MESTRADO EM BIOTECNOLOGIA
JUNIOR VAN BEIK
UTILIZAÇÃO DE ESFERAS DE ALGINATO PARA EXTRAÇÃO E
PRÉ-CONCENTRAÇÃO DE CHUMBO EM AMOSTRAS DE ÁGUA
DISSERTAÇÃO
PONTA GROSSA 2020
JUNIOR VAN BEIK
UTILIZAÇÃO DE ESFERAS DE ALGINATO PARA EXTRAÇÃO E
PRÉ-CONCENTRAÇÃO DE CHUMBO EM AMOSTRAS DE ÁGUA
Dissertação apresentada ao Programa de Pós-Graduação em Biotecnologia, da Universidade Tecnológica Federal do Paraná, Campus Ponta Grossa, como requisito parcial à obtenção do título de Mestre em Biotecnologia.
Orientador: Prof. Dr. Eduardo Sidinei Chaves
Coorientadora: Prof.ª Dr.ª Alessandra Cristine Novak Sydney
PONTA GROSSA 2020
Ficha catalográfica elaborada pelo Departamento de Biblioteca
da Universidade Tecnológica Federal do Paraná, Câmpus Ponta Grossa n.17/20
Elson Heraldo Ribeiro Junior. CRB-9/1413. 23/03/2020. V218 Van Beik, Junior
Utilização de esferas de alginato para extração e pré-concentração de chumbo em amostras de água. / Junior Van Beik, 2020.
107 f.; il. 30 cm.
Orientador: Prof. Dr. Eduardo Sydney Chaves
Coorientadora: Prof.ª Dr.ª Alessandra Cristine Novak Sydney
Dissertação (Mestrado em Biotecnologia) - Programa de Pós-Graduação em Biotecnologia, Universidade Tecnológica Federal do Paraná, Ponta Grossa, 2020.
1. Chumbo. 2. Espectrometria de massa. 3. Biopolímeros. 4. Água - Análise. I. Chaves, Eduardo Sydney. II. Sydney, Alessandra Cristine Novak. III. Universidade Tecnológica Federal do Paraná. IV. Título.
FOLHA DE APROVAÇÃO
Título de Dissertação Nº 13/2020
UTILIZAÇÃO DE ESFERAS DE ALGINATO PARA EXTRAÇÃO E PRÉ-CONCENTRAÇÃO DE CHUMBO EM AMOSTRAS DE ÁGUA
Por Junior Van Beik
Esta dissertação foi apresentada às 14 horas de 21 de fevereiro de 2020, na sala da DIRPPG, como requisito parcial para a obtenção do título de MESTRE EM BIOTECNOLOGIA, Programa de Pós-Graduação em Biotecnologia. O candidato foi arguido pela Banca Examinadora, composta pelos professores abaixo assinados. Após deliberação, a Banca Examinadora considerou o trabalho APROVADO.
Prof. Dr. Marcos André Bechlin (UTFPR)
Profª. Drª. Carmen Lúcia Voigt (CESCAGE)
Prof. Dr. Eduardo Sidinei Chaves (UFSC)
Orientador e presidente da banca
Visto da Coordenadora:
Prof. Dr. Eduardo Bittencourt Sydney Coordenadora do PPGBIOTEC UTFPR – Câmpus Ponta Grossa
- A FOLHA DE APROVAÇÃO ASSINADA ENCONTRA-SE ARQUIVADA NA SECRETARIA DO CURSO -
Ministério da Educação
UNIVERSIDADE TECNOLÓGICA FEDERAL DO PARANÁ CÂMPUS PONTA GROSSA
Diretoria de Pesquisa e Pós-Graduação Programa de Pós-Graduação em Biotecnologia
Dedico todo o esforço que depositei neste trabalho aos meus avós Alcides e Pedro (in memorian), com todo o meu amor e gratidão.
AGRADECIMENTOS
A Deus pela vida, e infinita bondade e por seus planos para a minha vida serem sempre maiores do que meus sonhos.
Meus pais, Vanda e Carlos, pelo amor, confiança, motivação e apoio em todas etapas de minha vida, assim como a paciência e de sempre acreditarem em mim.
A toda minha família que me ajudaram de alguma maneira nessa etapa de minha vida, em especial aos meus avós Alcides Van Beik e Pedro Prestes.
Ao Professor Dr. Eduardo S. Chaves, pela orientação, confiança, incentivo, paciência e todo conhecimento compartilhado, não só em Química como na vida, em todos esses anos e obrigado acima de tudo pela grande amizade.
A Professora Drª. Alessandra C. N. Sydney, pela coorientação, disponibilidade e contribuição com seus conhecimentos.
À minha amiga Klaiani Bez Fontana, pela amizade, carinho, disposição e grande auxílio na realização deste trabalho.
Aos Professores do Programa de Pós-Graduação em Biotecnologia da UTFPR por terem contribuído na minha formação ao longo desses anos.
À UFSC e UEPG pela parceria e colaboração com o uso dos equipamentos. Aos meus colegas do Laboratório de Métodos Instrumentais (LabMi) que muito contribuíram e compartilharam conhecimento em especial, Carol, Kathlyn, Pablo, Flávia, Priscila, Bianca e Débora.
À CAPES pelo apoio financeiro concedido.
A todos que de alguma forma colaboraram e me apoiaram nessa jornada, em especial ao Professor Dr. Cesar Augusto Canciam. Meus singelos agradecimentos.
RESUMO
VAN BEIK, Junior. Utilização de esferas de alginato para extração e
pré-concentração de chumbo em amostras de água. 2020. 107 f. Dissertação
(Mestrado em Biotecnologia) – Universidade Tecnológica Federal do Paraná, Ponta Grossa, 2020.
O chumbo (Pb) é um elemento tóxico e um dos potenciais contaminantes de ambientes aquáticos. A organização Mundial de Saúde (OMS) estabelece um limite máximo de 10 µg L-1 de Pb em água potável. A determinação de Pb, em níveis traço (< 1 mg L-1) utilizando a espectrometria de absorção atômica em chama (FAAS), geralmente, requer uma etapa de pré-concentração. Devido a isso, diversos procedimentos de pré-concentração vêm sendo estudados, principalmente com enfoque no desenvolvimento de procedimentos alternativos que empregam biopolímeros. Este trabalho propõe a determinação de Pb, em níveis traço, em amostras de águas fluviais por FAAS, após procedimento de extração e pré-concentração com esferas de alginato de cálcio (EAC). Testes preliminares demonstraram o alto potencial das EAC para extração e pré-concentração de Pb em amostras de água. Foram otimizados os parâmetros como massa das esferas, tempo de adsorção e dessorção, influência da concentração de HCl na dessorção, influência da razão massa/volume das esferas e amostra. A fim de melhorar o desempenho das EAC no processo de extração e pré-concentração do Pb na água, estas foram submetidas a uma etapa de protonação, onde observou-se um aumento de 25% na eficiência de extração e pré-concentração. A reutilização das EAC foi avaliada indicando a capacidade de extração e pré-concentração acima de 98% após 6 ciclos. A caracterização morfológica das EAC foi realizada por MEV-EDS enquanto que o FTIR foi utilizado para investigar os principias grupamentos funcionais envolvidos na etapa de extração. Massa de 100 mg de EAC demonstraram os melhores resultados enquanto que os tempos de adsorção e dessorção adotados foram de 90 e 15 minutos, respectivamente, tempo relativamente menor que os encontrados na literatura. A concentração de HCl selecionada foi de 0,8 mol L-1, já a razão massa/volume de 200/200 (m/v). Nas condições otimizadas, após o procedimento de protonação o método proposto permitiu alcançar um limite de detecção (LOD) de 2 µg L-1 e desvio padrão relativo (DPR) entre 2,9 e 15%. Um fator de enriquecimento (FE) de 50 foi obtido, demonstrando a eficiência do procedimento para pré-concentração de Pb, a exatidão foi avaliada por meio de testes de recuperação, os valores obtidos para água de poço (83,7 e 90,3%) e água ultrapura (117 e 120%). As micrografias revelaram que não houve diferença significativa nas EAC antes e após protonação, entretanto observou-se alterações morfológicas após o quarto ciclo de pré-concentração. Os espectros obtidos por FTIR indicam a presença de grupos carboxílicos, os quais podem estar associados a biossorção do Pb. Todas as amostras de água das Bacias do Rio Pitangui e Tibagi ficaram abaixo do LOD. Assim foi comprovado que o método proposto é adequado a determinação de baixas
concentrações de Pb em amostras de água.
ABSTRACT
VAN BEIK, Junior. Use of alginate beads for lead extraction and
pre-concentration in water samples. 2020. 107 p. Thesis (Master’s Degree in
Biotechnology) – Federal University of Technology – Paraná, Ponta Grossa, 2020.
Lead (Pb) is a toxic element and a potential contaminants in aquatic environments. World Health Organization (WHO) establishes a maximum limit of 10 µg L-1 of Pb in drinking water. The determination of Pb, in trace levels (< 1 mg L-1) using flame atomic absorption spectrometry (FAAS), generally requires a pre-concentration step. Due to this, various procedures of pre-concentration have been studied, mainly focusing on the development of alternative procedures that employ biopolymers. This work proposes the determination of Pb, in trace levels, in sample of river water by FAAS, after extraction procedure and pre-concentration with calcium alginate beads (CAB). Preliminary tests showed the high potential of CAB for extraction and pre-concentration of Pb in water samples. The follow parameters: mass of the beads, time of adsorption and desorption, influence of HCl concentration in desorption, influence of the mass/volume ratio of the beads and sample were optimized. In order to improve the performance of the CAB in the extraction process and pre-concentration of Pb in water, these were submitted to a stage of protonation, where there was an increase of 25% in the efficiency of extraction and pre-concentration. CAB reuse was assessed with extraction and pre-concentration capacity above 98% after 6 cycles. The morphological characterization of the CAB was performed by SEM-EDS while the FTIR was used to investigate the main functional groups involved in the extraction step. Mass of 100 mg of CAB showed the best results with adsorption and desorption times of 90 and 15 minutes, respectively, which are relatively smaller than that found in literature. The selected HCl concentration was 0.8 mol L-1, with a 200/200 mass/volume ratio (m/v). In the optimized conditions, after the protonation procedure the proposed method furnished a detection limit (LOD) of 2 µg L-1 and relative standard deviation (RSD) between 2.9 and 15%. An enrichment factor (EF) of 50 was obtained, demonstrating the efficiency of the procedure for pre-concentration of Pb, the accuracy was evaluated by means of recovery tests, with values obtained for well water (83.7 and 90.3 %) and ultrapure water (117 and 120%). The micrographs revealed that there was no significant difference in CAB before and after protonation, however, morphological changes were observed after the fourth pre-concentration cycle. The spectra obtained by FTIR indicate the presence of carboxylic groups, which may be associated with Pb biosorption. All water samples from the Pitangui and Tibagi River Basins were below the LOD. Thus, was proved that the proposed method is suitable for determining low concentrations of Pb in water samples.
LISTA DE FIGURAS
Figura 1 - Apresentação esquemática da distribuição de Pb no corpo humano adulto . ... 24 Figura 2 - Representação esquemática de um Espectrômetro de Absorção
Atômica em Chama (F AAS) demonstrando o percurso do feixe até o detector ... 29 Figura 3 - Esquema de um processo de extração líquido-líquido (ELL) para o soluto (x) ... 32 Figura 4 - Etapas envolvidas no procedimento da microextração líquido-líquido dispersiva (MLLD) ... 33 Figura 5 - Esquema demonstrando as etapas envolvidas na extração em ponto nuvem (EPN) ... 34 Figura 6 - Estrutura química do alginato ... 38 Figura 7 - Representação esquemática da formação da rede de gel de alginato de cálcio ... 39 Figura 8 - Esquema do procedimento de produção das EAC ... 44 Figura 9 - Esferas de alginato de cálcio após procedimento de secagem em estufa ... 45 Figura 10 - Primeiro ponto de coleta localizado no Rio Verde, região conhecida como Capão da Onça ... 50 Figura 11 - Segundo ponto de coleta localizado no Rio Verde, região já bastante povoada ... 50 Figura 12 - Terceiro ponto de coleta localizado no Rio Pitangui, área localizada a alguns quilômetros da região urbana de Ponta Grossa ... 51 Figura 13 - Primeiro ponto de coleta localizado na Bacia do Rio Tibagi ... 52 Figura 14 - Segundo ponto de coleta localizado na Bacia do Rio Tibagi, área
residencial ... 52 Figura 15 - Último ponto de coleta localizada no Rio Tibagi, área próxima a portos de areia ... 53 Figura 16 - Mapa dos pontos de coleta das amostras de água nas bacias do Tibagi e Pitangui, Ponta Grossa-PR ... 54 Figura 17 - Poço artesiano de onde foram coletadas as amostras de água ... 56 Figura 18 - Localização geográfica e imagem do riacho onde foi realizado a coleta da amostra fluvial ... 57
Figura 19 - Otimização da massa das EAC na pré-concentração de Pb em
amostras de água . ... 62
Figura 20 - Otimização do tempo de extração ... 63
Figura 21 - Influência do tempo de dessorção ... 65
Figura 22 - Efeito da concentração de HCl na dessorção de Pb em EAC ...66
Figura 23 - Avaliação da capacidade de extração e pré-concentração de Pb em ciclos de reuso das EAC, empregando uma solução padrão de 100 µg L-1 ... 77
Figura 24 - Esferas de AC após procedimento de secagem em estufa de ar contínuo, ênfase a sua forma e tamanho ... 78
Figura 25 - Micrografia para as EAC antes (A) e após procedimento de protonação (B) ... 79
Figura 26 - Espectro EDS realizados nas esferas sem protonação (A) e após protonação (B) ... 80
Figura 27 - Micrografia das EAC após o quarto ciclo de adsorção/dessorção e EDS da superfície ... 81
Figura 28 - Espectro FTIR das EAC anteriores ao processo de pré-concentração (a), esferas após adsorção (b), e esferas após dessorção (c) ... 83
LISTA DE TABELAS
Tabela 1 - Padrões e valores orientadores que estabelecem a concentração de Pb em solos ... 22 Tabela 2 - Parâmetros Instrumentais do ICP-MS ... 43 Tabela 3 - Coordenadas geográficas, altitudes e referências de localização dos pontos de amostragem ... 55 Tabela 4 - Avaliação da concentração de ácido algínico na produção das EAC... 58 Tabela 5 - Avaliação da influência de EAC hidratadas (H) e desidratadas (D) na pré-concentração de Pb ... 60 Tabela 6 - Avaliação da eficiência de dessorção por meio de agitação vortex e banho ultrassônico em EAC ... 61 Tabela 7 - Parâmetros selecionados após testes preliminares para
pré-concentração de Pb em EAC em amostras de água ... 61 Tabela 8 - Influência da razão massa/volume da amostra ... 67 Tabela 9 - Parâmetros de mérito obtidos para extração e pré-concentração de Pb em amostras de água empregando EAC ... 68 Tabela 10 - Determinação de Pb em amostras reais por F AAS após extração e pré-concentração em EAC e resultados obtidos por ICP-MS... 69 Tabela 11 - Avaliação de diferentes ácidos na capacidade de protonação das EAC ... 71 Tabela 12 - Avaliação do volume do agente protonador (HNO3) nas EAC na extração e pré-concentração de Pb em amostras de água . ... 72 Tabela 13 - Influência do tempo na protonação de EAC para determinação de Pb em F AAS ... 73 Tabela 14 - Comparação dos parâmetros de méritos obtidos na extração e pré-concentração de Pb em EAC antes e após procedimento de protonação ... 74 Tabela 15 - Comparação dos valores de LOD obtidos para o método proposto com outros métodos de extração e pré-concentração de Pb reportados na
literatura ... 75 Tabela 16 - Resultados obtidos por F AAS após pré-concentração em EAC em amostras de água de rio e comparação com determinação direta por ICP-MS ... 85
LISTA DE ABREVIATURAS, SIGLAS E ACRÔNIMOS
EAC Esferas de Alginato de Cálcio
DP Desvio Padrão
DPR Desvio Padrão Relativo
EUA Estados Unidos da América ETRs Elementos Terras Raras FE Fator de Enriquecimento
LOD Limite de detecção (do Inglês: Limit of Detection)
LOQ Limite de quantificação (do Inglês: Limit of Quantification)
R Teste de Recuperação
R2 Coeficiente de determinação SNC Sistema Nervoso Central
Tmax Temperatura Máxima
ABNT Associação Brasileiras de Normas Técnicas
ATSDR Agência para o Registro de Substâncias tóxicas e Doeças (do inglês: Agency for Toxic Substance and Disease Registry) BPA Bisfenol A (do inglês: Bisphenol A)
DNA Ácido Desoxirribonucleico (em inglês: Deoxyribonucleic acid)
D2EHPA Ácido di-(2etilhexil) fosfórico (do inglês: Di(2-ethylhexyl)phosphoric acid)
EDTA Ácido Etilenodiamino Tetra-Acético (do inglês: Ethylenediamine tetraacetic acid) EFS Extração em Fase Sólida
EFSA Autoridade Europeia para a Segurança Alimentar (do inglês: European Food Safety Authority)
ELL Extração Líquido-Líquido
ET AAS Espectrometria de absorção atômica com atomização eletrotérmica (do inglês: Electrothermal Atomic Absorption Spectrometry)
F AAS Espectrometria de absorção com atomização em chama (do inglês:
Flame Atomic Absorption Spectrometry)
FSA Agência de Normas Alimentares do Reino Unido (do inglês: Food Standards Agency)
FTIR Espectroscopia no infravermelho com transformada de Fourier (do inglês: Fourier-transform Infrared Spectroscopy)
GF AAS Espectrometria de absorção atômica com forno de grafite (do inglês:
Graphite Furnace Atomic Absorption Spectrometry)
GLA-PEI Polietilenoimina Reticulada com Glutaraldeído (do inglês: Glutaraldehyde Crosslinked Polyethyleneimine)
HG AAS Espectrometria de absorção atômica com geração de hidretos (do inglês: Hydride Generation Atomic Absorptionmetry
IARC Agência Internacional de Pesquisa em Câncer (do inglês: International Agency for Research on Cancer)
ICP-MS Espectrometria de massa com plasma indutivamente acoplado (do inglês: Inductively Coupled Plasma Mass Spectrometry)
ICP OES Espectrometria de emissão óptica com plasma indutivamente acoplado (do inglês: Inductively Coupled Plasma Atomic Emission Spectrometry)
MLLD Microextração Líquido-Líquido Dispersiva MEV Microscopia Eletrônica de Varredura
OMS Organização Mundial da Saúde PVC Policloreto de Vinila
TBP Fosfato de Tributila (do inglês: Tributyl Phosphate) TEL Chumbo Tetraetila (do inglês: Tetraethyl Lead)
TMAH Hidróxido de tetrametilamônio (do inglês: Tetramethylammonium Hydroxide)
EU União Europeia
UTFPR Universidade Tecnológica Federal do Paraná ANVISA Agência Nacional de Vigilância Sanitária
CONAMA Conselho Nacional do Meio Ambiente
SUMÁRIO 1INTRODUÇÃO ...14 2OBJETIVOS ...17 2.1 OBJETIVO GERAL ...17 2.2 OBJETIVO ESPECÍFICO ...17 3REVISÃO DA LITERATURA ...18
3.1 MEIO AMBIENTE E O CHUMBO (PB) ...18
3.2.1 Ar ... ..20
3.2.2 Água ... ..20
3.2.3 Solo ... ..21
3.2.4 Outras fontes...23
3.4.1 Espectrometria de Absorção Atômica em Chama (F AAS) ... ..27
3.5.1 Extração Líquido-Líquido (ELL) ... ..31
3.5.2 Microextração Líquido-Líquido Dispersiva (MLLD) ... ..32
3.5.3 Extração em Ponto Nuvem (EPN) ... ..34
3.5.4 Extração em Fase Sólida (EFS) ... ..35
3.6 BIOPOLÍMEROS ...36 3.6.1 Alginato ... ..37 3.6.2 Aplicação do Alginato ... ..40 4MATERIAIS E MÉTODOS ...42 4.1 REAGENTES E SOLUÇÕES ...42 4.2 INSTRUMENTAÇÃO ...42
4.3 PREPARO DAS ESFERAS DE ALGINATO DE CÁLCIO (EAC) ...43
4.3.1 Protonação das EAC ... ..45
4.4 EXTRAÇÃO E PRÉ-CONCENTRAÇÃO ...45
4.4.1 Extração ... ..45
4.5 DESSORÇÃO ...46
4.6 DETERMINAÇÃO DE PB ...46
4.6.1 Construção da Curva de Calibração ... ..46
4.6.2 Quantificação de Pb nas Amostras ... ..46
4.6.3 Teste de Recuperação e Fator de Enriquecimento ... ..47
4.7 CARACTERIZAÇÃO DAS EAC ...47
4.7.1 Análise da Morfologia da Superfície das EAC ... ..47
4.7.2 Determinação dos Grupos Funcionais Participantes da Bioadsorção ... ..48
4.7.3 Reuso das EAC ... ..48
4.8 TRATAMENTO ESTATÍSTICO ...48
4.9 AMOSTRAS ...48
4.9.1 Localização das Áreas de Estudo e Coleta ... ..49
5RESULTADOS E DISCUSSÃO ...58
5.1 TRATAMENTOS PRELIMINARES NA FORMAÇÃO DAS EAC ...58
5.1.1 Produção das EAC ... ..58
5.1.2 Condição das EAC ... ..59
5.1.3 Dessorção ... ..60
5.2 OTIMIZAÇÃO DOS PARÂMETROS DE EXTRAÇÃO E PRÉ-CONCENTRAÇÃO...61
5.2.1 Otimização da Massa das EAC ... ..62
5.2.3 Influência do Tempo na Dessorção ... ..64
5.2.4 Influência da Concentração HCl na Dessorção ... ..65
5.2.5 Influência da Razão Massa/Volume da Amostra ... ..66
5.3 PARÂMETROS DE MÉRITO ...68
5.4 PROTONAÇÃO DAS EAC ...70
5.4.1 Avaliação do Agente Protonador (HNO3, H2SO4 E EDTA) ...70
5.4.2 Avaliação do Volume do Agente Protonador ... ..71
5.4.3 Tempo de Protonação ... ..72
5.4.4 Parâmetros de Mérito para as EAC após a Protonação ... ..73
5.5 AVALIAÇÃO DA CAPACIDADE DE REUTILIZAÇÃO DAS EAC ...76
5.6 CARACTERIZAÇÃO DAS EAC ...78
5.6.1 Microscopia Eletrônica de Varredura (MEV) e Espectroscopia de Energia Dispersiva (EDS) ... ..79
5.6.2 Espectroscopia de Infravermelho por Transformada de Fourier (FTIR) ... ..82
5.7 APLICAÇÃO ANALÍTICA ...84
6CONCLUSÃO ...87
1 INTRODUÇÃO
O chumbo (Pb) é um elemento extremamente tóxico e desperta grande preocupação ambiental (FONTANA et al., 2016), sendo um dos principais elementos encontrado em efluentes industriais, tornando-se um dos contaminantes de ambientes aquáticos de maior interesse dos pesquisadores (CARVALHO et al., 2016). A crescente preocupação com o Pb se deve à alta toxicidade desse metal mesmo quando em baixas concentrações (TEIXEIRA et al., 2004). Outro aspecto preocupante envolve os procedimentos convencionais de tratamento de água, os quais apresentam limitações, quando se trata da remoção de baixas concentrações de poluentes (HENRIQUES et al., 2019).
No Brasil a resolução do Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA) nº 357, de 17 de março de 2005 e a portaria nº 2.914, de Dezembro de 2011 do Ministério da Saúde regulamentam a classificação das águas e definem o padrão de potabilidade bem como os procedimentos de controle e de vigilância da qualidade da água para consumo humano e seu padrão de potabilidade. O valor máximo permitido de Pb nas águas doces brasileiras da classe 1 é de 0,01 mg L-1. A resolução ainda define águas de classe 1 como destinadas ao abastecimento para consumo humano (após tratamento simplificado), recreação, irrigação de frutas e hortaliças que são consumidas cruas e a proteção das comunidades aquáticas em Terras Indígenas. Já a Organização Mundial da Saúde (OMS) estabelece um limite máximo de 10 µg L-1 de Pb em água potável (CATALDO et al., 2014), um valor igual ao estabelecido pelo CONAMA.
Em consequência da presença de Pb em níveis traços (concentrações < 1 mg L-1), a instrumentação necessária para a sua determinação deve apresentar uma boa sensibilidade (SARACOGLU et al., 2006). Das técnicas analíticas mais utilizadas se destacam a Espectrometria de Massa com Plasma Acoplado Indutivamente (ICP-MS) e a Espectrometria de Emissão Óptica com Plasma Acoplado Indutivamente (ICP OES). Ambas possuem ótimos limites de detecção, na ordem de < 1 ng L-1 e de 5-20 µg L-1, respectivamente (CARVALHO et al., 2016). O principal obstáculo encontrado está associado ao alto custo desses equipamentos, que limitam a utilização destas técnicas em laboratórios que atendem municípios de pequeno porte (SHIRALIPOUR; LARKI, 2016).
Atualmente a química analítica se concentra na busca de alternativas que tornem os procedimentos de preparo de amostras mais rápidos, fáceis, seguros e menos dispendiosos (KRAWCYK; STANISZ, 2016), além de fornecer resultados precisos com baixos limites de detecção (ÇIMEN et al., 2013). Diante desse cenário a biotecnologia traz várias propostas e alternativas ambientalmente amigáveis para melhorar a eficácia dos procedimentos de preparo de amostras, bem como abordagens que levem ao desenvolvimento de biossorventes naturais (CHENG et al., 2019).
Uma alternativa encontrada para contornar os problemas dos altos custos de equipamentos sofisticados que possibilitem a determinação de níveis traços de metais em amostras aquosas é a pré-concentração dos analitos (SARACOGLU et al., 2006). A pré-concentração tem como finalidade obter uma subfração da amostra original enriquecida com o substrato de interesse analítico, de forma que se obtenha uma detecção adequada (QUEIROZ; COLLINS; JARDIM, 2001). Por esse motivo, o procedimento permite a determinação em equipamentos como o Espectrômetro de Absorção Atômica em Chama (F AAS), relativamente mais simples, de baixo custo operacional e presente em quase todos os laboratórios analíticos (JAMALI; BOROMANDI, 2014).
Muitas são as técnicas de extração e pré-concentração propostos para a determinação de baixas concentrações de íons metálicos (COSTA et al., 2002). A extração líquido-líquido (ELL), microextração líquido-líquido dispersiva (MLLD), coprecipitação e extração em ponto nuvem (EPN) e a extração em fase sólida (EFS) são as mais utilizadas para a extração e pré-concentração de íons Pb(II) em diferentes matrizes aquosas (BEHBAHANI et al., 2015). O desenvolvimento destas técnicas seguiu os conceitos da química verde, apresentando alternativas ambientalmente amigáveis (MOREIRA et al., 2014), que aliada aos avanços da biotecnologia representam alternativas promissoras aos procedimentos convencionais de extração e pré-concentração (HENRIQUES et al., 2019). Muitos estudos têm procurado identificar biossorventes adequados capazes de acumular íons metálicos potencialmente tóxicos da água de forma eficaz (CHENG et al., 2019). Na maioria das vezes estes biossorventes compreendem resíduos industriais, agrícolas, adsorventes à base de plantas, fungos, bactérias e algas (MARTINEZ et al., 2017).
Dentre os biossorventes, o alginato tem atraído grande atenção nos últimos anos, especialmente, devido a sua capacidade de adsorção, ausência de geração de resíduos tóxicos, baixo custo, facilidade de manuseio e sua grande abundância (POO
et al., 2018). O alginato é um polissacarídeo produzido por algas marrons,
pertencentes à classe Phaeophyceae (WOUTHUYZEN; HERANDARUDEWI; KOMATSU, 2016), e foi caracterizado no final do século XIX (LAI et al., 2008). Este polissacarídeo possui em sua estrutura química ligações ácido α-L-gulurônico (G) e ácido β -D-manurômico (M), de larga variação na composição e estrutura sequencial (CARVALHO et al., 2016) o que lhe confere propriedades únicas, de gelificação em presença de íons metálicos polivalentes, tal como os íons Ca2+ (MÜLLER; SANTOS; BRIGIDO, 2011). Assim, alginato vem sendo empregado na biotecnologia, atuando como imobilizador de células, na produção de biomateriais, microencapsulação de compostos fenólicos, drogas (SELLIMI et al., 2015), e na remoção de íons metálicos em diferentes matrizes ambientais (CARVALHO et al., 2016).
Nesse sentido o presente trabalho propõe a utilização de esferas de alginato de cálcio (EAC) como biossorvente para extração e pré-concentração de Pb em amostras de água com posterior determinação por F AAS. A caracterização morfológica e química das esferas antes e após o procedimento de extração e pré-concentração, bem como a avaliação da eficiência de remoção após vários ciclos de uso foram também avaliadas. O método proposto foi aplicado para determinação de Pb em amostras de água das bacias dos rios Pitangui e Tibagi coletadas no município de Ponta Grossa-Paraná.
2 OBJETIVOS
2.1 OBJETIVO GERAL
Utilizar esferas de alginato de cálcio (EAC) para extração e pré-concentração de chumbo (Pb) em amostras de água para posterior determinação da concentração deste elemento em amostras de água por espectrometria de absorção atômica em chama (F AAS).
2.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS
Otimizar as condições de extração e pré-concentração para determinação de Pb em amostras de águas fluviais, tais como volume da amostra, tempo de adsorção e dessorção;
Determinar os parâmetros de mérito para o método proposto (faixa linear, coeficiente de determinação (R2), desvio padrão relativo (DPR), limite de detecção (LOD), limite de quantificação (LOQ) e fator de enriquecimento (FE); Avaliar a exatidão da metodologia proposta por meio de testes de recuperação
e comparação dos resultados com os obtidos por espectrometria de massas com plasma indutivamente acoplado (ICP-MS);
Caracterizar as EAC antes e após procedimento de extração e pré-concentração por intermédio da microscopia eletrônica de varredura (MEV) e espectroscopia de infravermelho com transformada de Fourier (FTIR);
Aplicar o método proposto para determinação da concentração de Pb em amostras de água das bacias dos rios Pitangui e Tibagi no município de Ponta Grossa – Paraná.
3 REVISÃO DA LITERATURA
3.1 MEIO AMBIENTE E O CHUMBO (PB)
O aumento na atividade industrial, urbanização e crescimento da agricultura é resultado do rápido desenvolvimento tecnológico que países, como o Brasil, estão passando. Infelizmente, devido a sistemas de tratamento ineficientes e a brechas na legislação, os efluentes industriais são descartados inadequadamente no meio ambiente (CATALDO et al., 2014). Mesmo com o crescente avanço nas ferramentas de biotecnologia, como nas remediações e tratamentos subsequentes, a falta de subsídios em pesquisas tem feito que o país caminhe a passos lentos na direção de tentar solucionar os problemas ambientais (SILVA; COSTA; DUARTE, 2018). A poluição ambiental se tornou o efeito colateral da grande atividade industrial, e essa é uma séria preocupação, não só para ecologistas, mas também para órgãos de saúde em todo o mundo (HAJIAGHABABAEI et al., 2010).
A água, essencial recurso ambiental, está sendo diretamente afetada pelas atividades antropogênicas (ARAÚJO; NASCIMENTO; OLIVEIRA, 2016). Elementos potencialmente tóxicos como chumbo (Pb), mercúrio (Hg), cádmio (Cd), cromo (Cr) e espécies de arsênio (As), são liberados durante as atividades industriais (KARDAR; BEYKI; SHEMIRANI, 2016). Esses elementos possuem a capacidade de se acumular e concentrar no ambiente, acarretando graves problemas ambientais e à vida humana (XU et al., 2013).
Os efluentes industriais, em muitos dos casos, contêm grandes concentrações de Pb (VERMA et al., 2017), tornando-o um dos maiores contaminantes de ambientes aquáticos atraindo o interesse dos pesquisadores (CARVALHO et al., 2016). Pb é um elemento extremamente tóxico e de grande preocupação ambiental (FONTANA et al., 2016) devido à alta toxicidade desse metal mesmo em baixas concentrações (TEIXEIRA et al., 2004). A contaminação por Pb deve-se principalmente aos efluentes gerados pelas indústrias de produção de baterias, fertilizantes fosfatados, eletrônicos, produção de madeira, tintas, petróleo, metais, e atividades de mineração (MAHMOUD
et al., 2009).
O chumbo tetraetila (TEL) é um importante aditivo utilizado na gasolina para elevar a octanagem, e é um dos principais responsáveis pela contaminação de Pb no ar em forma particulada (GIOIA et al., 2017). De acordo com o Documento de
referência para o desenvolvimento das Diretrizes da Organização Mundial da Saúde (OMS) para qualidade da água potável de 2012, embora o uso da TEL tenha sido quase eliminado na América do Norte, Europa Ocidental e no Brasil, ele é utilizado nos países em desenvolvimento.
De acordo com a Companhia Ambiental do Estado de São Paulo (CETESB, 2016), cerca de 40% do Pb produzido é utilizado na forma de metal, 25% em ligas e 35% em compostos químicos. Mesmo que uma pequena parte desse metal acabe em rios e lagos os problemas ambientais e de saúde acarretados são extremamente sérios. O Pb também pode ser proveniente de fontes geológicas, sendo um componente natural do solo, água e das vegetações (KORN et al., 2006). Na natureza o Pb pode ser encontrado em seu estado livre sob quatro formas isotópicas 208Pb, 206Pb, 207Pb e 204Pb em ordem de abundância (PANTALEÃO; CHASIN, 2014). É um metal branco prateado-azulado, encontrado geralmente combinado com dois ou mais elementos para formar compostos de Pb e raramente como um metal (MC MICHAEL; STOFF, 2018).
3.2 EXPOSIÇÃO HUMANA E NÍVEIS AMBIENTAIS
As principais vias de exposição da população ao Pb são o trato respiratório (mais importante do ponto de vista ocupacional) e o gastrointestinal (GUÉRIN et al., 2017). Aproximadamente 80% de todo o Pb que ingressa em nosso organismo é proveniente da ingestão de alimentos, água, sujeiras e poeiras contendo o metal (JESUS et al., 2018). Os metais diferenciam-se dos compostos orgânicos tóxicos por não possuírem caráter de biodegradação, o que leva a sua acumulação nos ambientes aquáticos (VOIGT; SILVA; CAMPOS, 2016) e um aumento significativo nos riscos de contaminação a animais e inclusive o homem. O percentual de Pb que o corpo adulto absorve através da ingestão pode chegar a aproximadamente 16%, enquanto que em crianças de 1 a 7 anos de idade, o percentual absorvido através da via digestiva é de 50% (FORSYTH et al., 2018).
3.2.1 Ar
O Pb é encontrado na atmosfera na forma particulada, o que acaba facilitando sua dispersão a longas distancias, entretanto, o mesmo é eliminado com relativa rapidez, por deposição seca e úmida (PANTALEÃO; CHASIN, 2014). Na atmosfera a concentração de Pb depende de inúmeros fatores, incluindo a proximidade com estradas e fontes pontuais (OMS, 2012). Segundo Sullivan et al. (2018) desde a década de 70 existe uma redução significante dos níveis de Pb no ar, refletindo a diminuição da utilização do TEL como aditivo na gasolina. O aporte diário de Pb pelo ar não pode ser superior a 0,5 µg m-3 e 4 µg m-3, para crianças e adultos respectivamente (OMS, 2012).
De acordo com a Agência para o Registro de Substâncias Tóxicas e Doenças dos Estados Unidos (ATSDR, 2007) os processos pirometalúrgicos nas indústrias primárias de metais não-ferrosos são as mais importantes fontes de Pb atmosférico, elas liberam o metal na forma de sulfato de chumbo (PbSO4) e de carbonato de chumbo (PbCO3), entretanto as formas químicas emitidas para a atmosfera dependem da fonte. O Pb liberado na atmosfera pela combustão de carvão se encontra como cloreto de chumbo (PbCl2), óxido de chumbo (PbO), sulfeto de chumbo (PbS) e partículas minerais insolúveis (LIANG; MAO, 2015).
Com o declínio nas emissões atmosféricas de Pb desde as legislações que restringem o uso em combustíveis, o foco se voltou para a água (LUZARDO et al., 2017), assumindo uma nova importância e sendo classificado pela ATSDR (ATSDR, 2007), como o segundo maior risco de contaminação que requer remediação imediata (MIRGHANI et al., 2015).
3.2.2 Água
A descarga de águas residuais de inúmeras atividades industriais sem o devido tratamento tem se mostrado um risco para o ecossistema aquático e para a saúde humana (CATALDO et al., 2014). O fato de o Pb não ser biodegradável e de ser bioacumulativo através da cadeia alimentar leva a efeitos nocivos a muitos organismos vivos. Assim como no ar, as atividades antrópicas, são as principais fontes de Pb (MIRGHANI et al., 2015).
No ambiente aquático, o Pb pode ocorrer na forma iônica (alta mobilidade e biodisponibilidade), complexado com materiais húmicos, ligadas a partículas coloidais ou a partículas sólidas de argila (ATSDR, 2007). Nos meios aquáticos os metais tendem a se acumular no sedimento e, dependendo das condições ambientais, também podem ser liberados na coluna d’água, tornando-se biodisponíveis (VOIGT et al., 2014). A disponibilidade do Pb no ambiente aquático é controlada por fatores como, pH, salinidade, sorção e biotransformação (KABATA-PENDIAS; MUKHERJEEE, 2007).
O Pb pode estar presente na água da torneira, em certo ponto, como resultado da sua dissolução de fontes naturais, mas principalmente de sistemas domésticos de encanamento, nos quais tubos, soldas e conexões contêm Pb (TALIO et al., 2014). Atualmente no Brasil a maioria das residências utilizam tubos de policloreto de vinila (PVC), que possuem em sua composição estabilizantes térmicos a base de sais de Pb. Dependendo de alguns fatores como a presença de cloreto, pH, temperatura e tempo de permanência da água nas tubulações pode haver a lixiviação do Pb utilizado como aditivo nesses materiais (BELLINGER, 2017).
No Brasil desde 1990 a resolução do Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA) e a portaria do Ministério da Saúde regulamentam a classificação das águas e definem o padrão de potabilidade. O valor máximo permitido de Pb nas águas doces brasileiras da classe 1 é de 0,01 mg L-1. A Organização Mundial da Saúde (OMS) estabelece um limite máximo de 10 µg L-1 de Pb em água do tipo I (CATALDO et al., 2014), valor igual estabelecida pelo CONAMA.
3.2.3 Solo
As altas concentrações de Pb encontradas no solo podem ter origem natural, ou ainda por meio de atividade exercidas pelo homem, como a mineração, indústrias, transporte e na utilização de insumos agrícolas com altas concentrações de Pb (KUSHWAHA et al., 2018). A atividade de mineração é talvez uma das principais fontes de contaminação do solo, pois ela tem a capacidade de perturbar ou alterar os ciclos naturais dos elementos no ambiente, de acordo com Cave et al., (2018) a galena (PbS) é a fonte primária e mais importante de contaminação por Pb. A concentração de Pb na camada superior dos solos varia consideravelmente devido à deposição e acumulação de partículas atmosféricas de fontes antropológicas, as maiores
concentrações ocorrem entre 1 a 5 cm (KAVEHEI; HOSE; GORE, 2018). Geralmente, o Pb não apresenta grande mobilidade no solo, a lixiviação de sais e Pb inorgânicos para as águas subterrâneas é muito lenta sob condições naturais (CAVE; WRAGG; LISTER, 2018). Alguns fatores como o pH do solo, o teor de ácidos húmicos e a quantidade de matéria orgânica influenciam o conteúdo e a mobilidade do Pb nos solos (UNEP, 2008), apenas uma pequena quantidade desse metal é transportada para as águas superficiais.
Atualmente no Brasil o Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA), por meio da Resolução nº 420, de 28 de dezembro de 2009, estabeleceu os critérios e valores orientadores de qualidade do solo quanto à presença de substâncias químicas e estabeleceu as diretrizes para o gerenciamento ambiental de áreas contaminadas por metais potencialmente tóxicos em decorrência de atividades antrópicas. Entretanto, alguns valores como para os cenários agrícolas e residenciais estão acima dos limites estabelecidos dispostos na Decisão de Diretoria nº256/2016/E, de 22 de novembro de 2016, da Companhia Ambiental do Estado de São Paulo (CETESB). Na Tabela 1 são apresentados os valores orientadores de concentração de Pb em solos.
Tabela 1. Padrões e valores orientadores que estabelecem a concentração de Pb em solos.
* Expressos em peso seco.
Concentração (µg/Kg)*
Comentário
CONAMA 420/2009 CETESB-DD 256/2016/E
72 72 Valor de Prevenção
180 150 Cenário agrícola
300 240 Cenário residencial
900 4400 Cenário industrial
Fonte: CONAMA (2009); CETESB (2016).
Os valores estabelecidos pela CETESB (2016) são menores para os cenários agrícolas e residencial, entretanto para o cenário industrial os valores de concentração são extremamente altos, expondo a fragilidade da legislação frente a pressões de grandes empresas, haja visto que o Estado de São Paulo possui um dos maiores polos industriais do Brasil. Quanto ao valor de prevenção ambos os órgãos orientadores estão de acordo com a concentração estabelecida.
3.2.4 Outras fontes
A ingestão de alimentos contaminados com Pb é outra fonte de exposição que preocupa as organizações de saúde. De acordo com um estudo publicado pela Autoridade Europeia para a Segurança Alimentar (EFSA) em 2010 na Itália, um pequeno grupo de produtos apresentam a maior concentração média de Pb, desse grupo as bebidas (17%), pães (16%) e outros vegetais (16%) são os que mais contribuem para a exposição alimentar da população. Se os alimentos forem preparados utilizando água contaminada ou utensílios de cozinha que contenham Pb esses valores podem ser ainda maiores (OMS, 2012).
Em 2006, 310 amostras de alimentos foram analisadas em um estudo encomendado pela Agência de Normas Alimentares do Reino Unido (FOOD STANDARTS AGENCY, 2009). Os níveis mais altos registrados foram em carne de caça, chegando a 1,63 mg/Kg. Já em 2010 foi realizado um novo estudo abrangendo todos os membros da União Europeia (EU), a EFSA realizou a coleta de dados de 2003 a 2008, tendo recebido 139.423 resultados de testes de alimentos. Foram concluídos que os níveis atuais de Pb em alimentos não acarrete efeitos graves na saúde de consumidores adultos, mas que existe um potencial de preocupação em relação a bebes, crianças e gestantes.
Tinturas de cabelo e alguns cosméticos ainda podem conter compostos de Pb (EFSA, 2010). Em 2013 a Agencia Nacional de Vigilância Sanitária (ANVISA), por meio da Resolução da Diretoria Colegiada – RDC Nº 15, de 26 de março de 2013, aprovou e regulamentou o uso de acetato de chumbo em tintura capilar. A concentração máxima estabelecida foi de 0,6%, um claro retrocesso na legislação, pois o acetato de chumbo estava proibido para esse fim desde 31 de janeiro de 2006, por decisão da própria ANVISA. Remédios caseiros, como Azarcon (tetróxido de Pb), é ainda usado no tratamento de doenças digestivas no Brasil e em boa parte da América Latina (CETESB, 2013), também são fontes de exposição ao Pb.
Como o Pb possui características de bioacumulação (VOIGT et al., 2016) e sua utilização é ampla em escala industrial, se faz necessário uma legislação ambiental mais rigorosa e com instrumentos capazes de assegurar a fiscalização contínua dos meios de exposição, principalmente no que se refere a água. Além disso, é fundamental o incentivo a pesquisas nas áreas ambientais e de saúde para que se
possa ter um diagnóstico rápido eficaz da contaminação por esse metal (MIRGHANI
et al., 2015).
3.3 EFEITOS DO Pb NA SAÚDE HUMANA
Vários modelos têm sido propostos para caracterizar as taxas de trocas entre os diversos compartimentos, retenção em tecidos e taxas relativas de distribuição entre os grupos de tecidos (EFSA, 2010). No Painel de Contaminantes na cadeia alimentar (COTAM) realizado em 2010 foi publicado um estudo mostrando a distribuição do Pb no corpo humano.
Depois que o Pb entra no corpo ele pode percorrer diversos caminhos, dependendo de sua fonte e de sua biodisponibilidade (BARBOSA et al., 2006). Basicamente a fração que é absorvida depende principalmente da forma física e química, além de fatores específicos para cada indivíduo exposto, como sexo, condição nutricional, idade e constituição genética (ROY; DEWOLF; CARNEIRO, 2015). O sítio primário de acumulação de Pb no organismo são os ossos que contém aproximadamente 90% do conteúdo corpóreo total do metal em adultos (TOMASZEWSKA et al., 2017). A Figura 1 apresenta de forma esquematizada a distribuição do Pb no organismo humano em caso de contaminação.
Figura 1. Apresentação esquemática da distribuição de Pb no corpo humano adulto.
.
Em 1996 um estudo publicado por Smith e colaboradores demonstrou que o esqueleto além de ser um sítio de armazenamento, pode liberar gradualmente Pb para a corrente sanguínea, particularmente durante períodos fisiológicos ou patológicos de desmineralização óssea, como gravidez, lactação e osteoporose, mesmo que a exposição ao Pb já tenha cessado.
De acordo com o Protocolo de Complexidade Diferenciada do Ministério da Saúde de 2006, o Pb compromete vários sistemas fisiológicos, sendo os mais sensíveis o sistema nervoso central (SNC), hematopoiético, renal, gastrointestinal, cardiovascular, musculoesquelético e o reprodutor. As manifestações iniciais são constantemente sutis e inespecíficas compreendendo o SNC (fadiga, irritabilidade, distúrbios do sono, cefaleia, dificuldades de concentração, redução da libido), gastrointestinais (cólicas abdominais, anorexia, náusea, constipação intestinal, diarreia) e dores nos membros inferiores (MOREIRA; COSTA, 2004).
Além de atuar em vários sistemas fisiológicos, segundo Silbergeld et al., (2000) o Pb substitui o zinco (Zn) em várias proteínas, chamadas de histonas, que funcionam como reguladoras de transcrição, incluindo as protaminas. Devido a isso ocorre a redução da ligação dessas proteínas com os elementos de identificação no Ácido Desoxirribonucleico (DNA) genômico. Esse fato sugere um envolvimento epigenético do Pb na expressão do gene alterado (DASH et al., 2016), ou seja, o Pb promove uma variação não-genética, sem alterar as sequências de bases (adenina, guanina, citosina e timina) da molécula de DNA, mas sim de mudanças químicas no DNA e em proteínas histonas (PENÃ; NESTLER, 2018).
Com base nesses e em outros estudos a Agência Internacional de Pesquisa em Câncer (IARC, 2006) classificou os compostos inorgânicos do Pb como prováveis carcinogênicos para humanos (Grupo 2A). Outras pesquisas realizadas na Europa, utilizando ratos adultos, demonstraram que o Pb possui a capacidade de promover o desenvolvimento de gliomas cerebrais e tumores renais (EFSA, 2010).
Casos de quadros crônicos, denominados saturnismo, podem acontecer a partir da absorção diária de 1 a 2 mg, durante uma semana (TEIXEIRA; COUTINHO; GOMES, 2004). Elas possuem alta gravidade, e se manifestam por meio de doenças renais, como a insuficiência renal crônica, já os casos de intoxicações agudas se caracterizam por encefalopatia aguda e neuropatia periférica grave com paralisia dos músculos (TIRIMA et al., 2018). Os casos de intoxicação agudas são de difícil
ocorrência, já que para tal é necessária a ingestão de 10 a 40 g do metal (TEIXEIRA; COUTINHO; GOMES, 2004).
Evidências sugerem que crianças são mais suscetíveis aos efeitos do Pb do que adultos (GÓMEZ et al., 2018), e que alguns sintomas clínicos da toxicidade são aparentes em concentrações mais baixas (CHEN et al., 2014). Desde a década de 1980 estudos realizados nos Estados Unidos da América (EUA), México, Austrália e na antiga Iugoslávia demonstraram que a exposição em concentrações menores que 10 µg dL-1 sangue, diminui irreversivelmente o QI de crianças entre 1 e 5 anos (FORSYTH et al., 2018), com efeitos evidentes em concentrações ao redor de 2 µg dL-1 (MOREIRA; COSTA, 2004).
Devido à alta toxicidade do Pb e de sua ação em níveis traços (µg L-1), é fundamental que os métodos analíticos sejam suficientemente sensíveis para alcançar baixos limites de detecção (LOD). Além disso, a etapa de preparo da amostra é crucial para eficiência de uma análise química, principalmente em casos em que a espécie de interesse se encontra em baixas concentrações.
3.4 DETERMINAÇÃO DE Pb
Os elementos em níveis traços (concentrações menores que 0,1 mg L-1) tem impactado significativamente o meio ambiente, elevando a preocupação de setores da saúde pública e ambientais sobre seus efeitos biológicos a curto e longo prazo (HE
et al., 2017). O Pb na água e no solo geralmente está presente em concentrações
inferiores a 20 µg L-1 e em áreas contaminadas, níveis maiores que 500 µg L-1 podem ser encontradas (ZHANG et al., 2017), devido a isso a instrumentação necessária para a determinação deve apresentar uma boa sensibilidade (SARACOGLU et al., 2006).
Muitas técnicas analíticas foram desenvolvidas ao longo dos anos para a determinação de metais potencialmente tóxicos (HE et al., 2017), como a Espectrometria de Massas por Plasma Indutivamente Acoplado (ICP-MS), Espectrometria de Emissão Óptica por Plasma Indutivamente Acoplado (ICP OES), Espectrometria de Absorção Atômica com Atomização em Chama (F AAS) (CARVALHO et al., 2016), Espectrometria de Absorção Atômica com Forno de Grafite (GF AAS) (ZEINER et al., 2018) e Espectrometria de Absorção Atômica com Geração de Hidretos (HG AAS) (KASA et al., 2017). De acordo com Zhang et al., (2017) tais
técnicas são utilizadas por métodos oficiais de análise, muitas vezes caracterizadas por altos custos e requerem conhecimento especializado.
Desde sua primeira disponibilização comercial, o ICP-MS tornou-se uma ferramenta utilizada, tanto para análises de rotina quanto para pesquisas (WOLF, 2013). Ela é uma técnica flexível que oferece muitas vantagens em relação as demais técnicas espectrométricas. O ICP-MS é uma alternativa poderosa devido a baixo LOD, ampla faixa linear dinâmica ser multielementar e rápida (HE, et al., 2017). As aplicações do ICP-MS se adequam muito bem as análises multielementares, além disso, produz espectros que são, na maioria das vezes mais fáceis de serem interpretados que os de ICP OES (WOLF, 2013). O ICP-MS tem sido amplamente utilizado na indústria de semicondutores, eletrônica, geoquímica, análises ambientais, pesquisas médicas e biológicas (SKOOG et al., 2006).
Da mesma forma que o ICP-MS, o ICP OES se tornou uma ferramenta analítica popular e eficiente para a determinação de elementos em níveis traços em um vasto número de amostras (NOVAES et al., 2016). A técnica possui boa sensibilidade na determinação de metais, além de ser multielementar, simples, rápida e barata se comparada ao ICP-MS, por exemplo (VANINI et al., 2015). O número de elementos que podem ser determinados por ICP OES é frequentemente maior que 70 (CARVALHO et al., 2016). Devido a essas características a técnica possui uma ampla gama de aplicações, incluindo matrizes complexas e orgânicas (SERESHTI; HERAVI; SAMADI, 2012).
Ambas as técnicas de ICP-MS e ICP OES possuem ótimos limites de detecção, na ordem de < 1 ng L-1 e de 5-20 µg L-1, respectivamente (CARVALHO et al., 2016). O ponto negativo em ambas as técnicas é o seu alto custo, sendo esta uma
das suas principais limitações (SHIRALIPOUR; LARKI, 2016). A FAAS possui limites de detecção (LOD) maiores, quando comparadas a ICP-MS e ICP OES, geralmente os LODs obtidos por FAAS ficam na ordem de mg L-1, no entanto está técnica é muito utilizada em laboratórios de rotina, devido à sua facilidade de operação e menor custo efetivo (USLU et al., 2018).
3.4.1 Espectrometria de Absorção Atômica em Chama (F AAS)
A espectrometria de absorção atômica em chama (F AAS) é uma das primeiras técnicas instrumentais bem estabelecidas para a determinação de uma
variedade de elementos (USLU et al., 2018). De acordo com Skoog et al., (2006) em 1955, o físico australiano Alan Walsh, se baseando nas leis de Kirchhoff (1860) e Planck (1900), montou o primeiro protótipo de um espectrômetro de absorção atômica (AAS). Walsh ainda contribuiu para o desenvolvimento das lâmpadas de catodo oco (HCL) como fonte de radiação específica para o elemento a ser determinado, que é ainda hoje a fonte de radiação mais empregada em AAS (L’VOV, 2005). O grande crescimento na produção de AAS se deu nos anos 1965, principalmente, depois de Amos e Willis proporem a utilização de uma chama de óxido nitroso/acetileno, com isso a temperatura da chama teve um aumento significativo (Tmax = 2850 ºC), permitindo a atomização de vários elementos refratários, tais como, Molibdênio (Mo) e Nióbio (Nb) (OMRANPOUR et al., 2019) que não atomizavam eficientemente na chama ar-acetileno (Tmax = 2250 ºC) (JAMALI; BOROMANDI, 2014).
As aplicações da técnica foram ampliadas quando Boris V. L’Vov propôs o uso de um forno de grafite como atomizador (GF AAS) (SCHLEMMER; RADZIUK, 1999), enquanto que Holak (1969) propôs a determinação de alguns elementos (As, Bi, Se) via geração de hidretos gasosos com atomização (HG AAS) em uma célula de quartzo (FIGUEIREDO; DEDINA; ARRUDA, 2007). Já a F AAS possibilita a determinação de cerca de 60 a 70 elementos, sendo adequada a medidas de rotina (SKOOG et al., 2006). A técnica é a mais utilizada em análises elementares em nível de mg L-1, mas possui a desvantagem de ser monoelementar, ou seja, um elemento de cada vez pode ser determinado (USLU et al., 2018).
De acordo com Skoog et al., (2006) a técnica é baseada na propriedade dos átomos (no estado gasoso) de absorver radiações em um comprimento de onda () específico pela transição de elétrons, principalmente da camada de valência, para um nível de maior energia. Em condições ideias, a quantidade de radiação absorvida está diretamente relacionada com a concentração de átomos no estado fundamental (FERNÁNDEZ; LOBO; PEREIRO, 2019). Como cada elemento possui uma estrutura eletrônica única, o da radiação absorvida é especifico de cada elemento.
Os componentes básicos de um espectrômetro convencional, com fonte de linha, incluem fonte de radiação (lâmpada de catodo oco), sistema de atomização, que pode ser feita em chama, célula de quartzo aquecida (gerador de hidretos), geração de vapor a frio, ou por meio do forno de grafite. Possui ainda um conjunto monocromador, detector e um processador, todos os componentes estão apresentados na Figura 2.
Figura 2. Representação esquemática de um Espectrômetro de Absorção Atômica em Chama (F AAS)
demonstrando o percurso do feixe até o detector.
Fonte: Adaptado de Uslu et al., (2018).
Devido a sua relativa facilidade de operação, e custo a F AAS é ideal para laboratórios de rotina, e ainda uma técnica amplamente utilizada devido à sua robustez, precisão e exatidão (ÖZZEYBEK et al., 2017). São muitos os trabalhos publicados que utilizam o F AAS em suas analises, Naeemullah e Tuzen (2019) empregaram a DLLME para determinação de Pb em amostras de água. Com LOD de 0,086 µg L-1 e recuperação >95%. Já Kazantzi et al., (2019) empregaram polipropileno e polietileno como material absorvente na determinação de Pb e Cd em amostras de águas fluviais, com LOD’s de 1,5 e 0,30 µg L-1, respectivamente, além de altos FE (Pb/180; Cd/44). Existem ainda trabalhos que realizam as determinações de forma direta, sem necessariamente uma etapa mais elaborada de preparação de amostra. Ieggli et al., (2011) determinou a concentração de Na, K, Ca, Mg, Zn e Fe em amostras de chocolate, os LOD’s obtidos foram de 50, 160, 20, 20, 30 e 20 µg L-1, respectivamente. A F AAS de forma geral vem sendo amplamente utilizada em um grande número de amostras, tais como, materiais biológicos (tecidos e fluídos), ambientais (água, solos, sedimentos e plantas), alimentos, geológicos, tecnológicos, entre outros (SKOOG et al., 2006).
Da mesma maneira que o ICP-MS e ICP OES, a F AAS possui interferências, elas são classificadas em espectrais e não espectrais. As interferências espectrais irão elevar o sinal medido em função de sobreposição no espectro, isso ocorre devido a absorção de radiação por moléculas gasosas, concomitantes, alargamento das linhas atômicas e espalhamento da radiação por partículas. Já as interferências não- espectrais são aquelas que alteram a grandeza do sinal do analito, mas não são espectrais, temos como exemplo interferência de transporte (ATKINS; JONES, 2012).
No entanto, a baixa eficiência do sistema de introdução de amostra limita a sensibilidade para a maioria dos metais (BEHBAHANI et al., 2015). A F AAS não possui limites de detecção para determinação direta para Pb comparáveis aqueles permitidos pela legislação (10 µg L-1) em amostras de água potável (MOREIRA et al., 2014). Ao invés de se adquirir equipamentos mais sensíveis e caros (USLU et al., 2018), vários métodos de pré-concentração foram desenvolvidos para permitir a determinação desses metais em amostras de água potável (SHIRALIPOUR; LARKI, 2016). A utilização de técnicas de separação como extração liquido-líquido (ELL), extração em fase sólida (EFS), coprecipitação e extração em ponto nuvem (EPN) podem contornar esses problemas possibilitando a determinação de metais em nível traço por F AAS (KRAWCZYK; STANISZ, 2016).
3.5 TÉCNICAS DE EXTRAÇÃO E PRÉ-CONCENTRAÇÃO
Apesar dos métodos e as instrumentações analíticas terem passado por grandes avanços tecnológicos nas últimas décadas, o preparo de amostra ainda permanece como uma das partes mais importantes de um processo analítico, sendo essencial para obtenção de resultados exatos e confiáveis (JARDIM, 2015). Atualmente a química analítica se concentra na busca de novos tratamentos que tornem os procedimentos de preparação de amostras mais rápidos, simples, seguros e menos dispendiosos (KRAWCYK; STANISZ, 2016), além de fornecer resultados precisos com baixos limites de detecção em equipamentos relativamente baratos se comparados com ICP-MS e ICP OES (ÇIMEN et al., 2013). Além disso, a etapa de preparação da amostra é considerada um ponto crítico do processo analítico e tem sido um dos principais obstáculos na obtenção de resultados adequados em termos de precisão e detecção (MARTINS et al., 2012).
Uma alternativa encontrada para contornar os problemas dos altos custos na aparelhagem e a determinação de níveis traços de metais em amostras aquosas é a pré-concentração (SARACOGLU et al., 2006). Geralmente a primeira etapa é a de extração e pré-concentração da espécie de interesse para torná-la compatível com o sistema analítico a ser utilizado, além de minimizar ou eliminar efeitos de matriz, melhorando os LOD’s antes de quantificá-las (MOREIRA; YOKOYA; GAITANI, 2014).
A biotecnologia apresenta diversas propostas e alternativas promissoras que estão auxiliando na eficácia das técnicas empregadas na pré-concentração de metais potencialmente tóxicos (BARQUILHA et al., 2019). Substituindo adsorventes sintéticos por biomassas, foi possível aumentar a capacidade de remoção de íons metálicos através de mecanismos que incluem troca iônica, adsorção física, adsorção química, incluindo complexação, quelação e precipitação, fenômeno conhecido como biossorção (CHENG et al., 2019).
Das muitas técnicas empregadas na pré-concentração de metais potencialmente tóxicos como o Pb e Cr a ELL, MLLD, EPN e EFS têm se destacado nos últimos anos (YAO et al., 2019). Entre esses métodos, a EFS tornou-se um tratamento de amostra muito poderoso e vantajoso devido as suas vantagens, como a disponibilidade de ampla variedade de adsorventes, alta recuperação e alto fator de enriquecimento (JIA et al., 2016).
3.5.1 Extração Líquido-Líquido (ELL)
Muitas são as técnicas de separação e pré-concentração propostos para a determinação de baixas concentrações de íons metálicos (COSTA et al., 2002). A extração líquido-líquido (ELL) é um procedimento básico de separação de compostos com diferentes características de solubilidade, contudo é largamente aceita e utilizada para preparação de amostras de agrotóxicos em água, alimentos e também de fármacos em fluídos biológicos (CALDAS et al., 2011).
Na extração líquido-líquido a separação consiste na transferência de um soluto de um solvente para outro, sendo os dois solventes imiscíveis ou parcialmente miscíveis entre si (BERK, 2013). Frequentemente, um dos solventes é água ou uma mistura aquosa e o outro é um líquido orgânico não polar (SKOG; ALEXANDER, 2006). A Figura 3 apresenta um esquema do processo de ELL.
Figura 3. Esquema de um processo de extração líquido-líquido (ELL) para o soluto (x).
Fonte: Adaptado de Costa et al., 2002
A ELL é amplamente empregada na extração de elementos terras raras (ETRs). Hidayah e Abidin (2018) mostram a evolução da técnica que nos últimos anos deixou de utilizar solventes extratores tradicionais como benzeno, heptano e querosene para usar fosfato de tributila (TBP), ácido di-(2etilhexil) fosfórico (D2EHPA) e óxido de trioctilfosfina (Cyanex 932) para aumentar a eficiência de extração. Segundo Carasek et al., (2002) apesar de sua eficiência na pré-concentração de analitos, o processo de extração ELL demanda tempo e trabalho laboratorial intenso, além de ser responsável pela geração de grandes volumes de resíduos de solventes.
3.5.2 Microextração Líquido-Líquido Dispersiva (MLLD)
Atualmente as tendências da química analítica estão focadas na melhoria da qualidade dos resultados analíticos e na introdução de novos desenvolvimentos tecnológicos envolvendo miniaturização, simplificação e automação de todo o procedimento analítico (AL-SAIDI; EMARA, 2014; RIOS; ESCARPA; SIMONET, 2009). A microextração líquido-líquido dispersiva (MLLD) foi desenvolvida em 2006 por Rezaee e colaboradores para a determinação de hidrocarbonetos policíclicos aromáticos em amostras de água. A técnica se baseia no princípio da partição entre a fase doadora (amostra) e aceptora (solvente orgânico), onde a polaridade do analito é que vai determinar sua solubilidade na fase aceptora (REZAEE et al., 2006). A MLLD é realizada em duas etapas, extração e separação das fases. As etapas do procedimento convencional estão ilustradas na Figura 4 (CALDAS et al., 2011).
Figura 4. Etapas envolvidas no procedimento da microextração líquido-líquido dispersiva (MLLD).
Fonte: Caldas et al., (2011).
De acordo com Carneiro et al., (2016) ela possui algumas vantagens em relação a ELL, como não necessitar de um longo tempo para alcançar o estado de equilíbrio e possuir um aumento na área de contato entre amostra e o solvente extrator, elevando a eficiência nos fatores de enriquecimento (FE). Diversos trabalhos publicados na literatura utilizam a MELLD para pré-concentração e determinação de compostos orgânicos. O bisfenol A (BPA) foi o primeiro a ser determinado por Rezaee em amostras de água superficial e de torneira no ano de 2006.
Entretanto, a MELLD também é empregada na determinação de metais em nível traço para diferentes amostras. Bilal et al., (2017) utilizou a MELLD e F AAS para pré-concentrar e determinar Pb e Cd em amostras de água obtendo LOD’s de 0,560 e 0,056 µg L-1, respectivamente. Já Martínez et al., (2018) aliou a espectrometria de absorção atômica eletrotérmica (ET AAS) para pré-concentrar Cd e Pb em amostras de vinho obtendo LOD’s de 0,01 e 0,08 µg L-1 para Cd e Pb, respectivamente.
3.5.3 Extração em Ponto Nuvem (EPN)
A extração em ponto nuvem (EPN) é uma técnica relativamente simples, o que a torna atraente, é de baixo custo, pois faz uso de pouco solvente, e assim como a MLLD seu tempo de extração é baixo. A técnica é amplamente utilizada na pré-concentração e extração de espécies hidrofóbicas na água (GOUDARZI, 2007). Se baseando no fenômeno de turbidez de uma solução aquosa contendo surfactante acima da concentração micelar crítica, ou seja, a de formação de micelas que se tornam turvas quando se altera as suas propriedades, como temperatura e pressão (JOMALI; BOROMANDI, 2014). A Figura 5 mostra de forma esquematizada o processo de extração e pré-concentração.
Figura 5. Esquema demonstrando as etapas envolvidas na extração em ponto nuvem (EPN).
Fonte: Adaptado de Biparva e Matin, (2012).
A EPN mostra características ambientalmente amigáveis pela substituição de solventes tóxicos, por quantidades reduzidas de surfactantes de baixa toxicidade, de acordo com os princípios da química verde (SILVA; OLIVEIRA; ROCHA, 2010).
A técnica de EPN vem sendo empregada na pré-concentração de metais e moléculas orgânicas em detrimento da extração convencional ELL com solventes orgânicos (SOMERA et al., 2012). Goudarzi (2007) obteve um LOD de 0,04 µg L-1 pré-concentrando cobre (Cu) em amostras de água de rio e do oceano, enquanto Somera
et al., (2012) determinaram Cu em amostras de alimentos, água e saliva com LOD’s
3.5.4 Extração em Fase Sólida (EFS)
Entre as técnicas de extração, a EFS tornou-se nos últimos anos uma das mais estudadas e aplicadas no preparo de amostras em análises ambientais, farmacêuticas e de alimentos, nas quais os analitos se encontram em nível traço (KRAWCZYK; STANISZ, 2016), sendo praticamente obrigatório a etapa de concentração dos analitos de interesse, a fim de atingir o nível de detecção do instrumento utilizado (HE et al., 2017).
A EFS é uma técnica de extração por sorção, e se baseia no princípio de transferência de espécies de interesse da matriz para o sítio ativo do absorvente (fase sólida) da EFS, dessa maneira o absorvente é o fator chave que irá determinar a seletividade e a dessorção da espécie alvo (HE et al., 2017). Esta técnica foi introduzida no início dos anos 1970 e está disponível comercialmente desde 1978, na forma de cartuchos descartáveis e de seringa. A EFS veio para suprir as desvantagens apresentadas por métodos tradicionais como a ELL, tais como a separação incompleta das fases, as baixas porcentagens de recuperação, uso de materiais facilmente quebráveis e uso de grandes quantidades de solventes orgânicos (JARDIM 2015).
O processo por EFS é simples e consiste em passar um volume de amostra pela fase sólida que retém os analitos de interesse, deixando passar o solvente. Logo em seguida o analito é eluído com um volume reduzido de solvente para que estejam muito mais concentrados que na amostra original (CALDAS et al., 2011). Após a aplicação dessa técnica, o analito estará em nível de concentração adequado para ser determinado na técnica instrumental escolhida. A escolha do tipo e quantidade de sorvente, volume de amostra e de solvente para a ativação dos cartuchos e para eluição dos analitos são alguns parâmetros que devem ser considerados (CALDAS et
al., 2011).
Segundo Jardim (2015) as vantagens apresentadas pela EFS em comparação a ELL tradicional são a facilidade de automação, ausência de emulsões, altas porcentagens de recuperação do analito, menor consumo de solventes orgânicos e volumes reduzidos de resíduos tóxicos, sendo assim uma técnica com características ambientalmente amigáveis. Entretanto a EFS convencional, possui algumas desvantagens como, tempo de análise elevado, altos custos dos cartuchos e
