JBCS

INTRODUÇAO

Atualmente, a poluiçao ambiental por metais potencialmente tóxicos é um dos principais problemas ambientais, principalmente devido ao crescimento tecnológico e industrial.¹ A contaminaçao dos recursos hídricos com estes metais pode gerar problemas graves para o meio ambiente, para a saúde e para a qualidade de vida da populaçao.² O chumbo (Pb) possui ampla aplicaçao industrial e consequentemente, o torna um dos principais contaminantes no meio ambiente. Além disso, o Pb é um dos elementos químicos mais tóxicos para saúde humana segundo a Organizaçao Mundial de Saúde.³ As indústrias automotivas, aeronáuticas, de revestimento e de aço geram grandes quantidades de efluentes contendo em sua composiçao metais potencialmente toxicos. Assim, novas tecnologias e processos alternativos para o tratamento de efluentes industriais têm sido desenvolvidos, visando à reduçao da concentraçao de metais no meio ambiente. Dentre estes processos, a biossorçao tem sido amplamente estudada para a remoçao de vários compostos, incluindo os metais, visado o tratamento de águas e efluentes.^4-7

O processo de biossorçao emprega como adsorvente materiais de origem natural o que o torna uma alternativa, economicamente atrativa, para tratamento de águas e efluentes. Entre as características dos processos de tratamento por biossorçao estao os baixos custos operacionais, minimizaçao do volume de lodos químicos e/ou biológicos, alta eficiência, tratamento de efluentes muito diluídos e nao requer utilizaçao de nutrientes adicionais durante o processo.⁸ Entretanto, a biossorçao nao substitui metodologias existentes, mas pode atuar como um complemento a processos que nao sao completamente eficientes.

Recentemente, diferentes materiais biológicos vêm sendo testados na remoçao do Pb, tais como: resíduos de poda de oliveiras,⁹ macroalgas,¹⁰ casca de laranja,¹¹ bagaço de cana,¹² entre outros. Contudo, há uma busca contínua por novos biossorventes que sejam de baixo custo e eficientes para a remoçao de metais. Neste contexto, a casca do urucum apresenta-se como uma excelente alternativa de biossorvente, devido ao seu baixo valor agregado. O urucum (Bixa Orellana) é uma planta tropical que apresenta alto teor de bixina, um pigmento de grande interesse industrial. A planta originaria do norte da América do Sul, atualmente é amplamente cultivada em áreas tropicais para a produçao comercial do pigmento. Este pigmento natural é obtido a partir das sementes, sendo amplamente utilizado nas indústrias de corantes e aromatizantes de alimentos, além de produtos têxteis, vernizes, cosméticos, etc.^13-15.

Este trabalho tem por objetivo avaliar a viabilidade do uso da casca de urucum como biossorvente de baixo custo para a remoçao dos íons Pb(II) de soluçao aquosa. Foram avaliados diferentes parâmetros envolvidos no processo de biossorçao, bem como o efeito da presença de íons interferentes e diferentes matrizes.

PARTE EXPERIMENTAL

Instrumentaçao

Todas as medidas de chumbo foram realizadas em um espectrômetro de absorçao atômica AAnalyst 700, (Perkin Elmer-Sciex, Thornhill, Canada) em 283.3 nm utilizando chama ar-acetileno. A casca de urucum foi seca em estufa com circulaçao de ar forçado (SL102, Solab). As medidas de pH foram realizadas utilizando um pHmetro (mpA-210, Aaker) e as alíquotas de biomassa medidas em balança analítica (Mark, Bel Engeneering). Os experimentos em batelada foram realizados utilizando um banho metabólico com agitaçao (Dubnoff SL157, Solab) e as amostras centrifugadas em centrífuga (Excelsa Baby II 206-R, Fanem). A caracterizaçao da biomassa foi realizada em espectrômetro de infravermelho com transformada de Fourier (Varian 7000) e microscópio eletrônico de varredura (Tescan, Vega 3 LMU) equipado com detector com sistema de energia dispersiva (EDS) (Oxford, AZTec Energy X-Act).

Reagentes e soluçoes

Todos os reagentes utilizados foram de grau analítico. A água ultra-pura com resistividade de 18 MΩ cm, purificada em purificador (Master All 2000, Gehaka). Soluçoes de HNO₃ 0,1 mol L^-1 e NaOH 0,1 mol L^-1 foram utilizadas para ajuste de pH das soluçoes. Soluçao estoque de chumbo (Pb(NO₃)₂) (Biotec) contendo 1000 mg L⁻¹ foi utilizada para os experimentos de biossorçao. Soluçao estoque de chumbo de 200 mg L⁻¹ (Specsol) foi utilizada para os padroes de calibraçao.

Preparaçao do biossorvente

Os frutos maduros de urucum foram coletados no município de Treze de Maio, SC. A casca, utilizada como biossorvente, foi adequadamente separada das sementes, lavada com água destilada e seca a 50 ºC em estufa. Após a secagem, a casca do urucum foi moída e peneirada, onde fraçoes de 0,12 a 2,00 mm foram separadas para o teste granulométrico. A biomassa foi utilizada em todos os experimentos de biossorçao sem qualquer tratamento químico ou físico adicional.

Experimentos de biossorçao em batelada

Os experimentos de biossorçao foram realizados em batelada utilizando Erlenmeyers de 50 mL contendo 25 mL de soluçao de Pb(II) 100 mg L^-1. O efeito dos seguintes parâmetros no processo de biossorçao foi avaliado: tamanho das partículas (fraçoes de 1,7 - 2,0 mm, 0,34 - 0,42 mm, 0,12 - 0,18 mm), pH (1,0 - 4,5), velocidade de agitaçao (0 - 150 rpm), dosagem de biossorvente (0,8 - 5,0 g L^-1) temperatura (20 - 40 ºC) e tempo de contato (0 - 120 min). Após a biossorçao uma alíquota das amostras foram centrifugadas a 5000 rpm durante 3 min e a concentraçao de Pb(II) remanescente na soluçao foi determinada por espectrometria de absorçao atômica (AAS). Todos os experimentos foram realizados em triplicata e os resultados expressos como a média dos valores. A capacidade de biossorçao (q_e) foi obtida de acordo com a equaçao:

onde V é o volume da soluçao (L), C_i e C_f as concentraçoes inicial e final de Pb (II) (mg L^-1) na soluçao, respectivamente e m é a massa de biossorvente (g).

Estudo cinético

Os experimentos foram realizados utilizando 25 mL de soluçao 100 mg L^-1de Pb (II) e 70 mg de biossorvente em pH 4,5 ± 0,1 em Erlenmeyer de 50 mL. As amostras foram colocadas em um agitador (banho metabólico com agitaçao) a 120 rpm com temperatura controlada. As amostras foram coletadas em diferentes tempos de contato, centrifugadas, diluídas adequadamente e a concentraçao remanescente de Pb(II) na soluçao determinada. As temperaturas avaliadas nesse estudo foram de 20, 30 e 40 (± 2) ºC.

Estudo de equilíbrio

Os experimentos de equilíbrio foram realizados variando a massa de biossorvente de 20 a 125 mg, utilizando 25 mL de soluçao 100 mg L^-1 de Pb(II) em pH 4,5 ± 0,1 e temperatura de 30 ºC. As amostras foram agitadas a 120 rpm durante tempo de contanto de 60 minutos, centrifugadas, diluídas adequadamente e a concentraçao remanescente de Pb(II) na soluçao determinada.

Efeito de matriz

Para avaliar o efeito de matriz na biossorçao do Pb(II) pela casca de urucum, três diferentes matrizes foram utilizadas: água de poço, água de rio e água de torneira (rede de abastecimento público). Neste estudo, uma concentraçao de 100 mg L^-1de Pb(II) foi adicionada às três diferentes matrizes. Uma amostra controle contendo água ultra-pura e 100 mg L^-1de Pb(II) foi também avaliada. O processo de biossorçao foi realizado utilizando 25 mL das amostras contendo adiçao de 100 mg L^-1de Pb(II) em pH 4,5 ± 0,1 e usando 70 mg de biossorvente. Os experimentos foram conduzidos a temperatura de 30 ºC, a 120 rpm durante 60 minutos. Posteriormente as amostras foram centrifugadas, diluídas adequadamente e a concentraçao remanescente de Pb(II) em cada matriz foi determinada.

Efeito da interferência de Cu, Zn e Ni na biossorçao do Pb (II)

Estes experimentos foram realizados utilizando 25 mL de soluçao 100 mg L^-1de Pb (II) e 70 mg de biossorvente em pH 4,5 ± 0,1. Os experimentos foram conduzidos a temperatura de 30 ºC, a 120 rpm durante 60 minutos. Para avaliar o efeito da adiçao de Cu, uma série de soluçoes contendo uma concentraçao fixa de 100 mg L^-1 de Pb(II) e concentraçao de Cu variando de 0 - 100 mg L^-1. O mesmo procedimento foi realizado para avaliar o efeito da adiçao de Zn e Ni na biossorçao do Pb(II). A concentraçao remanescente de Pb(II) foi determinada em cada soluçao.

RESULTADOS E DISCUSSAO

Caracterizaçao do biossorvente

Os espectros de FTIR da casca do urucum antes e após a biossorçao do Pb(II) estao apresentados na Figura 1. Os espectros mostram a presença de muitos grupos funcionais, indicando a natureza complexa do biossorvente. O espectro de FTIR antes da biossorçao apresenta uma ampla banda em 3377 cm^-1, indicando a presença de grupos -OH e -NH. As bandas em 2915 cm^-1 e 2848 cm^-1 sao atribuídos ao estiramento simétrico e assimétrico dos grupos -CH₂ e -CH₃. Bandas intensas na regiao de 1636 cm^-1 e 1044 cm^-1 correspondem ao estiramento dos grupos C=O e C-O respectivamente. O espectro de FTIR para a casca de urucum após a biossorçao dos íons Pb(II) apresentou uma forte reduçao na intensidade desses bandas, indicando o envolvimento desses grupos funcionais na biossorçao.

Figura 1. Espectro de FTIR (a) antes e (b) após a biossorçao do Pb(II)

A Figura 2 apresenta as imagens obtidas por microscopia eletrônica de varredura com detector EDS (MEV/EDS), para casca de urucum antes e após a biossorçao de Pb (II). Nas imagens de MEV observa-se que a estrutura/superfície do material biossorvente apresenta-se irregular e em algumas partes é possível visualizar microfibrilas de celulose cristalina organizadas. Na análise de EDS, constatou-se que na casca de urucum antes da biossorçao (Figura 2 A) o Pb (II) nao foi detectado, porém após o processo de biossorçao (Figura 2 B) observa-se claramente a presença de Pb (II), evidenciando assim a sorçao deste elemento na casca de urucum.

Figura 2. MEV/EDS para casca de urucum, (A) antes da biossorçao (B) após a biossorçao de Pb(II)

Efeito da granulometria

A granulometria do biossorvente pode exercer uma influência expressiva no processo de biossorçao. Neste estudo, fraçoes granulométricas de 1,7 - 2,0 mm, 0,34 - 0,42 mm, 0,12 - 0,18 mm e também mistura com todas as fraçoes granulométricas (partículas < 2,0 mm), foram avaliadas. Os resultados mostraram que nao houve diferença significativa na capacidade de remoçao do Pb(II) para nenhuma das fraçoes analisadas, sendo a mistura granulométrica selecionada para prosseguir os experimentos.

Efeito do pH e da velocidade de agitaçao

O pH da soluçao pode ser considerado um dos parâmetros mais importantes no processo de biossorçao. O efeito do pH na capacidade de biossorçao do Pb(II) pela casca de urucum foi avaliado e os resultados estao apresentados na Figura 3A. Como pode ser observado a capacidade de biossorçao aumenta com a elevaçao do pH de 1,0 até 3,0 e mantem-se praticamente constante até pH 4,5. Diversos estudos têm relatado o efeito negativo da remoçao de metais por biossorçao em baixos valores de pH. Esse comportamento pode ser devido ao fato que a alta concentraçao e alta mobilidade dos íons H⁺, levam a biossorçao preferencial dos íons hidrogênios em vez dos íons metálicos. Entretanto, neste estudo em valores de pH superiores a 5,0 foi observado a precipitaçao de espécies de Pb(II). Assim, valor de pH de 4,5 foi selecionado para evitar a influência do processo de precipitaçao nos resultados de biossorçao.

Figura 3. Efeito (A) do pH e (B) da velocidade de agitaçao na biossorçao do Pb(II) pela casca de urucum. (Ci Pb(II): 100 mgL^-1; biossorvente: 100 mg; 30 °C;60 min)

A velocidade de agitaçao é outro parâmetro que pode ter grande influência nos processos de biossorçao, uma vez que pode influenciar na distribuiçao do soluto na soluçao. O efeito da velocidade de agitaçao na biossorçao do Pb(II) foi avaliada variando a agitaçao de 0 a 150 rpm e os resultados estao apresentados na Figura 3B. Como pode ser observado, a capacidade de biossorçao do Pb(II) pela casca de urucum foi favorecida com o aumento da velocidade de agitaçao. A velocidade de agitaçao de 120 rpm foi selecionada para os experimentos seguintes.

Efeito da dosagem de biossorvente

O efeito da dosagem de biossorvente na biossorçao do Pb(II) está apresentado na Figura 4. Como pode ser observado, a porcentagem de remoçao aumenta rapidamente com o aumento da dosagem de biossorvente até 2,8 g L^-1, onde a máxima biossorçao foi obtida. Após essa dosagem nao houve mudança significativa na remoçao do Pb(II) pela casca de urucum. O aumento na porcentagem de remoçao está associado ao aumento de sítios disponíveis para a biossorçao com o aumento da dosagem de biomassa. No entanto, a capacidade de biossorçao de Pb(II) diminuiu com o aumento da dosagem de biossorvente. Essa diminuiçao pode ser atribuída ao gradiente de concentraçao entre o adsorvente e o adsorbato, um aumento na dosagem de biomassa resulta em uma reduçao da quantidade de chumbo biossorvido por unidade de massa de casca de urucum. Assim, a dosagem ótima de biossorvente selecionada para os demais experimentos foi de 2,8 g L^-1.

Figura 4. Efeito da dosagem de biossorvente. (Ci Pb(II): 100 mg L^-1; pH 4,5; 30 °C; 60 min; 120 rpm)

Estudo cinético

O efeito do tempo de contato em diferentes temperaturas na capacidade de biossorçao do Pb(II) pela casca de urucum foi avaliado e os resultados estao apresentados na Figura 5. Uma alta taxa de biossorçao foi observada nos minutos iniciais do processo para todas as temperaturas avaliadas, e posteriormente, a capacidade de biossorçao aumenta gradualmente até alcançar o equilíbrio em 60 minutos. Um rápido processo de biossorçao é uma característica importante de um biossorvente para a aplicaçao prática no tratamento de águas residuais. A avaliaçao das curvas cinéticas mostra que o processo de biossorçao do Pb(II) pela casca de urucum foi mais rápido na temperatura mais alta avaliada (40ºC), indicando o caráter endotérmico do processo.

Figura 5. Efeito do tempo de contato na biossorçao em diferentes temperaturas. (Ci Pb(II): 100 mg L^-1; biossorvente: 70 mg; pH 4,5; 120 rpm)

A fim de analisar a cinética de biossorçao do Pb (II) pela casca de urucum, os modelos cinéticos de pseudo-primeira ordem, pseudo-segunda ordem, Elovich e difusao intrapartícula foram aplicados (Figura 6).

Figura 6. Modelos cinéticos: (A) pseudo-primeira ordem,(B) pseudo-segunda ordem, (C) Elovich e (D) difusao intrapartícula para biossorçao do Pb(II) pela casca de urucum

A forma linear do modelo de pseudo-primeira ordem pode ser definida como:¹⁶

onde q_e e q_t sao as quantidade sorvidas (mg g^-1) no equilíbrio e no tempo t, respectivamente, e a constante de velocidade de pseudo-primeira ordem é dada por k₁ (min^-1).

O modelo de pseudo-segunda ordem pode ser escrito na sua forma linear de acordo com a seguinte equaçao:¹⁷

onde k₂ é a constante de velocidade de pseudo-segunda ordem (g mg^-1 min^-1).

O modelo de Elovich pode ser representado pela equaçao:

onde os parâmetros a e b sao a taxa de sorçao inicial (mg g^-1 min^-1) e a constante de dessorçao (g mg^-1), respectivamente.¹⁸

O modelo de difusao intrapartícula pode ser expresso pela equaçao:

onde k_dif é a contante de difusao intrapartícula e C (mg g^-1) é o intertercepto.¹⁹

A Tabela 1 apresenta os parâmetros e os coeficientes de correlaçao (R²) para os modelos cinéticos aplicados nas diferentes temperaturas avaliadas. Como pode ser observado, os dados experimentais para a biossorçao do Pb(II) pela casca de urucum foram melhores descritos pelo modelo de pseudo-segunda ordem, que apresentou os maiores coeficientes de correlaçao (> 0.999) nas temperaturas avaliadas (Figura 6B). Além disso, os valores de q_e calculado foram concordantes com os valores de q_e experimental. Com o aumento da temperatura, a constante de velocidade de pseudo-segunda ordem passou de 0,95 x 10^-2 para 1,83 x 10^-2 g mg ^-1 min^{- 1}. O modelo de pseudo-segunda ordem adota que a força motriz de adsorçao é a diferença entre a concentraçao da fase sólida, em qualquer tempo do processo, e a concentraçao da fase sólida no equilíbrio, sendo a taxa de adsorçao global proporcional ao quadrado da força motriz.²⁰ Além disso, este considera que a cinética de adsorçao é principalmente controlada pela difusao externa, indicando que a resistência a transferência de massa ocorre na camada externa do adsorvente.²¹

O modelo cinético de Weber e Morris é geralmente utilizado para avaliar o processo de difusao intrapartícula. Como pode ser observado (Figura 6D), o plote de q_t versus t para as temperaturas avaliadas apresentam-se linear no estágio inicial, mas nao passam pela origem. Este comportamento indica que a difusao intrapartícula nao é a etapa limitante no processo de biossorçao do Pb(II) e provavelmente outros mecanismos devem estar atuando nesse processo.¹⁹

A energia de ativaçao pode ser descrita como a energia cinética mínima necessária para uma reaçao ocorrer e fornece uma estimativa da barreira energética que o adsorbato tem que superar antes da biossorçao.²² A energia de ativaçao pode ser obtida por meio da constante de velocidade de pseudo-segunda ordem em diferentes temperaturas utilizando a equaçao de Arrhenius, a qual é definida como:

onde E_a (J mol^-1) é a energia de ativaçao, A (g mg^-1 min^-1) é a constante de Arrhenius, R (8,314 J mol^-1 K^-1) é a constante dos gases ideais, e T ( K ) é a temperatura da soluçao.

A energia de ativaçao para o processo de biossorçao do íon Pb (II) foi obtido pelo plote de lnk₂ versus 1 / T.

A energia de ativaçao pode ajudar a prever se o processo de sorçao é físico ou químico. O valor da E_a encontrado nesse estudo foi de 0,35 kJ mol^-1, indicando que o processo de sorçao é físico, pois neste processo de sorçao os valores de energia de ativaçao sao geralmente menores que 4,2 KJ mol^-1 por serem fracas as forças envolvidas no processo. Normalmente, em processos envolvendo sorçao química os valores de E_a sao superiores a 4,2 KJ mol^-1..²³

Estudo de equilíbrio

Geralmente isotermas de adsorçao sao aplicadas para analisar os dados experimentais de equilíbrio de biossorçao. Nesse estudo os modelos de isotermas de Langmuir e Freundlich foram aplicados. O modelo de Langmuir pode ser descrito conforme a equaçao:²⁴

onde, q_max é a capacidade máxima de biossorçao (mg g^-1) e K_L a constante de Langmuir (L mg^-1) relacionada com a energia de biossorçao.

As características essenciais da isoterma de Langmuir podem ser expressas por meio de um fator de separaçao adimensional constante (R_L), definida como:

O valor de R_L indica se a isoterma de biossorçao é favorável (0 <R_L< 1), desfavorável (R_L> 1), linear (R_L = 1) ou irreversível (R_L = 0).²⁵ O valor de R_L obtido para a biossorçao do Pb(II) pela casca de urucum foi de 2,29 x 10^-3, indicando que o processo de biossorçao é favorável.

O modelo de isoterma de Freundlich pode ser descrito como:²⁶

onde K_F e n sao as constantes de Freundlich que sao, respectivamente, definidas como a capacidade de biossorçao e intensidade de biossorçao.

Os parâmetros e os respectivos coeficientes de correlaçao (R²) obtidos para os modelos de isotermas aplicados sao apresentados na Tabela 2. Os resultados mostram que o modelo de isoterma de Langmuir apresentou o maior valor de R², sendo o mais apropriado para descrever o equilíbrio de biossorçao do Pb(II) pela casca de urucum. A isoterma de Langmuir também é o modelo mais apropriado para descrever o equilíbrio de biossorçao do Pb(II) em casca de laranja¹¹, macroalga¹⁰, celulas funcionalizadas.²⁷

A capacidade máxima de biossorçao (q_max) obtida nesse estudo foi de 43,6 mg g^- 1. A comparaçao entre os valores de q_max para biossorçao de Pb (II) pela casca de urucum com os da literatura (Tabela 3), mostram que a casca de urucum apresenta uma boa eficiência de sorçao. Além disso, é uma biomassa de baixo custo e pode ser utilizada sem tratamento prévio, características fundamentais para escolha de um biossorvente.

Efeito de matriz e interferência de íons metálicos

Durante os processos de biossorçao a matriz das amostras de águas e/ou efluentes pode exercer grande influência devido à presença de compostos orgânicos e inorgânicos. O efeito da matriz e a interferência de íons metálicos foram avaliados e os resultados estao apresentados na Figura 7.

Figura 7. Efeito de matriz (A)e da interferência dos íons Cu, Zn e Ni(B) na biossorçao do Pb(II) pela casca de urucum. (Ci Pb(II): 100 mg L^-1; biossorvente: 70 mg; 30 °C; pH 4,5; 60 min; 120 rpm)

O efeito de matriz sobre a biossorçao do Pb(II) pela casca de urucum foi avaliado em amostras reais de água de rio, poço e rede de abastecimento e os resultados comparados com o padrao de Pb(II) diluído em agua ultra-pura (Figura 7A). Como pode ser observado, para as matrizes avaliadas, nao houve reduçao significativa na capacidade de biossorçao de Pb(II) em relaçao a amostra preparada com água ultra-pura. Os efluentes industriais podem conter muitos outros cátions dentre os mais comuns estao o cobre, zinco, níquel, etc., que podem competir e interferir na biossorçao do Pb(II). Os resultados obtidos para a avaliaçao da interferência dos íons Cu, Zn e Ni na biossorçao do Pb (II) pela casca do urucum estao apresentados na Figura 7B. Como pode ser observado a capacidade de biossorçao do Pb(II) foi levemente reduzida pela presença desses metais, em todas as concentraçoes de Cu, Zn e Ni avaliadas. Entretanto, aumentando a concentraçao de Cu, Zn e Ni na soluçao, a capacidade de biossorçao do Pb(II) diminui progressivamente, mas nao de forma muito expressiva.

Estudo termodinâmico

O comportamento termodinâmico da biossorçao do Pb(II) pela casca de urucum foi investigado através da avaliçao dos parâmetros termodinâmicos. Variaçoes da energia livre de Gibbs (ΔG°), entalpia (ΔH°) e entropia (ΔS°) foram calculadas utilizando as seguintes equaçoes:³³

Os valores de ΔH° e ΔS° foram determinados pelos coeficientes angular e linear da reta de lnk_d versus 1/T e os resultados estao apresentados na Tabela 4. A energia livre de Gibbs é um critério fundamental da espontaneidade do processo, sendo um processo considerado espontâneo em uma determinada temperatura quando o valor de ΔG for negativo. Os valores negativos de ΔG° obtidos nas diferentes temperaturas, Tabela 4, indicam que a biossorçao do Pb(II) é um processo espontâneo. Os valores positivos de ΔH°e de ΔS° indicam que o processo é endotérmico e que a randomicidade na interface biossorvente/soluçao aumenta durante o processo de biossorçao, respectivamente.

CONCLUSAO

A casca de urucum (Bixa Orellana) demonstrou ser uma excelente alternativa para biossorçao de Pb(II) em soluçoes aquosas, principalmente devido a sua alta eficiência de remoçao, baixo custo e possibilidade de utilizaçao sem nenhum tratamento prévio. A interaçao entre os íons de chumbo e a casca de urucum foi comprovada pelos espectros de FTIR e MEV/EDS. A isoterma de Langmuir foi a que melhor descreveu os dados equilíbrio, sendo a capacidade de biossorçao de 43,6 mg g^-1 a 30 ± 2 ºC. A cinética de biossorçao seguiu o modelo de pseudo-segunda-ordem. Os valores negativos de ΔG° obtidos nas diferentes temperaturas, indicam que a biossorçao do Pb (II) é um processo espontâneo.

AGRADECIMENTOS

A Universidade Tecnologia Federal do Paraná, Sanepar, CNPq e Fundaçao Araucária.

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