Utilização dos nanomateriais δ-FeOOH e Cis δ-FeOOH para remoção de chumbo de águas contaminadas.

ISBN 978-85-85905-23-1

Área

Química Analítica

Autores

Andrade, T.G. (UFVJM) ; Santos, M.S. (UFVJM) ; Aquino, T.E.O. (UFVJM) ; Silva, L.Z. (UFVJM) ; Silva, V.C. (UFVJM) ; Batista, B.L. (UFABC) ; Maia, L.F.O. (UFVJM) ; Rodrigues, J.L. (UFVJM)

Resumo

A toxicidade e o potencial acúmulo de chumbo em diversos ambientes incentivaram o desenvolvimento de tecnologias para a sua remoção de águas contaminadas. Este trabalho teve como objetivo sintetizar nanopartículas de δ-FeOOH, que foram funcionalizadas com o aminoácido L-cisteína (Cis δ-FeOOH) como adsorvente para eliminar o metal chumbo de água contaminada. A capacidade de adsorção do δ-FeOOH e do Cis δ-FeOOH para Pb (II) foi 190,1658 mg g-1 e 96, 9266 mg g-1 respectivamente. Aproximadamente 99% do Pb (II) foi adsorvido pelo δ-FeOOH ao passo que 81% foi adsorvido pelo Cis δ-FeOOH nos primeiros 30 min, sugerindo rápida adsorção do metal. Os dados apresentados sugerem que os nanomateriais sintetizados possuem elevado potencial para remediação de ambientes contaminados por chumbo.

Palavras chaves

Adsorção; Nanomaterial; Chumbo

Introdução

O aumento da população, urbanização, crescimento industrial, atividades agrícolas e de mineração tem gerado o uso desenfreado e inconsciente dos recursos hídricos, provocando, gradativamente, consequências alarmantes para a saúde pública (MHLONGO, MATIVENGA, MARNEWICK, 2018). Dentre os resíduos causadores da poluição da água, os metais tóxicos tem gerado preocupação a nível mundial devido a toxicidade, acúmulo na cadeia alimentar e efeitos negativos sobre a saúde humana, fauna e flora (LIN et al., 2016; GUERRA et al., 2017; ZHANG et al., 2016). Metais como zinco (Zn), cobre (Cu), cromo (Cr), ferro (Fe), lítio (Li) e manganês (Mn) são considerados importantes para a vida, enquanto cádmio (Cd), arsênio (As), mercúrio (Hg) e chumbo (Pb) não desempenham nenhuma função fisiológica, além de serem altamente tóxicos para todos os organismos, mesmo quando encontrados em baixas concentrações (GOLDHABER, 2003). Entre os metais citados, o Pb desperta atenção devido às suas características de persistência, toxicidade e biocamulação (ARCE, 2015). Este metal tóxico e seus compostos podem se acumular no corpo, gerando riscos graves para a saúde humana, como deficiência mental, anemia, anorexia, vômitos, danos no cérebro e no sistema nervoso (ATSDR, 2007). De acordo com o Ministério da Saúde (MS) e a Agência de Proteção Ambiental dos EUA (US EPA), o limite permitido para o chumbo na água potável é de 10μg L-1 e 15μg L-1 respectivamente. O tratamento de água convencional utilizando etapas de sedimentação, floculação , precipitação e osmose reversa seguida de filtração com filtros a base de areia (ou filtro granuloso) apesar de serem utilizados a muito tempo não são eficazes na remoção de contaminantes químicos, além de serem suscetíveis a falhas (MWAKABONA et al., 2017; NGAH et al., 2002; RENAULt et al., 2009; HILLIGERS et al.,2013). Dessa forma, a busca por tecnologias que possuem a capacidade de removê-los e tornar a água própria para consumo humano e animal tem aumentado ao longo do tempo (ZHAO et al., 2011). Técnicas como troca iônica, filtração por membranas , precipitação química , tecnologias de tratamento eletroquímico e adsorção foram desenvolvidas com o intuito de suprir a ineficiência do tratamento de água já existente (FU e WANG, 2011). Entre os métodos citados, os processos de adsorção se destacam devido à sua eficácia, baixo custo e simplicidade (BARAKAT, 2011). Nesse sentido, a busca por adsorventes econômicos e de alto desempenho contribuem para a aplicação bem-sucedida da técnica (WANG et al.,2018). Os minerais de óxido de ferro são relativamente baratos e encontrados em excesso na natureza, tornando-os uma alternativa atraente para o tratamento de água (AREDES, KLEIN e PAWLIK, 2012). As nanopartículas à base desses minerais funcionam como agentes redutores fortes. Seu mecanismo de ação envolve reações de oxidação-redução (redox), de modo que, em contato com o meio, elas são oxidadas rapidamente e doam seus elétrons a poluentes, reduzindo-os (GALDAMES et al., 2017). Os polimorfos de ferro (III) como goetita (α-FeOOH), lepidocrocita (γ-FeOOH) e akaganeita (β-FeOOH) têm sido descritos como bons adsorventes para metais tóxicos (SINGH et al., 2015). Além desses, destaca-se o δ-FeOOH por ser facilmente preparado em laboratório por um método simples, com pequeno tamanho de partícula, alta área superficial, distribuição estreita de tamanho de poro e seu poder de recuperação devido a suas propriedades ferrimagnéticas (PINTO et al., 2012) e a magnetita (Fe3O4) por possuir propriedades químicas e físicas distintas além de ser fortemente magnética (AREDES, KLEIN e PAWLIK, 2012 ; SIMONSEN, STRAND e OYE, 2018). As nanopartículas magnéticas podem sofrer modificações em suas superfícies com o intuito de melhorar a seletividade, estabilidade e reutilização de materiais (KHAJEH, LAURENT e DASTAFKAN, 2013; AKIN et al., 2012; ZHANG et al., 2006). A funcionalização dessas nanopartículas com átomos de enxofre , nitrogênio e oxigênio propicia forte afinidade e uma excelente seletividade com íons de metais de transição divalente (THAKUR et al., 2013). Entre uma variedade de substâncias que possuem enxofre na estrutura, a L-cisteína é um aminoácido biocompatível, solúvel em água, contendo três grupos funcionais (-SH, -NH2, -COOH) que interage fortemente com metais nobres proporcionando melhores resultados adsortivos (FAN et al., 2016; KUNHLE, 2009; FILIMON et al., 2012; LEPARC et al., 2006; GONELLA et al., 2005). Diante do exposto, este trabalho teve como objetivo sintetizar nanoparticulas de δ-FeOOH que foram funcionalizadas por um método simples utilizando o aminoácido L-cisteína (Cis δ-FeOOH) para tratamento de águas contaminadas pelo metal tóxico Pb (II).

Material e métodos

O adsorvente δ-FeOOH foi preparado como descrito na literatura (PEREIRA et al.,2011; CHAGAS et al., 2013). Posteriormente, a superfície do δ-FeOOH foi modificada com inclusão de moléculas de L-Cisteína por metodologia adaptada de Bagbi et al. (2017). O padrão de difração de raios X em pó (XRD) foi determinado num intervalo 2θ de 20° a 80° com um difratômetro Rigaku Geigerflex equipado com um monocromador de grafite difratada e radiação CuKα (λ = 1.540560 Å) para análise dos materiais adsorventes. A cinética de adsorção do metal Pb (II) foi estudada utilizando 10 mg dos adsorventes δ-FeOOH, Cis δ-FeOOH misturados com 20 mL de solução de Pb (II) na concentração de 20 ppm e mantidos em contato durante o intervalo de 0- 1440 min em um Shake agitador da Thermo Scientific MaxQ™ 6000. O pH da solução de Pb (II) foi controlado para 7 ± 0,5. Após cada período de tempo, a solução foi separada da amostra por centrifugação a 5500 rpm em uma centrifuga refrigerada Cientec CT 6000R por 3 min. Alíquotas da concentração residual do Pb (II) foram analisadas por espectrômetro de massas com plasma acoplado indutivamente (ICP-MS) modelo NexION 300D da PerkinElmer (USA). Os dados cinéticos foram ajustados aos modelos pseudo-primeira ordem (LAGERGREN, 1898) e pseudo-segunda ordem (HO e MCKAY, 1999). Para obter as isotermas de adsorção foram utilizadas 10 mg dos adsorventes δ-FeOOH, Cis δ-FeOOH em amostras de 20 ml da solução de Pb (II) em concentrações de 0 - 200 ppm sob agitação constante em um Shake agitador da Thermo Scientific MaxQ™ 6000 com velocidade de agitação de 200 rpm, durante 24 hs. Após esse período, a solução foi separada da amostra por centrifugação a 5500 rpm em uma centrifuga refrigerada Cientec CT 6000R por 3 min. Alíquotas da concentração residual do metal foram analisadas por ICP- MS. O comportamento de adsorção dos nanomateriais δ-FeOOH, Cis δ–FeOOH com o Pb (II) foram ajustados aos modelos de Langmuir, Langmuir-Freundlich e Redlich Peterson. O efeito do pH das soluções na adsorção do Pb (II) foi realizado misturando 10 mg dos adsorventes δ-FeOOH, Cis δ-FeOOH com 20 mL da solução de 20 ppm do metal sob agitação constante em um Shaker agitador da Thermo Scientific MaxQ™ 6000 com velocidade de agitação de 200 rpm, durante 24 hs. O pH da solução foi ajustado para 5, 7 e 9 utilizando soluções de HNO3 ou NaOH a 0,1 M. Em seguida, a solução foi separada da amostra por centrifugação a 5500 rpm em uma centrifuga refrigerada Cientec CT 6000R por 3 min. Alíquotas da concentração residual do metal foram analisadas por ICP-MS. As concentrações iniciais do Pb (II) utilizados em todos os testes de adsorção foram analisadas por ICP-MS.

Resultado e discussão

Caracterização dos nanomateriais A análise qualitativa indicou que o δ-FeOOH foi sintetizado com sucesso. Os picos de difração de raios X em 35°, 26°, 40°, 54,42°, 63,16°,74,62° e 78,1° que são atribuídos respectivamente aos planos cristalinos característicos do δ-FeOOH (100), (002), (102), (110), (200) e (201), são consistentes com o arquivo JCPDS-PDF 13–87. Uma larga proeminência no intervalo raio 2θ de 20- 30° está presente em todos os padrões de difração de raio-X do δ-FeOOH apresentados e pode ser devido a oxi-hidróxidos amorfos (PEREIRA et al. 2011, PINTO et al. 2012, ROCHA et al. 2013). A análise realizada com o Cis- δ-FeOOH indicou que a síntese do material foi bem sucedida apresentando os picos de difração de raios X em 18,84°, 21°, 21,94°, 26,84°, 28,42°, 30,5°, 33,04°, 34,34°, 38,28°, 39,14°, 44,6°, 51,5°, 59,02°, 59,78°, 66,06° e 66,24° que correspondem aos planos de reflexões (002), (111), (200), (112), (003), (210), (103), (300), (113), (220), (221), (400), (401), (105), (410), (322), (330), (413), (414) e (600) sendo consistentes com o arquivo JCPDS- PDF 5–259, enquanto os plano de reflexões (100), (002), (102) e (110) são compatíveis com o arquivo JCPDS 13-87. O tamanho médio de cristalito aparente para estas nanopartículas de δ-FeOOH e Cis δ-FeOOH determinada com a equação de Scherrer foi de 17,64 e 16,0 nm, respectivamente. Estudo das Isotermas de Adsorção Para determinar a capacidade de adsorção das nanopartículas de δ-FeOOH e Cis δ-FeOOH, o equilíbrio da adsorção de Pb (II) em função da concentração de Pb (II) em solução é apresentado na Figura 1, que mostra, inicialmente, um aumento acentuado na isoterma, indicando que os sítios livres de δ-FeOOH (Figura 1 (a)) e Cis δ-FeOOH (Figura 1 (b)) estão disponíveis para adsorção das espécies do metal. No entanto, à medida que a sua concentração aumenta, ocorre saturação da superfície de δ-FeOOH e Cis δ-FeOOH atingido a ocupação de todos os sítios ativos do adsorvente. Os dados experimentais foram ajustados de acordo com os modelos não-lineares de Langmuir, Langmuir- Freundlich e Redlich-Peterson. Os parâmetros ajustados obtidos para o δ- FeOOH foram: Langmuir: Qm=173,6400 mg g-1, Kl= 0,0212 L mg-1, R²=0,9919, RL=0,9895, Langmuir-Freundlich: Qm=190,1658 mg g-1, Klf= 0,0275 L mg-1, n= 0,8798, R²=0,9907, e Redlich-Peterson: K1=4,5799 L g-1, K2=0,0504 L mg-1, α =0,8839, K2Ceα=4,6728 e R²=0,9913. Enquanto os parâmetros obtidos para o Cis δ-FeOOH foram: Langmuir: Qm= 27,3723 mg g-1, Kl= 0,0501 L mg-1, R²=0,9346, RL= 0,9755, Langmuir-Freundlich: Qm= 96,9266 mg g-1, Klf= 0,0443 L mg-1, n= 0,4262, R²=0,9557, e Redlich-Peterson: K1= 3,9394 L g-1, K2= 0,8776 L mg-1, α= 0,6417, K2Ceα= 27,4624, R²=0,9546. Diante dos dados experimentais apresentados percebemos que o de δ-FeOOH foi bem ajustado com os modelos de Langmuir (R²=0,9919), Langmuir-Freundlich (R²=0,9907) e Redlich-Peterson (R²=0,9913), no entanto, esses modelos poderiam descrever um pouco melhor o Cis δ-FeOOH Langmuir (R²=0,9346), Langmuir-Freundlich (R²=0,9557) e Redlich-Peterson (R²=0,9546). Segundo Webber e Chakkravorti (1974) o fator de separação RL é considerado favorável (0 <RL <1), desfavorável (RL> 1), linear (RL = 1) ou irreversível (RL = 0). De acordo com os parâmetros encontrados neste estudo, onde o valor de RL para Pb (II) analisados para o δ-FeOOH e o Cis δ-FeOOH se encontram entre, 0 < RL < 1, conclui-se que o modelo de Langmuir é considerado favorável para os dois materiais adsorventes. Para a isoterma de Langmuir-Freundlich quando o valor do parâmetro de heterogeneidade é 1, o modelo assume a Equação de Langmuir, já para 0 < n > 1, é esperado um sistema heterogêneo (JEPPU; CLEMENT, 2012). Os dados obtidos neste estudo indicam a existência de um sistema heterogêneo para ambos os materiais. Para a isoterma de Redlich-Peterson se o valor de α igual a 1, a isoterma de Redlich-Peterson é reduzida para a de Langmuir e, quando o termo K2Ceα é muito maior que 1, o modelo aproxima-se da Equação de Freundlich. Os dados deste experimento encontraram valores de α menores que 1 e valores de K2Ceα maiores que 1, indicando uma maior aproximação do modelo de Freundlich. Estudo da Cinética de Adsorção A Figura 2 apresenta a cinética de adsorção para Pb (II) em nanopartículas de δ-FeOOH e Cis δ-FeOOH. Os resultados obtidos indicaram que aproximadamente 99% do Pb (II) adsorvido foi removido da água nos primeiros 30 minutos de adsorção para o δ-FeOOH (Figura 2 (a)), ao passo que 81% do Pb (II) nas mesmas condições foi adsorvido pelo Cis δ-FeOOH (Figura 2 (b)). Isto sugere que a adsorção do Pb (II) pelos nanomateriais δ-FeOOH e Cis δ- FeOOH é extremamente rápida nas fases iniciais devido ao elevado número de sítios de adsorção disponíveis na superfície dos nanocompósitos. Os dados cinéticos de adsorção foram ajustados com um modelo de pseudo-primeira ordem (LAGERGREN, 1898) e modelo pseudo segunda-ordem (HO e MCKAY, 1999): O modelo cinético pseudo-primeira ordem não se ajusta à adsorção de Pb (II) pelos nanomateriais δ-FeOOH e Cis δ-FeOOH. Já o modelo pseudo-segunda ordem baseado na capacidade de adsorção da fase sólida mostra o processo de adsorção do δ-FeOOH e do Cis δ-FeOOH em toda faixa de tempo. Os dados cinéticos apresentam-se com grande linearidade (Figura 2 (b)), δ-FeOOH (R²= 1), qe cal (38,7596 mg g-1) com valores próximos de qe exp (39,5415 mg g-1) e Cis δ-FeOOH (R²=0,9861) qe cal (28,1690 mg g-1), qe exp (32,1223 mg g-1). Tais dados indicam que o fenômeno de adsorção é preferencialmente governado pela adsorção química envolvendo forças de valência do compartilhamento e troca de elétrons entre o adsorvente e o adsorbato com formação de monocamada sobre a superfície dos materiais δ-FeOOH e Cis δ-FeOOH (HO e MCKAY, 1999). Estudo do pH O valor do pH é o fator primordial para adsorção de metais no adsorvente. Neste trabalho, percebe-se que a capacidade de adsorção pelas nanopartículas de δ-FeOOH e Cis δ-FeOOH é maior em pH 9,0 do que em pH 5,0 para o Pb (II). É observado um aumento de 26,2733 para 39,5681 mg g-1, na adsorção de Pb (II) no δ-FeOOH e de 8,2486 para 35,4695 mg g-1, na adsorção do metal para o Cis δ-FeOOH. A partir dos resultados ficou evidente que ao aumentar o pH de 5,0 para 9,0 a capacidade de adsorção aumentou acentuadamente Este resultado pode ser explicado uma vez que o pH mais alto leva a mais desprotonação da superfície adsorvente que, aumenta os sítios carregados negativos, o que favorece a atração eletrostática entre a superfície do adsorvente e os íons Pb (II) e, por conseguinte, aumenta a capacidade de adsorção. Enquanto, o pH mais baixo leva a locais mais carregados positivamente, o que aumenta as forças de repulsão entre a superfície adsorvente e os íons Pb (II) que diminuem a capacidade de adsorção (NASSAR, 2010). No Cis δ-FeOOH pode ocorrer devido à protonação dos grupos carboxila, amino e sulfidrila presentes na cisteína. A taxa máxima de remoção para o δ-FeOOH e cis δ-FeOOH foi de 99,85% e 89,51% respectivamente.

Isotermas de Adsorção de Langmuir, Langmuir- Freundlich e Redlich-Peterson para Pb (II) pelos nanomateriais (a) d-FeOOH e (b) Cis d-FeOOH.


(a) Cinética de adsorção do Pb (II) por d-FeOOH e Cis d-FeOOH (b) modelo de pseudo-segunda ordem para adsorção de Pb (II) por d-FeOOH e Cis d-FeOOH

Conclusões

Neste trabalho, nanopartículas de d-FeOOH e Cis d-FeOOH foram desenvolvidas com sucesso. Os resultados apresentaram capacidade de adsorção para o Pb (II) de 190,1658 mg g-1 e 96, 9266 mg g-1 respectivamente. Além disso, foi possível perceber que em pH 9 a eficiência de adsorção foi máxima para ambos os nanomateriais. Os resultados da cinética mostraram que a adsorção para o d- FeOOH (99%) e para o Cis d-FeOOH (81%) foi extremamente rápida nos primeiros 30 min. Em condições otimizadas, os comportamentos de adsorção ajustaram-se melhor ao modelo cinético de pseudo-segunda ordem. Diante dos dados experimentais apresentados percebemos que o d-FeOOH se adequou aos modelos de Langmuir (R²=0,9919), Langmuir-Freundlich (R²=0,9907) e Redlich-Peterson (R²=0,9913), no entanto, esses modelos poderiam descrever um pouco melhor o Cis d-FeOOH Langmuir (R²=0,9346), Langmuir-Freundlich (R²=0,9557) e Redlich- Peterson (R²=0,9546). Dessa forma, os resultados obtidos ao longo do trabalho sugerem que os nanomateriais sintetizados possuem grande potencial para serem utilizados como forma de remediação ambiental em ambientes aquosos contaminados por Pb (II).

Agradecimentos

À FAPEMIG, CAPES, CNPq e UFVJM.

Referências

AGENCY FOR TOXIC SUBSTANCES E DISEASE REGISTRY (ATSDR). Toxicological Profile for Lead. Atlanta, GA: U.S. Department of Health and Human Services. Public Health Service, 2007.

AKIN, I., ARSLAN, G., TOR, A., ERSOZ, M., CENGELOGLU, Y. Arsenic (V) removal from underground water by magnetic nanoparticles synthesized from waste red mud. Journal of Hazardous Materials, v. 235-236, n. 15, p. 62-68, 2012.

ARCE, V. B., GARGARELLO, R. M., ORTEGA, F., ROMANANO, V., MIZRAHI, M., LOPEZ, J. M. R., COBOS, C. J., AIROLDI, C., BERNARDELLI, C., DONATI, E. R., MARTIRE, D. O. EXAFS and DFT study of the cadmium and lead adsorption on modified silica nanoparticles. Spectrochimica Acta Part A: Molecular and Biomolecular Spectroscopy, v. 149, n. 5, p. 156-163, 2015.

AREDES, S., KLEIN, B., PAWLIK, M. The removal of arsenic from water using natural iron oxide minerals. Journal of Cleaner Production, v. 29-30, p. 208-213, 2012.

BAGBI, Y., SARSWAT, A., MOHAN, D., PANDEY, A., SOLANKI, P. R. Lead and Chromium Adsorption from Water using L-Cysteine Functionalized Magnetite (Fe3O4) Nanoparticles. Scientific Reports, v. 7, n. 1, p. 7672-7686, 2017.

BARAKAT, M. A. New trends in removing heavy metals from industrial wastewater. Arabian Journal of Chemistry, v. 4, p. 361-377, 2011.

BRASIL. Portaria nº 1469, de 29 de dezembro de 2000. Estabelece os procedimentos e responsabilidades relativos ao controle e vigilância da qualidade da água para consumo humano e seu padrão de potabilidade. Diário Oficial [da] República Federativa do Brasil, Brasília, DF, 02 jan. 2001. Seção 1, p. 19.

CHAGAS, P., SILVA, A. C., PASSAMANI, E. C., ARDISSON, J. D., OLIVEIRA, L. C. A., FABRIS, J. D., PANIAGO, R. M., MONTEIRO, D. S., PEREIRA, M.C. -FeOOH: a superparamagnetic material for controlled heat release under AC magnetic field. Journal of Nanoparticle Research, v. 15, p. 15-44, 2013.

FAN, H. L., LI, L., ZHOU, S. F., LIU, Y. Z. Continuous preparation of Fe3O4 nanoparticles combined with surface modification by L-cysteine and their application in heavy metal adsorption. Ceramics Internation, v.42, p. 4228-4237, 2016.

FILIMON, A. D., JACOB, P., HERGENRODER, A., JURGENSEN, A. Study on the reversible changes of the surface properties of an L-cysteine self-assembled monolayer on gold as a function of pH. Lagmuir, v. 28, n. 23, p. 8692-8699, 2012.

FU, F.; WANG Q; Removal of heavy metal ions from wastewaters: A review. Journal of Environmental Management, v. 92, p. 407-418, 2011.

GALDAMES, A., MENDOZA, A., ORUETA, M., GARCIA, I. S. S., SANCHEZ, M., VIRTO, I., VILAS, J.L. Development of new remediation technologies for contaminated soils based on the application of zero-valent iron nanoparticles and bioremediation with compost. Resource-Efficient Technologies, v.3, p. 166-176, 2017.

GOLDHABER, S. B. Trace elements risk assessment: Essentiality vs. toxicity. Regulatory Toxicology and Pharmacology, v. 38, p. 232-242, 2003.

GONELLA, G., TERRENI, S. CVETKO, D., COSSARO, A., MATTERA, L., CABALLERI, O., ROLANDI, R., MORGANTE, A., FLOREANO, L., CANEPA, M. Ultrahigh vacuum deposition of L-cysteine on Au(110) studied by high-resolution X-ray photoemission: from early stages of adsorption to molecular organization. The Journal of Physical Chemistry B, v. 109, n. 38, p. 18003-18009, 2005.

GUERRA, M. B. B., TEANEY, B. T., MOUNT, B. J., ASUNKIS, D. J., JORDAN, B. T., BARKER, R. J., SANTOS, E. E., SCHAEFER, E. G. R. Post-catastrophe analysis of the fundão tailings dam failure in the doce river system, southeast Brazil: potentially toxic elements in affected soils. Water, Air & Soil Pollution, v. 228, p. 228-252, 2017.

HILLIGERS, R., SCHRIEWER, A., HELMREICH, B. A three-stage treatment system for highly polluted urban road runoff. Journal of Environmental Management, v. 128, p. 306-312, 2013.
HO, Y.S.; MCKAY, G. Pseudo-second order model for sorption processes. Process Biochemistry, v. 34, n. 5, p. 451-465, 1999.

JEPPU, G. P.; CLEMENT, T. P. A modified Langmuir-Freundlich isotherm model for simulating pH-dependent adsorption effects. Journal of contaminant hydrology, v. 129, p. 46-53, 2012.

KHAJEH, M., LAURENT, S., DASTAFKAN, K. Nanoadsorbents: classification, preparation and applications (with emphasis on aqueous media). Chemical Reviews, v.113, p. 7728-7768, 2013.

KUHNLE, A. Self-assembly of organic molecules at metal surfaces. Current Opinion in Colloid e Interface Science, v. 14, n. 2, p. 157-168, 2009.

LAGERGREN, S.; About the theory of so-called adsorption of soluble substance. Kungliga Svenska Vetenskapsakademiens Handlingar. v. 24, p. 1-39, 1898.

LEPARC, R. SMITH, C. I., CUQUERELLA, M. C., WILLIAMS, R.L., FERNIG, D.G., EDWARDS, C., MARTIN, D. S., WEIGHTMAN, P. Reflection Anisotropy Spectroscopy Study of the Adsorption of Sulfur-Containing Amino Acids at the Au(110)/Electrolyte Interface. Langmuir, v. 22, n. 7, p. 3413-3420, 2006.

LIN, Q., LIU, E., ZHANG, E., LI, K., SHEN, J. Spatial distribution, contamination and ecological risk assessment of heavy metals in surface sediments of Erhai Lake, a large eutrophic plateau lake in southwest China. Catena, v. 145, p. 193-203, 2016.

MHLONGO, S., MATIVENGA, P. T., MARNEWICK, A. Water quality in a mining and water-stressed region. Journal of Cleaner Production, v.171, p. 446-456, 2018.

MWAKABONA, H.T., NDE-TCHOUPE, A.I., NJAU, K.N., NOUBACTEP, C., WYDRA, K.D. Metallic iron for safe drinking water provision: Considering a lost knowledge. Water Research, v. 117, p. 127-142, 2017.

NASSAR, N. N., Rapid removal and recovery of Pb (II) from wastewater by magnetic nanoadsorbents. Journal of Hazardous Materials, v. 184, p. 538-546, 2010.

NGAH, W. S. W., ENDUD, C. S., MAYANAR, R. Removal of copper (II) ions from aqueous solution onto chitosan and cross-linked chitosan beads. Reactive and Functional Polymers, v. 50, p. 181-190, 2002.

PEREIRA, M.C., GARCIA, E. M., DA SILVA, A. C., LOREÇON, E. ARDISSON, J. D., MURAD, E., FABRIS, J. D., MATENCIO, T. RAMALHO, T. C. ROCHA, ROCHA, M. V. J. Nanostructured -FeOOH: a novel photocatalyst for water splitting. Journal of Materials Chemistry, v. 21, n. 28, p. 10280-10282, 2011.

PINTO, I. S. X., PACHECO, P. H. V. V., COELHO, J. V., LORENÇON, E., ARDISSON, J. D., FABRIS, J. D., SOUZA, P. P., KRAMBROCK, K. W. H., OLIVEIRA, L. C. A., PEREIRA, M. C. Nanostructured d-FeOOh: na eficiente Fenton-like catalyst for the oxidation of organics in water. Applied Catalyisis B Environmental. v. 119, p. 175-182.
RENAULT, f., SANCEY, B., BADOT, P.M., CRINI, G. Chitosan for coagulation/flocculation processes –An eco-friendly approach. European Polymer Journal, v. 45, n. 5, 1337-1348, 2009.
ROCHA, T. DA S., NASCIMENTO, E. S., SILVA, A. C., OLIVEIRA, H. S.,GARCIA, E. M., OLIVEIRA, L. C. A., MONTEIRO, D. S., RODRIGUEZ, M. PEREIRA, M. C. Enhanced photocatalytic hydrogen generation from water by Ni(OH)2 loaded on Ni-doped δ-FeOOH nanoparticles obtained by one-step synthesis. RSC Advances, v. 3, n. 43, p. 20308–20314, 2013.

SIMONSEN, G., STRAND, M., OYE, G. Potential applications of magnetic nanoparticles within separation in the petroleum industry. Journal of Petroleum Science and Engineering, v. 165, p. 488-495, 2018.

SINGH, R., SINGH, S., PARIHAR, P., SINGH, V. P., PRASAD, S. M. Arsenic contamination, consequences and remediation techniques: A review. Ecotoxicology and Environmental Safety, v.0112, p. 247-270, 2015.

THAKUR, S., DAS, G. RAUL, P. K., KARAK, N. Green one-step approach to prepare sulfur/reduced graphene oxide nanohybrid for effective Mercury ions removal. The Journal of Phisycal Chemistry C, v. 117, p. 7636-7642, 2013.

UNITED STATES ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY (USEPA). Elevated Lead in D.C. Drinking Water - A Study of Potential Causative Events, Final Summary Report. EPA 815-R-07-021.

WANG, J., ZHAO, Y., ZHANG, P., YANG, L., XU, H., XI, G. Adsorption characteristics of a novel ceramsite for heavy metal removal from stormwater runoff. Chinese Journal of Chemical Engineering, v.26, p. 96-103, 2018

WEBBER, T.W., CHAKKRAVORTI, R. K. Pore and solid diffusion models for fixed-bed adsorbers. AIChE Journal, v. 20, p. 228–238, 1974.

ZHANG, L., HE, R. GU, H.C. Oleic acid coating on the monodisperse magnetite nanoparticles. Applied Surface Science, v. 253, p. 2611-2617, 2006.

ZHANG, Z. Y., LI, J. Y., MAMAT, Z., YE, Q. F. Sources identification and pollution evaluation of heavy metals in the surface sediments of Bortala River, Northwest China. Ecotoxicology and Environmental Safety, v.126, p. 94-101, 2016.

ZHAO, G.; LI, J; REN, X.; CHEN, C; WANG, X. Few-Layered Graphene Oxide Nanosheets As Superior Sorbents for Heavy Metal Ion Pollution Management. Environmental Science Technology, v. 45, n. 24, p. 10454-10462, 2011.