alii, 1994; Perkowski et alii, 1996) e indstrias
de papel e celulose (Hostachy et alii, 1997, Zhou e Smith, 1997). Alm disso,
utilizado na remoo de ferro e mangans ao nvel de trao (Nieminski e Evans,
1995), na inativao de bactrias (Facile et alii, 2000), com efluentes industriais e
urbanos combinados (Toffani e Richard, 1995), na degradao de efluentes agrcolas
(Beltran-Heredia et alli, 2001-a), etc. Camel e Bermond (1998) relataram em seu
trabalho os diferentes usos de oznio, como pr-tratamento, oxidao e desinfeco
para gua potvel. Alm disso, pode ser utilizado, tanto na degradao de poluentes
na fase lquida como na remoo de odores em fase gasosa (Hwang et alii, 1994).
O uso de oznio com corantes costuma ser muito eficiente (Wu e Wang,
2001). Entretanto, muitas vezes observa-se uma alta eficincia na remoo de cor,
mas em contrapartida, baixa eficincia na reduo da carga orgnica (Szpyrkowicz et
alii, 2001).
Existem dois tipos de reaes envolvendo o oznio: direta, onde a molcula de
oznio reage diretamente com outras molculas orgnicas ou inorgnicas, via adio
eletroflica e indireta, atravs de reaes radicalares (principalmente OH) (Kunz et alii, 2002). Alm disso, existem diversas formas do oznio gerar radicais hidroxila,
dependendo de que coadjuvantes estejam presentes no sistema reacional (UV, H2O2
ou OH-), como pode ser visto a seguir (Huang et alii, 1993; Legrini et alii, 1993).
2.5.3.1. O3/UV
O efeito provocado pela ao conjunta do oznio com irradiao UV tambm
tem sido amplamente estudado, pois se torna interessante medida em que
coexistem 3 processos de degradao: a fotlise direta, a ozonizao direta e a
oxidao por radicais hidroxila, que geram reaes rpidas e no seletivas (Beltrn et
alii, 1994, Beltrn et alii, 1995, Benitz et alii, 1994, Lai et alii, 1995, Oeller et alii,
1997).
Essa converso comea com a fotlise de oznio produzindo perxido de
hidrognio. Em seguida, o on hidroperxido (HO2-) pode reagir com oznio para
produzir O3- e radicais hidroxila. Estas espcies iniciam uma reao em cadeia e,
como resultado, compostos normalmente refratrios simples ozonizao so
rapidamente convertidos a CO2 e H2O.
Uma forma simplificada de expressar a reao envolvida nesse sistema (16):
h
3 O3 + H2O 2 OH + 4 O2
(16)
2.5.3.2. O3/H2O2
Os processos que utilizam oznio tambm podem ser combinados com
perxido de hidrognio. As reaes que ocorrem entre eles iniciam-se com uma
transferncia eletrnica do perxido de hidrognio, produzindo o on hidroperxido.
Numa segunda etapa, o on hidroperxido reage com oznio para produzir O3- e o
radical hidroperxido. Estes produtos podem formar radicais hidroxila e, desde que
esses radicais estejam formados, a gerao de outros radicais hidroxila segue o
mecanismo autocataltico.
Uma forma simplificada de expressar a reao envolvida nesse sistema (17):
H2O2 + 2 O3 3 O2 + 2 OH (17)
2.5.3.3. O3/OH-
Em pH neutro a alto, a decomposio de oznio pode ser representada
simplificadamente pela equao (18):
OH-
2 O3 + H2O OH + O2 + HO2
(18)
A utilizao dos sistemas utilizando oznio juntamente com perxido de
hidrognio, UV e OH- tem sido objeto de estudo de vrios grupos de pesquisa. Entre
algumas das aplicaes testadas, podese citar: remoo de cor e metais (Adams et
alii, 1995), degradao de herbicidas (Benitez et alii, 1994), produtos farmacuticos
(Zwiener e Frimmel, 2000), glicina (Berger et alii, 1999), efluentes contaminados
com leo (Andreozzi et alii, 2000), cido oxlico (Denis et alii, 1992), MTBE
(Safarzadeh-Amiri, 2001), fenol (Mokrini et alii, 1997), lixiviado de aterro (Wenzel et
alii, 1999), RDX, que um componente de explosivos (Bose et alii, 1998) e at
mesmo degradao de matria orgnica em gua natural (Allemane et alii, 1993).
Tambm so encontrados trabalhos em que esses processos so usados como
pr-tratamento anterior ao biolgico (Ledakowicz e Gonera, 1999; Kitis et alii, 2000),
juntamente com processos fsico-qumicos como precipitao, floculao e adsoro
(Schroder, 1998) e outros j utilizando esses processos em grande escala (Steensen,
1997).
2.5.4. Radiao ultravioleta
A radiao ultravioleta pertence ao espectro eletromagntico e est situada
na faixa de 40 a 400 nm de comprimento de onda, entre os raios-X e a luz visvel,
que pode ser dividida em (Sobotka, 1993):
UV vcuo - 40 a 200 nm; UV C - 200 a 280 nm; UV B - 280 a 315 nm; UV A - 315 a 400 nm;
A irradiao UV pode ser usada sozinha e com muito sucesso na inativao
de algas (Alan et alii, 2001) e na inativao de microorganismos patognicos
(Donaire, 2001), pois ela causa um dano no seu DNA, impedindo sua reproduo.
Alm disso, a radiao UV pode ser usada na destruio de compostos orgnicos em
processos de degradao fotoqumicos e fotocatalticos. Como j foi visto, os radicais
hidroxila, que so as espcies oxidantes nesses processos, podem ser gerados
atravs da utilizao de oxidantes, como oznio, perxido de hidrognio, Fenton, etc,
sem irradiao UV. Entretanto, o uso combinado desses oxidantes com UV tem uma
srie de vantagens, aumentando a eficincia dos processos catalticos.
2.6. Fatores que influenciam o processo de fotocatlise
Os processos oxidativos avanados sofrem a influncia de vrios fatores, como
a concentrao do contaminante orgnico, a presena e concentrao de oxidantes
auxiliares (H2O2, O3), as propriedades, a concentrao, a dopagem e a forma
cristalina do TiO2, forma do uso do catalisador, caractersticas da fonte luminosa, do
sistema de operao, da geometria e dos parmetros hidrodinmicos do reator,
temperatura, pH, presena de nions, durabilidade, eficincia, custo, entre outros
(Mills et alii, 1993; Matthews, 1991a; Tseng e Huang, 1990, Teixeira, 1997, 2002).
Maiores informaes sobre alguns deles so apresentados a seguir:
2.6.1. Concentrao do contaminante orgnico
A taxa de oxidao fotocataltica varia com a concentrao inicial do
contaminante orgnico. Inicialmente, ela aumenta com o aumento da concentrao
de substrato; entretanto, aps atingir um certo valor crtico, a taxa de oxidao no
alterada por mudanas na concentrao do mesmo. A concentrao do substrato
na qual no se observa mudana na taxa de oxidao fotocataltica depende do tipo
de substncia presente e dos parmetros operacionais (Vohra e Davis, 1993).
A cintica de fotomineralizao depende da facilidade com a qual o composto
oxidado e de quanto ele adsorve na superfcie do TiO2. Nota-se tambm que o
espectro de absoro do poluente pode afetar drasticamente a cintica da
fotocatlise. Em particular, se o poluente um grande absorvedor de UV, quando
sua concentrao for aumentada ele vai recobrir o TiO2 significativamente,
impedindo que a luz atinja a superfcie do catalisador. Com isso, a cintica de
fotomineralizao vai se desviar do esperado, produzindo um decrscimo da taxa
com o aumento da concentrao do poluente (Mills et alii, 1993). Para a maioria dos
poluentes orgnicos testados, as cinticas de reao so descritas pela equao de
Langmuir-Hinshelwood, que ser apresentada mais adiante.
2.6.2. Presena de oxidantes auxiliares
Nos Processos oxidativos Avanados so utilizados inmeros oxidantes
auxiliares, como O2, O3, H2O2, sais de ferro, alm do fotocatalisador e da luz
ultravioleta, por exemplo. Outros oxidantes, como S2O8 e ons Ag+ tambm tm sido
usados como coadjuvantes nos processos de degradao, mas no tanto quanto os
primeiros (Mills et alii, 1993).
2.6.2.1. Oxignio
O oxignio o oxidante mais empregado, pois barato e no compete com o
substrato no processo de adsoro. Ele desempenha um papel muito importante nas
reaes fotocatalticas, pois participa da estequiometria da reao e, sendo assim,
no vai ocorrer a fotomineralizao sem a presena do mesmo (Mills et alii, 1993).
Alm disso, o oxignio empregado como um receptor de eltrons, diminuindo o
efeito da recombinao dos pares eltron/lacuna, que uma das mais importantes
preocupaes nos processos de oxidao fotocataltica, pois reduz a concentrao
das lacunas e, consequentemente, dos radicais OH (Vohra e Davis, 1993). Alguns estudos j demonstraram que a quantidade de oxignio presente na
fase lquida no suficiente para oxidar a matria orgnica na sua totalidade. Desta
forma, ele deve ser adicionado ao sistema ou fotogerado pela prpria gua sob
irradiao. Este processo de gerao, entretanto, muito lento e a sua taxa de
produo no consegue se igualar taxa de consumo de oxignio requerida durante
a mineralizao da matria orgnica (Tseng e Huang, 1990).
A utilizao de oxignio ou ar no tratamento de guas residurias muito
grande, pois, alm das vantagens citadas anteriormente, no introduz outros
poluentes no sistema, como por exemplo ons metlicos (Wei e Wan, 1991).
Alguns trabalhos mostram resultados eficientes quando em baixas
concentraes de oxignio (1-6 mg L-1). Entretanto, tambm h estudos utilizando
concentraes de oxignio maiores. Aparentemente, a formao de pequenas bolhas
resultante de vazes mais baixas produzem maior eficincia de transferncia de O2
quando comparada s bolhas maiores (Vohra e Davis, 1993). Alm disso, deve-se
tomar cuidado especial no projeto do reator para assegurar uma concentrao de
oxignio tima no volume do reator irradiado.
2.6.2.2. H2O2
O uso de H2O2, o segundo oxidante auxiliar mais utilizado, tambm apresenta
algumas vantagens: capacidade de oxidar diretamente alguns compostos,
solubilidade em gua, gerao de dois radicais OH por molcula de H2O2 fotolisada, estabilidade trmica, procedimentos de operao simples, possibilidade de estoque
no local, inexistncia de problemas de transferncia de massa e, na fotocatlise
heterognea, capaz de gerar radicais hidroxila tanto com as lacunas quanto com os
eltrons. Entretanto, possui algumas desvantagens: a taxa de oxidao qumica do
poluente limitada pela taxa de formao dos radicais hidroxila e dependente da
matria orgnica presente e da quantidade de oxidante adicionado ao sistema. Alm
disso, tem sido sugerido que o H2O2 funciona como um receptor de radicais hidroxila;
assim, se ele estiver em excesso, vai diminuir a eficincia da reao fotocataltica
(Legrini et alii, 1993).
2.6.3. Forma cristalina, propriedades, concentrao e dopagem do
catalisador
O desempenho de um catalisador num processo de degradao depende de
uma srie de fatores, como: o catalisador propriamente dito, sua concentrao, sua
forma de estar presente na reao, estar dopado ou no, etc. Alm disso, algumas
caractersticas consideradas vantajosas dos catalisadores so: alta rea superficial,
distribuio uniforme de tamanho de partcula, forma esfrica da partcula e ausncia
de porosidade interna (Glvez et alii, 2001).
O dixido de titnio, por exemplo pode estar em trs diferentes formas
cristalinas: anatase, rutilo e brookite. Entre elas, o brookite a forma menos
utilizada, enquanto que a anatase a mais ativa, embora as duas formas (anatase e
rutilo) sejam amplamente citadas em estudos sobre fotocatlise e fotoeletroqumica
(Mo e Ching, 1995).
A estrutura anatase a forma cristalina com melhores propriedades
fotocatalticas, entre outras razes, pela alta capacidade de fotoabsorver o oxignio
molecular e suas formas ionizadas e a sua baixa recombinao eltron-lacuna.
O TiO2 mais comumente usado, o Degussa P-25, 70% anatase e 30% rutilo,
mas pode ser convertido em rutilo pelo aquecimento a 800C por 5h. Este tratamento reduz a sua atividade fotocataltica, entretanto, isso parece estar mais
associado com o decrscimo na rea superficial especfica (de 50 para 5 m2 g-1) do
que com a converso de anatase para rutilo.
Assim, a forma cristalina do TiO2 pode no ser o fator mais importante para
definir a sua atividade (Mills et alii, 1993; Sclafani et alii, 1990). Essa atividade
influenciada pelo mtodo de preparao, estrutura do cristal, rea superficial,
distribuio de tamanho, porosidade e densidade superficial de grupos hidroxila.
Esses fatores influenciam a produo dos pares eltron/lacuna, os processos de
adsoro superficial, dessoro e o processo de oxi-reduo (Wold, 1993).
Geralmente considera-se que os radicais OH so as espcies oxidantes dominantes nesses processos. Como eles so produzidos na superfcie do catalisador,
espera-se que o aumento das reas superficiais especficas ocasionem maior
produo de radicais OH, resultando em taxas de degradao maiores. Isso realmente acontece, entretanto s at um valor limite, sugestionando que h uma
rea superficial especfica tima, que resulta numa remoo de orgnicos mxima.
Uma possvel explicao para isso a formao de H2O2 pelo excesso de radicais
OH, inibindo a reao de oxidao fotocataltica quando em altas concentraes. Alm disso, o aumento na porosidade de TiO2 pode ocasionar limitaes de difuso
para radicais OH ou substrato orgnico (Vohra e Davis, 1993). O TiO2 pode ser usado na forma de suspenso na soluo (lama) ou aderido
superfcie do reator (suportado). Existem reatores nos quais o catalisador
incorporado em filmes de nafion, de cermica ou silica-gel, na forma de tubos, placas e malha (rede) (Mills et alii, 1993).
Em sistemas comerciais, mais vantajoso utilizar reatores nos quais ele esteja
suportado, pois assim elimina-se a necessidade de recuperao do mesmo, o que
um problema srio devido ao pequeno tamanho dessas partculas. Entretanto, os
sistemas em suspenso so mais eficientes quando comparados aos suportados,
pois, como as partculas do catalisador esto espalhadas na soluo, a resistncia
transferncia de massa entre os radicais OH e os compostos orgnicos diminui (Vohra e Davis, 1993). Nesses casos, um aumento da sua concentrao aumenta a
taxa de fotomineralizao, at atingir um valor limite (Mills et alii, 1993). Entretanto,
acima deste limite, um aumento na concentrao de TiO2 pode criar uma turbidez,
causando bloqueamento da passagem da luz (Tseng e Huang, 1990; Wei e Wan,
1991).
A recombinao dos eltrons e lacunas produz uma diminuio da eficincia
quntica (Matthews, 1991a). Assim, tm havido muitas tentativas de melhorar a
atividade cataltica do TiO2, reduzindo as reaes de recombinao, em particular
pela deposio de pequenas quantidades de metal na sua superfcie ou pela
dopagem com ons metlicos (Mills et alii, 1993). Papp et alii (1994), utilizando a
tcnica de impregnao por calcinao, adicionaram WO3 e MoO3 na superfcie do
TiO2, enquanto Machej et alii (1991) adicionaram V2O5 no mesmo. Em todos os
casos, a atividade cataltica aumentou com a adio do xido. Sabate et alii (1992)
impregnaram Nb, enquanto Ileperuma et alii (1993) adicionaram Ce e V na superfcie
do TiO2. Bamwenda et alii (1995) observaram que a atividade cataltica da unio Au-
TiO2 foi cerca de 30% mais baixa em relao unio Pt-TiO2.
Outros autores ainda estudaram o efeito da presena de ons metlicos
dissolvidos na degradao fotocataltica de fenol em suspenses de TiO2 saturadas
com oxignio. Brezov et alii (1995) verificaram a influncia de Ca2+, Mg2+, Zn2+,
Ni2+, Mn2+, Co2+, Cu2+, Cr3+ e Fe3+, enquanto Sclafani et alii (1991) observaram o
mesmo efeito utilizando Fe2+ e Ag+. Observou-se que o melhor resultado foi o
decorrente da adio dos ons Fe3+, enquanto que os ons Cr3+ inibiram fortemente a
decomposio fotocataltica do fenol.
No se tem, por enquanto, nenhuma evidncia de que alguns
semicondutores sofram desativao quando utilizados em fase aquosa. Tudo leva a
crer que, nesses casos, o seu potencial de solvatao capaz de limpar
continuamente o catalisador, evitando assim sua saturao (Snchez et alii, 2001).
Este tipo de comportamento no observado em fase gasosa, onde observa-se
perda de atividade cataltica.
2.6.4. Caractersticas da fonte luminosa
As reaes de degradao so claramente dependentes da intensidade
luminosa (I) (Wei e Wan, 1991). Em muitos estudos cinticos de reaes
fotocatalticas, verifica-se que a taxa de oxidao cresce com o aumento de
intensidade de luz numa relao no linear (Davis e Huang, 1989). Entretanto, o
rendimento quntico (), que expressa a quantidade de composto orgnico oxidado por unidade de luz absorvida maior a intensidades de luz menores. Tem sido
observado que a taxa de oxidao fotocataltica varia com 1/2 a intensidades luminosas mais altas e com a valores de intensidades luminosas mais baixas (Vohra e Davis, 1993). Alm disso, dependendo da cintica de reao, o aumento da
intensidade luminosa pode aumentar rpida ou lentamente a velocidade de reao,
ou ainda no aument-la, casos em que o substrato no pode mais gerar pares
eltron-lacuna, segundo Glvez et alii (2001).
2.6.5. Efeito da temperatura
Segundo Glvez et alii (2001), a velocidade das reaes fotoqumicas no
sofre grande influncia da temperatura, comportamento tpico de reaes iniciadas
por absoro de ftons.
De acordo com Tseng e Huang (1990), em experimentos com fenol, aumentos
na temperatura elevam a taxa de decomposio de fenol. Contudo, isso no
notado para a decomposio de fenol sob atmosfera de nitrognio. Sendo assim, o
oxignio parece ser muito mais importante do que a temperatura nas reaes de
oxidao fotocatalticas.
2.6.6. Efeito do pH
Segundo Mills et alii (1993) e Glvez et alii (2001), um processo oxidativo
avanado pode sofrer alterao em funo do pH por uma srie de motivos: ele pode
afetar as propriedades superficiais do catalisador, incluindo a carga das partculas, o
tamanho dos agregados e as posies das bandas de conduo e de valncia.
Entretanto, segundo Vohra e Davis (1993), mesmo havendo vrias razes
para a taxa de reao depender do pH, a mais importante a mudana nas
propriedades dos substratos orgnicos a serem degradados. Este efeito notado
para alguns compostos orgnicos, enquanto que para outros no, por exemplo para
o tolueno que apresenta a mesma taxa de oxidao em pH 3,7 e 9.
Alm disso, cabe acrescentar que para as reaes de Fenton, o pH em torno
de 3-4 fundamental para a eficincia do processo.
2.6.7. Presena de nions
Determinadas substncias podem interferir na eficincia dos processos
fotocatalticos, tanto inibindo quanto acelerando a velocidade de degradao dos
contaminantes.
Alguns nions inorgnicos como cloretos, sulfatos e fosfatos inibem o
processo, podendo reduzir a taxa de fotomineralizao de 20-70%, devido
adsoro dos ons nos stios oxidantes do catalisador, competindo pela adsoro do
contaminante. Outros, como HCO3- e CO32- diminuem a eficincia do processo, pois,
agem como sequestradores dos radicais hidroxila em soluo aquosa (Legrini et alii,
1993). Outros, como ons perclorato e nitrato tm um efeito muito pequeno nos
processos de degradao fotocataltica. O on persulfato, por sua vez, muito
utilizado porque evita ou reduz a probabilidade de recombinao (Glvez et alii,
2001).
2.6.8. A forma do reator
Os parmetros derivados da forma e do tipo de reator, como geometria,
distribuio de luz, tipo de fluxo, entre outros, exercem papel importante nas
reaes de degradao envolvidas. Maiores detalhes sobre este parmetro sero
apresentados mais adiante.
2.7. Cintica das reaes fotocatalticas
A cintica de degradao fotocataltica de vrios compostos orgnicos
descrita pela equao de Langmuir-Hinshelwood (LH). Esta equao modela um
mecanismo de reao em que coexistem dois parmetros, um pr-equilbrio de
adsoro e uma reao superficial lenta. Entretanto, na prtica demonstra-se que
outros mecanismos podem interferir e que so importantes na modelagem do
sistema
Esta equao uma funo implcita da concentrao e representa uma
transio gradual de um comportamento de primeira ordem a outro de ordem zero.
H um regime de concentrao baixa, no qual a taxa de formao de CO2 depende
da concentrao do soluto. Entretanto, para altas concentraes, ela independe da
concentrao. Matematicamente, a taxa pode ser descrita como uma funo da
concentrao do soluto pela expresso:
r k K Ck C
= +. .
.1 (19)
onde :
r a taxa de oxidao fotocataltica;
K a constante de velocidade da reao;
k a constante de adsoro;
C a concentrao do substrato orgnico.
Para baixas concentraes a taxa proporcional a k.C e para altas
concentraes igual a K.
Muitos estudos mostram que a degradao fotocataltica de vrios compostos
orgnicos obedece cintica de primeira ordem, embora, para altas concentraes
j tenham sido observadas cinticas de ordem zero (Alberici, 1994).
Para uma reao de primeira ordem, a taxa de desaparecimento de uma dada
substncia dada por:
r dCdt
K C= = . (20)
onde K a constante de primeira ordem (ela o produto de K e k).
Para sistemas em recirculao e com baixas concentraes de substrato,
utilizando-se de clculos matemticos de integrao, tem-se que:
ln .'CC
K t0
=
(21)
onde t o tempo de exposio.
A linearidade do grfico C em funo de t comprova a cintica de zero ordem,
sendo K dado pelo coeficiente angular. A linearidade do grfico ln C/C0 em funo
de t comprova a cintica de primeira ordem, sendo K dado pelo coeficiente angular.
Exemplos de ambos os casos so apresentados nas figuras FIG.3 e FIG.4,
respectivamente:
FIGURA 3 Exemplo de reao com cintica de ordem 0
FIGURA 4 Exemplo de reao com cintica de ordem 1
Para sistemas com passagem nica, o tempo de exposio substituido pelo
tempo de deteno hidrulico, dado por V/Q (Alberici, 1996).
ln ' .CC
K VQ0
=
(22)
A linearidade do grfico ln C/C0 em funo de V/Q comprova a cintica de
primeira ordem, sendo K dado pelo coeficiente angular. O tempo de meia vida, para
0 20 40 60 80
-4
-3
-2
-1
0
A-0.06660.07187B-0.161950.0047---------------------------------R = -0.99666ln
([C
OT]
/[CO
T]0)
Tempo de irradiao (horas)
0 2 4 6 8 10 120
20
40
60
80
100
120
A107.719941.28922B-10.617740.27---------------------------------R = -0.99903
[CO
T] (m
gC L
-1)
Tempo de irradiao (horas)
ambos os sistemas, aberto e fechado com cintica de primeira ordem, dado pela
expresso:
tK1 2
0 693/
,'
= (23)
A cintica de ordem zero fornece um tempo de meia vida dado pela seguinte
equao:
tC
K1 20
2/ . '=
(24)
2.8. Quantificao da eficincia das reaes
Os Processos Oxidativos Avanados esto se tornando cada vez mais uma
tecnologia aplicvel no tratamento de guas subterrneas e residurias, e na
remediao de solos contaminados. Entretanto necessrio que se adquira um
maior conhecimento desses processos para que se possa determinar corretamente
sua eficincia. At hoje difcil definir o seu desempenho real, uma vez que falta
padronizao nos parmetros experimentais a serem avaliados.
Na literatura cientfica, existem inmeros trabalhos envolvendo os POA, com
os mais diferentes objetivos. Entretanto, a sua utilizao em larga escala est num
ponto crucial, pois embora as empresas produtoras de reatores fotoqumicos,
oxidantes e catalisadores tenham tido um grande desenvolvimento tecnolgico, tem-
se uma deficincia em estudos de viabilidade desses processos.
De uma forma geral, a maioria dos estudos encontrados nesta rea so
realizados em escala de laboratrio e poucos so voltados para a anlise dos custos
envolvidos, visando a passagem para escala industrial. Alm disso, uma outra
dificuldade comparar os diferentes trabalhos da literatura, mesmo que seus
objetivos sejam semelhantes. Isto se deve ao fato de serem muitos os parmetros
de estudo, alm de terem uma grande variabilidade de um trabalho para o outro.
Com isso, a literatura nos aponta algumas relaes que possibilitam
quantificar e, com isso, comparar esses processos. Algumas delas so o rendimento
quntico, o qual representa o nmero de molculas que reagem por fton absorvido
pelo sistema e consumo energtico, que expressa a quantidade de carbono destrudo
por energia eltrica consumida.
2.8.1. Rendimento quntico
A eficincia dos processos fotocatalticos heterogneos pode ser quantificada
em termos de rendimento quntico, o qual um parmetro derivado. A sua
determinao depende de duas outras variveis: da eficincia cataltica, medida pela
taxa de reao intrnseca (TRI), e representada pela equao (25) e da eficincia dos
ftons, medida pela taxa de ftons absorvidos (TAF), e representada pela equao
(26):
TRI quantidade de composto organico destruidounidade de tempo area erficial
moless m
= ( ).( sup ) . 2
(25)
TAF quantidade de fotons adsorvidosunidade de tempo area erficial
einsteins m
= ( ).( sup ) . 2
(26)
A taxa de reao intrnseca leva em conta a rea superficial na determinao
do nmero de stios ativos. Como na maioria dos processos fotocatalticos
heterogneos nem a densidade e nem a natureza exata dos stios ativos so
conhecidas, esta determinao torna-se difcil. Alm disso, sabe-se que, para ocorrer
um processo fotocataltico, ftons devem ser fornecidos ao sistema. Esses ftons
gerados atingem a superfcie do semicondutor e so absorvidos e espalhados num
raio que pode ser determinado experimentalmente. Somente os ftons absorvidos,
que tem energia igual ou superior quela energia de band-gap do semicondutor,
podem gerar o par eltron-lacuna e participar do processo fotocataltico com as
espcies adsorvidas na superfcie. As propriedades de absoro dependem da
natureza do meio vizinho das partculas e, com isso, pode-se observar diferentes
taxas de absoro de ftons quando o mesmo slido disperso em diferentes meios.
Tudo isso faz com que essas determinaes no sejam triviais.
A razo entre as duas equaes anteriores representa o rendimento quntico,
que pode ser definido como o nmero de ftons requerido para destruir uma dada
quantidade de composto orgnico (Suri et alii, 1993). Esta relao pode ser vista na
equao (27):
= quantidade de composto organico destruidoquantidade de fotons absorvidos
(27)
Uma simples diminuio da quantidade de composto orgnico, entretanto, no
implica necessariamente na sua completa mineralizao. Portanto, a eficincia do
processo de fotocatlise heterognea pode ser determinada em termos de
rendimento quntico aparente e rendimento quntico real. No primeiro caso, a
quantidade de composto orgnico aparentemente removido pode ser determinada
por cromatografia gasosa. No segundo caso, a anlise de carbono orgnico total
fornece a quantidade de composto orgnico mineralizado durante o processo.
Geralmente o rendimento quntico real menor que o aparente, pois pode haver a
formao de alguns sub-produtos. Em alguns casos, esses sub-produtos podem ser
mineralizados com a continuidade do experimento; em outros, pode haver a
formao de compostos recalcitrantes (Palmisano et alii, 1993).
2.8.2. Eficincia na absoro de ftons
No caso dos processos fotocatalticos heterogneos, a maioria dos valores de
rendimento quntico relatados na literatura tm sido calculados pela medida dos
ftons que deixam a lmpada e atingem o sistema. Entretanto, sabe-se que esse
valor dependente da montagem do fotorreator e do meio utilizado, alm do que, os
ftons que atingem o sistema so parcialmente absorvidos e parcialmente refletidos,
numa razo que no pode ser teoricamente calculada. Assim, com o objetivo de se
obter um valor de rendimento quntico mais prximo da realidade, necessrio que
se faa a determinao da intensidade luminosa utilizando um actinmetro. A
intensidade de luz pode ser expressa em einsteins por minuto, sendo que um
einstein igual a um mol de ftons (Palmisano et alii, 1993).
2.8.3. Consumo energtico
Diante de tudo o que foi exposto anteriormente, pode-se avaliar a
complexidade e a dificuldade de comparao dos resultados obtidos entre os vrios
trabalhos encontrados na literatura, pois as diferentes configuraes do catalisador,
as caractersticas intrnsicas do composto a ser tratado, as diferentes configuraes
dos fotorreatores e as fontes de luz empregadas fazem com que esses processos
tenham uma grande variabilidade (Snchez et alii, 2001). Alm disso, soma-se a
quantidade enorme de parmetros que podem ser variados, como: tipo e quantidade
de oxidantes presentes, forma de adio no meio reacional, tipos diferentes de
catalisadores, modo e condies de operao do ensaio. Tudo isso sem falar dos
diferentes mtodos analticos de monitoramento, os quais dependem dos objetivos
de cada trabalho, que variam desde o estudo dos mecanismos das reaes
envolvidas, da identificao dos sub-produtos formados, da toxicidade desses
compostos, entre outros.
S para exemplificar essa questo, e levando em considerao apenas a
potncia da lmpada utilizada, tem-se trabalhos em que este parmetro varia desde
8 W (Kallas et alii, 1995) e 17 W (Andreozzi et alii, 2000), passando por 1 kW (Ho e
Bolton, 1998) e chegando a 4 kW (Wenzel et alii, 1999). Alm disso, processos onde
os resultados so aparentemente atrativos, podem no ser to viveis para aplicao
prtica, se for levado em conta por exemplo, que os volumes irradiados so
pequenos em comparao potncia utilizada: lmpada de 500 W para um volume
de 25 mL (Tanaka et alii, 2000) e lmpada de 800W para um volume de 200 mL
(Arana et alii, 2001), ou ainda o oposto, como no trabalho de Preis (1995) que
irradia volumes de 1 a 4 L com lmpada de 15 W.
Desta forma, a diminuio da concentrao de um composto em funo do
tempo de irradiao a que ele tenha ficado exposto no um argumento suficiente
para que tal processo seja aplicado na prtica. Para isso, deve-se tambm levar em
conta se ele vivel ou no economicamente e o conhecimento do consumo
energtico pode ajudar nesta avaliao.
Bolton et alii (1996) propuseram algumas figuras de mrito para quantificar e,
assim, poder comparar diferentes tecnologias, independente da natureza do sistema.
Essas relaes so inversamente proporcionais eficincia, isto , quanto menor
seus valores, maior a eficincia do processo oxidativo em questo. So elas:
2.8.3.1. EE/M - Energia eltrica por unidade de massa
geralmente usada quando a concentrao do contaminante alta, ou seja, a
reao obedece cintica de ordem zero. definida como a energia eltrica em
kilowatt hora (kWh) requerida na degradao de 1 kg de um contaminante C em
gua ou ar poludo, e pode ser calculada pela equao:
EE MP t
V M C Ci f/
. .. . .( )
= 1000
60 (28)
onde :
P a potncia da lmpada (kW);
V o volume de gua ou ar tratado (L);
t o tempo requerido no processo de degradao (min);
M a massa molecular do poluente (g mol-1);
Ci e Cf so as concentraes inicial e final do poluente (mol L-1).
2.8.3.2. EE/O - Energia eltrica por ordem de magnitude por m3
definida como a energia eltrica em kilowatt hora requerida na degradao
de um contaminante C por uma ordem de grandeza em 1m3 de gua ou ar
contaminado. Em geral EE/O aumenta conforme o aumento da concentrao e as
expresses para o seu clculo para reatores em batelada e em fluxo contnuo podem
ser dadas pelas equaes (29) e (30), respectivamente.
EE O P tV C Ci f
/ . .. .log( / )
= 100060
(29)
)C/C(log.FPO/EE
fi
=
(30)
Onde:
F a vazo em m3.h-1
Este parmetro geralmente usado quando a concentrao do contaminante
baixa, ou seja, a reao obedece cintica de primeira ordem. A demarcao entre
baixa e alta varia consideravelmente com o sistema, mas pode-se consider-la em
torno de 100 mg.L-1. Deste modo, a quantidade de energia eltrica usada para decair
de 10 a 1 mgC L-1 a mesma para decair de 10 a 1 gC L-1. Este conceito importante, pois combina intensidade luminosa, tempo de
residncia e percentual de destruio em uma medida nica e simples. J que os
sistemas de oxidao avanados por UV necessitam dados de energia eltrica, vazo
e remoo para um dado tamanho de tanque de reteno, o valor de EE/O permite
uma avaliao segura do scale-up do processo (AOT Handbook, 1996). Cabe
acerscentar que, alm desse custo, deve-se levar em conta outros fatores como
custo de operao, manuteno, produtos qumicos, etc.
A dose de UV recebida e os custos operacionais (em dlares), que envolvem
tanto a energia eltrica quanto o perxido de hidrognio so expressos pelas
seguintes equaes (AOT Handbook, 1996):
( )fi C/Clog.O/EEUVDose = (31) ( )1kWh.08,0eltricaenergiadeCusto.UVDoseenergticoCusto = (32)
[ ] L.mg.006,0.)L.mg(OHOHdeCusto 112222 = (33)
22OHdeCustoenergticoCusto.45,1totalloperacionaCusto += (34)
So muito poucos os trabalhos em que a eficincia calculada atravs de
EE/O, como o de Bolton et alii (1998). Entretanto, este um conceito extremamente
importante e tende a ser utilizado com muito maior freqncia quando o interesse na
aplicao desses processos aumentar.
2.9. Monitoramento dos Processos Oxidativos Avanados
Um fator importante nas reaes de degradao envolvidas , no apenas o
desaparecimento dos contaminantes principais, mas a converso de carbono
orgnico em carbono inorgnico na forma de CO2 para que seja assegurado que
tanto o contaminante quanto quaisquer subprodutos formados tenham sido
degradados. A degradao parcial aceita se o produto final for incuo (Glvez et
alii, 2001). Assim, o seu monitoramento pode ser feito atravs de vrias anlises,
conforme o objetivo, a necessidade e at mesmo a estrutura disponvel. As mais
importantes so:
DQO e DBO (Demanda Bioqumica de Oxignio), que mede o oxignio necessrio para oxidar a matria orgnica e inorgnica contida numa amostra
qumica e biologicamente, respectivamente. No mercado existem alguns
equipamentos dedicados medio da DBO e da DQO, alm do que estes
parmetros podem ser medidos facilmente em laboratrios preparados.
COT (Carbono Orgnico Total), que definido como a soma de todos os carbonos ligados organicamente em espcies orgnicas dissolvidas e no dissolvidas.
Este parmetro no fornece uma indicao qualitativa, mas quantitativa em relao
mineralizao dos compostos orgnicos presentes. Para determin-lo, as molculas
orgnicas so convertidas a CO2, uma forma molecular simples, que pode ser medida
quantitativamente. Os mtodos para analisar COT utilizam calor e oxignio,
irradiao ultravioleta, oxidao qumica em fase lquida ou combinaes desses
mtodos.
Na FIG.5 apresentado o TOC 5000 da Shimadzu, equipamento usado para
medir este parmetro. Inicialmente determina-se o Carbono Total (CT) da amostra
aps a injeo em um forno a 680C contendo um catalisador. O CO2 liberado na combusto quantificado por absoro em infravermelho no dispersivo. Em seguida
quantifica-se o contedo de Carbono Inorgnico (CI), proveniente de carbonatos e
bicarbonatos, acidificando-se a amostra. O CO2 liberado medido da mesma forma
que o CT. O COT da amostra calculado por diferena entre o contedo de CT e CI.
FIGURA 5 Analisador de Carbono Orgnico Total, TOC-5000, da
Shimadzu.
As medidas de DBO, DQO e COT so complementares, pois, enquanto COT
a que mais diretamente fornece a quantidade de matria orgnica presente, sua
combinao com a DQO e DBO pode dar uma idia da evoluo dos produtos
formados.
OD (Oxignio Dissolvido), que mede o oxignio dissolvido presente. Existem no mercado uma srie de medidores de oxignio dissolvido, alm do que
existem tambm trabalhos em que este parmetro medido indiretamente, como
por exemplo atravs da oxidao de perxido de hidrognio com UV (Guwy et alii,
1999).
Produtos inorgnicos, pela medida do pH e das concentraes de ons inorgnicos, como cloreto, nitrato, nitrito, fosfato, sulfato, entre outros, que resultam
da eliminao ou oxidao dos heterotomos presentes na amostra.
Toxicidade, que mede a eficincia do tratamento em relao aos efeitos nocivos do produto que foi produzido com a degradao. No existe um
procedimento nico ou um organismo nico para medi-la, pois ela depende da
necessidade requerida. Desta forma, alguns dos orga