Økonomiske og administrative konsekvenser

A biofiltração é um processo no qual uma corrente gasosa húmida atravessa um leito poroso, geralmente constituído por substâncias inertes (turfa ou uma mistura composta). Estas substâncias inertes permitem uma maior superfície de contacto entre os microrganismos e o poluente a degradar, apresentando-se também como fornecimento adicional de nutrientes (Deshusses, 1997). Quando a corrente de ar passa através do leito, os contaminantes da fase gasosa são sorvidos para o biofilme e para o meio, onde são degradados. Os biofiltros não são sistemas estritamente definidos. São sistemas que utilizam uma combinação de processos básicos, como a adsorção, absorção, degradação, e desorção dos contaminantes da corrente gasosa (Deshusses, 1997; Devinny et al., 1999).

Figura 15. Figura representativa do princípio de biofiltração (adaptado de Deshusses et al., 1997).

Os vapores do poluente, conjuntamente com o oxigénio, são transportados na corrente gasosa húmida por convecção forçada. A corrente gasosa é forçada a atravessar o leito e o gradiente de concentração do poluente entre a fase gasosa e a biocamada, o que causa a transferência de massa para o biofilme(Jorio et al., 2000). O equilíbrio de interface é atingido e a resistência da fase gasosa pode ser negligenciada. No biofilme, ocorre simultaneamente difusão e biodegradação do poluente tendo como resultado o crescimento e desenvolvimento dos microrganismos. O oxigénio também é sujeito a resistência difusional. A sorção de todas as espécies químicas é possível, mesmo após a difusão através do biofilme (Deshusses et al., 1995; Deshusses, 1997) ou directamente do contacto directo gás-sólido (Shareefdeen e Baltzis, 1994; Deshusses, 1997). A biodegradação ocorre no biofilme, sendo possivel a formação de metabolitos (Devinny e Hodge, 1995; Gibson et al., 1994; Johnson et al., 1996; Deshusses, 1997). Caso se formem metabolitos, estes sofrerão os mesmos processos simultâneos de difusão, biodegradação e sorção.

Os biofiltros têm mecanismos de adição de água, para controlar a humidade do biofilme e nutrientes. Em geral, a corrente gasosa é humidificada antes de entrar no reactor de biofiltração. No entanto, se a humidificação se tornar ineficaz, pode-se utilizar a irrigação directa no leito.

A eficiência de um biofiltro é largamente dependente das características do meio de suporte: porosidade, grau de compactação, capacidade de retenção de água e a capacidade do suporte às populações microbianas. Os parâmetros críticos de operação e desempenho incluem o inóculo microbiano, o pH, a temperatura, a humidade do meio, o conteúdo de nutrientes e o tempo de residência.

O tempo de residência corresponde ao tempo em que o microrganismo está em contacto com a corrente poluída. Tempos de residência longos levam a eficiências de remoção superiores. No entanto, o objectivo da biofiltração é vulgarmente tratar o maior caudal possível. Para a maioria dos biofiltros o tempo de residência encontra-se numa gama de 30 s a 60 s.

O parâmetro humidade é de extrema importância para um biofiltro, e encontra-se bem caracterizado (Swanson e Loehr, 1997; Van Lith et al., 1997; Ranasinghe e Gostomski, 2003).A humidade de uma corrente gasosa é importante para a manutenção do conteúdo do meio filtrante. As correntes gasosas a tratar por biofiltros são normalmente bombeadas previamente por um humidificador. Um excesso de humidade no biofiltro potencialmente causa quedas de pressão excessivas, aumenta a limitação à transferência de massa e leva à formação de zonas anaeróbias (Devinny et al., 1999; Ranasinghe e Gostomski, 2003). Os meios filtrantes relativamente secos levam à redução da actividade microbiana, compactação, e formação de canais preferenciais (Cardenas-Gonzalez et al., 1999; Ranasinghe e Gostomski, 2003). Daí que manter a percentagem de humidade a valores óptimos leve a um melhoramento da actividade metabólica e permita atingir elevadas eficiências de remoção nos biofiltros (Bohn, 1992; Ranasinghe e Gostomski, 2003). Os valores óptimos de humidade no meio dependem da composição do das características físicas do poluente (Swanson e Loehr, 1997); (Ranasinghe e Gostomski, 2003). Para meios orgânicos é recomendado utilizar percentagens de humidade de 40 % a 60 % (peso húmido) para obter um funcionamento ideal dos biofiltros (Leson e Winer, 1991; Ranasinghe e Gostomski, 2003).

Os sub-produtos de uma degradação microbiana são ácidos orgânicos. De modo a manter o pH neutro são adicionadas soluções tampão ao meio orgânico.

O meio utilizado nos biofiltros pode incluir turfa, urze, casca de árvores, carvão activado ou outro tipo de material. Geralmente o meio deve ser capaz de fornecer nutrientes para os microrganismos e minimizar as quedas de pressão. O conteúdo de humidade no meio deve ser mantido entre 40 % a 60 % de modo a suportar a população microbiana (Jorio et al., 2000). Na figura 16 é apresentada uma representação de um biofiltro.

Na sua maioria os biofiltros que actualmente se encontram em funcionamento podem tratar odores e COV’s com eficiências superiores a 90 %. No entanto, a grande desvantagem desta tecnologia é que só permite tratar concentrações de poluentes inferiores a 1000 µL/L (Abumaizar et al., 1998).

Esta tecnologia de controlo de emissões gasosas encontra-se bem fomentada na Holanda e Alemanha(Leson e Winer, 1991). Nos EUA, a primeira unidade de biofiltração envolvia o tratamento de odores resultantes dos gases de sulfureto de hidrogénio dos esgotos(Carlson e Leiser, 1966).

A carga superficial a ser aplicada num biofiltro são da gama de 5 m3_/(m2 _{h) e 500 m}3_/(m2 _{h). Para estas cargas}

superficias verifica-se eficiências de remoção de sulfureto de hidrogénio de 99.9 % (Devinny et al., 1999).

2.7.1.1.1. Vantagens da biofiltração

A biofiltração oferece algumas vantagens relativamente compensatórias no tratamento de correntes gasosas com baixas concentrações de poluentes, nomeadamente a elevada eficiência, o baixo custo de capital e de operação, condições seguras de operação, baixo consumo energético, não leva à formação indesejável de sub-produtos e converte muitos compostos orgânicos e inorgânicos em produtos de oxidação inofensivos como a água e dióxido de carbono (Abumaizar et al, 1998).

A maior vantagem da biofiltração, relativamente aos métodos tradicionais de tratamento de efluentes gasosos é o baixo custo quer capital (de investimento) quer de operação (baixo consumo energético), o baixo consumo de produtos químicos e a não utilização de uma fonte de combustão (Marsh, 1994).

As unidades de biofiltração podem ser projectadas para uma unidade industrial. A biofiltração pode ser projectada de qualquer forma, tamanho ou simplesmente aberta com tubagens soterradas. Os biofiltros podem ser projectados com diversas unidades em série ou paralelo (Baltzis, 1998).

A biofiltração é relativamente versátil para tratar compostos odoríferos, compostos tóxicos e COV’s. As eficiências de tratamento destes constituintes são superiores a 90 % para concentrações de contaminantes de 1000 µL/L(Jorio e Heitz, 1999; Jorio et al., 2000).

2.7.1.1.2. Desvantagens da biofiltração

A biofiltração não pode tratar determinados tipos de compostos orgânicos, que têm baixa taxa de adsorção e de degradação. Isto é especialmente verdade para alguns compostos orgânicos voláteis clorados. As fontes contaminantes com elevadas concentrações químicas necessitariam de grandes unidades de biofiltros e áreas abertas para instalar o sistema de biofiltração. As fontes de emissões que são variáveis em termos de concentração e caudal podem alterar a comunidade microbiana e alterar o desempenho do bofiltro. O período de aclimatização da comunidade microbiana pode demorar semanas ou meses, especialmente no tratamento de COV’s.

2.7.1.2. Biopercoladores e biolavadores

Num biopercolador os contaminantes gasosos são absorvidos pela fase líquida antes da biodegradação por microrganismos em suspensão ou imobilizados (figura 17). Nos biopercoladores, os microrganismos fixados a um material inerte e os suspensos na fase líquida degradam os contaminantes à medida que passam no reactor. Os biopercoladores operam com a corrente gasosa e a fase líquida a circular em contra ou co-corrente, dependendo da operação específica. A fase líquida contém essencialmente nutrientes inorgânicos como nitrogénio, fósforo, potássio, e outros, e é constantemente recirculada (Deshusses e Cox, 1999). Os biopercoladores actuam com fenómenos semelhantes aos dos biofiltros. São geralmente mais complexos que os biofiltros. No entanto, são usualmente mais eficientes, especialmente no tratamento de compostos que geram sub-produtos ácidos, como o H2S. Os filtros podem ser projectados numa maior escala dimensional

em relação aos biofiltros (Deshusses e Cox, 1999). Os reactores de filtros biopercoladores servem de hospedeiro para uma determinada comunidade microbiana e evitam o excesso de crescimento de biomassa e as condições de entupimento.

Figura 17. Figura representativa de um biopercolador.

A maior parte da concentração do poluente é, geralmente, biodegradada no biofilme, mas em parte, também pode ser removida pelos microrganismos suspensos no líquido de recirculação (Cox et al., 2000). Verifica-se que existe uma significativa concentração de biomassa suspensa na fase líquida, devido ao crescimento intrínseco da cultura em suspensão, e não devido ao desprendimento do biofilme imobilizado. Isto reforça a ideia que a degradação do poluente na fase líquida é também de extrema importância na eficiência de um biopercolador. Geralmente a quantidade de biomassa suspensa na fase líquida é negligenciada, isto porque, corresponde a cerca de 1 % da massa aderida. No entanto, a actividade específica das células suspensas é maior que a actividade das aderidas (cerca de 20 vezes superior). Uma possível explicação é que em fase líquida as condições para o crescimento e degradação do tolueno são superiores à situação de imobilizadas. A presença de zonas inactivas é geralmente aceite (Cox e Deshusses, 1998). Sendo o tolueno o poluente a tratar, deve-se considerar a toxicidade do substrato. Mirpuri et al. (1997) e Villaverde et al. (1997) demonstraram que o tolueno destrói as células das bactérias, por perda da actividade de degradação. Estes efeitos aumentam, quer com o

Alguns metabolitos e biomassa da degradação podem, conjuntamente, vir a sair do sistema através da purga. Isto verifica-se para menos de 10 % do carbono do poluente que entrou no sistema (Cox et al., 2000).

Os biopercoladores trabalham devido à acção de microrganismos degradadores de poluentes (Deshusses e Cox, 1999). No caso de remoção de gases de hidrocarbonetos, os degradadores primários são organismos heterotróficos aeróbios que utilizam o poluente como fonte de carbono e energia. Para a remoção de H2S ou NH3, os degradadores

primários são autotróficos e utilizam o poluente como fonte de energia e o CO2 como fonte de carbono para o crescimento.

Para se promover à degradação de compostos como o dimetil-sulfito ou dimetil-dissulfito necessita-se tanto de organismos autotróficos, como de heterotróficos. Pode-se afirmar que os biopercoladores têm um vasto número de microrganismos, similares aos encontrados nas operações de tratamento de efluentes domésticos. Os microrganismos responsáveis pela remoção de poluente nos filtros biopercoladores são usualmente aeróbios, isto porque são sistemas extremamente arejados. No entanto é proposto por alguns investigadores que as partes mais profundas do biofilme, onde talvez se verifiquem condições anaeróbias, se verifique a biodegradação anaeróbia (exemplo: redução de NOx) para o tratamento de

poluentes que normalmente seriam recalcitrantes em condições aeróbias (Devinny et al., 1995).

A maior parte da fracção do biofilme torna-se inactiva (na sua maioria por questões de limitações difusionais) à medida que o biofilme se desenvolve e os degradadores primários activos constituem uma ínfima parte da população total no biofilme. Os degradadores secundários alimentam-se de metabolitos, biopolímeros, ou dos predadores que se alimentam dos degradadores primários. Incluem bactérias, fungos, protozoários, rotíferos, mosquitos, larvas de mosquitos, vermes, etc. Estes organismos superiores têm um papel bastante importante no processo de biodegradação, pois reduzem a taxa de acumulação de biomassa e permitem a recirculação de nutrientes inorgânicos essenciais (Cox et al., 1998 e 1999).

Em sistemas biológicos a temperatura é um dos parâmetros com mais efeito na eficiência. Na maioria dos casos, a investigação da biofiltração e aplicações práticas dos biofiltros estão limitados, no tratamento de efluentes gasosos, a temperaturas mesofílicas, ou seja de 15 o_{C a 40} o_{C (Cox et al., 2001; Van Lith et al., 1997). No entanto existem muitos}

efluentes gasosos que têm temperaturas muito superiores a estes intervalos de temperatura, nomeadamente a indústria do tabaco (Van Lith et al., 1997), indústria da pasta de papel (Allen et al., 2000), e indústria alimentar (Heslinga e Van Groenestijn, 1997). Para tratar este tipo de efluentes gasosos pode-se arrefecer a corrente gasosa, o que torna o processo de tratamento dispendioso, especialmente quando a corrente está saturada de água. Pode-se utilizar, em alternativa, microorganismos térmofilos, activos a temperaturas superiores a 40 o_{C, o que permite maiores poupanças e alarga a}

aplicabilidade dos bioflitros ou biopercoladores.

Existem ainda muito poucos estudos em biotratamento de correntes gasosas a elevadas temperaturas. Estes estudos incidem sobretudo no tratamento de NOX a 55 oC (Lee e Apel, 1998), tratamento de metanol a 40 oC (Mohseni et al., 1999) e

co-tratamento de etanol e amónia a 65 o_{C (Heslinga e Van Groenestijn, 1997). No entanto verifica-se alguns problemas nos}

biofiltros que funcionam a elevadas temperaturas que não se verificam nos biofiltros de mais baixas temperaturas. As elevadas temperaturas de operação aumentam a degradação do material orgânico de suporte (Van Lith et al., 1997; Arnold et al., 1997), o que provoca a compactação, maiores quedas de pressão, circuitos de fluxo preferenciais, diminuindo a eficiência global dos sistemas. Existem estudos que indicam que os biofiltros libertam odores desagradáveis a temperaturas superiores, o que se torna bastante diferente do cheiro a “terra húmida” dos biofiltros a funcionar à temperatura ambiente.

Isto pode ser devido ao aumento da mineralização e/ou produção de ácidos orgânicos, e que se podem associar aos problemas de cheiro dos digestores termófilos anaeróbios (Metcalf & Eddy, 1991).

Os problemas referidos em cima não se apresentam no caso dos biopercoladores porque o material de suporte utilizado é diferente. No caso dos biopercoladores, a operação em co-corrente gás/líquido reciclado é mais adequada, uma vez que a contra-corrente não permite o stripping do poluente no lado da saída do gás (Cox et al., 1998).

Num biolavador, após a adsorção inicial do contaminante, a degradação é realizada por um consórcio suspenso de microrganismos num reactor em separado (figura 18). A adsorção pode ser realizada numa coluna de enchimento, torre de spray ou numa coluna de bolhas. A fase líquida é transferida para um reactor em separado onde se permite as condições óptimas para a degradação. Este sistema é arejado de modo a permitir a máxima degradação.

O biorreactor tipo airlift apresenta vantagens em relação aos biorreactores de agitação convencionais. Em primeiro lugar, permite uma boa agitação sem precisar de um agitador mecânico, que usualmente é equipamento obrigatório num reactor perfeitamente agitado. Isto diminui o risco de contaminação e também diminui o consumo energético para a agitação. Em segundo lugar, permite uma melhor transferência de massa, factor importante no tratamento de efluentes gasosos (Ritchie e Hill, 1995).

Figura 18. Figura representativa de um biolavador.

A fase líquida beneficia quer os biolavadores quer os biopercoladores porque permitem um fornecimento contínuo de nutrientes, a remoção de sub-produtos tóxicos da degradação, a remoção de biomassa em excesso e permitem a difusão de poluentes hidrofílicos para o biofilme.

2.7.1.3. Lamas activadas

As lamas activadas têm sido um tipo de tratamento bem sucedido na remoção de poluentes de correntes gasosas. Compostos odoríferos foram efectivamente removidos (> 99 %) num sistemas de tratamento por lamas activadas numa

Bielefeldt e Stensel reportaram que um reactor de lamas activadas com uma profundidade de 40 cm pode atingir eficiências de remoção de BTEX (benzeno, tolueno, etilbenzeno e o-xileno) de 97 %, quando adicionados como ar. O gás contaminado é disperso em bolhas finas através de difusores de bolhas finas no fundo do reactor. À medida que as bolhas de gases emergiam no líquido, os compostos de BTEX são transferidos para a fase líquida e degradados como única fonte de carbono para as bactérias suspensas no reactor (Bielefeldt e Stensel, 1999; Buitrón, 1996).

2.7.1.4. CBR (biodiscos)

Os biodiscos são eficientes(Clark et al., 1978; Hamoda e Abd-El-Bary, 1987; Wu, 1982) e são atractivos por serem de custo de tratamento inferior, devido ao baixo tempo de retenção hidráulico, excelente capacidade de resistência a choques hidráulicos e tóxicos, controlo simples, e baixas necessidades energéticas. No entanto não se tem verificado interesse no estudo de degradação de COV’s atingindo remoções máximas de 88 % de CQO, no caso de efluentes com tolueno (Alemzadeh e Vossoughi, 2001) e de fenol (Alemzadeh et al., 2002). Na figura 19 representa-se um CBR.

Figura 19. Figura representativa de um CBR.

2.7.1.5. Biorreactor híbrido

Existem na bibliografia vários tipos de biorreactores para o tratamento de poluentes voláteis. Estes, regra geral, são classificados em dois grupos. Um dos grupos realiza o tratamento na fase líquida, o outro grupo executa o tratamento na fase gasosa. Um reactor RPA (reactor perfeitamente agitado) e um biorreactor de coluna de airlift foram desenvolvidos para o tratamento de poluentes em fase líquida.

O biorreactor híbrido é composto por um biofiltro e uma coluna biológica tipo airlift (ver figura 20). Utiliza-se igualmente nas duas partes células imobilizadas, o que aumenta a resistência a choques provocados por efeitos ambientais (Worden e Donaldson, 1987). Se um efluente com COV’s é alimentado ao biorreactor, pode ocorrer a biodegradação e a vaporização dos poluentes em simultâneo na secção airlift e no biofiltro, respectivamente.

A eficiência de remoção neste tipo de reatores pode atingir os 100 % para caudais de benzeno de 1000 mL/min, e tempos de residência de 60 min (Yeom e Yoo, 1999).

Figura 20. Figura representativa de um biorreactor híbrido.