6.1 Fase estática em água deionizada
O modelo de Freundlich linearizado para (B) com relação à atrazina, forneceu valor de
qmax de 47,5 ng de atrazina/ mg de (B) com coeficiente de Correlação de 0,9958. Para a
cafeína, o modelo linearizado forneceu qmax de 380,6 ng de cafeína/ mg de (B). Foi possível alcançar nos experimentos, o valor de capacidade máxima adsorvida apenas para a atrazina.
Para o carvão (C), apesar do modelo linearizado de Freundlich para a atrazina ter estimado o valor de qmax de 61,8 ng de atrazina/ mg de (C) com coeficiente de Correlação de 0,9475 e para a cafeína o valor de qmax de 501,2 ng de cafeína/ mg de (C), com coeficiente de Correlação de 0,9814.
A faixa de massa de (C) utilizada nos experimentos foi superestimada e com isso não foi possível alcançar as capacidades adsortivas máximas para ambos os contaminantes;
O modelo de Freundlich linearizado para (D) com relação à atrazina forneceu valor de
qmax de 36,6 ng de atrazina/ mg de (D) com coeficiente de Correlação de 0,9740. Para a
cafeína, o modelo linearizado forneceu qmax de 263,0 ng de cafeína/ mg de (D), com coeficiente de Correlação de 0,9836. Foi possível alcançar nos experimentos, o valor de capacidade máxima adsorvida apenas para a atrazina.
Os parâmetros ajustados “1/n” do modelo de Freundlich para os três carvões frente à cafeína foram próximos: 0,3867 para (B); 0,5027 para (C) e 0,3414 para o carvão (D), lembrando que os testes foram conduzidos sob temperatura de 25,0 ± 0,5 oC e pH do meio igual a 6,8; 6,6 e 7,1, respectivamente. Quanto menor o valor deste parâmetro, maior a irreversibilidade do processo de adsorção, favorecendo a remoção do contaminante pela aderência a superfície do carvão. Neste aspecto o carvão (C) foi o mais interessante para a aplicação estudada.
Dentre os três carvões analisados, o mais eficiente para a remoção de ambos os contaminantes foi o carvão de coco (C).
6.2 Fase estática em água subterrânea com cloro livre a 2,0 ppm
Da mesma forma que para os experimentos realizados em água deionizada, não foi alcançada a concentração máxima de saturação do carvão (C), mesmo quando testado sob a menor massa (3,1 mg). Para esta massa de (C) a capacidade adsortiva de equilíbrio determinada foi 39,3 ± 6,0 ng de atrazina/ mg de (C). Para se conhecer a capacidade adsortiva máxima de (C), frente à atrazina, seria necessário aumentar os pontos experimentais do estudo, com massas inferiores ao mínimo estudado;
A avaliação do carvão (C) para a remoção da cafeína mostrou uma tendência de máxima saturação próxima a 150 ng de cafeína/ mg de (C), que para ser confirmada seria necessário avaliar outros pontos experimentais, com massas inferiores de (C).
O modelo de Freundlich linearizado para (C) com relação à atrazina, forneceu valor de qmax de 40,4 ng de atrazina/ mg de (C), com coeficiente de Correlação de 0,9960. Para a cafeína, o modelo forneceu qmax de 180,7 ng de cafeína/ mg de (C), com coeficiente de correlação de 0,9795. O modelo forneceu um ajuste robusto aos pontos experimentais, para a atrazina, apresentando coeficientes de Correlação (r) superiores a 0,99, conforme recomendado pela ANVISA (2003).
6.3 Comparativo entre os ensaios realizados em água deionizada e em água subterrânea sob 2,0 ppm de cloro livre
A migração da condição “ideal”, representada pelos ensaios em água deionizada livre de interferentes, para “real”, representada pela água de poço com cloro livre a 2,0 mg/L e pré-contaminada com os dois contaminantes alvo e 3,0 µg/L de 4-nonilfenol, provocou a redução da capacidade máxima de adsorção da cafeína de 501,7 para 180,7 ng de cafeína/ mg de (C), demonstrando significativa influência dos interferentes mencionados
na capacidade adsortiva. Com relação ao parâmetro “1/n”, foi notada redução de 0,5027 para 0,2601, quando da migração dos ensaios executados com água deionizada, para água de poço. Como “1/n” está ligado à reversibilidade, pôde-se concluir que com a migração da condição “ideal” para “real”, o processo de adsorção tende à irreversibilidade, minimizando a possibilidade de dessorção da cafeína aderida à superfície do carvão.
Uma análise comparativa dos parâmetros do modelo de Freundlich, obtidos para a atrazina, aponta um aumento no parâmetro “1/n” e reduções nos parâmetros “k” e qmax exibidos na Figura 62. A redução do parâmetro “k”, de 3,57 na condição “ideal” para 1,10 (ng/mg)(L/ng)1/n na condição “real” pode estar diretamente ligada à presença de interferentes existentes na água de poço, tais como o cloro e seus subprodutos, a matéria orgânica natural, sais, elementos metálicos e também a presença da cafeína e do 4- nonilfenol que, de certa forma, tendem a competir com a atrazina pelos sitos ativos do carvão ativado, no processo de adsorção. Por outro lado, o ligeiro aumento do parâmetro “1/n” de 0,3904 na condição “ideal” para 0,5138, na condição “real”, que é correlacionado à reversibilidade do processo, mostra que com a variação das condições não houve alterações significativas na reversibilidade do processo de adsorção, continuando favorável à atrazina. Observou-se redução de qmax, para a água de poço clorada, frente à água deionizada, de 61,8 para 40,4 ng de atrazina por mg de (C).
6.4 Etapa dinâmica em água subterrânea com cloro livre a 2,0 ppm
Houve uma redução em porcentagem de 57,3% para a atrazina quando analisados os protótipos com 29,0 g de (C), na amostra relacionada ao volume de 10L filtrados, maior eficiência média anotada para a remoção do contaminante, entre todos os pontos monitorados, mesmo quando considerada a margem de erro experimental dada pelo desvio-padrão, frente aos demais pontos analisados. Ao final de 1000L, a eficiência de remoção quantificada foi de 14,4%.
Para os protótipos de 58,0 g de (C), a melhor eficiência de remoção do contaminante foi anotada na amostra de 500L ou referente a 50% do volume de filtrado total pretendido
na pesquisa (1000L). Para este ponto, o valor numérico obtido para a eficiência do processo de filtração da atrazina foi de 55,6%. Porém, se considerados os desvios-padrão pontuais, as eficiências de remoção para os volumes de 250, 500 e 750L podem se sobrepor. Após 1000L filtrados, a eficiência média de remoção anotada foi de 29,2.
Para os protótipos com 87,0 gramas de (C) anotou-se no ponto referente a 10L de água filtrada, valor para % de remoção de 96,5%. Nas amostras de água efluentes subsequentes, foram anotados os valores de % de remoção: 84,3% ; 72,8%; 70,4% e 57,2% ao final dos 1000L.
Houve redução em porcentagem de 64,0% para a cafeína quando analisados os protótipos com 29,0 g de (C), na amostra relacionada ao volume de 250L filtrados, maior eficiência média anotada para a remoção do contaminante, entre todos os pontos monitorados, mesmo quando considerada a margem de erro experimental dada pelo desvio-padrão, frente aos demais pontos analisados. Ao final de 1000L, a eficiência de remoção quantificada foi de 16,4%.
Os protótipos de 58,0 g de (C), apresentaram melhor eficiência de remoção em volume coincidente com o teste anterior, tendo apresentado, para volume referente a 250L o valor médio de eficiência de remoção igual a 53,5%. Para o ponto experimental subsequente, referente a 500L filtrados, a eficiência de remoção da cafeína, manteve-se em valor próximo: 53,2%. Ao final de 1000L filtrados, a eficiência de remoção média obtida foi de 16,9%.
Para os protótipos com 87,0 gramas de (C) todos os pontos monitorados entre 250 e 1000L filtrados apresentaram eficiência média de remoção igual ou superior a 65,4%, tendo sido anotado a maior performance de remoção no ponto equivalente a 250L, com o valor de 88,9%, em valor médio absoluto. Ao final de 1000L filtrados a eficiência do processo foi de 65,4%.
O modelo de Freundlich se mostrou aplicável para o dimensionamento dos leitos de CAG para a remoção dos contaminantes atrazina e cafeína, sob as condições pré- determinadas, mesmo sob a avaliação de poucos pontos experimentais. O presente trabalho valida o exemplo empregado como referência de metodologia científica adotado, para o dimensionamento dos protótipos filtrantes. A única ressalva que se pode considerar é com relação a necessidade de se prever uma margem de segurança com relação as massas de CAG fornecidas pelo modelo, prevendo-se a adsorção de substâncias naturalmente presentes na água, além dos contaminantes-alvo, tais como: substâncias orgânicas naturais dissolvidas, subprodutos da cloração, sais dissolvidos, alcalinidade, dureza, etc, todos constituintes naturais da água de poço, que, de certa forma, competem com os sítios ativos do CAG. A presença de demais constituintes de origem antropogênica também deve ser considerada no dimensionamento dos leitos de CAG.