Naftalina

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Nafitaleno
Alerta sobre risco à saúde
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Nome IUPAC Nafitaleno
Outros nomes Nafitalina, Cânfora de alcatrão, Alcatrão branco, Flocos para traça
Identificadores
Número CAS 91-20-3
Número RTECS QJ0525000
SMILES
Propriedades
Fórmula molecular C10H8
Massa molar 128.17052 g/mol
Aparência Sólido branco cristalino/flocos,
odor forte de alcatrão
Densidade 1.16 g/cm³
Ponto de fusão

80.35 °C

Ponto de ebulição

218 °C

Solubilidade em água approximadamente 3,17.104 mg/L
Riscos associados
Principais riscos
associados
Inflamável, sensitizante, possivelmente
carcinogênico. Forma poeira
explosiva em mistura com o ar
NFPA 704
NFPA 704.svg
2
2
0
 
Frases R R22, R40, R35
Frases S S2, S36/37, S46

, S60, S61

Ponto de fulgor 79 - 87 °C
Temperatura
de auto-ignição
525 °C
Compostos relacionados
Hidrocarbonetos aromáticos relacionados Benzeno
1-Metilnaftaleno
Antraceno (3 anéis, em linha)
Fenantreno (3 anéis, em ângulo)
Compostos relacionados Decalina (deca-hidrogenado)
2-Naftol (-OH no carbono 2)
Quinolina (carbono 1 trocado por nitrogênio)
Exceto onde denotado, os dados referem-se a
materiais sob condições normais de temperatura e pressão

Referências e avisos gerais sobre esta caixa.
Alerta sobre risco à saúde.

O naftaleno, comercialmente conhecido por naftalina, é um hidrocarboneto aromático cuja molécula é constituída por dois anéis benzénicos condensados. Apresenta a fórmula molecular C10H8. Possui uma Constante de Henry = 4,89.10-2 e Log Kow = 3,4. É uma substância cristalina branca, em forma de lâminas, volátil, com um odor degradante e que arde com chama luminosa. Uma das suas formas químicas, o 2-metilnaftaleno, pode ser utilizada para a produção de vitamina K.

Fontes[editar | editar código-fonte]

O nafitaleno pode ser obtido de várias formas. Primeiramente, a partir do petróleo, porém apenas em pequenas quantidades, o que torna o processo economicamente inviável. Atualmente a subustância é obtida por meio da destilação do alcatrão da hulha, no qual está presente numa proporção de aproximadamente 7%. Também se obtém naftalina a partir da reforma catalítica de hidrocarbonetos alifáticos. Além disso, pode surgir como subproduto de indústrias de tintas e resinas, pesticidas provenientes de indústrias e/ou áreas agrícolas, centros urbanos situados nas proximidades, queimadas, depósitos de resíduos tóxicos e outros [1]

Riscos[editar | editar código-fonte]

O naftaleno não se acumula na carne de animais, não prejudicando quem se alimenta dessas carnes. Quando exposto a animais que produzem leite, o composto acaba passando para o leite (leva-se em consideração também a produção de leite materno); o mesmo ocorre na produção de ovos. Pequenas porcentagens foram encontradas em amostras de peixes, crustáceos e moluscos quando a água apresenta alto nível de poluição. [2]

A exposição a uma grande quantidade de naftaleno pode danificar a produção de glóbulos vermelhos, acarretando em anemia hemolítica. Essa anemia acaba por gerar outros problemas como fadiga, falta de apetite, palidez ou coloração amarelada, inquietação, diarréia, sangue na urina etc. [3]

A Agência Internacional para Pesquisas sobre o Câncer (IARC) concluiu que o naftaleno é possivelmente um agente cancerígeno para os seres humanos, apesar de existirem poucas provas de que a substância provoca câncer em cobaias. Segundo a Agência de Proteção Ambiental (EPA) dos Estado Unidos, em 1986 o naftaleno foi atribuido ao Grupo C: Carcinógeno – poderá causar câncer.

Destino no Meio Ambiente[editar | editar código-fonte]

Após o lançamento (derramamento) do naftaleno, o composto, em um solo arenoso, terá facilidade em infiltrar-se, chegando às águas subterrâneas. Vale ressaltar que o naftaleno nos solos e sedimentos não possui grande afinidade (não se liga ao mesmo), exceto no arenoso. No solo, alguns microorganismos quebram as moléculas de naftaleno. Com isso, em contato com as águas subterrâneas, tenderá a dirigir-se a rios ou lagos, desaparecendo dentro de 2 semanas. Caso o produto permaneça na superfície, será destruído por bactérias ou evaporará no ar ([4] ).

Por causa de sua pequena massa molecular, podem ser volatilizados a partir da água dos sistemas naturais, como indicam as meias-vidas de volatilização da naftaleno de 0,4 a 3,2 h ([5] ; [6] ). Pelo fato de o naftaleno não se ligar ao solo, o mesmo possui dificuldade no processo de infiltração. Além disso, os valores da meia-vida resultantes da biodegradação dos HPAs ligados a sedimentos dependem das condições de oxi-redução, mas estão compreendidos entre 0,3 e 129 dias para a naftaleno ([7] ; [8] ; [9] ; [10] ; [11] ).

Transporte no Meio Ambiente[editar | editar código-fonte]

O naftaleno é transportado através da dissolução em água com uma solubilidade de 3,17.104 ug/l. No solo será apenas um intermédio, já que se torna fracamente ligado ao mesmo, sendo o tipo de solo independente nesse caso.

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Reações químicas, biológicas e fotoquímicas[editar | editar código-fonte]

O naftaleno, ao sofrer uma oxidação energética, produz a ruptura de um dos anéis aromáticos, formando novos componentes mais perigosos, podendo causar óbito.

O composto sofre biorremediação aeróbia sob condições específicas com forte adsorção em subsuperfície ([12] ).

A biorremediação pode ocorrer “on site” ou “ex situ”, quando o solo e/ou a água subterrânea são removidos e tratados em um sistema em separado (tanques de reação contínua ou reatores de fluidificação, por exemplo); respectivamente na própria área ou em uma instalação situada em um outro local. Interferem no processo as características do material a ser tratado, as características e concentrações dos contaminantes presentes e as condições do meio (temperatura, umidade, estrutura, pH, teor de oxigênio, teor de nutrientes) ([13] ).

Os principais mecanismos de biotransformação de contaminantes orgânicos em água subterrânea são efetuados nos biofilmes, que são bactérias e polímeros extracelulares aderidos à subsuperfície e que obtém energia e nutrientes durante o fluxo da água subterrânea. A estrutura química dos poluentes orgânicos tem uma profunda influência na habilidade dos microrganismos de metabolizarem estas moléculas, especialmente com respeito às taxas de extensão da biodegradação. Alguns compostos orgânicos são rapidamente biodegradados enquanto outros são recalcitrantes (não biodegradáveis) ([14] ).

Considera-se a naftalina como um híbrido de ressonância de três estruturas canônicas. O composto sofre facilmente reações de substituição eletrofílica, principalmente na posição alfa, a mais reativa, nomeadamente reações de nitrificação, bromação, sulfonação e acidificação.

Por hidrogenação catalítica com níquel a 140-160 °C e a 30 atmosferas, origina o 1,2,3,4-tetra-hidronaftaleno, ou tetralina, cuja reação em condições mais fortes conduz à formação de per-hidronaftaleno, ou decalina.

A oxidação catalítica da naftalina com pentóxido de vanádio transforma-o em anidrido ftálico, importante matéria-prima na síntese de poliésteres.

Outros produtos[editar | editar código-fonte]

A naftalina usada antigamente como agente anti-traça é um composto de partida para a produção de muitos produtos químicos, como o ácido ftálico, ftalatos, corantes, plásticos, solventes e derivados halogenados da naftalina (insecticidas, fungicidas e impregnantes para madeira).

Casos de Contaminação[editar | editar código-fonte]

Na manhã do dia 16 de março de 1978, a máquina que dirigia o petroleiro Amoco Cadiz sofreu um dano na entrada sul do Canal da Mancha. Depois de diversas tentativas de reboque, o petroleiro gigante encalhou em um banco de areia diante de Portsall, na região francesa da Finisterra. Assim, as 227 mil toneladas de petróleo que estavam na embarcação acabaram ficando imobilizadas a menos de 3,6 km da costa. A partir das primeiras horas do dia 17 de março, o petróleo vazou, formando uma mancha de 6,5 km de raio. No dia 20 de março, a mancha principal media 16 km de largura por 72 km de comprimento, enquanto a poluição costeira se estendia de Aber Ildut, um estuário, até a ilha Vierge, chegando à comuna de Roscoff no dia 21 e depois se estendendo da ilha de Batz à ilha de Bréhat no dia 23.

Vinte e um anos mais tarde, em 12 de dezembro de 1999, o petroleiro Erika, em rota na Baía de Biscaya, enviava um sinal de emergência em meio a uma tormenta, porque estava se rompendo. Depois de a parte frontal já ter afundado, o navio rebocador de alto-mar Abeille Flandre tenta puxar sua parte de trás, mas esta começa a liberar petróleo no início da tarde do dia 13. Fracionado a uma infinidade de pequenas manchas, o óleo levou diversos dias para atingir a costa, que acabou poluída da Finisterra à Vendéia.

Na Bretanha e em toda a França, milhares de voluntários se mobilizaram durante meses para limpar as praias. Mesmo após o trabalho ser finalizado, o impacto ecológico profundo dessas catástrofes sobre o litoral, sua fauna e sua flora permaneceu uma questão em aberto. Hoje, porém, o programa de estudos sobre a maré negra do Erika se encerrou: o óleo pesado e tóxico desse pequeno petroleiro perturbou muito o ecossistema litoral, mas pouco o ecossistema submarino, enquanto aconteceu em grande medida o contrário com o óleo leve do gigante Amoco Cadiz. Um balanço ecológico dessas duas catástrofes pode esclarecer a causa dessas diferenças.

A poluição causada por uma maré negra evolui em três fases. Durante a fase de extensão, ela se espalha tanto superficialmente como em profundidade. É nessa fase, que dura aproximandamente o dobro do tempo de derramamento, que os organismos marinhos são envenenados ou mortos.

Vem em seguida a fase de estabilização, na qual a toxicidade dos diferentes elementos atingidos (água do mar, sedimentos, leitos, organismos vivos etc.) desaparece. Essa fase dura de alguns meses a mais de um ano, de acordo com a composição física e química do bioma.

Por fim, na fase de recolonização, as populações destruídas se reconstroem progressivamente. Marcada por diversos episódios, essa última etapa se estende por cerca de dez anos nas latitudes européias.

A amplitude da devastação acompanhou a quantidade e a natureza do petróleo bruto derramado: 227 mil toneladas de petróleo das variedades Arabian light e Iranian light foram encontradas no mar. Esses dois óleos brutos leves e voláteis continham 34% de hidrocarbonetos de um, dois ou três núcleos aromáticos (benzeno, fenantreno, dibenzotiofeno e naftaleno, este último o principal) e, portanto, uma grande proporção de hidrocarbonetos solúveis e tóxicos.

Enfim, cerca de 360 km de costa foram poluídos, de modo descontínuo, entre a falha de Talbert, a leste, e a baía de Audierne, a oeste. As operações de limpeza, entre abril e setembro de 1978, extraíram mais de 100 mil toneladas de detritos sólidos e emulsões, uma massa com mais 20 mil a 25 mil toneladas de petróleo puro. A limpeza, sobretudo a passagem das máquinas, degradou os solos e a vegetação dos sítios litorâneos.

De 1974 a 1978, os biólogos acompanharam as populações em zonas específicas de observação, uma em zona intermareal (sobre praias de areia fina e em areias da embocadura dos estuários de Aber Wrac'h e Aber Benoît) e outra em zona submareal (a 17 metros de profundidade nas areias finas da baía de Morlaix). Todos os resultados indicam que nas praias, onde o teor residual de hidrocarbonetos atingia ainda 1.000 ppm (partes por milhão) um ano após o naufrágio, a fauna de substituição constituída de espécies oportunistas regressou a partir da primavera de 1979.

Para obter esses resultados, três indicadores globais foram definidos e acompanhados regularmente: o número total de espécies, sua abundância (o número de indivíduos por metro quadrado) e a biomassa total. Ao longo dos anos de 1978, 1979 e 1980, o número total de espécies da macrofauna aumentou regularmente (passando de 0 a 22), o que correspondeu à primeira fase da recolonização. Esse número diminuiu ao longo do inverno europeu de 1980-1981 (ficou em 16), e depois cresceu novamente por três anos, para atingir uma quantidade alta (até 36) e reencontrar, a partir de 1984-1985, em média 20 espécies, com uma leve variabilidade sazonal. A abundância passou pelas mesmas fases: após o período de recolonização de 1978 a 1980, o mínimo que sobreveio durante o inverno de 1980-1981 foi seguido de uma nova fase de colonização.

Formula estrutural do Naftaleno.

Referências

  1. KING, J.M.H.; DIGRAZIA, P.M.; APPLEGATE, B.; BURLAGE, R.; SANSEVERINO, J.; DUNBAR, P.; LARIMER, F. E.; SAYLER, G.S. Rapid Sensitive bioluminescent reporter technology for naphthalene exposure and biodegradation. Science. 1990.
  2. EL-MASRI, H. Toxicological Profile for Naphthalene, 1-methylnaphthalene and 2-methylnaphthalene. Agency for Toxic Substances and Disease Registry. United States Public Health Service. Syracuse Research Corporation, 2005.
  3. EL-MASRI, H. Toxicological Profile for Naphthalene, 1-methylnaphthalene and 2-methylnaphthalene. Agency for Toxic Substances and Disease Registry. United States Public Health Service. Syracuse Research Corporation, 2005.
  4. CETESB. Companhia Ambiental do Estado de São Paulo. Disponível em: http://www.cetesb.sp.gov.br/. Acesso em: 10 de Outubro de 2011.
  5. SLOOFF, W., J.A. JANUS, A.J.C.M. MATTHIJSEN, G.K. MONTIZAAN E J.P.M. ROS (eds.). 1989. Integrated Criteria Document PAHs. National Institute of Public Health and Environmental Protection (RIVM), Buthoven, Netherlands, Report 758474011, 199 p
  6. SOUTHWORTH, G.R. 1979. The Role of Volatilization in Removing Polycyclic Aromatic Hydrocarbons from Aquatic Environments. Bull. Environ. Contam. Toxicol., 21 : 507-514.
  7. HERBES, S.E. E L.R. SCHWALL. 1978. Microbial Transformation of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in Pristine and Petroleum-contaminated Sediments. Appl. Environ. Microbiol., 35 : 306-316.
  8. BULMAN, T.L., S. LESAGE, P.J.A. FOWLIE E M.D. WEBBER. 1985. The Persistence of Polynuclear Aromatic Hydrocarbons in Soil. Association pétrolière pour la conservation de l’environnement Canadian, Ottawa, Ont., 50 p.
  9. IPCS. Selected non-heterocyclic policyclic hydrocarbons. International Programme on Chemical Safety. Geneva. 586 p. 1998.
  10. DELFINO J.J. E MILES C.J. 1985. Aerobic and anaerobic degradation of organic contaminants in Florida groundwater. Proc. Soil Crop Sci Soc Fla. 44 : 9-14.
  11. NIELSEN P.H. E CHRISTENSEN T.H. 1994. Variability of biological degradation of aromatic hydrocarbons in an aerobic aquifer determined by laboratory batch experiments. J. Contaminant Hydrology, 15  : 305-320.
  12. CETESB. Companhia Ambiental do Estado de São Paulo. Disponível em: http://www.cetesb.sp.gov.br/. Acesso em: 10 de Outubro de 2011.
  13. CETESB. Companhia Ambiental do Estado de São Paulo. Disponível em: http://www.cetesb.sp.gov.br/. Acesso em: 10 de Outubro de 2011.
  14. DELFINO J.J. E MILES C.J. 1985. Aerobic and anaerobic degradation of organic contaminants in Florida groundwater. Proc. Soil Crop Sci Soc Fla. 44 : 9-14.

Ligações externas[editar | editar código-fonte]

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