Utilização de carvão ativado biológico para o tratamento de água para consumo humano

Use of biological activated carbon for drinking water treatment

RESUMO:

Este artigo de revisão aborda o uso do carvão ativado biológico no tratamento das águas para consumo humano. O tratamento biológico tem aplicação na redução da instabilidade da água potável causada por matéria orgânica biodegradável e compostos inorgânicos reduzidos presentes em baixas concentrações. A instabilidade tem efeitos prejudiciais à qualidade da água potável, tais como o crescimento de bactérias e a formação de biofilmes na rede de distribuição. O artigo discute as causas e consequências da instabilidade, as medidas de avaliação da matéria orgânica, os mecanismos de formação e controle de biofilmes no carvão ativado granular e as técnicas de avaliação microbiológica e da biodiversidade nos biofilmes. Além disso, analisa-se também a integração do carvão ativado biológico com outros processos usados no tratamento de água para consumo humano.

Palavras-chave:
carvão ativado biológico; biofiltração; instabilidade da água; tratamento biológico da água

ABSTRACT:

This review article portrays the use of biological activated carbon for drinking water treatment. Biological treatment has applications in the reduction of drinking water instability caused by the presence of low levels of biodegradable organic matter and reduced inorganic compounds. Instability causes deterioration in the quality of drinking water, such as bacterial growth and biofilm formation in the water distribution system. The article discusses the causes and consequences of instability, the measures used for organic matter evaluation, the formation and control mechanisms of biofilms in granular activated carbon and the techniques used for microbiological and biodiversity assessment of biofilms. In addition, it analyzes the integration of biological activated carbon with other processes used for drinking water treatment.

Keywords:
biological activated carbon; biofiltration; drinking water instability; drinking water biological treatment

INTRODUÇÃO

A presença de pequenas concentrações de matérias orgânica e inorgânica reduzidas na água potável causa a instabilidade biológica da água (RITTMANN & SNOEYINK, 1984). Bactérias utilizam estes compostos como doadores de elétrons em reações de oxidação-redução, obtendo-se energia e promovendo seu crescimento em redes de distribuição de água. A instabilidade biológica apresenta efeitos adversos na qualidade da água potável, incluindo o crescimento de bactérias, a formação de biofilmes na rede de distribuição de água, a produção de compostos malcheirosos resultantes do metabolismo microbiano e a corrosão de canalizações (RITTMANN & HUCK, 1989; URFER et al., 1997; HAMMES et al., 2010).

O tratamento biológico da água para consumo humano objetiva reduzir a instabilidade da água por meio de oxidação da matéria orgânica biodegradável e compostos inorgânicos presentes na forma reduzida, tais como ferro, manganês, enxofre e amônia. Exemplos de processos para o tratamento de água, em que microrganismos atuam, são a filtração em margem, a filtração lenta e o carvão ativado biológico (CAB). O primeiro exemplo tem sido utilizado em cidades ao longo do rio Reno por mais de 100 anos (SONTHEIMER, 1980). A filtração lenta é o processo mais antigo de purificação da água, tendo sido inicialmente empregada na Escócia e Inglaterra, no século XIX (HUISMAN & WOOD, 1974). Carvão ativado granular é usado tradicionalmente como um adsorvente de contaminantes orgânicos hidrofóbicos presentes em baixas concentrações na água, tais como pesticidas e compostos causadores de gosto e odor. Contudo, estudos realizados a partir do final da década de 1970 constataram a presença de atividade biológica no carvão ativado (SONTHEIMER et al., 1978; McCARTY et al., 1979). A partir desses estudos iniciais, a biofiltração em carvão ativado passou a ser o tema de investigação por seu potencial de reduzir a instabilidade da água e decompor substâncias orgânicas recalcitrantes.

Este artigo de revisão trata do processo de CAB e da remoção de matéria orgânica biodegradável por microrganismos aderidos aos grânulos. O artigo está organizado em cinco seções principais. A primeira delas introduz a motivação para o estudo deste tópico. Na segunda, são discutidas as principais causas da instabilidade biológica e suas consequências na qualidade da água potável. A terceira seção descreve as principais medidas de avaliação da matéria orgânica presente na água para consumo humano. A quarta parte é específica ao CAB, apresentando os princípios do processo, os fatores que influenciam e controlam o crescimento de biofilmes e os métodos de avaliação da biomassa crescida em biofilmes. A quinta seção discute a inserção do processo de CAB ao tratamento de água para consumo humano. Por fim, nas considerações finais, realiza-se uma integração do que foi apresentado na revisão.

CAUSAS E CONSEQUÊNCIAS DA INSTABILIDADE BIOLÓGICA NA ÁGUA POTÁVEL

A instabilidade biológica decorre da presença de pequenos teores de matéria orgânica biodegradável na água potável. Outros compostos que contribuem para a instabilidade incluem as formas reduzidas de nitrogênio (amônia e nitrito), ferro (Fe⁺²⁾, manganês (Mn⁺²⁾, enxofre (H₂S, HS^-, S₂O₃ ^2-) e gás hidrogênio (H₂). A matéria orgânica e as formas reduzidas destes compostos servem como doadores de elétrons em reações de oxidação-redução mediadas por microrganismos. Com estas reações, os microrganismos obtêm energia e elétrons para crescimento celular. Este metabolismo, que ocorre dentro da rede de distribuição de água, é prejudicial à qualidade da água potável, pois resulta em aumento do número de bactérias heterotróficas e de coliformes na água. Embora não necessariamente patogênico, o número de bactérias poderá estar em desacordo com os padrões de qualidade da água estabelecidos na legislação. A maior parte das bactérias que oxidam a matéria orgânica e compostos reduzidos cresce aderida às paredes das canalizações, formando biofilmes. Eventualmente, elas se desprendem das paredes e são levadas pela água potável.

Outro problema associado à instabilidade biológica dentro do sistema de distribuição de água é a formação de subprodutos do metabolismo bacteriano, como os compostos malcheirosos geosmina e metilisoborneol (MIB). Actinomicetos, microrganismos comumente encontrados em biofilmes crescidos em paredes de canalizações, são conhecidos por produzirem estes compostos.

A corrosão e a solubilização de metais são efeitos deletérios da instabilidade biológica. Snoeyink e Jenkins (1980) citam que biofilmes aderidos a superfícies metálicas favorecem a corrosão pelo aumento do potencial eletroquímico. Os metais, solubilizados pela corrosão, podem formar complexos com grupos funcionais como ácidos carboxílicos, aminoácidos e fenóis, os quais estão presentes em compostos que causam a instabilidade.

No tratamento da água, cloro é dosado de modo a permitir um residual na rede de distribuição. O objetivo disso é controlar o crescimento de bactérias na rede, as quais têm origem na instabilidade da água potável. Contudo, esta solução favorece a formação de uma série de subprodutos halogenados tóxicos, formados em reações do cloro com a matéria orgânica (RECKHOW & SINGER, 2011).

MEDIDAS DE AVALIAÇÃO DA MATÉRIA ORGÂNICA NO TRATAMENTO BIOLÓGICO DE ÁGUAS PARA CONSUMO HUMANO

A matéria orgânica presente em água para consumo humano pode ter origem em três fontes (THOMPSON et al., 2007): matéria orgânica natural (MON); matéria introduzida por atividades humanas e compostos adicionados ou formados por reações químicas durante o tratamento e a distribuição da água.

A avaliação agregada da matéria orgânica presente em águas para consumo humano é feita por meio da concentração de carbono orgânico total (COT). Instrumentos analíticos modernos podem detectar aquelas de até 10 µg.L^-1 (APHA et al., 2012). O COT subdivide-se em carbono orgânico dissolvido (COD) e particulado (COP). O primeiro é medido em amostra de água que passa através de um filtro de 0,45 µm. Já o COP é a fração retida no filtro.

Nem todos os compostos orgânicos medidos pelo COT são biodegradáveis. O COD biodegradável (CODB) mensura a fração de COD que pode ser degradada por metabolismo microbiano. O carbono orgânico assimilável (COA) mede aquela do COD que é biodegradável e rapidamente assimilada por microrganismos. Segundo Escobar e Randall (2001), o COA e o CODB representam, respectivamente, entre 0,1 e 9,0% e 10 e 30% do COD de água para consumo humano. A formação de COA é influenciada pelo tipo de oxidante usado no tratamento da água. Ramseier et al. (2011) mediram a formação de COA mediante oxidação com ozônio, dióxido de cloro, cloro, permanganato e ferrato. Ozônio e ferrato proporcionaram a maior formação de COA, enquanto que os outros oxidantes produziram pouco ou nenhum COA. CODB e COA têm sido usados como indicadores do potencial de crescimento das bactérias na rede de distribuição de água.

O COD pode ser fracionado de acordo com diferentes métodos. Por exemplo, a cromatografia líquida com detector de carbono orgânico separa o COD em cinco classes com base na hidrofobicidade, no peso molecular e na carga, medindo a concentração de cada uma (HAMMES et al., 2010). Outro método consiste em fracioná-lo em quatro classes: ácidos muito hidrofóbicos; ácidos levemente hidrofóbicos; ácidos hidrofílicos e hidrofílicos neutros. A separação é realizada por adsorção em diferentes resinas (CHOW et al., 2004). A predominância de uma ou outra forma afeta algumas etapas do tratamento, como a coagulação e a desinfecção (CRC, 2005). O COD ainda pode ser classificado em volátil ou não volátil, baseado no seu potencial de purga.

A absorção da radiação ultravioleta no comprimento de onda em 254 nm (UV₂₅₄) pode ser empregada como um parâmetro representativo de COT, COD ou precursores de trihalometanos. Isso ocorre porque compostos orgânicos com estrutura aromática ou ligações duplas de carbono são absorvidos pela radiação ultravioleta a 254 nm. Outra medida é a absorbância específica à radiação ultravioleta (ASUV), definida como a razão entre a absorção UV₂₅₄ e o COD. Substâncias húmicas, que constituem a maior parte da matéria orgânica natural, possuem estrutura aromática e ligações duplas C=C. Por esta razão, possuem ASUV superiores a outras matérias orgânicas naturais, constituindo-se um bom indicador do potencial de formação dos subprodutos da desinfecção (EDZWALD & TOBIASON, 2011).

CARVÃO ATIVADO BIOLÓGICO

Princípios do tratamento biológico de água para consumo humano

O tratamento biológico é realizado por microrganismos que utilizam enzimas para catalisar reações de oxidação-redução, as quais resultam na biodegradação da matéria orgânica e de compostos reduzidos. Por meio destas reações, os microrganismos obtêm energia para manutenção e reprodução celular. Para que os microrganismos possam realizar as reações de biodegradação, devem ter acesso contínuo a um doador de elétrons, a um aceptor de elétrons e a nutrientes. O doador de elétrons pode ser a matéria orgânica ou os compostos inorgânicos reduzidos. O aceptor é um composto que se encontra na forma oxidada e pode receber elétrons do doador, sendo o mais usual o ­oxigênio (O₂), mas, em sua ausência, compostos como nitrato (NO₃ ^-) e sulfato (SO₄ ^2-) podem exercer este papel. A transferência de elétrons do doador para o aceptor é um processo que envolve múltiplas etapas, oportunizando a captura de elétrons em unidades discretas de trifosfato de adenosina (ATP).

As baixas concentrações de matéria orgânica em águas para consumo humano selecionam naturalmente um grupo de heterotróficos chamados de oligotróficos. Estes crescem aderidos a superfícies sólidas, formando biofilmes. Os oligotróficos sobrevivem em ambientes com baixas concentrações de matéria orgânica. Por exemplo, Namkung e Rittmann (1987) mostraram que a concentração de 0,1 mg.L^-1 de COD suportou um crescimento de biofilme oligotrófico capaz de degradar os compostos odoríferos MIB e geosmina, além de fenol e naftaleno.

A concentração mínima de substrato que suporta a biomassa em condições permanentes é dada pela Equação 1 (RITTMANN & HUCK, 1989), cuja obtenção é feita igualando-se os termos que representam a síntese de novas células e o decaimento endógeno na equação que indica a taxa líquida de crescimento bacteriano, como notado na Equação 2 (METCALF & EDDY, 2014).

Onde:

• r_x  taxa líquida da síntese de novas células [g células.m^-3.d^-1]
• Y  coeficiente de produção celular verdadeiro [g microrganismos.g^-1 substrato]
• k  máxima taxa específica de utilização do substrato [g substrato.g^-1 microrganismos.d^-1]
• X  concentração de biomassa ativa [g microrganismos.L^-1]
• S  concentração do substrato [g substrato.L^-1]
• K_s  constante de meia-velocidade do substrato [g substrato.L^-1]
• b  coeficiente de decaimento específico endógeno [g microrganismos.g^-1 microrganismos.d^-1]

Se a concentração do substrato for inferior a S_min, a biomassa não poderá ser sustentada, uma vez que a perda por decaimento é maior que a síntese. O parâmetro S_min é crítico no tratamento biológico de água para consumo humano. Para garantir uma água estável, as concentrações do substrato deverão estar sempre próximas a S_min.

Os termos 'filtração biologicamente ativa' ou 'biofiltração' são geralmente empregados para expressar o processo no qual microrganismos se acumulam na superfície de um meio granular, como areia, antracito ou carvão ativado, em decorrência da disponibilidade de substratos biodegradáveis. Quando carvão ativado granular é usado como meio suporte para o crescimento de organismos, o processo ­denomina-se CAB ou 'carvão ativado biologicamente ativo'. Neste caso, além da atividade biológica, a adsorção e a filtração contribuem para a remoção de contaminantes da água. Biofilme refere-se aos agregados microbianos que crescem aderidos às superfícies sólidas, associados a uma matriz de substâncias poliméricas extracelulares - SPE (FLEMMING & WINGENDER, 2010).

Mecanismos de remoção dos substratos orgânicos no carvão ativado biológico

Estudos têm demonstrado que as colunas de carvão ativado granular (CAG) continuam removendo matéria orgânica mesmo quando sua capacidade de adsorção se encontra esgotada (VELTEN et al., 2011). Isto se deve à atividade das comunidades microbianas que colonizam a superfície externa e os macroporos das partículas de CAG (SERVAIS et al., 1994). Filtros de CAB passam por um processo de transição entre adsorção e biodegradação. O período para isso se estende entre três a nove meses e se caracteriza por uma diminuição da capacidade adsortiva do carvão e um concomitante aumento de atividade biológica (SUMMERS et al., 2011). Inicialmente, a maioria da remoção da matéria orgânica dissolvida ocorre por adsorção, seguindo-se uma combinação de adsorção e biodegradação e finalizando com predominância da biodegradação (DUSSERT & VAN STONE, 1994). Na operação de longo prazo, ocorre também a biorregeneração, definida como a biodegradação da matéria orgânica previamente adsorvida ao CAG (AKTAŞ & ÇEÇEN, 2007).

De acordo com Rittmann et al. (2012), o parâmetro fundamental de dimensionamento dos processos de tratamento com biofilme é a taxa de aplicação de carga no meio suporte com biofilme, que é definido pela Equação 3.

Onde:

• J  fluxo do substrato no biofilme, ou seja, a taxa de aplicação de carga superficial no meio suporte com biofilme [M.L^-2.T^-1];
• Q  vazão [L³.T^-1];
• S_i  concentração do substrato no afluente [M.L^-3];
• V  volume do reator [L³];
• a  área superficial específica [L².L^-3]

A cinética da degradação biológica em biofilmes apresenta três aspectos relevantes (RITTMAN & HUCK, 1989). O primeiro deles é que a concentração de substrato não é a mesma para todos os organismos no biofilme, uma vez que a utilização dele e a sua difusão dentro do biofilme ocorrem de maneira simultânea. O segundo aspecto relevante é que a resistência ao transporte de massa existente na interface biofilme/líquido diminui a taxa global de reação. O terceiro diz respeito às condições permanentes, ou não, no biofilme, as quais são definidas como as condições nas quais o crescimento do biofilme em função do uso de substrato é igual à perda de massa do biofilme por causa da respiração e separação. Um biofilme em condições permanentes tem valores únicos de concentração, fluxo de substrato e espessura do biofilme.

A biodegradação é menos eficiente na remoção de COD do que a adsorção, porém tem a vantagem de atuar na parte mais problemática do COD, que é a sua parcela biodegradável, responsável pela ­instabilidade da água potável (HAMMES et al., 2010). É possível aumentar a fração biodegradável do COD por meio de oxidação prévia. Por exemplo, o uso de ozônio antes do filtro estimula a atividade biológica no carvão ativado granular. Isso decorre da ação de ozônio sobre as moléculas recalcitrantes de alto peso molecular, tornando-as menores e mais biodegradáveis. Embora a concentração de COD permaneça a mesma, há um aumento nas concentrações de CODB e COA. A combinação entre oxidação por ozônio e filtro de carvão biológico pode reduzir a concentração de COD entre 35 e 40% (CRITTENDEN et al., 2012), ou 70 e 80% da CODB (HAMMES et al., 2010). O fato de que nem todo o CODB é removido decorre do limitado tempo de contato entre microrganismos e matéria orgânica, uma vez que filtros de CAB operam com velocidades de filtração da ordem de 5 a 15 m.h^-1 (HAMMES et al., 2011; CRITTENDEN et al., 2012).

Summers et al. (2011) mostraram que a atividade biológica em filtros de carvão ativado granular apresenta eficiência levemente superior àquela medida em areia e antracito, além de atenuar melhor as variações de concentrações no afluente ao filtro. A Tabela 1 inclui os resultados observados por Wang et al. (1995) ao remover parâmetros orgânicos em água de manancial superficial (rio Ohio), com o uso de diferentes meios filtrantes. A água era decantada, pré-ozonizada e com tempo de contato em leito vazio (TCLV) de 9,2 minutos. As amostras foram tomadas após cinco a nove meses da operação dos filtros, todos com desenvolvimento de atividade biológica. Os resultados deste estudo indicaram que as colunas com CAG foram maiores aos outros meios na remoção de orgânicos. Entre os CAG testados, aqueles com predominância de microporos tiveram resultados superiores aos de meso e macroporos.

Tabela 1:
Remoção dos parâmetros orgânicos presentes em água decantada e pré-ozonizada, em diferentes meios filtrantes (%).

• COT: carbono orgânico total; COA: carbono orgânico assimilável; XON: halogênios orgânicos naturais; PFTHM: potencial de formação de trihalometanos; PFXOT: potencial da formação de halogênios orgânicos totais. Fonte: et al.).

Além de diminuir a instabilidade da água e seus efeitos negativos, organismos crescidos em CAG são capazes de degradar compostos orgânicos individuais problemáticos, como os compostos odoríferos MIB e geosmina, a cianotoxina microcistina, os subprodutos da desinfecção e os agrotóxicos (CRITENDEN et al., 2012).

Formação, crescimento e controle de biofilmes em carvão ativado granular

Biofilmes desenvolvem-se por meio de processos de aderência, crescimento, desprendimento e morte de microrganismos (PALMER & WHITE, 1997; HAMMES et al., 2011). O grau de desenvolvimento do biofilme depende das propriedades da superfície de aderência (a rugosidade) e da composição físico-química da água, tais como concentração e características do carbono orgânico, nutrientes, pH e temperatura. A Figura 1 ilustra o processo de desenvolvimento do biofilme em uma superfície, tendo matéria orgânica natural e sua fração biodegradável como substratos para crescimento bacteriano. Inicialmente, bactérias suspensas aderem-se à superfície sólida pela excreção de SPE. Os organismos passam a metabolizar os nutrientes presentes na fase líquida e crescem, formando agregados unidos pelas SPE. Eventualmente, parte daqueles associados ao biofilme desprende-se para a água, enquanto outros morrem por predação e outros fatores.

Figura 1:
Formação do biofilme e consumo de carbono.

Um biofilme bem estruturado contém não somente bactérias, mas também fungos, protozoários e outros eucariotos. Bactérias indígenas normalmente têm vantagem sobre as patogênicas em ambientes oligotróficos, como os encontrados em água para consumo humano. Bactérias patogênicas são mais competitivas em ambientes com concentrações de nutrientes altas. No tratamento biológico de água para consumo humano, o objetivo é manter uma população microbiana benigna, capaz de remover o CODB e reduzir a instabilidade da água (SOBECKA et al., 2006; HAMMES et al., 2011).

Além da disponibilidade de CODB na fase líquida, o crescimento do biofilme também está associado ao consumo de substrato inicialmente adsorvido na superfície do carvão. Este processo, denominado de biorregeneração, depende de fatores como a reversibilidade da adsorção, as propriedades do substrato aderido, o tamanho e a porosidade do carvão, a concentração da biomassa e o processo de ativação do carvão (SPEITEL & DiGIANO, 1987; KLIMENKO et al., 2003).

Tem sido demonstrado que a atividade do biofilme aumenta com a sua espessura, até atingir um nível crítico, que geralmente situa-se entre 50 e 500 µm (BOYLE et al., 1999; BRANDA et al., 2005). Acima dessa espessura, a difusão de nutrientes e de oxigênio para os microrganismos do biofilme torna-se limitante (LAZAROVA & MANEM, 1995). Por outro lado, um biofilme excessivamente fino não proporciona a remoção adequada de substratos (SCHOLZ & MARTIN, 1997).

Um dos desafios na aplicação do CAB para a produção de água potável é controlar o crescimento excessivo de microrganismos ativos no biofilme, pois pode haver colmatação, perda de carga excessiva e anaerobiose (WALKER & WEATHERLEY, 1999; SIMPSON, 2008). Como resultado, há uma perda na eficiência de remoção das substâncias orgânicas, picos de turbidez no efluente, além de uma concomitante redução do OD e do pH. Este problema expõe os consumidores de água ao risco de doenças infecciosas associadas ao avanço de microrganismos no sistema da distribuição de água potável (KEINANEN et al., 2004).

Várias estratégias têm sido propostas para controlar o crescimento de biofilmes no CAB. Walker e Weatherley (1999) citam a retrolavagem e a injeção de ar para remover o excesso de biomassa. Embora uma fração da biomassa bacteriana fixada no CAG possa ser eliminada durante a retrolavagem, o biofilme é geralmente resistente ao cisalhamento, permanecendo aderido aos grânulos de carvão. Em experimentos com retrolavagem, Yunan et al. (2011) mediram 29% de perda da biomassa durante o período de formação do biofilme, diminuindo para 12% no estado estacionário. Wang et al. (1995) propuseram o controle da quantidade de carbono orgânico assimilável e fósforo disponíveis aos microrganismos, por meio do manejo da vazão de alimentação, reduzindo-a ou aumentando-a de acordo com a composição da água.

Técnicas de avaliação microbiológica e da biodiversidade no biofilme

Por muito tempo, a caracterização microbiológica da água potável baseou-se em métodos convencionais de cultivo, como a contagem de heterotróficas em placas e o plaqueamento seletivo para patógenos. Variações destes métodos têm sido adotadas como indicadores da qualidade microbiológica de água por mais de 100 anos (ALLEN et al., 2004). Porém, a contagem de heterotróficas em placas e os outros métodos tradicionais de cultivo apresentam limitações, sendo a principal delas a discrepância entre a contagem de células cultiváveis e totais (BERNEY et al., 2008). Normalmente, a água potável contém ordens de magnitude de bactérias heterotróficas a mais do que o detectado com o método de contagem em placas (HAMMES et al., 2008). Da mesma forma, as técnicas convencionais de microbiologia para identificar espécies de microrganismos presentes no biofilme têm limitações, já que não são capazes de cultivar microrganismos autótrofos, dentre outros que apresentam metabolismos mais exigentes.

A colonização dos filtros de CAG por bactérias foi inicialmente observada por meio de técnicas como a microscopia eletrônica de varredura, as convencionais de contagem bacteriana e determinação da concentração do ATP (SERVAIS et al., 1994). Com o advento da Biologia Molecular, a investigação da composição de biofilme associado ao CAG teve um grande avanço, sendo possível identificar gêneros bacterianos envolvidos na dinâmica da ­biodegradação de matéria orgânica. Técnicas como a hibridação in situ fluorescente (FISH), a determinação da concentração do ATP, a citometria de fluxo (FCM), a reação em cadeia da polimerase (PCR), a eletroforese em gel de gradiente desnaturante (DGGE) e a metagenômica são atualmente essenciais ao avanço dos estudos de biofilmes. A seguir, serão apresentadas algumas dessas técnicas que já vêm sendo empregadas com sucesso na avaliação de biofilmes associados ao CAG.

Hibridação in situ fluorescente

O uso da FISH (fluorescent in situ hybridization, em inglês) permite quantificar e identificar, por meio da microscopia de fluorescência, microrganismos em diversos ambientes sem a necessidade de se fazer a extração do DNA. Os organismos podem ser identificados, dentre uma população mista, por apresentarem uma região complementar de seu RNA ribossômico à sonda utilizada. Cada célula "ativa" contém entre 10³ e 10⁵ ribossomos e parte desses constitui os RNAs ribossomais (RNAr 5S, RNAr 16S e RNAr 23S) (AMANN & FUCHS, 2008). Dependendo das sondas empregadas, a FISH pode ser empregada para detectar e quantificar os microrganismos de diferentes níveis filogenéticos.

Zhang et al. (2013) avaliaram o funcionamento de um filtro CAG semeado com cinco espécies de bactérias provenientes de outro biologicamente ativo. Com o emprego da FISH, os autores constataram que, no dia 180 de operação do filtro, as bactérias semeadas representavam 93% da contagem total. Outros autores que também utilizaram FISH para acompanhar o desenvolvimento de populações microbianas em biofilmes foram: Manz et al. (1999), Araya et al. (2003), Kindaichi et al. (2004) e Di Gioia et al. (2009).

Concentração do trifosfato de adenosina

O ATP é aplicado como moeda de energética por todos os organismos, desde as bactérias até os seres humanos. Por isto, é considerado um parâmetro adequado para a quantificação da biomassa ativa em sistemas biológicos. A análise do ATP requer um equipamento analítico simples, é rápida e tem limite de detecção baixo (VELTEN et al., 2007). Foi descrito por Velten et al. (2007) um método para a estimativa da biomassa ativa aderida ao CAG. O método combina a determinação direta do ATP sobre as partículas de CAG com o valor específico de ATP por célula bacteriana. Os resultados são então convertidos para concentrações de ATP, por meio de uma curva de calibração. Em seguida, a concentração de ATP bacteriana é transformada em um número correspondente de bactérias usando um fator de conversão específico. Com este método, Velten et al. (2007) investigaram a formação de biofilme em filtro piloto de CAG, tratando-se água do Lago Zurique (Suíça). Os dados finais indicaram que tal método pode ser usado para determinar a biomassa ligada ao CAG aos biofilmes em desenvolvimento ou em estado estacionário. Outros estudos que investigaram biofilmes aderidos ao CAG também adotaram essa metodologia para quantificar microrganismos (MAGIC-KNEZEV & VAN DER KOOIJ, 2004; BOON et al., 2011; LAUTENSCHLAGER et al., 2013; ORIOL et al., 2013).

Citometria de fluxo

Um método rápido para quantificar microrganismos é a citometria de fluxo, realizado por um equipamento denominado citômetro. Essa técnica permite a quantificação de células viáveis e mortas numa população de microrganismos (SILVA et al., 2004). A suspensão celular que é injetada no citômetro atravessa uma câmara, na qual encontra um feixe de radiação perpendicular ao fluxo. Pelo controle da espessura de solução da amostra, o fluxo ocorre em regime laminar, com passagem de uma célula por vez. Podem ser detectadas até 10.000 células por segundo. Tal técnica analisa as células individualmente, permitindo a detecção de uma variedade de estados fisiológicos existentes na população (NEBE-VON-CARON et al., 2000). A citometria de fluxo foi usada por Velten et al. (2011) para realizar a contagem de células de microrganismos presentes no efluente de um filtro CAG operado em escala-piloto. Prest et al. (2014) também a usaram para monitorar as alterações da população microbiana em um sistema de distribuição de água potável com filtro CAG.

Reação em cadeia da polimerase

A PCR consiste na amplificação de um segmento do DNA que seja de interesse no estudo, como o gene 16S rRNA (SAIKI et al., 1985; MULLIS & FALLONA, 1987). Sua principal vantagem é possibilitar o estudo de comunidades in situ , como em biofilmes. Minillo et al. (2013) observaram a biodegradação de microcistinas por microrganismos em filtros de CAG. Amostras de biomassa, coletadas nos filtros e submetidas à extração de DNA, à técnica de PCR e ao sequenciamento em um sequenciador de capilar, indicaram domínio de quatro gêneros de bactérias (Acinetobacter , Pseudomonas , Cupriavidus e Stenotrophomonas ), e duas famílias (Burkholderiaceae e Oxalobacteraceae ). Outros autores têm utilizado a técnica de PCR para investigar a constituição das populações microbianas em biofilmes (LYAUTEY et al., 2005; BABBIT et al., 2009; YUNAN et al., 2011; WANG et al., 2013).

Eletroforese em gel de gradiente desnaturante

Na DGGE, a dupla fita de DNA é submetida à eletroforese em gel de poliacrilamida com um gradiente de agente desnaturante (ureia ou formamida). Nestas condições, ocorre a separação das moléculas de DNA, resultando em segmentos denominados domínios. A DGGE analisa os produtos da PCR conforme as suas sequências de pares de bases, e não as diferenças no tamanho dos produtos. Moléculas de DNA com o mesmo tamanho, mas com sequência diferente de nucleotídeos, apresentam comportamento eletroforético diferente quando expostas ao gradiente de agentes desnaturantes. A sequência de nucleotídeos de um fragmento de DNA definirá a posição no gradiente em que a fita dupla irá se desnaturar, passando a DNA fita simples e interrompendo sua migração no gel (ROSADO & DUARTE, 2002).

A DGGE, aliada ao sequenciamento, permite a determinação da diversidade genética de comunidades microbianas e a identificação filogenética de seus membros. Esta técnica tem sido ­empregada em trabalhos associados à investigação de comunidades microbianas presentes em biofilmes. Hoefel et al. (2006), com base nas sequências de genes de 16S rRNA detectadas por DGGE e posterior sequenciamento, identificaram três bactérias que formavam um consórcio responsável pela biodegradação da geosmina. Boon et al. (2011) investigaram, por DGGE, a diversidade de espécies em um filtro piloto CAG que recebia água do Lago Zurique. Outros autores que usaram DGGE para analisar comunidades microbianas em biofilmes incluem Lyautey et al. (2005), Babbit et al. (2009) e Lautenschlager et al. (2013).

Metagenômica

A metagenômica permite estudar os genomas de microrganismos de um nicho ecológico, sem a necessidade de fazer culturas individuais. O metagenoma, por sua vez, é o genoma coletivo da microbiota total encontrada em um determinado hábitat. Por meio da metagenômica, o DNA microbiano pode ser utilizado para compreensão da fisiologia e da genética de organismos não cultiváveis (HANDELSMAN, 2004). Assim como outras ferramentas de Biologia Molecular, tal técnica tem sido usada para investigar a composição de comunidades microbianas em biofilmes.

Lautenschlager et al. (2014) examinaram a composição e a abundância da comunidade microbiana em filtros de areia lento, rápido e CAG e seus respectivos efluentes, em uma estação de tratamento de água. Os resultados indicaram que a concentração da biomassa variou de 2 a 5x10¹⁵ em todos os filtros. Baseado em mais de 400 pirosequenciamentos dos genes 16S rRNA, os mesmos autores verificaram táxons semelhantes nos três biofiltros e em seus respectivos efluentes, predominando Proteobacteria , Planctomycetes , Acidobacteria , Bacteriodetes , Nitrospira e Chloroflexi . Porém, as razões entre os táxons nos biofiltros eram diferentes, variando entre 50 e 60%.

INTEGRAÇÃO/APLICAÇÕES DO CARVÃO ATIVADO BIOLÓGICO NO TRATAMENTO DE ÁGUA PARA CONSUMO HUMANO

O tratamento biológico em águas para consumo humano tem tido maior aplicação em países europeus, seja pela filtração em margem ou pela filtração lenta em areia ou carvão ativado (MOEL et al., 2006). Rittmann e Huck (1989) apresentaram exemplos de uso da biofiltração na Holanda, Alemanha, França, Suíça e Inglaterra. Uma legislação mais restritiva, relativa ao controle de subprodutos da desinfeção, de microcontaminantes orgânicos e melhoria da qualidade estética da água, tende a favorecer o uso do tratamento biológico da água. Isto se deve ao seu potencial de diminuir a instabilidade da água potável, reduzindo o recrescimento de microrganismos na rede de distribuição da água e demanda de cloro residual, além da degradação de compostos orgânicos problemáticos, tais como geosmina e microcistinas (URFER et al., 1997; TAKEUCHI et al., 1987).

Efluentes de filtros CAB geralmente mostram número de bactérias superior ao afluente ao filtro, em função do desprendimento de organismos associados ao biofilme (SERVAIS et al., 2005). Assim, a pós-desinfecção é recomendada para garantir a qualidade microbiológica da água. Embora não seja regra geral, algumas estações de tratamento de água na Europa distribuem água tratada biologicamente sem pós-desinfecção. Por exemplo, a estação de tratamento de água Leiduin, em Amsterdan, substitui a pós-desinfecção por filtros lentos de areia cobertos. A água bruta, contudo, recebe um tratamento extensivo, constituído por coagulação-floculação-sedimentação, filtração rápida em areia, filtração em dunas, reservação subterrânea entre 60 dias e 1 ano, aeração, abrandamento, ozonização, adsorção em carvão ativado e filtração lenta (MOEL et al., 2006). A estação de tratamento de água Lengg de Zurique emprega pré-ozonização, ajuste de pH, filtração rápida, ozonização, carvão ativado granular biológico e filtração lenta em areia, e não há pós-desinfecção (PRONK & KAISER, 2008).

O pré-tratamento ao filtro de CAB é recomendado com o objetivo de remover partículas em suspensão e matéria orgânica. O seu grau dependerá do manancial de água e das características da água bruta (ELDER & BUDD, 2011). Quando ozônio é utilizado como oxidante ou desinfetante no tratamento da água, há a formação de compostos biodegradáveis de baixo peso molecular, incluindo aldeídos e ácidos orgânicos. Estes tenderão a se degradar na rede de distribuição, ocasionando o crescimento bacteriano e a formação de biofilmes em tal local. Por esta razão, a ozonização é frequentemente seguida por filtração biológica para produzir água mais estável (RECKHOW & SINGER, 2011).

Embora a remoção de microrganismos não seja o objetivo principal, o estudo de Hijnen et al. (2010) demonstrou que o CAB reduziu a concentração dos protozoários Cryptosporidium parvum e Giardia lamblia em 1,3 a 2,7 unidades logarítmicas. Contudo, fagos MS2 não foram removidos, e Escherichia coli apresentou redução de 0,1 a 1,1 unidades logarítmicas.

CONSIDERAÇÕES FINAIS

O tratamento biológico de água para consumo humano diminui a instabilidade da água, caracterizada principalmente pela presença de matéria orgânica em baixas concentrações. Os benefícios de uma água mais estável incluem a redução do recrescimento de bactérias, da formação de biofilmes e de corrosão na rede de distribuição. Além disso, decresce a necessidade dos residuais de desinfetantes, minimizando a formação de subprodutos tóxicos derivados de reações entre o desinfetante e a matéria orgânica. Os biofiltros podem degradar microcontaminantes problemáticos, como os compostos causadores de gosto e odor (MIB e geosmina), a cianotoxina microcistina e os hormônios, como o estradiol.

A instabilidade da água pode ser causada pela presença de matéria orgânica e/ou de compostos inorgânicos reduzidos, como amônia. Este artigo focou-se na discussão do uso de CAB como técnica para reduzir a instabilidade da água causada pela presença de matéria orgânica em baixas concentrações. No CAB, a matéria orgânica e os nutrientes adsorvidos ao carvão permitem o desenvolvimento de atividade biológica que emprega a matéria orgânica biodegradável ­responsável pela instabilidade da água como doador de elétrons em reações de oxidação-redução. Uma vez estabelecido o biofilme, a matéria orgânica na água é consumida pelos microrganismos à medida que se difunde pelo biofilme. Em paralelo, ocorre o processo de biorregeneração do carvão ativado, por meio do uso da matéria orgânica adsorvida. Desta maneira, a atividade biológica em CAG estende o uso do carvão por um período maior do que aquele no qual apenas a adsorção é considerada.

As técnicas de Biologia Molecular permitem conhecer a constituição das comunidades microbianas que formam os biofilmes associados ao carvão. É possível avaliar a resposta dos microrganismos às cargas de poluentes presentes na água, à dinâmica de desenvolvimento e controle do biofilme e à biodegradação de contaminantes por sua parte. O biofilme ideal deve apresentar uma espessura que seja suficiente para realizar a biodegradação e que não cause colmatação e excessiva perda de carga no filtro. Um melhor conhecimento sobre as atividades e a composição de microrganismos que crescem em biofilmes associados aos grânulos de carvão ativado permitirá um melhor aproveitamento da técnica CAB ao tratamento de água para consumo humano.

AGRADECIMENTOS

Os autores agradecem à Financiadora de Estudos e Projetos (FINEP) pelo suporte financeiro deste trabalho por meio da Chamada Pública MCT/MCidadesFINEP/Ação Transversal Saneamento Ambiental e Habitação - 7/2009, projeto "Estudo para melhoria do desempenho da adsorção em carvão ativado para remoção de contaminantes químicos".

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Datas de Publicação

• Publicação nesta coleção
  11 Ago 2016
• Data do Fascículo
  Jul-Sep 2016

Histórico

• Recebido
  23 Nov 2014
• Aceito
  27 Jan 2016