'
USO DE BIOMASSA ANIMAL RICA EM PROTEÍNAS FIBROSAS COMO
BIOSORVENTE PARA REMOÇÃO DE ARSÊNIO TRIVALENTE
Teixeira, M.C. 1 ; Ciminelli, V.S.T. 2 ; Duarte, G. 2
I -Universidade Federal de Ouro Preto, Departamento de Farmácia- Rua Costa Sena, 171 -Centro
Ouro Preto- MG - 354000-000
2- Universidade Federal de Minas Gerais, Departamento de Metalurgia- Rua Espírito Santo, 35- Centro
Belo Horizonte- MG- 30160-030
[email protected]
_,
O presente trabalho tem como objetivo propor uma nova estratégia para remoção dos ânions arsenito.
Fundamentados nos mecanismos bioquímicos que justificam os efeitos tóxicos dos oxiânions arsenito e arsenato
sugere-se o emprego de biomassa animal rica em proteínas fibrosas como biosorvente para estes ânions . Foram
obtidas isotermas de adsorção utilizando-se biomassa pulverizada na concentração de 2,0 g/L e soiMções
sintéticas de meta-arsenito de sódio com pH variando de 2,0 a I 0,0. Sob as condições experimentais empregadas,
obtiveram-se isotermas de adsorção indicando uma concentração máxima de 20,0 mg de As/g de biossorvente no
equilíbrio. A metodologia aqui proposta difere dos demais sistemas de adsorção de arsênio pelo fato de não
depender da oxidação prévia do íon arsenito, As(lll) a arsenato, As(V) e ainda pelo fato do arsenito ser mais
eficientemente adsorvido em pH ácido. Os resultados experimentais obtidos a partir de análises da estrutura
molecular do complexo de adsorção por intermédio da espectroscopia de absorção de Raios-X (EXAFS e
XANES) apontam ainda a ocorrência de adsorção específica dos átomos de arsênio em seu estado trivalente, os
quais se ligam diretamente aos átomos de enxofre presentes na biomassa por meio de ligações covalentes. O
complexo de adsorção As/S formado possui geometria trigonal piramidal com distâncias interatômicas de
aproximadamente 2,25 A.
Palavras-chave: arsenito, adsorção, biomassa, EXAFS.
Área Temática: Tratamento de efluentes
451
INTRODUÇÃO
Níveis de arsénio relativamente altos são ocasionalmente encontrados em fontes de água para consumo,
principalmente as subterrâneas, devido, em grande parte, à lixiviação desse elemento a partir de depósitos e rejeitas
minerais ou decorrentes da atividade industrial. No caso específico do estado de Minas Gerais, além das anomalias
geológicas existentes no Quadrilátero Ferrífero, os sedimentos e efluentes contaminados por arsénio produzidos
devido à atividade mineradora, em particular da mineração de ouro, são fontes de contaminação.
O arsénio e seus compostos são tóxicos e carcinogênicos a todos os seres vivos. As espécies solúveis de
arsénio, derivadas dos ácidos arsenioso (H 3As03 ) e arsénico (H 3As04 ) formam complexos inespecíficos com
aminoácidos localizados nos sítios ativos de enzimas essenciais à manutenção das funções metabólicas nonnais dos
seres vivos. Sabe-se ainda que as espécies trivalentes apresentam maior toxicidade e mobilidade, adquirindo,
portanto, maior importância sob os pontos de vista ambiental e toxicológico. As metodologias disponíveis para
remediação de arsénio, convencionais ou alternativas, apresentam uma limitação comum: removem, eficientemente,
as espécies pentavalentes do As, mas, geralmente falham na remoção/imobilização das espécies trivalentes. O ácido
arsénico (H 3 As04 ) forma complexos estáveis com constituintes do solo contendo oxi-hidróxidos de ferro, alumínio
ou manganês, tais como goethita, alumina, hematita, bimessita e gibsita (Ladeira et ai., 200 I; Smedley &
Kinninburg, 2002; Deschamps et ai., 2003) explicando assim sua menor mobilidade. As espécies do ácido arsenioso
(H 3As0 3), por sua vez, se ligam muito fracamente aos sorventes inorgânicos, independentemente do pH de
adsorção. Advém daí a necessidade de promover a oxidação dos íons As (lll) a As (V) para garantir a imobilização
1
eficaz das duas espécies arsenicais.
A biossorção é um processo de imobilização de espécies iônicas cuja baixa seletividade é explicada pelo
fato de ser baseada, geralmente, em mecanismos inespecíficos de troca iônica. As principais limitações dessa
metodologia, no que se refere à sua aplicação aos sistemas experimentais multi-elemento, semelhantes aos sistemas
reais são decorrentes dessa baixa seletividade.
A ligação química entre os compostos arsenicais e os grupamentos químicos sulfidrila presentes em
algumas enzimas é irreversível e altamente específica, o que justifica a toxidade do arsénio. Esta elevada afinidade
nos levou à suposição de que biomassas residuais contendo alto teor de proteínas fibrosas em sua composição
poderiam vir a ser empregadas para imobilização de arsénio. Tal hipótese vem sendo testada com um material
residual produzido pela indústria alimentícia. Baseados nos resultados aqui apresentados, propomos, pela primeira
.~
vez, a utilização de biomassa residual de baixo custo como biossorvente altamente específico para imobilização do
arsénio em seu estado reduzido, As (III), sem a necessidade de etapas prévias de oxidação. Tal especificidade é
explicada pela estrutura molecular do complexo de adsorção determinada com o auxílio de análises de
Espectroscopia de Raios-X utilizando-se luz Síncrotron.
OBJETIVOS
I
Os principais objetivos deste trabalho são (i) propor, pela primeira vez, a utilização de um biossorvente
capaz de adsorver eficientemente, a espécie reduzida do Arsênio sem a necessidade de etapas prévias de oxidação;
(ii) contribuir para o entendimento das questões referentes à estabilidade dos compostos arsenicais trivalentes e sua
imobilização em presença de matéria orgânica.
452
~
I
Visando atingir aos objetivos gerais propostos, o desenvolvimento deste trabalho envolveu as seguintes
etapas: selcção e preparação de um biossorvente específico para adsorção de As (Ill); avaliação do desempenho do
biossorvente selecionado sob diferentes condições, identificação dos mecanismos de adsorção e proposição de um
modelo estrutural de adsorção.
MATERIAIS E MÉTODOS
Penas brancas de galinhas foram enxaguadas exaustivamente com água morna de torneira e dessecadas a
45 ±5°C por 24 horas. O material seco foi moído e peneirado para obtenção de um pó com dimensões de partículas
menor do que 0,037 mm (400 Mesh Tyler). A biomassa assim obtida foi ativada pela reação com solução básica de
tioglicolato de amónio, na concentração final de 0,78 g/L. Tal tratamento químico não implica em perda de massa.
Após a etapa de ativação, a biomassa filtrada foi empregada nos testes de adsorção. Soluções estoque de As (III) na
concentração de l 0.000 mg/L foram feitas a partir do sal AsNa0 2 (Fiuka, 99.0%). O pH das soluções foi ajustado
com HC!, O, I N ou NaOH, O, lN. A força iónica (I) das soluções foi ajustada com solução de NaCI, 4 M ou
Na 3P04 0,01 M. Os testes de adsorção de As (lll) foram realizados em batelada à temperatura ambiente (28±3°C).
Uma conhecida quantidade da biomassa (1-1 O mg/L) era adicionada a cada frasco Erlenmeyer de 250m! contendo a
solução do metal (100 mL). Os frascos foram mantidos sob agitação (100 rpm) por 1 hora até o equilíbrio.
Experimentos de adsorção em sistema semi-contínuo foram conduzidos à temperatura constante (25±0,2°C)
(Teixeira, 2003) em sistema experimental conhecido como "Subsequent Additions Method" (SAM). O volume total
.,I
de líquido no rcator era de 1.000 mL, a concentração de biomassa de 2 g/L e a agitação e o pH do meio foram
mantidos constantes. O equilíbrio era atingido decorrida 1 hora da adição da solução de metal quando uma amostra
de I O mL era coletada e filtrada (membrana de celulose de 0,45 11m) para análise de teor de As por AAS. Todos os
experimentos foram realizados em duplicata e os resultados apresentados representam as médias aritméticas
obtidas.
As análises de espectroscopia de raios_X, XANES (X-Ray Absorption Near Edge Structure) e EXAFS
(Extended X-Ray Absorption Fine Structure) da biomassa úmida complexada com As (lll) foram realizadas nas
instalações do Laboratório Nacional de Luz Síncrotron (LNLS), em Campinas, São Paulo. Os dados de XANES e
EXAFS da borda K (11,868 eV) do arsênio foram obtidos com um feixe de luz com corrente de aproximadamente
.,
200 mA segundo protocolo descrito previaamente descrito (Teixeira et ai., 2003). O espectro XANES foi analisado
com uso do programa Origin 5.0 enquanto na análise do EXAFS utilizaram-se os programas Winxas 97 para
tratamento dos dados e FEFF 6.0 I para os cálculos dos parâmetros fase e amplitude teóricos.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
Nos estudos preliminares de adsorção pôde-se perceber que o equilíbrio do sistema durante a adsorção
do arsenito é atingido nos primeiros I O minutos, independentemente da condição experimental empregada. Os
experimentos utilizando biomassa não submetida à reação de ativação produziram resultados insignificantes,
reforçando a hipótese de que os grupamentos sulfidrila reduzidos seriam os principais responsáveis pela adsorção
t
do As (lll). Aparentemente, o processo de moagem da biomassa interfere negativamente na adsorção do As. Apesar
disso, com o intuito de garantir a homogeneidade do sistema experimental, todos os testes subseqüentes foram
realizados empregando-se a biomassa pulverizada.
453
A capacidade de adsorção de As apresentada pela biomassa estudada (8-13 mg As (IIl)/g ) é promissora
e bem maior do que os valores obtidos empregando-se caolinita e montmorilonita, O, I e 0,2 mg/g, respectivamente
(Griffin, 1977); alumina, 0,2 mg/g (Gupta & Chen, 1978); goetita, 3,0 mg/g (Deschamps et ai., 2003). Ladeira et ai.
(200 1) relataram carregamentos significativamente mais relevantes utilizando uma gibsita ati vada termicamente,
25,4 mg/g. Driehaus et ai. ( 1995) também obtiveram capacidades de adsorção de arsénio mais elevadas (20-40
mg/g) porém, o As (lll) era previamente oxidado a As (V) e só depois adsorvido. O valor expressivamente alto
(69,2 mg of As (lll)/g de Mo) obtido por Dambies et ai. (2002), ao empregar um biossorvente derivado de
quitosana e empregado com molibdénio, não pode ser analisado conjuntamente aos demais pelo fato de omitir
informações concernentes às quantidades de biomassa empregadas.
A influência do pH sobre a biossorção do As (Ill) pode ser observada na Figura 1. Os resultados obtidos
demonstram que quanto menor o pH, maior é a adsorção. Essa tendência é completamente oposta àquela observada
durante a imobilização As (III) por adsorventes inorgânicos, quando a eficiência do processo cresce à medida que
se eleva o pH do meio. Outro fato interessante é que durante todos os experimentos de adsorção, não se observaram
variações de pH superiores a 0,2 unidades. Levando em consideração que o pKa 1 do ácido arsenioso é 9.2, os
experimentos foram realizados em pHs menores do que 8, mais precisamente, 2,0, 5,0 e 8,0, com a finalidade de
evitar ou minimizar a formação das espécies aniônicas do H 3As0 3. A possibilidade de ocorrer formação de arsina
durante os experimentos de adsorção em pH 2,0 foi investigada e descartada (dados não mostrados). Para os
experimentos subseqüentes, foi adotado o valor de pH de 5,0 que é condizente com aquele encontrado nos efluentes
naturais ou resultantes da atividade industrial.
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pH 2.0
pH 5.0
pH 8.0
40
60
80
100
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A s(lll) ·Concentração de Equilíbrio (mg.l .' )
I
40
60
80
As (III)- Equilibrium Concentration (mg.L.
100
1
)
Figura 1 - Isoterma de Adsorção de As (li!), influência do pH
Metodologia SAM (biomassa, 2g!L; temperatura, 25±1 °C)
Os resultados apontados na Figura 2 são bastante interessantes. A grande maioria dos adsorventes para
As descritos na literatura é ativa tanto para a espécie pentavalente quanto para a espécie trivalente, a diferença
reside apenas na maior mobilidade dessa última espécie. No caso do biossorvente objeto do presente estudo, aliada
à especificidade pelo As (!!I) tem-se uma rejeição tanto pelo fosfato (Figura 2) quanto pelo arsenato (não
mostrado).
454
Essa scletividade para o As (III), demonstrada através da rejeição dos íons fosfato (Figura 2) c arsenatos
(não mostrado), constitui-se em uma grande vantagem relativa aos adsorventes inorgânicos e resinas poliméricas
descritos pela literatura (Alam, 200 I; Dambies et al., 2002). Tanto as semelhanças químicas quanto as afinidades
pelos mesmos ligantes químicos apresentadas pelo arsenato e pelo fosfato podem ser explicadas pelo fato de que
ambos os íons possuem a mesma geometria tetraédrica. Por outro lado, o íon arsenito apresenta geometria trigonal
piramidal. Supõe-se que, algum tipo de impedimento estérico, contribua para que os sítios ativos do biossorvente
rejeitem os oxiânions tetraédricos fosfato e arsenato.
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fosfato 0,01 M ; Na CI O,OM
fosfato O,OM ; NaCI O.OSM
100
150
200
250
300
As (III)- Concentração de Equilíbrio (mg.L",)
Figura 2 - Isoterma de Adsorção de As (IIl), influência da presença de íons fosfato.
Metodologia SAM (1=0, l; biomassa, 2g/L; temperatura, 25± l 0 C).
As análises por Espectroscopia de Raios- X, XANES (X-Ray Absorption Near Edge Structure) e EXAFS
(Extended X-Ray Absorption Fine Structure) são ferramentas modernas e muito precisas, as quais fornecem
informações estruturais tais como estado de oxidação dos átomos do elemento adsorvido, no caso, o As como bem
como dados referentes ao número de coordenação e às distâncias interatômicas no complexo de adsorção e ainda
informações a respeito da natureza e posição dos átomos ligantes dentro da esfera de coordenação do átomo
adsorvido.
Um sumário do processo de análise dos dados de EXAFS obtidos para a biomassa carregada com
As (lll) se encontra ilustrado nas Figuras 3 a 5. O espectro original, obtido para o complexo As (III)-biomassa é
apresentado na Figura 3. A média dos resultados de 7 diferente espectros foi convertida para escala de energia em
unidades de eV e fez-se uma correção da chamada linha de base. O valor da energia da borda K (E0) obtido
experimentalmente foi de 11.868 eV, o mesmo obtido para o padrão de arsenito, confinnando que não houve
oxidação do As pela biomassa durante a reação de complcxação. A análise do espectro XANES (dados não
mostrados) também confirma esse valor indicando que os átomos de arsênio permanecem em seu estado reduzido.
As oscilações no espectro causadas por todos os átomos presentes nas esferas de coordenação ao redor do átomo de
As também podem ser observadas. Este espectro foi submetido a uma Transformada de Fourier, permitindo a
•
identificação de um pico amplificado que corresponde ao sinal das camadas de coordenação do átomo de arsênio
(Figura 4).
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Energy (Kev)
Figura 3 - Sinal de EXAFS após correção de linha de base
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-sinal da 1acamada
de coordenação
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R(A)
Figura 4- Transformada de Fourier, amplitude K=3
O sinal obtido após submeter esses dados a uma nova transformada de Fourier resulta num novo espectro
que representa apenas as oscilações causadas pelos átomos presentes na primeira camada de coordenação do átomo
de As. Nesse ponto, é possível calcular os parâmetros estruturais tais como distância interatômica entre os átomos
de As e seus ligantes na primeira camada de coordenação bem como identificar esse átomo ligante. Ajustando os
dados experimentais ao modelo teórico (II) fornecido pelo programa FEFF (Figura 5) é possível confirmar que o
arsénio é o átomo espalhador enquanto o enxofre é o átomo retro-espalhador presente na primeira camada de
coordenação do As. Também é possível afirmar que cada átomo de arsénio se encontra ligado a três átomos de
enxofre. Os parâmetros estruturais obtidos através dessas análises são: número de coordenação (n) = 2,52±0,4 e
distância interatômica (R)
=
2,26±0, I A.
456
l
,
0,3
o
dado experimental
dado teórico
0,2
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g
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6
7
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8
9
10
1
)
Figura 5- Segunda Transformada de Fourier Transfonn, primeira camada de coordenação.
Curvas experimental e teórica . (R=2,26±0. 1A, n=2,5±0,4)
Os parâmetros estruturais obtidos nesse trabalho são consideravelmente diferentes daqueles obtidos
quando da adsorção de arsênio em matrizes inorgânicas. Nesses casos, como o As é adsorvido como um oxi-ânion,
normalmente na fonna de um complexo bidentado binuclear, o elemento encontrado na primeira camada de
coordenação é sempre o oxigênio, com número de coordenação (n) variando de 3,6-4 e distâncias interatômicas (R)
variando numa faixa de I ,72 a to I ,78
A. Os metais ligantes (Fe ou AI) são encontrados na segunda camada de
coordenação com valores de R geralmente maiores do que 3,0
A (Ladeira, 1999). O número de coordenação e a
distância interatômica obtidos no a tua] estudo são, como esperado, muito similares àqueles obtidos pelas análises de
EXAFS de complexos biológicos do tipo As (lll)/proteína, nos quais os átomos de As se ligam diretamente aos
átomos de S na primeira camada de coordenação e nos quais cada átomo de As se encontra ligado a 3 átomos de
enxofre provenientes de três resíduos de cisteína. Os valores de R variam de 2,20-2,25
A (Martin et ai., 200 I). As
informações fornecidas pelas análises XAS são consistentes com as elevadas taxas de adsorção de As aqui
relatadas. Os resultados elucidam que, em lugar de ser adsorvido como um íon contrário ou mais especificamente,
no plano interno de Helmoltz, como uma espécie do ácido arsenioso, o As (III) sofre uma reação química que leva à
desidratação da molécula de H 3As0 3 .
Essa hipótese de mecanismo de adsorção é sustentada pelas similaridades estruturais entre os complexos
As (lll)lbiomassa e aqueles complexos naturais formados entre os átomos arsenicais e as proteínas do sistema Ars
Operon (Martin et ai., 200 I), as fitoqueratinas (Schmoger et ai., 2000) ou cisteína e glutationa (Farrer, et ai. 2000;
Mukhopadhyay et ai. 2002) previamente descritas.
Finalmente, deve ser ressaltado que o fenômeno de imobilização aqui abordado se dá por intermédio de
uma reação química entre os íons arsenito dissolvidos e os grupamentos sulfidrila presentes na biomassa, forte o
suficiente para promover o deslocamento dos átomos de oxigênio presentes na primeira camada de coordenação das
moléculas de ácido arsenioso . Tais fatos explicam a elevada especificidade do biossorvente testado pelas espécies
trivalentes do arsênio, bem como sua pequena afinidade pelos íons fosfato e arsenato.
457
CONCLUSÕES
O resíduo industrial com alto conteúdo de proteínas fibrosas demonstrou adsorver especificamente o
j
'
arsênio em seu estado trivalente, dispensando qualquer etapa prévia de oxidação. Os grupos sulfidrila foram
identificados como sendo os grupamentos ativos envolvidos no processo de biossorção do arsênio. A adsorção é
tanto maior quanto menor o pH; os íons fosfato não competem com o arscnito pelos sítios ativos presentes na
biomassa. O mecanismo de imobilização envolve a complexaçiio na camada interna de coordenação (inner-sph ere
complexation) dos átomos ativos na superfície. Moléculas de água são liberadas durante a rcação c o átomo de As
passa a se ligar diretamente aos átomos de enxofre dos grupamentos sulfidrila. As análises XAS indicam que cada
átomo de arsênio se encontra diretamente ligado a três átomos de enxofre provenientes de três moléculas de
aminoácido cisteína reduzidas. A distância interatômica As/S encontrada é de 2,26 ± 0, 1 A.
AGRADECIMENTOS
1
!
Os autores gostariam de agradecer ao Laboratório Nacional de Luz Síncrotron (LNLS) em Campinas, SP e ao
programa de bolsas PADCT/CAPES.
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
~
Alam, M. G. M.; Tokunaga, S. and Maekawa, T. Chemosphere 43: 1035-1041, (2001).
Dambies, L.; Vincent, T. e Guibal, E. Water Research: 36 (15): 3699-3710, (2002) .
Deschamps, E., Ciminelli, V.; Weidler, P. G. and Ramos, A. Y. Clays and Clay Minerais 51 (2): 198-205, (2003).
Driehaus, W.; R. Seith, R. and Jekel, M. Water Research 29(1 ): 297-305, (1995).
Farrer;B. T.; McClure, C.P.; Penner-Hahn, J. E. e Pecoraro, V. L. lnorganic Chemistry 39(24): 5422-5423, (2000) .
Griffin, R. A.; Frost, R. R.; Au, A. K.; Robinson, G. D. and Shimp, N. F. Environmental Geology Notes 79:1-47,
(1977).
Gupta, S. K. and Chen, K. C. Joumal ofWater Pollution Control Federation 50(3): 493-506, (1978).
Ladeira, A. C. Q. "Utilização de Solos e Minerais para Imobilização de Arsênio e Mecanismo de Adsorção". Escola
de Engenharia- CEPGEM. Dr. thesis. Belo Horizonte, UFMG: 160, ( 1999).
Ladeira, A. C. Q.; Ciminelli, V. S. T.; Duarte, H. A. ; Alves, M. C. M . and Ramos, A. Y. Geochimica et
Cosmochimica Acta 65(8): 1211-1217, (200 I) .
Martin, P.; DeMel, S.;Shi, J.; Gladysheva, T.; Gatti , D. L. ;Rosen, B. P. and Edwards, 8 . F. P . Structure 9: 10711081, (2001).
Mukhopadhyay, R. ; Rosen, B. P.; Phung, L. T. and Silver, S. FEMS Microbiology 26: 311-325, (2002).
Schmoger, M. E. V.; Oven, M. and Grill, E. Plant Physiology 122: 793-80 I, (2000).
Smedley, P. L. and Kinniburgh, D. G. Apllicd Geochemistry 17: 517-568, (2002).
Teixeira, M.C., Duarte, G. Ciminelli, V. " Structural modelling of arscnic biosorption using X-Ray Spectroscopy
(XAS)" ln: lntcrnational Biohydromettalurgy Symposium IBS2003 , CD-Rom. Atenas, Grécia, 16-19 de setembro
de 2003.
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