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Capítulo I Introdução

Mestrado em Biotecnologia Pag 1 de 107

C APÍTULO I- INTRODUÇÃO

1- Aspectos Gerais

Actualmente, um dos maiores problemas ambientais consiste nos resíduos decorrentes do

desenvolvimento tecnológico. Os efluentes indústriais são, neste contexto, um problema

particular pois a Natureza não os absorve facilmente. A contaminação por metais pesados de

ecossistemas aquáticos ou terrestres assume grande importância. Assim, cresce a preocupação

com estes elementos e as pesquisas no tratamento de efluentes são, cada vez mais,

incentivadas (Falabella et al., 1998).

Os processos físico-químicos vulgarmente utilizados na remoção de metais pesados-

precipitação, permuta iónica, osmose inversa, electrodiálise e electroextracção- são eficientes no

tratamento de soluções concentradas de metais pesados. No entanto são muito dispendiosos,

pelos elevados gastos com reagentes químicos e/ou energia, quando se utilizam no tratamento

de soluções diluídas.

A existência de uma política ambiental cada vez mais restritiva obriga ao desenvolvimento de

sistemas de remoção de metais pesados que visem a redução e a reutilização dos mesmos.



Novos desenvolvimentos na área da biotecnologia ambiental apontam para a utilização de

microrganismos no controlo da poluição causada por metais pesados. Estudos desenvolvidos

por Muraleedharan et al. (1991) permitem afirmar que estes processos poderão substituir os

convencionais processos de tratamento. Esta afirmação é reforçada por estudos efectuados por

Wilde et al. (1993), que concluem que a utilização de um sistema biológico na remoção de

metais tem um grande potencial para alcançar bons desempenhos a baixo custo, isto porque

alguns microrganismos têm a capacidade de concentrar iões metálicos. A retenção dos mesmos

faz-se por ligação à parede das células ou por complexação química entre aqueles e enzimas

extracelulares excretadas pelas células (Levine e Pradhan, 1992).

Vários estudos utilizando microrganismos têm sido desenvolvidos nos últimos anos. Kunz et al.

(1995), utilizaram Saccaromyces cerevisiae para avaliar o efeito de diferentes condições

nutricionais na biossorção de chumbo, cádmio, cobre e zinco. Hao e Chen (1996) utilizaram

lamas provenientes de um digestor anaeróbio para estudar a remoção de crómio hexavalente.



O uso de bactérias, em particular, também tem sido alvo de diversos estudos, nomeadamente os

efectuados com preparações de células imobilizadas em alginato de cálcio, as quais apresentam

uma capacidade de fixação do níquel na ordem de 91% e 72% (para uma concentração inicial de

120?M), respectivamente para Pseudomonas aeruginosa e Rhodopeudomonas, após duas

horas de contacto (Singh et al.,1994). A imobilização de células de Brevibacterium em

poliacrilamida foi efectuada com o objectivo de remover iões bivalentes de soluções aquosas. Os

valores de capacidade biossorvente obtidos foram de 34 mgCu/gbiomassa seca , 75 mgPb/gbiomassa

seca , e de 16 mgCd/gbiomassa seca (Di Simine et al.,1998).

Baradarajau et al. (1996), utilizaram células de Arthrobacter para testar a biodegradação de uma

mistura de poluentes tóxicos (fenol) e não -tóxicos (glucose). A utilização desta mesma bactéria

na biossorção de metais pesados (Mn, Cu, Ni e Pb) permitiu chegar a valores de capacidade de

retenção específica de 406 mgMn/gbiomassa seca , 148 mgCu/gbiomassa seca , 13 mgNi/gbiomassa seca e

130 mgPb/gbiomassa seca (Gasbarro et al., 1997). Estes investigadores testaram também a

influência da concentração de biomassa na capacidade de remoção e concluíram que para o

cobre esta decresce com o aumento da concentração de biomassa. A hipótese apresentada para

tal prende-se com o facto de um aumento da concentração de biomassa poder interferir com os

sítios de ligação.

As propriedades físicas e químicas do carvão activado fazem dele um poderoso adsorvente. A

sua utilização na remoção de metais pesados tem sido estudada por diversos grupos de

investigação, pois é conhecida a sua capacidade de adsorver os compostos orgânicos

vulgarmente associados aos metais pesados presentes nos efluentes industriais.

Cid et al. (1998), realizaram um estudo comparativo entre diferentes carvões activados para a

remoção de Cr(VI) e Hg(II) e concluiram que a natureza do carvão, o processo de activação e as

modificações químicas introduzidas por oxidação ou redução dos carvões activados são

propriedades determinantes na capacidade máxima de remoção dos diferentes iões metálicos.

Conclusões semelhantes foram as obtidas por Amal et al. (1999), num estudo efectuado com

carvões de vários tipos aplicados à remoção do crómio (VI), os quais referem que a estrutura

porosa do carvão determina a sua capacidade de adsorção, enquanto as suas propriedades

químicas afectam a interacção com os adsorbatos polares e não polares. Estes autores



concluem também que a quantidade de crómio presente na solução é um factor determinante

para o bom funcionamento de um processo deste tipo.

A utilização conjunta de um sistema microrganismo-carvão parece apresentar inúmeras

vantagens pois aproveita a capacidade de adsorção de compostos orgânicos do carvão activado

com a capacidade de retenção de iões metálicos por parte do microrganismo. Tien e Andrews

(1981) testaram um sistema deste tipo e construíram um modelo matemático capaz de prever as

taxas de remoção de poluente do sistema microrganismo -carvão. Uma comparação efectuada

entre dois reactores: um só com carvão activado e outro com carvão activado e inoculado com

Xanthobacter autotrophicus, permite concluir que a introdução do microrganismo no processo

provoca um aumento da capacidade de remoção do 1,2- dicloroetano, como resultado da

degradação microbiana do mesmo (Thuer e Stucki, 1994).

Este trabalho visa o desenvolvimento de um sistema de biossorção capaz de remover metais

pesados. O sistema será constituído por um biofilme de Arthrobacter viscosus suportado em

carvão activado granular (GAC) com diferentes tratamentos de superfície.

Pretende-se estudar os mecanismos de remoção do crómio(VI), cádmio(II), chumbo(II) e ferro(II),

o efeito da concentração de metal na alimentação e o efeito do tratamento superficial efectuado

ao carvão activado.

2- Metais Pesados

2.1- Crómio

Em 1797, Vauquelin examinou um novo material proveniente da Sibéria e concluiu tratar-se de

chumbo combinado com um outro composto que considerou ser um óxido de um novo metal. A

este novo metal chamou-lhe crómio, do grego “chromos” (cor), uma vez que todos os seus

compostos eram coloridos. Um ano depois, isolou o metal por aquecimento do óxido de crómio

(Cr2O3) e carvão (http://nautilus.fis.uc.pt/st2.5/scenes-p/elem).



Sob o ponto de vista de abundância, o crómio ocupa o 21ºlugar entre os elementos constituintes

da crosta terrestre, encontrando-se distribuído por inúmeros materiais (Tabela 2.1). Nunca se

encontra isolado na Natureza e a maior parte dos seus minérios contém cromite (FeO-Cr2O3),

que consiste, quando puro, em 68% de óxido de crómio (Cr2O3) e 32% de FeO. No entanto,

estas percentagens oscilam de acordo com o grau de pureza do mineral sendo comum

encontrar, na cromite, vestígios de magnesia, alumina e sílica. Os seus principais depósitos

situam-se na ex-URSS, na África do Sul, Filipinas e Zimbabwe (Carneiro, 1981)

Tabela 2.1- Distribuição do Crómio na Natureza ( Adaptado de Rollinson, 1975)

Material Conc. de Crómio (ppm)

Solos 5-3000

Água doce 0.001-0.08

Água do mar 5*10-5-3*10-5

Plantas terrestres 0.23

Plantas marinhas 1

Animais terrestres 0.075

Animais marinhos 0.2-1

Tecidos (mamíferos) 0.025-0.85

Eritrócitos 0.0015

Os cromatos e dicromatos têm múltiplas aplicações, entre as quais se destaca o curtimento de

peles, fabrico de corantes, como material de preservação da madeira e obtenção de pigmentos

que se empregam na pintura contra a corrosão dos metais (Carneiro, 1981).

O crómio metálico puro, a cromite e os compostos trivalentes de crómio não são tóxicos para os

tecidos humanos. A toxicidade do crómio está limitada aos compostos hexavalentes, que têm

uma acção irritante e corrosiva no corpo humano. Em certas condições estes compostos

hexavalentes podem causar a precipitação de proteínas. Num ambiente industrial, podem afectar

a pele e as vias respiratórias, provocando dermatites e ulcerações. A exposição prolongada a



poeiras ricas nestes compostos de crómio pode ter um efeito cancerígeno

(http://nautilus.fis.uc.pt/st2.5/scenes-p/elem).

2.1.1- Química dos compostos de crómio

Os estados de oxidação do crómio variam de acordo com os compostos, desde –2 a +6. Os mais

frequentes são o +3, crómio trivalente, e o +6, crómio hexavalente, sendo o primeiro o mais

estável.

De seguida apresentam-se os vários compostos possíveis para o elemento crómio, com o

respectivo estado de oxidação associado (Tabela 2.2).

Tabela 2.2- Compostos de crómio com este elemento nos vários números de oxidação

conhecidos

(adaptado de http://nautilus.fis.uc.pt/st2.5/scenes-p/elem)

Estado de Oxidação Composto

-2 Na2?Cr(CO)5?

-1 Na2?Cr2(CO)10?

0 Cr(CO)6

+1 ?Cr(bipiridil)3?

+2 CrO, CrF2, CrCl2,etc., CrS

+3 Cr2O3, CrF3, CrCl3,etc., ?Cr(H2O)6?3+(aq), Cr(OH)3, entre

outros

+4 CrO2, CrF4

+5 CrF5

+6 CrO3, Na2Cr2O7, CrO4 2-, CrOF4



As figuras seguintes mostram a fracção molar das diferentes espécies de crómio(VI) e de

crómio(III) presentes em solução aquosa, em função do valor de pH.

Figura 2.1- Distribuição dos compostos de crómio(VI) presentes em solução aquosa

em função do valor de pH (Ramos et al., 1994).



Figura 2.2- Distribuição dos compostos de crómio(III) presentes em solução aquosa

em função do valor de pH (Ramos et al., 1995).

Na figura 2.1 podemos verificar que o ião hidrogenocromato (HCrO4-) e o ião cromato (CrO42-),

são as espécies mais representativas, encontrando-se o primeiro em maioria para valores de pH

inferiores a 4 e o segundo em maior quantidade para valores de pH superiores a 9.

Em relação aos compostos de crómio trivalente, podemo s verificar pela análise da figura 2.2, que

é o ião Cr3+ a espécie predominante para valores de pH inferiores a 4, coexistindo com o ião

CrOH2+, para valores de pH superiores a 1.5. Para valores de pH entre 4 e 6 predomina a

espécie CrOH2+, aparecendo no entanto, em quantidade apreciável, na forma de Cr?(OH)2?+ e

Cr3?(OH)4?5+. A partir de pH 6 começa a formar-se a espécie Cr?(OH)3?2 , a qual passa a ser a

única espécie para valores de pH entre 8 e 10. A valores superiores a 10, a única espécie

presente é o complexo aniónico Cr?(OH)4?-.

2.2- Cádmio



O cádmio foi descoberto, em 1817, por F. Strohmeyer, um conhecido professor de metalurgia em

Goettingen, Alemanha. Stromeyer fazia experiências com carbonato de zinco quando descobriu

que o aquecimento deste composto produzia um composto de cor amarela em vez de branco.

Depois de efectuar um estudo mais cuidado, chegou à conclusão que o responsável pela

alteração de cor do composto era o óxido de um elemento desconhecido até então. Procedeu

então à separação de um pouco deste óxido metálico, por precipitação com sulfureto de

hidrogénio, conseguindo assim o isolamento do metal. Strohmeyer chamou cádmio a este novo

elemento devido ao facto deste ter sido extraído da cadmia, o termo vulgarmente usado para o

minério calamite, rico em carbonato de zinco (http://nautilus.fis.uc.pt/st2.5/scenes-p/elem).

O cádmio é um elemento relativamente raro que se encontra distribuído de maneira bastante

uniforme nas rochas mais abundantes da crosta terrestre com um teor médio de 0.15-0.2 mg/Kg

. As únicas formações naturais com interesse económico que se conhecem ocorrem na forma de

sulfuretos, nos quais aquele metal aparece geralmente associado ao zinco, chumbo e cobre.

(Ferreira, 1979).

Este elemento apresenta como principal aplicação a electrodeposição de uma película protectora

em torno de diversos objectos, aumentando assim a sua resistência à corrosão atmosférica. É

também um importante constituinte de pilhas e baterias, conseguindo um tempo de vida útil

superior ao das pilhas e baterias tradicionais. Em trabalhos de soldadura, condutores eléctricos e

joalharia, são utilizadas ligas de cádmio em conjunto com outros metais tais como prata, cobre

ou zinco. Devido à sua elevada capacidade para absorver calor, são utilizadas nas centrais

nucleares barras de grafite com cádmio para controlar o processo de fissão. Na indústria

electrónica, o cádmio usa-se no fabrico de telas para televisão, células fotovoltaícas e

dispositivos de detecção de radiação (http://nautilus.fis.uc.pt/ st2.5/scenes-p/elem).

O cádmio é um dos metais pesados mais tóxicos. O principal meio de contaminação consiste na

inalação de fumos ou poeiras de cádmio. Uma simples exposição a elevadas concentrações de

óxido de cádmio pode acarretar graves consequências como sejam irritações pulmonares

profundas ou mesmo a morte. Deve utilizar-se equipamento de protecção especial em ambientes

industriais que utilizem este elemento.

2.2.1- Química dos compostos de cádmio



Os estados de oxidação do cádmio variam de acordo com os compostos, podendo ser +1, ou +2.

O estado de oxidação +1 é muito raro, apresentando-se quase sempre no estado de oxidação

+2.

De seguida apresentam-se os vários compostos possíveis para o elemento cádmio, com o


Tabela 2.3- Compostos de cádmio com este elemento nos vários números de oxidação

conhecidos



+1 Raro, Ex: Cd2 (AlCl4)2

+2 CdO, CdS, Cd(OH)2, CdF2, CdCl2, ?Cd(H2O)6?2+ (aq), muitos

complexos (Ex: ?Cd(SCN)4?2-)



Figura 2.3- Distribuição dos compostos de cádmio presentes em solução aquosa

em função do valor de pH (Volesky, 1990).

Como se depreende da figura anterior a valores de pH inferiores a 6 coexistem as espécies

CdOH+, CdSO4, CdCl+ e Cd2+, por ordem crescente de predominância. A partir de pH 6 começa

a formar-se a espécie CdCO3, quer no estado aquoso quer em estado sólido, porém a

quantidade de CdCO3 sólido é significativamente maior. Todas as outras espécies sofrem um

decréscimo na sua quantidade. Para valores de pH superiores a 8 a espécie CdSO4 deixa de

existir e temos como espécie predominante o complexo CdCO3, no estado sólido.



2.3- Chumbo

O chumbo foi um dos primeiros metais a ser trabalhado pelo Homem, tendo sido encontrado em

escavações arqueológicas, no Egipto, que datam de 3500 a.C.. O modo como os antigos povos

faziam a extracção do chumbo permanece uma incógnita, no entanto foram encontrados

vestígios de fornalhas muito rudimentares, feitas de pedra, o que sugere que a extracção do

metal era feita por aquecimento dos minérios de chumbo (http://nautilus.fis.uc.pt/st2.5/scene s-

p/elem).

Existem dados que nos permitem concluir que os Chineses já produziam chumbo metálico por

volta de 3000 a.C., e de que os Fenícios tinham explorações perto de depósitos em Espanha,

em 2000 a.C.. No século V a.C os Romanos fizeram uma exploração extensiva dos depósitos de

chumbo em toda a Península Ibérica (http://nautilus.fis.uc.pt/st2.5/scenes-p/elem).

Mais recentemente, no século XIII, encontramos importantes minas de chumbo na Saxónia,

Silésia e Boémia. Por volta do século XVII, as fundições de chumbo floresceram na Grã-

Bretanha, com especial destaque para as situadas em Gales e Derbyshire.

O chumbo não é um elemento muito abundante, ficando aquém das taxas relativas a outros

metais tais como o alumínio, ferro, magnésio, entre outros. Os minérios de chumbo mais

importantes são a galena (PbS), a anglesite (PbSO4) e a cerussite (PbCO3), respectivamente

com 86%, 68% e 77% de chumbo. Os principais depósitos de minérios de chumbo encontram-se

localizados nos EUA, Perú, Argentina, Bolívia, Austrália, Zâmbia, África do Sul, Alemanha,

Espanha, Suécia, Itália e Sérvia (http://nautilus .fis.uc.pt/st2.5/scenes-p/elem).

O chumbo é um dos metais mais utilizados na indústria. A sua principal aplicação e do seu óxido

(PbO) é o fabrico de baterias eléctricas para automóveis. A adição de pequenas percentagens

de outros compostos tais como arsénico ou antimónio, aumentam a sua capacidade de

resistência mecânica, protegendo do desgaste, facultando-lhe assim a capacidade de servir de

material de revestimento.

Os compostos de chumbo são, de uma maneira geral, nocivos para os animais. A sua absorção

por parte das plantas não parece ter consequências graves, no entanto, estas acumulam o



chumbo, que será depois absorvido pelos animais em caso de ingestão. Este é o principal motivo

para a não utilização de compostos de chumbo em pesticídas ou insecticidas.

Os sais solúveis de chumbo, cloretos, nitratos, acetatos, etc., são venenos muito activos. A

principal causa de intoxicação com chumbo é a exposição a vapores e poeiras dos seus

compostos. Os sintomas de intoxicação são desconforto intestinal, fortes dores no abdomén,

vómitos, etc.

2.3.1- Química dos compostos de chumbo

Os estados de oxidação do chumbo variam de acordo com os compostos, podendo ser +2 ou +4.

De seguida apresentam-se os vários compostos possíveis para o elemento chumbo, com o


Tabela 2.4 - Compostos de chumbo com este elemento nos vários números de oxidação

conhecidos



+2 PbO, PbF2, PbCl2,etc., Pb(OH)+ (aq), Pb(H2O)n 2+ (aq), sais,

complexos

+4 PbO2, Pb3O4, PbF4, PbCl4, PbBr4, PbCl6 2- (aq), Pb(OH)6 2-

(aq), complexos, compostos org ano-chumbo

A figura seguinte permite afirmar a existência de duas espécies para valores de pH inferiores a 5:

PbOH+ e Pb2+, sendo esta última a predominante. A pH perto de 6 começa a coexistir, com as

duas espécies anteriores, o complexo Pb(OH)2. O valor de pH igual a 7 coincide com a formação

do complexo aniónico Pb(OH)3-, passando a verificar-se a existência das quatro espécies em

simultâneo.



Figura 2.4- Distribuição dos compostos de chumbo presentes em solução

aquosa

em função do valor de pH (Pagenkopf, 1978).

2.4- Ferro

A descoberta do metal ferro é ainda um mistério. A teoria mais credível aponta para o facto do

primeiro ferro produzido ter sido obra do acaso, quando pedaços de minério de ferro foram

usados em vez de pedras nas fogueiras dos banquetes, onde o fogo era mantido tempo

suficiente para permitir a redução. Seguiu-se a observação que as mais altas temperaturas

obtidas quando o vento soprava, produziam um melhor material. Tentou-se então, através de

numerosas artimanhas, obter uma rajada de vento artificial, até se conseguir criar uma fornalha

de fundição.



Os utensílios de ferro têm sido usados desde tempos pré-históricos. Foram descobertos alguns

desses objectos em explorações arqueológicas na pirâmide de Gizé, no Egipto, que têm muito

provavelmente 5000 anos; na China julga-se que a utilização do aço remonta a 2550 a.C.

(http://nautilus.fis.uc.pt/ st2.5/scenes-p/elem).

Tendo em atenção que os objectos antigos de ferro são muito menos frequentes que os de

bronze, os arqueólogos posicionaram a chamada Idade do Ferro antes da Idade do Bronze. Na

verdade, é muito mais fácil extrair e trabalhar o bronze do que o ferro, afirmando os arqueólogos

que deixou de ser utilizado como utensílio e arma dominante das civilizações cerca de 500a.C. A

escassez do cobre e a abundância do ferro levou o povo hindu a desenvolver técnicas de

trabalho deste metal, que mais tarde viriam a ser transmitidas ao Velho Continente,

especialmente pelos Etruscos, no norte de Itália (http://nautilus.fis.uc.pt/st2.5/scenes-p/elem).

Após a queda do Império Romano, a produção de ferro desenvolveu-se bastante em Espanha,

tendo-se tornado famosas as lâminas de aço de Toledo bem como os seus artesãos. A técnica

destes artesãos espalhou-se depois à França, Alemanha e por fim Inglaterra.

Como principais minérios de ferro temos a hematite (Fe2O3), a magnetite (Fe3O4), a limonite

(Fe2O3.H2O) e a siderite (FeCO3), sendo os mais vulgarmente encontrados na Natureza a pirite

(FeS2) e a ilmenite (FeO.TiO2), não sendo no entanto adequados à extracção do metal. As

maiores jazidas deste metal situam-se nos EUA, na região fronteiriça entre a França e a

Alemanha, na Grã-Bretanha, na Áustria, na Suécia e Rússia. Este elemento aparece ainda como

constituinte subsidiário em quase todas as rochas e seres vivos, tanto vegetais como animais.

Em águas naturais é também possível encontrar quantidades apreciáveis deste metal,

destacando-se em Portugal as águas de Vidago, Barreiro e Melgaço, entre outras.

O metal ferro reveste-se de grande utilidade, sendo as suas aplicações sobejamente conhecidas.

Podemos destacar o uso de sulfato ferroso em tinturaria e como agente fungicida, o oxalato

ferroso em reveladores fotográficos, a limonite e a hematite como pigmentos, adsorventes e

abrasivos, a magnetite no fabrico de eléctrodos industriais, e o aço nas suas mais variadas

aplicações.



Este metal desempenha um papel importante em processos metabólicos dos animais, sendo um

constituinte vital para as células dos mamíferos em geral. A nível celular, a principal função do

ferro é o transporte de oxigénio no sangue, por intermédio da hemoglobina, existente nos

glóbulos vermelhos. Encontra-se presente em algumas enzimas que catalisam mecanismos de

oxidação celular. No homem os orgãos mais ricos em ferro são o figado e o baço, encontra-se

também, mas em menores quantidades, nos ossos, medula, rins e intestinos.

2.4.1- Química dos compostos de ferro

Os estados de oxidação do ferro variam de acordo com os compostos, desde –2 a +6. Os mais

frequentes são o +2 e o +3.

De seguida apresentam-se os vários compostos possíveis para o elemento ferro, com o


Tabela 2.5- Compostos de ferro com este elemento nos vários números de oxidação conhecidos

(adaptado de http://nautilus.fis.uc.pt/st2.5/scenes-p/elem).


-2 Raro, Fe(CO)4 2-

-1 Raro, Fe2(CO)8 2-

0 Fe(CO)5

+1 Raro, ?Fe(NO)(H2O)5? 2+

+2 FeO, FeS2, Fe(OH)2, ?Fe(H2O)6? 2+(aq),FeF2, Fe(C5H5)2,etc.

+3 Fe2O3, Fe3O4, FeF3,FeCl3, FeO(OH), ?Fe(H2O)6? 3+(aq),,etc.

+4 Raro, alguns complexos

+5 FeO4 3-

+6 FeO4 3-



Da análise da figura 2.5, podemos concluir que para valores de pH inferiores a 5 predominam as

espécies Fe 3+ e Fe(OH)2+. A partir deste valor de pH começa a formar-se o complexo Fe(OH)3

que atinge o seu máximo para pH 8. A valores de pH superiores a 10 só existem as espécies

Fe(OH)3 e Fe(OH)4-, sendo esta última a única espécie presente para valores de pH superiores a

12.

Figura 2.5- Distribuição dos compostos de ferro II e III, presentes em solução

aquosa, em função do valor de pH (Sakaguchi e Nakajima, 2000).

2.5- Legislação aplicada a metais pesados

Os metais pesados, duma maneira geral, são tóxicos para o ser humano. A sua deposição em

sistemas aquíferos é muito grave pois a sua interferência na potabilidade da água afecta

perigosamente a fauna e a flora dos mesmos. A presença de metais pesados na água para

consumo humano tem gravíssimas consequências tais como, perturbações respiratórias,

corrosão dos tecidos e, em algumas situações, cancro.

A legislação portuguesa estabelece limites de emissão destes poluentes na descarga de águas

resíduais. Segundo o DL-236/98 de 1 de Agosto, o valor limite de descarga para o ferro total e

crómio total é de 2,0 mg/l, sendo de 1,0mg/l e 0,2mg/l, respectivamente para o chumbo total e o

cádmio total. Para águas de consumo humano, a legislação é, como é óbvio mais restritiva,



sendo os seus valores limite de 0,05 mg/l para o crómio e chumbo, 0,005 mg/l e 0,2 mg/l,

respectivamente para o cádmio e o ferro.

2.6- Processos de tratamento de efluentes contendo metais pesados

Neste ponto serão discutidos alguns dos métodos mais vulgarmente utilizados na remoção de

metais pesados de águas residuais.

2.6.1- Precipitação Este é o método mais comum na remoção de metais pesados. Os metais pesados precipitam

sob a forma de hidróxidos pela adição de uma solução caústica até um nível de pH

correspondente à solubilidade mínima (Fig2.7). Este método é económico e de eficiência

elevada, apresentando como grande desvantagem o facto de produzir grandes quantidades de

lamas não reutilizáveis, o que levanta outros problemas tais como a sua deposição e posterior

tratamento.



Figura 2.7- Solubilidade de hidróxidos metálicos em função do pH

(Eckenfelder, 1989)

2.6.2- Permuta Iónica

A permuta iónica é geralmente utilizada na remoção de aniões e catiões indesejáveis das águas

resíduais. As resinas de permuta iónica consistem numa estrutura tridimensional, de origem

orgânica ou inorgânica, com vários grupos funcionais ligados. Grande parte das resinas de troca

iónica usadas no tratamento de efluentes são sintéticas, produzidas por polimerização de

compostos orgânicos, resultando numa estrutura tridimensional porosa

(http://www.ucp.pt/biblio/diogo).

Os grupos funcionais iónicos, que irão ser substituidos posteriormente pelo ião que se pretende

retirar ao efluente, são de maneira geral introduzidos por reacção da matriz polimérica com um

composto químico contendo o grupo desejado. A capacidade de permuta é determinada pelo

número de grupos funcionais por unidade de massa de resina. A capacidade da resina para

captar iões e a quantidade de regenerante requerida, são factores determinantes para o

desempenho e economia da permuta iónica (http://www.ucp.pt/biblio/diogo).

Este processo de tratamento envolve uma sequê ncia de operações. Assim, o efluente passa

pela resina até que os pontos de permuta disponíveis se encontrem ocupados e o contaminante

apareça no efluente de saída. Este ponto da operação corresponde à saturação do leito utilizado

e é o ponto a partir do qual se dá por finalizado o tratamento, o leito é então lavado para remover

contaminantes e para reactivar a resina.



Figura 2.8- Exemplo de um sistema de colunas de troca iónica

(http://www.ucp.pt/biblio/diogo).

Este método, para além de ser pouco selectivo, exige grande quantidade de resinas para o

tratamento de efluentes pouco concentrados e origina elevadas concentrações de resíduos

salinos (Torres, 1996).

2.6.3- Adsorção

A adsorção baseia-se no princípio de que uma superfície sólida em contacto com uma solução

tem tendência a acumular uma camada superficial de moléculas de soluto devido principalmente

ao desequilíbrio de forças superficiais existentes.

O adsorvente de utilização mais comum é o carvão activado. O carvão activado usado neste

processo pode ter origem nos mais diversos materiais, sendo os mais comuns a lenhite e o

carvão betuminoso. O carvão granular obtido a partir destes materiais tem tido a mais vasta

aplicação em tratamento de efluentes. Dependendo do material de origem e do processo de

activação, o carvão activado adquire propriedades específicas. O conhecimento destas

propriedades permite a escolha do tipo de carvão mais apropriado para uma dada aplicação.

Normalmente é possivel a regeneração do carvão, sendo uma operação economicamente

favorável. Nos processos de regeneração, o objectivo é a remoção dos materiais previamente

adsorvidos da estrutura porosa do carvão. Esta regeneração pode ser feita por via térmica,



aplicação de vapor, extracção com solvente, oxidação química ou tratamentos ácidos/alcalinos. Este processo não é muito utilizado na remoção de metais pesados em larga escala pois a

relação eficiência/preço é baixa (http://www.ucp.pt/biblio/diogo).

2.6.4- Processos membranares

Este tipo de processos de remoção de metais pesados permitem concentrar os poluentes, mas

não conduzem à sua remoção. Dentro destes processos destacam-se como sendo os mais

importantes a osmose inversa e a electrodiálise .

2.6.4.1- Osmose inversa

A osmose inversa é uma técnica que se baseia na aplicação de pressões elevadas a uma

solução concentrada, obrigando o solvente a passar por uma membrana semi-permeável para

uma região de solução diluída (Oliveira, 1993). A solução concentrada fica assim mais

concentrada ainda, podendo ser reutilizada.

A utilização deste processo permite obter níveis de concentração de metais pesados muito

baixos, apresentando no entanto, custos muito elevados de operação e investimento.

2.6.4.2- Electrodiálise

Os sistemas de electrodiálise utilizam a corrente eléctrica entre um cátodo e um ânodo para

promover a separação dos iões metálicos duma solução. Assim, a força directriz do processo

resulta dos efeitos combinados dos gradientes de concentração e de campo eléctrico (Oliveira,

1993).

Uma célula de electrodiálise é constituida por três compartimentos, separados por duas

membranas de troca iónica (Ver figura 2.9). Uma das membranas é de troca aniónica, só

permitindo a passagem de aniões, enquanto a outra membrana é de troca catiónica, permitindo

somente a passagem de catiões (Oliveira, 1993).



Figura 2.9- Exemplo de um sistema de electrodiálise

A nível industrial, um aparelho de electrodiálise é constituido por uma bateria de 300 a 500

células acopladas, a funcionar de acordo com a figura anterior.

Um sistema de electrodiálise apresenta como vantagens a elevada selectividade das

membranas, baixa resistência eléctrica e grande estabilidade química, térmica e mecânica. A

principal desvantagem prende-se com questões energéticas, sendo apenas aconselhada quando

a concentração iónica é baixa.

2.6.5- Electroextracção

Este processo promove a remoção de metais de efluentes por acumulação de metal no cátodo

de uma célula electroquímica. Existem dois tipos de cátodos: placas paralelas e rede de fibras de

carbono. A quantidade de metal removido no cátodo utilizando fibra de carbono é mais baixa e

envolve mais custos do que o sistema utilizando placas paralelas. Após o tratamento o efluente

pode ser descarregado ou enviado para outro sistema de tratamento.



2.6.6- Biossorção

Segundo Duncan et al. (1994), a biossorção pode ser considerada como um termo colectivo para

designar um conjunto de processos de acumulação passiva, por parte de microrganismos, os

quais podem incluir troca iónica, complexação e precipitação. Ainda de acordo com Woodburn

et al. (1998), a biossorção é um processo que utiliza a capacidade de materiais biológicos para

acumular metais pesados de águas resíduais por processos de “uptake” metabólicos ou

puramente fisico-químicos.

A utilização de bactérias aderidas em carvão activado contribui para a fixação de metais à

superfície do carvão (Scott, 1992). O facto das bactérias excretarem uma grande quantidade de

polissacáridos contribui para a fixação de metais, razão pela qual vários estudos tem sido

desenvolvidos nesta àrea. Segundo Scott et al. (1995), um biofilme bacteriano suportado em

GAC constitui um sistema combinado que explora a capacidade de reter metais do biofilme e a

capacidade de fixação de poluentes orgânicos por parte do carvão activado.

Tendo em atenção que a biossorção em carvão activado é o processo fundamental deste

estudo, será desenvolvido em pormenor na secção 3.

3- Sistemas de Biossorção

3.1- Suporte do sistema de biossorção

O sistema de biossorção desenvolvido neste projecto de investigação consiste num biofilme

suportado em carvão activado granular (GAC).

Os carvões activados disponíveis no mercado são fabricados a partir de lenhite, madeira, carvão,

polímeros sintéticos, etc. Existem vários tipos de carvão activado, de acordo com o grau de

actividade, a pureza, a composição química, o tratamento a que foi submetido, etc. Deste

conjunto de factores está dependente a natureza dos grupos superficiais, grupos estes

fundamentais para o processo de adsorção.



A presença de complexos de oxigénio na superfície do carvão conferem ao carvão activado uma

natureza polar, hidrofilidade, acidez e um potencial zeta negativo. Este tipo de complexos

existem à superfície do carvão sob a forma de quatro grupos com diferente acidez: carboxílicos

de acidez forte, de acidez fraca, fenólicos e carbonilos (Fig.3.1). Existem outras formas de

óxidos, que incluem éteres cíclicos, que conferem ao carvão caracter básico (Boehm, 1970).

Figura 3.1- Grupos óxidos da superfície do carvão (Suzuki, M., 1989)

Este material apresenta elevada capacidade de adsorver inúmeras substâncias, sendo por este

motivo, denominado de adsorvente. A sua estrutura porosa é constituída por poros com volume

superior a 0.2 ml/g sendo a largura dos mesmos variável de 0.3 a milhares de nanómetros. O

carvão activado apresenta uma elevada área superficial interna, sendo geralmente superior a

400 m2/g (de Vooys,1983).

Os poros são divididos em três classes conforme o seu raio (Tabela 3.1). A distribuição do

tamanho dos poros é determinante da estrutura específica do carvão.

Tabela 3.1- Classificação de acordo com o tamanho dos poros (de Vooys, 1983)

Raio Classificação



? 2 nm Microporos

2 a 50 nm Mesoporos

? 50 nm Macroporos

O carvão activado tem sido aplicado, principalmente, em tratamentos de águas potáveis e águas

resíduais, permitindo adsorver compostos orgânicos dissolvidos que escaparam à degradação

biológica natural ou a tratamentos biológicos.

Neste projecto de investigação foram utilizados dois tipos de carvão activado, que diferem entre

si no tratamento efectuado à superfície dos mesmos.

A caracterização BET e TPD dos dois carvões foi efectuada pelo Departamento de Química da

Faculdade de Ciências e Tecnologia da Universidade Nova de Lisboa e encontra-se no Anexo II.

3.2- Biofilmes

3.2.1- Conceito e Importância

O conceito mais comum de biofilme é o de uma matriz de aspecto gelatinoso aderente a uma

superfície sólida, quase sempre imersa em meio líquido aquoso, constituída essencialmente por

microrganismos, pelos polímeros extracelulares que estes produzem e por água, podendo ainda

conter partículas sólidas provenientes do fluido que contactam (Melo, 1994).

Os biofilmes podem ter efeitos benéficos ou prejudiciais no ambiente, na saúde humana e nos

equipamentos industriais. São benéficos os filmes biológicos fixados a suportes sólidos no

interior dos bio-reactores de tratamento de efluentes, onde os microrganismos contribuem para a

degradação da poluição. A utilização de Acetobacter na produção de vinagre por oxidação



biológica do etanol e a extracção de cobre por lixiviação microbiológica são outros exemplos da

utilidade dos biofilmes microbianos (Bryers, 1994). Por outro lado, os filmes biológicos que

aderem e crescem em permutadores de calor, em membranas de osmose inversa e em circuitos

de distribuição de água são indesejáveis pois fazem aumentar a queda de pressão, provocam

corrosão, introduzem resistências térmicas nos permutadores de calor e contaminam a água de

abastecimento público (Melo, 1994).

As vantagens em se utilizar biofilmes em vez de biomassa suspensa são, em geral (Melo, 1994):

? Maior retenção de biomassa no reactor;

? Possibilidade de variar o tempo de residência hidráulico sem alterar a retenção da biomassa;

? Redução do investimento em unidades de separação de sólidos a jusante do reactor;

? Maior estabilidade do reactor face a choques hidráulicos, variações da composição do

efluente, presença de tóxicos e alterações da temperatura.

3.2.2- Formação de Biofilmes

3.2.2.1- Mecanismos de formação

Segundo Melo (1994), os principais fenómenos envolvidos na formação de biofilmes em contacto

com um meio líquido são (Figura 3.2):

? Formação de uma monocamada de moléculas orgânicas na superfície do suporte (“filme

condicionador”);

? Transporte de microrganismos e outras partículas para a superfície;

? Adesão de microrganismos à superfície;

? Transporte de nutrientes/substrato:



a) Através do líquido para a interface líquido-biofilme

b) No interior do filme microbiano

? Reacção bioquímica no interior da biopelícula: consumo de substrato, com crescimento dos

microrganismos e produção de polímeros;

? Transporte de metabolitos desde o interior da película microbiológica para o exterior;

? Erosão superficial, ou descolamento súbito (“sloughing off”) de porções de biofilme.

Figura 3.2- Etapas no formação de um biofilme (Melo, 1994)

O “filme condicionador” inicial estabelece-se rapidamente após o transporte e a adsorção ao

suporte de moléculas orgânicas existentes no líquido, algumas provenientes da própria

decomposição de organismos vivos. Estas moléculas podem formar cadeias poliméricas que, por

interacção com a superfície dos microrganismos, estabelecem pontes suficientemente fortes

para permitir aos microrganismos uma adesão estável (Melo, 1994). Uma vez constituída a

primeira camada de microrganismos, a posterior adesão de outros microrganismos é favorecida

(Bryers e Characklis, 1992).

O transporte de substrato para a superfície do biofilme é feita por difusão. Assim que o substrato

atinge a superfície da biopelícula, as moléculas de substrato difundem-se no seu interior até aos

microrganismos que as consomem.

O filme microbiano vai, assim, crescendo em massa e em espessura, através da reprodução dos

microrganismos e da segregação de polímeros extracelulares. Ao mesmo tempo, as forças



hidrodinâmicas exteriores e outros fenómenos (produção de gás pelos microrganismos, por

exemplo) provocam a erosão ou o destacamento de partes do biofilme. Este efeito, contrário ao

crescimento da película, é tanto mais intenso quanto maiores forem a espessura da película

microbiana e a velocidade do líquido. Deste modo, o filme biológico tende a atingir uma

espessura máxima que se mantém quase constante ao longo do tempo, com flutuações à volta

de um valor médio (Melo, 1994).

3.2.2.2- Factores que influenciam a formação dos biofilmes

? Características dos microrganismos

A difusão para o adsorvente é comandada pela natureza química quer do microrganismo quer da

superfície. Assim, por exemplo, os microrganismos com maior capacidade para produzirem

polissacáridos aderem com maior facilidade aos suportes sólidos, por ligação entre cadeias

poliméricas situadas na parede do organismo e o suporte. A obtenção de maiores produções de

exopolímeros e, eventualmente, maior capacidade de adesão microbiana, pode ser conseguida,

entre outros métodos, por manipulação genética dos microrganismos.

? Composição e rugosidade da superfície do suporte

A constituição da superfície do suporte, como por exemplo a existência de grupos iónicos,

condiciona o tipo de interacções possíveis e consequentemente a extensão e a eficácia da

adesão.

A rugosidade e a porosidade do suporte condicionam também a adesão celular, sendo esta

favorecida por diâmetros de poros na ordem de 4 a 5 vezes a dimensão dos microrganismos.

? Composição do fluído, pH, temperatura e força íonica



A produção de exopolímeros por uma dada espécie é condicionada pelo meio. Uma maior razão

C:N parece beneficiar a capacidade de adesão de microrganismos a suportes sólidos, visto

estimular a produção dos mesmos (Lema, 1989).

Quando dois corpos, um microrganismo e um suporte, com cargas eléctricas superficiais de igual

sinal, se aproximam um do outro, forma-se uma barreira de energia de interacção que dificulta a

adesão estável entre eles. A altura dessa barreira depende da diferentes factores, diminuindo

com o aumento da força iónica do líquido e com a redução das dimensões dos corpos em

contacto. As cadeias de polímeros que se estendem da superfície das bactérias têm

extremidades com diâmetro mais pequeno do que o do microrganismo, facilitando, assim, a

adesão deste ao sólido (Melo, 1994).

O pH não só condiciona a fisiologia microbiana, como afecta as propriedades eléctricas

superficiais dos microrganismos e dos sólidos, podendo aumentar ou diminuir a repulsão

electrostática entre os dois corpos.

? Velocidade e turbulência do fluido

A velocidade do fluido interfere com diversos mecanismos de desenvolvimento do filme

microbiológico: por um lado, o aumento da velocidade intensifica a transferência de substrato

para a interface líquido/biofilme, o que poderá beneficiar o crescimento da película microbiana;

por outro lado, quanto maior a velocidade, maior a erosão do biofilme, diminuindo a quantidade

de biomassa fixada no suporte. Além disso, uma maior erosão origina filmes me nos espessos, o

que favorecerá o acesso de substrato a todas as zonas no interior do biofilme (Melo, 1994).

3.2.3- Microrganismos colonizadores

São muito variadas as espécies microbianas que podem estar presentes nos biofilmes, com

predominância para as bactérias (Melo,1994). O uso de bactérias como biossorvente apresenta

inúmeras vantagens das quais se destaca o seu pequeno tamanho, a ubiquidade, a capacidade

de crescimento em condições controladas e a resistência a uma gama alargada de condições

ambientais (Urrutia, 1997).



Para o desenvolvimento do sistema de biossorção relatado neste trabalho foi utilizada uma

cultura de bactérias de Arthrobacter viscosus proveniente da Spanish Type Culture Collection,

da Universidade de Valência.

As espécies do géne ro Arthrobacter são bactérias quimiorganotróficas, aeróbias e Gram-

negativas, no inicio da fase de crescimento, tornando-se Gram positivas em fases posteriores

(Paul e Clark, 1996). Geralmente crescem em meios simples e tem um metabolismo oxidativo. A

temperatura óptima de crescimento situa-se entre os 25 e 30ºC e a sua cápsula contém glucose,

galactose e ácido manurónico (Neidhart, 1990).

O conteúdo enzimático das bactérias varia de acordo com as condições do meio onde

sobrevivem. A temperatura, pH, quantidade de oxigénio e presença de substratos são factores

condicionantes desse mesmo conteúdo.

3.3- Mecanismos de biossorção

A procura de soluções tecnologicamente limpas aplicáveis ao tratamento de efluentes contendo

metais pesados tem vindo a ser alvo dos mais variados estudos. A biossorção enquadra-se no

âmbito das tecnologias limpas pois envolve o uso de microrganismos, vivos ou mortos, para

permitir a acumulação de iões.

A capacidade que os microrganismos têm para acumularem metais extracelularmente envolve

muitos processos, tais como: sorção, permuta iónica, complexação, co-ordenação, ligações

covalentes e oclusão ( Volesky, 1987).

Guibal et al. (1992) afirmam que a biossorção se desenvolve em quatro etapas sequenciais:

? Transporte do ião desde o seio da solução até à interface líquido-sólido

? Transporte do metal da interface até à superfície da parede

? Transferência do metal para os locais activos

? Biossorção: complexação, adsorção, precipitação no interior da parede, etc.



Diversos microrganismos têm sido utilizados no estudo de processos de biossorção no sentido

de aprofundar os conhecimentos relativos aos mecanismos que contribuem ou estão na origem

dos mesmos.

Torres (1996) estudou a aplicação de um sistema de biossorção para a remoção do Cr(VI)

utilizando, para construir o filme biológico, três culturas puras de bactérias: Escherichia coli,

Pseudomonas fluorescens e Arthrobacter viscosus. Este estudo permitiu comparar a eficiência

de remoção por parte destes biossorventes, tendo esta autora concluído ser o Arthrobacter

viscosus aquele que melhor se adequava ao processo em causa.

Outras bactérias têm sido alvo de estudos, tais como Pseudomonas aeruginosa (Cheng Chang

et al., 1997) na remoção de chumbo, cobre e cádmio, e Thiobacillus ferrooxidans (Ozil et

al.,1998), na remoção do crómio, ambas com resultados interessantes.

O uso de leveduras no tratamento de iões metálicos tem sido aplicado com sucesso. Destaca-se

o estudo da acumulação de metais- Cu, Zn, Co, Cd, Ni e Cr- por células de Saccharomyces

cerevisiae em colunas de biossorção, no qual se verificou biossorção selectiva entre o cobre e o

cobalto (Duncan e Wilhelmi, 1995).

O facto de apresentarem fácil crescimento e elevados rendimentos em biomassa, faz dos fungos

um tipo microrganismo a considerar no desenvolvimento de sistemas de biossorção. Ling et al.

(1999), estudaram a biossorção do cádmio por fungos de R. oryzae, R. oligosporous, A. oryzae e

R. arrhizus, tendo obtido resultados satisfatórios. A utilização de Polyporous versicolor e

Phanarochaete chrysosporium foi testada na biossorção de Cu, Cr, Cd, Ni e Pb, por Dolek et al.

(1998), tendo-se chegado à conclusão que a remoção dos diferentes metais por parte destes

fungos decresce com o aumento da concentração inicial de metal.

A utilização de algas no tratamento de soluções contendo iões metálicos tem sido aplicada com

bastante sucesso. Existem numerosos estudos efectuados com este tipo de microrganismo.

Refira-se, os estudos efectuados por Volesky que utilizou Ascophyllum nodosum (1993) e

Sargassum fluitans (1998), na biossorção do cádmio e o estudo efectuado por Kaewsarn et al.

(1999), que utilizaram nove espécies de algas marinhas para testar a biossorção de cádmio,

cobre e chumbo, afirmando ter obtido valores de retenção mais altos que os obtidos com outros

tipos de biomassa.



Uma questão que tem levantado enorme discussão prende-se com a utilização ou não, de

biomassa viva. Se por um lado com a utilização de biomassa morta se evitam os problemas

relacionados com a toxicidade dos metais pesados e se anulam os gastos com substrato, por

outro é sabido que as células vivas têm uma maior capacidade de acumular metais

intracelularmente do que as células mortas e podem precipitar metais na parede celular ou no

meio exterior devido a vários produtos do metabolismo (Gadd, 1990). Outra vantagem da

utilização de biofilmes vivos consiste na remoção de outros agentes poluentes, normalmente

existentes nos efluentes, tais como hidrocarbonetos (Gadd, 1992).

Por tudo isto se pode afirmar que a remoção de metais pela utilização de microrganismos pode

ser bastante eficiente. No entanto, este fenómeno é condicionado por vários factores que podem

prejudicar a eficiência do processo. Estes factores são:

? Composição e concentração da biomassa

? Idade das células

? Concentração inicial do metal

? Presença de outros catiões, aniões ou compostos químicos

? pH

3.4- A importância dos exopolissacáridos (EPS)

Os exopolissacáridos (EPS) são biopolímeros muito heterogéneos contendo essencialmente

sacarídeos e substituintes de natureza não glucídica (Gonçalves, 1997).

A análise da composição de diferentes amostras de lamas activadas mostrou a predominância

de um número limitado de monómeros tais como glucose, galactose, manose, àcido glucónico e

ácido galacturónico (Horan e Eccles, 1986).

Grande parte da informação existente relativa à composição química da matriz provém de

análises feitas directamente das amostras de lamas activadas. A selecção de um método de

extracção de um exopolímero que o caracterize convenientemente e ainda minimize o efeito da

lise celular, tem sido alvo de vários estudos (Oliveira et al., 1996).



O facto dos EPS serem moléculas de grandes dimensões contribui para a capacidade dos

mesmos para mediar interacções de longa distância em que as forças de van der Walls e

electroestáticas já não têm significado. Este tipo de moléculas exibem elevadas capacidades de

adsorção porque, em virtude da sua constituição, é possível obter uma adsorção segmentada.

O processo de adesão de microrganismos a superfícies hidrofóbicas é fortemente influenciado

pela sorção de substâncias apolares pelos EPS. As regiões apolares das proteínas dispõem de

vários sítios para ligações com moléculas apolares.

Torres (1996) chegou à conclusão que a composição do meio de cultura pode influenciar a

produção de EPS. A produção de exopolissacáridos ocorre preferencialmente na fase

estacionária do crescimento das células e ainda quando as células estão em stress (Oliveira et

al., 1994). Assim, a simples presença de metais pode causar stress e enfluenciar a produção de

exopolissacáridos.

Levine e Pradhan (1992), efectuaram um estudo com Actinomycetes, para a remoção de cobre e

chumbo em solução. Verificaram que uma quantidade significativa dos metais era acumulada

pelos EPS, confirmando assim a influência nos sistemas de biossorção.

3.5- Determinação do uptake e %remoção

A eficácia de um sistema de biossorção na remoção de um determinado metal pode ser

representada pelo “uptake” e pela percentagem de remoção do agente poluente.

O termo “uptake” é definido como a massa total de metal retida por massa de GAC. Por sua vez

a percentagem de remoção é definida como a razão entre a quantidade de metal retida (valor

instantâneo) e a quantidade inicial de metal na solução. Ambos os parâmetros são função do

tempo de contacto. A forma mais usual de quantificar as observações experimentais de

fenómenos de biossorção é a construção de um gráfico na qual se representa a concentração

normalizada de metal à saída da coluna em função do tempo de contacto (Figura 3.3).



1

?CM?/?CMo?

0 Tempo t

Figura 3.3- Representação gráfica de uma cinética de biossorção

A quantidade de metal retida (Cret) pelo sistema de biossorção é definida como sendo a área

correspondente à secção acima da curva, em valor absoluto, ou seja:

t CRet = Q * CM0 * t – Q * ? (CM) dt (Eq. 3.1) to

O cálculo do “uptake” será então efectuado recorrendo à sua definição, a qual é traduzida pela

equação 3.2:

“Uptake” (mgMetal/gGAC) = CRET / MGAC (Eq. 3.2)

em que,

Q- caudal da solução de metal de alimentação de metal, em ml/min

CMO- concentração de metal na solução de alimentação, em mg/l

MGAC- massa de GAC utilizada nos ensaios, em g

Cret- massa de crómio acumulada pelo sistema, em mg.

A definição de percentagem de remoção pode ser representada pela equação 2.5.3, a qual nos

permite obter os valores de percentagem de remoção ao longo do tempo.



% Remoção = ? (CMO-CM)/CMO? * 100 (Eq. 3.3)

3.6- Recuperação dos metais e reutilização do sistema biossorvente/metal

As vantagens da reutilização do sistema biossorvente/metal e da recuperação de metais

apresenta inúmeras vantagens quer sob o ponto de vista económico, quer sob o ponto de vista

ambiental. A biossorção possibilita a aplicação de alguns métodos com o objectivo de regenerar

o metal e reutilizar o biossorvente.

Vários trabalhos têm sido desenvolvidos nesta área. Zouboulis et al. (1998) estudaram a

remoção e recuperação de cádmio de soluções aquosas diluídas por biossorção e electrólise. O

processo utilizado encontra-se esquematizado na figura 3.4.

Efuente contaminado

com metal Biomassa + Metal Eluente + Metal

Água limpa Biomassa Eluente Metal

Figura 3.4- Diagrama de fluxo do processo de reciclagem de um sistema de biossorção.

Este método permite obter cádmio, com razoável grau de pureza e valor comercial, e água limpa

que poderá ser reutilizada.

Urratia et al. (1993) indicam a adição de ácido nítrico até pH 3, como sendo o agente mais

eficiente para remover o Cr do envelope bacteriano, referindo no entanto, que altas

concentrações podem danificar a célula impedindo a sua reutilização.

BIOSSORÇÃO ELUIÇÃO ELECTRÓLISE



A repetição de ciclos de biossorção utilizando o metal e a biomassa fixados no carvão parece ter

aplicação. Gonçalves (1997) efectuou estudos de recobrimento de biofilme no sentido de

verificar a sua aplicabilidade num novo ciclo de biossorção. Esta autora concluiu que o

recobrimento do biossorvente conduz a uma menor acumulação do metal, talvez devido à perda

de parte da área superficial do GAC, por deposição do metal durante o primeiro ciclo.

A aplicação de um tratamento térmico para fixação dos metais à biomassa e à superfície do

GAC, tem sido utilizado por vários autores. A reutilização do sistema carvão/metal, no qual se fez

crescer novo biofilme, apresenta de um modo geral, decréscimo na remoção dos metais, devido

à saturação da superfície do GAC. Estudos efectuados por Torres (1996), aplicados à remoção

de crómio, confirmam uma redução de 50% no segundo ciclo de utilização após tratamento

térmico.

c apÍtulo i- introduÇÃo · carvões de vários tipos aplicados à remoção do crómio (vi), os...

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