Tratamento de águas residuais: o papel das microalgas

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(1)TRATAMENTO DE ÁGUAS RESIDUAIS: O PAPEL DAS MICROALGAS M. Alzira Dinis - Faculdade de Ciência e Tecnologia, UFP. Centro de Modelação e Análise de Sistemas Ambientais (CEMAS) Mestre Assistente | E-mail: madinis@ufp.pt. Álvaro Monteiro - Faculdade de Ciência e Tecnologia, UFP. Centro de Modelação e Análise de Sistemas Ambientais (CEMAS). Professor Associado | E-mail: aamont@ufp.pt. Laboratório de Processos de Separação e Reacção (LSRE) | Faculdade de Engenharia da Universidade do Porto. Rui Boaventura - Faculdade de Engenharia da Universidade do Porto Laboratório de Processos de Separação e Reacção (LSRE) Investigador Principal | E-mail: bventura@fe.up.pt. Abstract In this work, it is intended to expose the state of the art relating the use of microalgae in wastewater treatment. Nitrogen and phosphorous removal with microalgae is a common process. Biosorption by microlgae is an alternative to traditional treatment processes of metal ions removal. Resumo Neste trabalho pretende-se expor, de uma forma simples, o estado da arte no que diz respeito à utilização de microalgas para tratamento de águas residuais. São abordadas, com algum detalhe, as utilizações das microalgas para remoção de nutrientes e de metais pesadas de águas residuais.. 1. Introdução As águas residuais que resultam das actividades humanas incluem detergentes, óleos, pesticidas, PCB’s e metais pesados, entre outros constituintes (Oswald, 1988). Estes compostos são substâncias consideradas perigosas, a cujas características de toxicidade se aliam muitas vezes um elevado potencial de persistência e bioacumulação. A estabilização de uma água residual pode ter lugar em lagoas fotossintéticas. Portugal é um país que apresenta, sobretudo nas zonas Centro e Sul, condições climáticas ecologicamente favoráveis ao desenvolvimento dos microrganismos (microalgas e bactérias) envolvidos simbioticamente (Xiang-Hua et al., 1994) nestes processos, pelo que o assunto tem sido encarado com crescente interesse (Santos e Oliveira, 1990). As microalgas fornecem oxigénio às bactérias, tornando a sua actividade de degradação biológica mais eficiente, removem nutrientes, como o azoto e fósforo, responsáveis pelos processos de eutrofização de meios hídricos, para além de removerem alguns metais pesados e microrganismos patogénicos (Mayo e Noike, 1994). Em concreto, na desinfecção, o papel das microalgas é duplo: aumentam a temperatura da água através da conversão da luz em calor, aumentando assim a taxa de mortalidade das bactérias, nomeadamente das patogénicas, e aumentam o pH através da actividade fotossintética, levando a uma diminuição drástica do tempo de meia-vida dessas bactérias, conduzindo. 41.

(2) 42. a elevadas taxas de desinfecção (Oswald, 1988). Por outro lado, as microalgas são frequentemente consideradas como causa de poluição secundária (Metcalf e Eddy, 1991), adicionando os seus próprios resíduos e produtos de decomposição aos efluentes. Assim, um meio simples e económico de remover as microalgas da corrente aquosa alargaria a utilização das lagoas como método de tratamento das águas residuais (Meiring et al., 1994), uma vez que para um processo de tratamento de águas residuais ser efectivo, a matéria em suspensão deve ser eficientemente removida (Richmond, 1990). Por outro lado, têm sido efectuados estudos com vista a uma maior utilização de microalgas imobilizadas, como forma de ultrapassar os problemas relativos à separação das mesmas da fase líquida (De la Noue e Proulx, 1988; Garbisu et al., 1991; Jeanfils et al., 1993; González e Bashan, 2000; González-Bashan et al., 2000). No que se refere à remoção específica de metais pesados de uma água residual, as tecnologias tradicionais de remoção, tais como permuta iónica, precipitação química e adsorção por carvão activado, são ineficientes ou bastante dispendiosas para situações em que a concentração dos metais é reduzida (Metcalf e Eddy, 1991; Aksu et al., 1998). Novas tecnologias são necessárias, sendo a bioadsorção de metais uma alternativa potencial. As possibilidades de aplicação das microalgas, no tratamento de águas residuais, são fundamentalmente três: remoção de nutrientes, desinfecção e remoção de metais pesados. Mais recentemente, têm também sido efectuados alguns estudos sobre a utilização de microalgas na remoção de compostos orgânicos tóxicos, como fenóis e clorofenóis (Hirooka et al., 2003; Lima et al. 2004). Neste artigo será destacado o papel das microlgas na remoção de nutrientes e metais pesados.. 1.1 Remoção de nutrientes Segundo Oswald (1988), uma análise das células das algas pode revelar uma percentagem de carbono de 52,4%, hidrogénio 7,4%, oxigénio 29,7%, azoto 9,2% e fósforo 1,3% numa base de peso seco sem cinzas, obtendo-se a seguinte fórmula estequiométrica para o material celular das algas: C106H181O45N16P. Assim, a remoção de nutrientes, especialmente N e P, com microalgas é um processo lógico, sendo comum a sua utilização. Nas lagoas fotossintéticas, o azoto orgânico é convertido em azoto amoniacal ou em azoto gasoso. Este último é produzido através de desnitrificação heterotrófica na parte anaeróbia da lagoa e é libertado para a atmosfera juntamente com o metano. O azoto amoniacal é assimilado pelas microalgas durante o seu crescimento. O excedente é convertido em amoníaco, que a pH elevado é libertado para o ar durante agitação suave. O fósforo também é assimilado pelas microalgas ou precipita a pH elevado sob a forma de fosfato de cálcio (Oswald, 1988). Estes processos podem ser objecto de modelização matemática. Xiang-Hua et al. (1994), baseados nos trabalhos experimentais desenvolvidos,.

(3) apresentaram um modelo ecológico de uma lagoa de estabilização. Pretendiam avaliar os processos de transformação de carbono, azoto e fósforo, de forma quantitativa. Sterner e Grover (1998) também desenvolveram um modelo para estudar a relação entre o crescimento das algas e a remoção de azoto, a intensidade luminosa e outros nutrientes, tendo concluído que o modelo apenas permitia alcançar um modesto poder de previsão. Meiring et al. (1994), com a utilização de algas em lagoas, apresentam valores de remoções de azoto de cerca de 85%. Santos e Oliveira (1990) estudaram a cinética de remoção de azoto em três lagoas tendo obtido uma eficiência de remoção média de azoto Kjedhal (orgânico + amoniacal) e azoto amoniacal que variou entre 53,8% e 57%, respectivamente. Os géneros Chlorella e Scenedesmus têm sido utilizados em estudos que visam a remoção de nutrientes (Twist et al., 1997, 1998; Gonzalez et al., 1997; Lau et al., 1998; Robinson, 1998). Lau et al. (1998) estudaram a remoção de nutrientes com a microalga Chlorella vulgaris imobilizada em carrageno, obtendo eficiências máximas de remoção de azoto e fósforo de 95% e 100%, respectivamente. Por seu lado, Robinson (1998) utilizou a Chlorella emersonii CCAP 211/8a para estudar a remoção de fósforo num reactor fechado, tanto com células em suspensão como com células imobilizadas em suportes de alginato. Para uma concentração inicial de fósforo de 100 µM PO4-P, foram obtidas eficiências de remoção, com células imobilizadas, de 30%, 60% e 90%, ao fim de 2, 4 e 8 horas, respectivamente, após o início da experiência. Por outro lado, com as células em suspensão, obtiveram eficiências de remoção de 80% e 95%, após 2 e 4 horas, respectivamente. As células em suspensão apresentaram melhores resultados que as imobilizadas. Twist et al. (1997, 1998) efectuaram estudos com a alga Scenedesmus subspicatus NIVA CHL-55, imobilizada em bolas de alginato, para biomonitorização de águas no sentido de avaliar o grau de eutrofização das mesmas. A eficiência da remoção de azoto e fósforo foi avaliada por Gonzalez et al. (1997), que utilizaram as microalgas Chlorella vulgaris e Scenedesmus dimorphus no tratamento de águas residuais, concluindo que possuíam eficiências semelhantes, no total, e que possuem potencial para redução da poluição ambiental em águas agroindustriais severamente contaminadas. Refira-se ainda que a utilização de microalgas que se desenvolvem naturalmente em águas residuais, adaptadas à respectiva temperatura e às variações da composição dessas águas, deve resultar numa maior eficiência de remoção de nutrientes, do que a utilização de espécies comerciais, como, por exemplo, a Chlorella vulgaris. Contudo, são poucos os estudos que utilizam microalgas obtidas dessa forma (Jiménez-Pérez et al., 2004). Assim, estes. 43.

(4) 44. autores estudaram as cinéticas de crescimento e de remoção de azoto e fósforo, com duas espécies de microalgas, Scenedesmus intermedius Chod. e Nannochloris sp., isoladas a partir de águas residuais. As experiências foram realizadas com microalgas imobilizadas em bolas de alginato ou em suspensão, com um ciclo de luz de 14 horas (dia)/10 horas(noite), uma temperatura de cerca de 20oC e um pH compreendido entre 8 e 9. Para ambas as espécies, obtiveram eficiências de remoção de fósforo superiores com as microalgas imobilizadas. Contudo, verificaram que essa diferença era, essencialmente, explicada por uma provável precipitação do fósforo no interior da matriz de alginato de cálcio. No que se refere ao azoto, obtiveram eficiências de remoção superiores com células em suspensão. Por outro lado, estes autores compararam os resultados obtidos com os de outros autores, em que foram usadas espécies comerciais, tendo verificado que a utilização de microalgas isoladas das águas residuais (já adaptadas) se traduz em maiores velocidades de remoção de azoto e fósforo. De-Bashan et al. (2004) estudaram a influência, na remoção de nutrientes, da utilização conjunta de microalgas e bactérias vivas. Assim, uma combinação de microalgas (Chlorella vulgaris e C. sorokiniana) e bactérias (MGPB Azospilillum brasiliense strain Cd) imobilizadas em bolas de alginato foi utilizada para remover nutrientes de uma água residual. Com uma intensidade luminosa de cerca de 32 W/m2 e uma temperatura próxima de 26oC, obtiveram melhores eficiências de remoção com o conjunto microalgas/bactérias do que apenas com microalgas.. 1.2 Remoção de metais A variedade de algas em estudos de investigação associados com a remoção ou detecção de metais pesados é elevada. Microalgas como a Chlorella e a Scenesdesmus, com a sua larga área superficial são eficientes na remoção e recuperação de metais das águas (Tam et al., 1998). O mecanismo de remoção de metais pesados resulta das microalgas possuírem uma carga eléctrica superficial negativa e, portanto, uma afinidade para os metais pesados, que se apresentam normalmente como catiões. As microalgas concentram certos metais pesados cerca de 1000 vezes mais nas suas células do que as concentrações existentes no meio exterior. Esta bioampliação depende da concentração das células, tipo e concentração de metais pesados, da sua interferência com outros iões, da forma como as células são pré-tratadase das condições ambientais (Becker, 1994; Tam et al., 1998). De acordo com Avery et al. (1998), a acumulação de metais pesados por algas engloba duas fases. Uma fase rápida de adsorção que dura entre 5-10 minutos, sendo reversível e independente do metabolismo (não é afectada pelos inibidores metabólicos). Uma segunda fase mais lenta, durante a qual ocorre a difusão dos metais para o interior das células, acumulação frequentemente irreversível, e que é dependente do metabolismo. O tempo de exposição mínimo das algas aos iões metálicos para atingir saturação intracelular é um processo relativamente rápido de 24 horas. Segundo.

(5) Becker (1994), qualquer tempo de exposição superior a este não melhora a capacidade de acumulação das algas. A remoção de metais de uma água residual pode ser efectuada utilizando microalgas vivas e microalgas secas. Nesta última situação, apenas ocorre remoção por adsorção, não ocorrendo o processo de assimilação dos metais. Face às células mortas, a utilização de células viáveis é uma alternativa que, por princípio, deve possuir vantagens: permanente aparecimento de novas células, contínua remoção de metais após a adsorção à superfície, bem com a optimização desses processos pela utilização de espécies resistentes e com características superficiais modificadas, que se traduzem numa maior capacidade de remoção (Wilde e Benamann, 1993; Sandau et al., 1996). Por outro lado, Hassel (1962) relata que as células mortas podem captar mais metais do que as vivas, indiciando que estas últimas possuem uma capacidade de dessorção que contraria as ideias acima referidas. Prince et al. (1998) apresenta alguns modelos que descrevem a assimilação de iões metálicos por parte de algas vivas em diferentes condições: células na fase estacionária e células na fase de crescimento exponencial. Verificaram que para as células vivas, existem dois efeitos adicionais a serem tidos em conta na assimilação dos iões: geração de nova superfície celular e transferência dos iões metálicos através da parede celular para o citoplasma, justificando-se assim a extrema complexidade destes modelos. Tam et al. (1998) realizaram estudos de remoção de cobre com a alga Chlorella vulgaris em reactor fechado, com células em suspensão e imobilizadas, e concentrações de microalgas compreendidas entre 2x107 e 109cél/mL. Concluíram que a concentração de cobre em solução diminuía com a concentração de microalgas, embora a percentagem de cobre removido atingisse um valor estável quando a concentração celular era igual ou superior a 8x108 cél/mL (equivalente a 11 mg/L peso seco). Comparando a biomassa imobilizada com a biomassa em suspensão, observaram que, para concentrações celulares elevadas (cerca de 5x108 cél/mL) as células em suspensão removiam mais cobre. Diferenças nas condições experimentais tais como pH, concentrações metálicas, densidade celular e pré-tratamento das células, poderão influenciar o tempo necessário para o equilíbrio. Segundo Tam et al. (1998), o pré-tratamento das células, em particular a autoclavagem e aquecimento num banho térmico a 80ºC, resultou num aumento da remoção de cobre em solução (cerca de 99%), quando comparado com células não tratadas (remoção de 75%). Utilizando células que foram congeladas, foi obtida uma remoção de cerca de 95%. Contudo Harris e Ramelow (1990) observaram que células de Chlorella vulgaris e Scenedesmus quadricauda pré-tratadas através de congelamento ou aquecimento em estufa a 80ºC ou 100ºC não apresentavam diferenças na assimilação de Cu ou Ag.. 45.

(6) 46. Kapoor e Viraraghavau (1997) referem que células vivas de Aspergillus niger possuem maior capacidade de remoção de níquel do que células mortas pré-tratadas com hidróxido de sódio, detergentes e formaldeído, provavelmente através dos mesmos fenómenos já descritos na remoção de nutrientes, ou seja, acumulação no interior das células e aumento da área disponível para adosrção. Aksu e Açikel (2000) estudaram a bioadsorção simultânea de ferro trivalente e crómio hexavalente num reactor fechado com microalgas secas de Chlorella vulgaris. Os fenómenos observados foram explicados através de isotérmicas de adsorção competitiva (dois metais a competir por um mesmo local de adsorção), multi-componente de Langmuir. Tien (2002) estudou a bioadsorção de metais (cobre, cádmio, chumbo) com quatro microalgas (Oscillatoria limnetica, Anabaena spiroides, Eudorina elegans, Chlorella vulgaris). Os resultados experimentais das isotérmicas de adsorção forma ajustadas usando o modelo de Freundlich. Todas as microalgas demostraram forte capacidade de adsorção do chumbo. Por outro lado, a utilização de espécies de microalgas adaptadas ao meio com metais pesados tende a contribuir para a obtenção de melhores resultados em termos de eficiência de remoção. Várias espécies de Chlorella isoladas a partir de meios naturais ou antropogénicos, enriquecidos ou contaminados com níquel, muitas vezes, possuem maior tolerência ao níquel que as espécies comerciais (Chan et al., 1991; Wong e Chang, 1991; Wong e Pak, 1992; Lustigman et al., 1995; Wong et al., 2000). Wong et al. (2000) constataram que uma espécie isolada (WW1-Chlorella miniata) de um efluente municipal mantinha a sua viabilidade após 24 horas de exposição a uma água residual com concentrações de níquel compreendidas entre 10 a 40 mg/L. Por outro lado, essas espécies mais resistentes também removeram mais níquel do que as espécies mais sensíveis, especialmente quando sujeitas a altas concentrações de níquel (Jin et al., 1996; Wong et al., 2000). Noutro estudo, Tam et al. (2001) utilizaram duas espécies de Chlorella para remoção de níquel com uma concentração de 30 mg/L, em dez ciclos consecutivos de utilização das mesmas microalgas. As espécies utilizadas foram a Chlorella vulgaris (comercial) e uma espécie WW1, isolada de uma água residual, e identificada como Chlorella miniata. A eficiência de remoção da Chlorella miniata variou desde 85 a 70%, ao longo dos dez ciclos, com uma razão de metal adsorvido por alga seca de 9,2 mg/g, enquanto que para a Chlorella vulgaris variou desde 50 a 30%, para uma razão de metal adsorvido por alga seca de 1,7 mg/g. A Chlorella miniata apresentou um melhor desempenho do que a Chlorella vulgaris. Neste estudo foi possível também observar uma diminuição da velocidade de divisão das células, como resultado dos efeitos adversos do metal sobre a actividade fisiológica das microalgas. É importante referir que existe por vezes uma faixa muito estreita que separa o metal pesado como nutriente do metal pesado como elemento tóxico. Isto.

(7) verifica-se no caso do Cu e do Ni, que sendo essenciais em pequeníssimas concentrações, se tornam extremamente tóxicos para concentrações superiores (Becker, 1994). Segundo Tam et al. (1998), o Cu e seus derivados têm recebido atenção especial porque existem em muitas águas residuais industriais, atingindo concentrações de 100-120 mg/L, quando a sua concentração em águas residuais deveria descer para 1,0-1,5 mg/L. Diversos estudos enfatizam a determinação das formas de metais biodisponíveis para melhor avaliar a toxicidade na água. Uma vez que as formas solúveis dos metais não são necessariamente indicativas da sua biodisponibilidade, mede-se melhor estes metais biodisponíveis dentro das células (Wong et al., 1994). Por outro lado, os iões metálicos livres, quando misturados, podem produzir efeitos tóxicos sinérgicos ou antagónicos (Wong et al., 1995; Aksu, 1998). Avery et al. (1998) realizaram estudos com a alga Chlorella emersonii 211 8b e Chlorella salina Kufferath CCAP 211/25 no sentido de avaliarem a influência do cloreto de sódio na acumulação de césio. Concluíram que após 2 h de incubação na presença de 0,5 M NaCl, a acumulação de Cs+ era 28 vezes superior à das células incubadas na ausência de NaCl. Também efectuaram estudos com cloreto de lítio. O LiCl teve metade do efeito estimulante do NaCl na acumulação do Cs+. Maeda e Ohki (1998) estudaram a bioacumulação de arsénio pela alga Chlorella vulgaris. O sistema foi arejado com ar e iluminado durante 12 h por luz fluorescente (2000-5000 lux) e mantido a temperatura entre 20-30ºC. As algas foram inoculadas em meios contendo concentrações de arsénio compreendidas entre 1 e 2000 mg/L. O aumento da concentração metálica traduziu-se num efeito inibidor do crescimento para as concentrações mais elevadas. A mesma alga foi também cultivada em meio contendo de 10 a 5000 mg/L de antimónio. A adição de 10 mg/L Sb(III) traduziu-se num maior crescimento, face à situação anterior, enquanto que o crescimento foi retardado para uma concentração de 100 mg/L de Sb(III). Embora as células não sobrevivessem para 5000 mg/L de Sb(III), para 4000 mg/L de Sb(III) as células ainda cresciam. Estes estudos permitiram também calcular um parâmetro relevante: a razão metal adsorvido por massa seca de alga. Foi obtido um valor máximo de 12 mg de antimónio/g alga seca. A literatura apresenta uma grande amplitude de valores desse parâmetro, para diversos metais pesados. Garnham (1997) apresenta um conjunto de tabelas contendo valores indicativos sobre a capacidade de adsorção/assimilação de vários metais pesados, para várias algas vivas (suspensas e imobilizadas) e algas que sofreram um pré-tratamento. Verifica-se que o chumbo e o ouro são os metais que são mais “captados” pelas algas. Na remoção de metais pesados, de entre todas as microalgas que são possíveis encontrar na bibliografia, poder-se-ão distinguir alguns géneros: Chlamydomonas (Behra, 1993; Aksu, 1998; Tam et al., 1998), Chlorella (Harris. 47.

(8) 48. e Ramelow, 1990; Wong e Chang, 1991; Becker, 1994; Mayo e Noike, 1994; Wong et al., 1994, 1995; Lustigman et al., 1995; Aksu, 1998; Avery et al., 1998; Lupi et al., 1998; Maeda e Ohki, 1998; Tam et al., 1998; Wong et al., 2000; Tam et al., 2001; Yan e Pan, 2002), Scenedesmus (Becker, 1994; Jin et al., 1996; Tam et al., 1998; Maeda e Ohki, 1998; Morsi et al., 1998; Corradi et al., 1998; Travieso et al., 1999; Yan e Pan, 2002) e Selenastrum (Capelo et al., 1993; Wong et al., 1995; Mayer et al., 1997; Maeda e Ohki, 1998). A alga Chlamydomonas pertence à família das Clamydomonadaceae. Trata-se de uma alga biflagelada, com várias centenas de espécies. É um dos géneros de maior dimensão, ocorrendo em solos e habitats aquáticos. O género Chlorella foi, durante muitos anos, o mais vastamente estudado. As espécies possuem formas esféricas ou elipsoidais, exibindo um ciclo de vida simples e com necessidades nutricionais também simples. As espécies do género Scenedesmus estão largamente distribuídas na água e solo. São células cilíndricas com extremidades arredondadas ou pontiagudas, unidas lateralmente em 4, 8 ou mais raramente 16 células. Reproduz-se por formação de autocolónias (Gomes e Morais, 1993). Morsi et al. (1998) realizaram também estudos com microalgas Scenedesmus acutus, umas previamente adaptadas a concentrações de crómio e outras não adaptadas, tendo testado a sua toxicidade à presença de Cu e Cr. Concluíram que as microalgas adaptadas ao Cr(VI) eram capazes de se desenvolver também para concentrações elevadas de Cu, normalmente eram tóxicas para as microalgas não adaptadas. Black et al. (1976) e Wong (1989) afirmam que muitas algas não sobrevivem a concentrações de Cu entre 1,4 e 1,9 µm/L. Os autores do presente artigo efectuaram experiências de crescimento de diversas microalgas (C fusca, C vulgaris, S acutus e S obliquos) sob efeito de concentrações de crómio hexavalente (dicromato) compreendidas entre 0 e 25/50 mg/L (a aguardar publicação). Os resultados indiciam que para concentrações iguais ou superiores a 5 mg/L de crómio (VI) o crescimento é inibido. Para a microalga Chlorella vulgaris, praticamente deixou de existir crescimento. A Chlorella fusca foi uma das mais resistentes. Yan e Pan (2002) estudaram os efeitos da toxicidade e bioacumulação do cobre em três espécies de microalgas: Scenedesmus obliquus, Chlorella pyrenoidosa e Closterium lunula. Verificaram que a baixa bioacumulação inicial da microalga Closterium lunula explica a sua maior tolerância ao metal. Ainda com esta microalga, a bioacumulação de cobre revelou-se proporcional à concentração inicial deste metal. Scenedesmus obliquus foi a mais sensível ao metal. Por outro lado, para qualquer uma das microalgas verificou-se que, ao fim de 96 horas, quanto maior for a concentração inicial do metal, menor é a concentração de microalgas que se obtém. As concentrações utilizadas estiveram compreendidas entre 0 e cerca de 0,25 mg/L. Também constataram que as três espécies de microalgas eram capazes.

(9) de dessorber mais cobre durante a fase exponencial de crescimento e menos durante a fase estacionária. Por outro lado, a acumulação de cobre nas microalgas é menor nas microalgas de maiores dimensões, que possuem uma menor razão área/volume, com uma consequnte menor disponibilidade de locais para adsorção. Para além da concentração do metal, outros factores, como a intensidade luminosa, podem potenciar os efeitos inibidores dos metais. Lupi et al. (1998) estudaram o efeito combinado, em termos de inibição do crescimentoda alga Chlorella vulgaris da luz e, na presença de concentrações de cobre a 27 ºC. Na ausência do metal, conseguiram obter um valor superior de concentração de microalgas a 150 W/m2, quando comparado com 100 W/m2. Acima desse valor, ocorria fotoinibição do crescimento. A concentração máxima de algas em crescimento é determinada pelo grau de penetração da luz na cultura, pelo que maior intensidade luminosa se traduz num maior crescimento (Oswald, 1988). Lupi et al. (1998) ao adicionarem o metal, numa concentração de 55 µM de sulfato de cobre, verificaram que o crescimento das microalgas, com uma intensidade de luz de 150 W/m2, passou a estar inibido. Observou-se, ao microscópio, que a divisão normal das células fora afectada, originando aglomerados de células, como resultado de dificuldades ao nível da divisão das mesmas. Contudo, para a mesma concentração de metal, mas para uma intensidade luminosa de 100 W/m2 o crescimento já não foi afectado. Capelo et al. (1993) constataram que a presença de chumbo influencia a remoção de azoto e fósforo pela microalga Selenestrum capricornutum Printz. Verificaram também que as células mais velhas, na presença desse metal, adquiriam uma maior dimensão, pois não se conseguiam dividir. O pH do meio de cultura determina a solubilidade do dióxido de carbono e minerais no meio e influencia directamente e indirectamente o metabolismo das células (Becker, 1994). Num estudo realizado na Universidade Fernando Pessoa, pelos autores deste artigo, a aguardar publicação, com a microalga Chlorella Fusca, Chlorella Vulgaris, Scenedesmus Acutus e Scenesdesmus Obliquous, foi analisada a influência do pH inicial no crescimento da microalga. Conclui-se que o crescimento das microalgas a pH próximo de 8 é praticamente inexistente, ao contrário do que sucedeu a pH próximo de 6,5. Gin et al. (2002) um modelo de equilíbrio que descreve as relações entre as concentrações de metal, a razão de metal adsorvido por massa de alga seca e dois importantes factores que afectam esses dois parâmetros: a concentração de microalgas e a concentração de metal inicial. O modelo foi aplicado a experiências de remoção de cádmio, cobre, chumbo e zinco, com as microalgas Oocystis sp. e Chlorococcum sp. Os efeitos do pH sobre a aplicação do modelo também foram analisados. Foram efectuadas. 49.

(10) 50. experiências com microalgas vivas e mortas. O modelo ajusta razoavelmente os dados relativos à bioadsorção desses metais, com biomassa viva ou morta (pré-tratada com calor) para determinados valores de pH. Contudo, o modelo não é aplicável a valores baixos ou altos de pH, devido à fraca bioadsorção e precipitação existentes, respectivamente.. 1.3 Separação da biomassa A utilização, à escala real, de microalgas para a remoção de metais, torna necessária uma boa separação da biomassa do efluente, sendo importante que ocorra uma boa floculação das algas. A autofloculação das algas resulta do aumento de pH (>8), tanto por consumo de CO2 pela fotossíntese, como pela adição directa de bases (NaOH e Ca(OH)2), levando o meio de cultura a um estado de supersaturação no que respeita aos iões cálcio e fosfato, promovendo uma nucleação inicial de cristais de fosfato de cálcio que é localizada nas paredes das células que servem de suporte sólido. Na presença de iões cálcio, o precipitado (fosfato de cálcio), carregado positivamente, adsorve as células de algas carregadas negativamente, neutralizando a carga, aglomerando-as e promovendo a sua floculação (Becker, 1994). Catiões polivalentes tais como o crómio, cobre, ferro, manganês, chumbo, estrôncio e zinco, juntamente com o cálcio e magnésio, podem promover a formação de flocos que se depositam quando não há agitação (Oswald,1988). É possível obter um decréscimo da concentração do fosfato dissolvido, pelo aumento do tempo de residência das células, quando a actividade fotossintética é elevada (Moutin et al.,1992). Por outro lado, em climas quentes, a evaporação pode ser suficientemente elevada para aumentar a concentração em cálcio e induzir a autofloculação. O termo biofloculação é utilizado quando a floculação não é causada pela coprecipitação com sais minerais (Becker, 1994). Segundo este autor, as técnicas de floculação a utilizar dependem do que se pretende obter. Tal como acontece em outras microalgas, o Al2(SO4)3 foi considerado para a Dunaliella o melhor coagulante químico para concentrações acima de 150 mg/L1 (Becker, 1994). Este autor apresenta diversos processos de obtenção de coagulação/floculação, atendendo também ao aspecto económico. O processo é marcadamente dependente da idade da cultura. Liu et al. (1999) referem a utilização de flotação por ar dissolvido como método para remover microalgas do género Chlorella da fase líquida. No estudo apresentado, utilizam produtos químicos para aumentar a eficiência de remoção, bem como determinaram qual a gama de pH e o caudal volumétrico de ar óptimos para o processo..

(11) 2. Conclusões As informações apresentadas permitem retirar as seguintes indicações: -. As microalgas são um meio efectivo que permite a remoção de nutrientes;. -. Os metais pesados podem ser removidos pelas microalgas através de processos de adsorção nas paredes das células e assimilação;. -. Para uma separação efectiva das microalgas do efluente é necessário criar condições ambientais de forma a induzir autofloculação ou biofloculação;. -. O crescimento das microalgas é complexo, revelando em geral comportamentos não lineares em resposta à alteração de diversos parâmetros ambientais tais como temperatura, luz e diversos nutrientes, sendo que as interacções entre estes factores não se encontram bem definidas. Por outro lado, embora a produção de oxigénio pelas microalgas para a oxidação de resíduos pelas bactérias nas lagoas seja conhecida, a contribuição das mesmas no melhoramento da sedimentação, desinfecção, remoção de nutrientes, metais pesados e substâncias orgânicas tóxicas não está ainda suficientemente estudada.. Referências bibliográficas Aksu, Z. (1998). Biosorption of Heavy Metals by Microalgae in Batch and Continuos Systems. In: Wong, Y. -S. e Tam, N. F. Y. (Ed.). Wastewater Treatment with Algae. Springer-Verlag, 3, pp. 37-54. Aksu, Z., Açikel, U. (2000). Modelling of a Single-staged Bioseparation Process for Simultaneous Removal of Iron(III) and Chromium(VI) by using Chlorella vulgaris. In: Biochemical Engineering Journal, 4, pp. 229-238. Avery, S. V., Codd, G. A., Gadd, G. M. (1998). Microalgal Removal of Organic and Inorganic Netal Species from Aqueous Solution. In: Wong, Y. -S. e Tam, N. F. Y. (Ed.). Wastewater Treatment with Algae. Springer-Verlag, 4, pp. 55-72. Becker, E. W. (1994). Biotechnology and Microbiology, Cambridge University Press. Behra, R. (1993). Interaction of Cadmium, Lead and Zinc with Calmodulin from Rainnow Trout, Sea Mussels and a Green Alg. In: The Science of The Total Environment, Elsevier Science Pubishers B. V., Amsterdam, pp. 647-653. Black, G. A. P., Hinton, D. J., Johnston, H. C., Sprague, J. B. (1976). Annotated list of Copper Concentrations Found Harmful to Aquatic Organisms. In: Envir. Canada, Fisheries and Marine Service. Technical Report, 44 pp. Capelo, S., Vilhena, M.F., Gonçalves, M. L. S. S., Sampayo, M.A. (1993). Effect of Lead on The Uptake of Nutrients by Unicellular Algae. In: Water Research, 27, pp. 1563-1568. Chan, S. S., Chow, H., Wong, M. H. (1991). Microalgae as bioabsorbents for Treating Misture of Electroplating and Sewage Effluente. In: Biomedical and Environmental Sciences, 4, pp. 250-261. De-Bashan, L. E., Hernandez, J.P., Morey, T., Bashan, Y. (2004). Microalgae Growth-Promoting Bacteria as “Helpers” for Microalgae: a Novel Approach for Removing Ammonium and Phosphorus from Municipal Wastewater. In: Water Research, 38, pp. 466-474.. 51.

(12) 52. De la Noue J., Proulx, D. (1988). Biological Tertiary Treatment of Urban Wastewaters with chitosan-immobilized Phormidium. In: Appl. Microbiol. Biotechnol., 29, pp. 292-297. Garbisu, C., Gil, J.M., Bazin, M.J., Hall, D.O., Serra, J.L. (1991). Removal of Nitrate from Water br Foam-Immobilized Phormidium laminosum in Batch and Continuous-Flow Bioreactors. In: J. Appl. Phycol., 3, pp. 221-234. Garnham, G. W. (1997). The Use of Algae as Metal Biosorbents. In: Wase, J. e Forster, C. (Ed.). Biosorbents for Metal Ions. Taylor & Francis, pp. 11-37. Gin, K. Y. –H., Tang, Y. –Z., Aziz, M. A. (2002). Derivation and Application of a New Model for Heavy Metal Biosorption by Algae. In: Water Research, 36, pp. 1313-1323. Gomes, M. C., Morais, R. (1993). Fusion Techniques Applied to Microalgae with Biotechnological Interest, Escola Superior de Biotecnologia, UCP. Gonzalez, L.E., Bashan, Y. (2000). Increased Growth of the Microalgae Chlorella vulgaris When Coimmobilized an Cocultured in Alginate Beads with the Plant-Growth-Promoting Bacterium Azosporillum brasilense. In Appl. Environ. Microbiol., 66, pp. 1527-1531. Gonzalez, L. E., Canizares, R. O., Baena, S. (1997). Efficiency of Ammonia and Phosphorous Removal from a Colombian Agroindustrial Wastewater by Microalgae Chlorella Vulgaris and Scenedesmus Dimorphus. In: Bioresource Technology, 60, pp. 259-262. Gonzalez-Bashan, L.E., Lebsky, V.K., Hernández, J.P., Bustillos, J.J., Bashan, Y. (2000). Changes in the Metabolism of the Microalgae Chlorella vulgaris When Coimmobilized in Alginate with the Nitrogen-Fixing Phyllobacterium myrsinacearum.In: Can. J. Microbiol., 46, pp. 653-659. Harris, P. O., Ramelow, G. J. (1990). Binding of Metal Ions by Particulate Biomass Derived from Chlorella Vulgaris and Scenedesmus Quadricauda. In: Environmental science Technology, 24, pp. 220-228. Hirooka, T., Akiyama, Y., Tsuji, N., Nakamura, T., Nagase., H., Hirata, K., Miyamoto, K. (2003). Removal of Hazardous Phenols by Microalgae under Photoautothophic Conditions. In: J. Bioscience and Bioeng., 2, pp. 200-203. Jeanfils, J., Canisius, M.F., Burlion, N. (1993). Effect of High Nitrate Concentrations on Growth and Nitrate Uptake br Free-Living and Immobilized Chlorella vulgaris cells. In: J. Appl. Phycol., 5, pp. 369-374. Jiménez-Pérez, M. V., Sánchez-Castiloo, P., Romera, O., Fernández-Moreno, D., Pérez-Martínez, C. (2004). Gowth and Nutrient Removal in Free and Immobilized Planktonic Green Algae Isolated from Pig Manure. In: Enzyme and Microbial Technology, 34, pp. 392-398. Jin, X., Kushner, D.J., Nalewajko, C. (1996). Nickel Uptake and Release in Nickel-Resistant and Sensitive Strains of Scenedesmus acutus f. alternans (Chlorophyceae). In: Environmental and Experimental Botany, 36, pp. 401-411. Kapoor, A., Viraraghavau, T. (1997). Biosorption of Heavy Metals on Aspergillus niger, effect of pretreatment. In: Bioresource Technology, 63, pp. 109-113. Lau, P. S., Tam, N. F. Y., Wong, Y. -S. (1998). Carrageean as a Matrix for Immobilizing Microalgal Cells for Wastewater Nutrients Removal. In: Wong, Y. -S. e Tam, N. F. Y. (.). Wastewater Treatment with Algae. Springer-Verlag, 9, pp. 145-163. Lima, S. A. C., Raposo, M. F. J., Castro, P. M. L., Morais, R. M. (2004). Biodegradation of p-Chlorophenol by a Microalgae Consortium. In: Water Research, 38, pp. 97-102. Liu, J.C., Chen, Y. M., Ju, Y-H. (1999). Separation of Algal Cells from Water by Column Flotation. In: Separation Science and Tecnoogy, 34 (11), pp. 2259-2272..

(13) Lupi, F. M., Fernandes, H. M. L., Sá-Correia, I. (1998). Increase of Copper Toxicity to Growth of Chlorella Vulgaris with Increase of Light Intensity. In: Microbial Ecology. Springer-Verlag New York Inc. 35, pp. 193-198. Lustigman, B., Lee, L.H., Khalil, A. (1995). Effects of Nickel and pH on the Growth of Chlorella vulgaris. In: Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 55, pp. 73-80. Maeda, S., Ohki, A. (1998). Bioaccumulation and Transformation of Arsenic, Antimony, and Bismuth Compounds. In: Wong, Y. -S. e Tam, N. F. Y. (Ed.). Wastewater Treatment with Algae. Springer-Verlag, 5, pp. 73-92. Mayer, P., Cuhel, R., Nyholm, N. (1997). A Simple in Vitro Fluorescence Method for Biomass Measurements in Algal Growth Inhibition Tests In: Water Research, 31, pp. 2525-2531. Mayo, A. W., Noike, T. (1994). Effect of Glucose Loading on the Growth Behavior of Chlorella Vulgaris and Heterotrophic Bacteria in Mixed Culture. In: Water Research, 28, pp. 1001-1008. Meiring, P., Rose, P., Shipin, O. (1994). Algal Aid Puts a Sparkle on Effluent. WQI, 2. Metcalf & Eddy, Inc. (1991). Wastewater Engineering, Treatment, Disposal and Reuse, McGraw-Hill, Inc. Morsi, A. –E. -M. H., Corradi, M. G., Gorbi, G. (1998). Toxicity of Copper and Zinc to Two Strains of Scenedesmus Acutus Having Different Sensitivity to Chromium In: Environmental and Experimental Botany, 40, pp. 59-66. Moutin, T., Gal, J. Y., Halouani, H. E. (1992). Decrease of Phosphate Concentration in a High Rate Pond by Precipitation of Calcium Phosphate: Theoretical and Experimental Results. In: Water Research, 26, pp. 1445-1450. Oswald, W. J. (1988). Micro-algae and Waste-water Treatment. In: Borowitzka, L. J. (Ed.). MicroAlgal Biotechnology. Cambridge University Press, 12, pp. 305-328. Prince, I. G., Ting, Y. P., Lawson, F. (1998). Modeling the Uptake of Metal Ions by Living Algal Cells. In: Wong, Y. -S. e Tam, N. F. Y. (Ed.). Wastewater Treatment with Algae. Springer-Verlag, 8, pp. 125-144. Richmond, A. (1990). Progress in Phycological Research, Round/ Chapman eds., Biopress Ltd., 7, pp. 1-62. Robinson, P. K. (1998). Immobilized Algal Technology for Wastewater Treatment Purposes. In: Wong, Y. -S. e Tam, N. F. Y. (Ed.). Wastewater Treatment with Algae. Springer-Verlag, 1, pp. 1-16. Sandau, E., Sandau, P., Pulz, O. (1996). Heavy Metal Sorption by Microalgae. In: Acta Biotechnology, 16, pp. 227-235. Santos, M. C. R., Oliveira, J. F. S. (1990). Evolução de Compostos de Azoto em Lagoas de Estabilização, I – Parâmetros Cinéticos de Remoção e Bioconversão em Lagoas Anaeróbia, Facultativa e de Maturação. In: Actas 2ª Conferência Nacional sobre a Qualidade do Ambiente. Sterner, R. W., Grover, J. P. (1998). Algal Growth in Warm Temperature Reservoirs: Kinetic examination in Nitrogen, Temperature, Light, and Other Nutrients. In: Water Research, 32, pp. 3539-3548. Tam, N. F. Y., Wong, Y. S., Simpson, C. G. (1998). Removal of Copper and Immobilized Microalga, Chlorella Vulgaris. In: Wong, Y. -S. e Tam, N. F. Y. (Ed.). Wastewater Treatment with Algae. Springer-Verlag, 2, pp. 17-36. Tam, N .F .Y., Wong, J. P. K., Wong, Y.S. (2001). Repeated Use of Two Chlorella species, C. vulgaris and WW1 for Cyclic Nickel Biosorption. In: Environmental Pollution, 114, pp. 85-92.. 53.

(14) 54. Tien, C. –J. (2002). Biosorption of Metal Ions by Freshwater Algae with Different Surface Characteristics. In: Process Biochemistry, 38, pp. 605-613. Travieso, L., Canizares, R. O., Borja, R., Benitez, F., Dominguez, A. R., Duperyon, R., Valiente, V. (1999). Heavy Metal Removal by Microalgae. In: Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 62, pp. 144-151. Twist, H., Edwards, A. C., Codd, G. A. (1997). A Novel in-situ Biomonitor Using Alginate immobilised Algae (Scenedesmus Subspicatus) for the Assessment of Eutrophication in Flowing Surface Waters. In: Water Research, 31, pp. 2066-2072. Twist, H., Edwards, A. C., Codd, G. A. (1998). Algal Growth responses to waters of Contrasting Tributaries of the River Dee, North-East Scotland. In: Water Research, 32, pp. 2471-2479. Wilde, E.W., Benemann, J.R. (1993). Bioremoval of Heavy Metals by the Use of Microalgae. In: Biotechnology Advance, 11, pp. 781-812. Wong, S. L. (1989). Algal Assays to Interpret Toxicity Guidelines for Natural Waters. In: Journal Envir. Sci. Health, A24, pp. 1001-1010. Wong, P.K., Chang, L. (1991). Effects of Copper, Chromium and Nickel on Growth, Photosynthesis and Chlorophyll-a Synthesis of Chlorella pyrenoidosa 251. In: Environmental Pollution, 72, pp. 127-139. Wong, P.K., Wong, Y.S., Tam, N.F.Y. (2000). Nickel Biosorption byTwo Chlorella species: C. vulgaris (a commercial species) and C. miniata (a local isolate). In: Bioresource Technology, 73, pp. 133-137. Wong, S. L., Nakamoto, L., Wainwright, J. F. (1994). Identification of Toxic Metals in Affected Algal Cells in Assays of Wastewaters. In: Journal of Applied Phycology. Kluwer Academic Publishers, Belgium, 6, pp. 405-414. Wong, M.H., Pak, D. C. H. (1992). Removal of Copper and Nickel by Free and Immobilized Microalgae. In: Biomedical and Environmental Sciences, 5, pp. 99-108. Wong, S. L., Wainwright, J. F., Pimenta, J. (1995). Quantification of Total and Metal Toxicity in Wastewater Using Algal Biomass. In: Aquatic Toxicology, Elsevier, 31, pp. 57-75. Xiang-Hua, W., Yi, Q., Xia-Sheng, G., (1994). Graphical presentation of the Transformation of Some nutrients in a Wastewater Stabilization Pond System. In: Water Research, 28, pp. 1659-1665. Yan, H., Pan, G. (2002). Toxicity and Bioaccumulation of Copper in Three Green Microalgal Species. Icies. In: Chemosphere, 49, pp. 471-476..

(15)