FESİH BEYANINDA BULUNULMASI

No que tange ao tratamento de água, a filtração constitui-se no processo que tem como função primordial a remoção cor e turbidez, cuja presença reduziria a eficácia da desinfecção na inativação dos microrganismos patogênicos (LIBÂNIO, 2010). Existem vários mecanismos que tornam a filtração capaz de remover partículas do meio aquoso. Di Bernardo e Dantas (2005), consideram a filtração como resultado da ação de três mecanismo distintos: transporte, aderência e desprendimento. Dentro dos mecanismos de transporte, tem-se: impacto inercial, interceptação, sedimentação, difusão e ação hidrodinâmica.

As partículas que possuem maiores dimensões e densidades podem adquirir quantidade de movimento suficiente, mantendo sua trajetória inicial, para se chocarem com os grãos e serem retidas, no caso de ocorrerem divergência das linhas de corrente na proximidade destes. Nesse caso, temos o impacto inercial (LIBÂNIO, 2010).

Na interceptação o fator importante é o regime de escoamento. Geralmente tem-se escoamento laminar e, mesmo com o meio filtrante apresentando elevado grau de colmatação, as partículas ainda se movem ao longo de linhas de corrente. Se as partículas tiverem sua massa especifica próxima a da água, estas serão removidas da água quando, em relação a superfície dos coletores, as linhas de corrente estiverem a uma distancia inferior a metade do tamanho delas (DI BERNARDO; DANTAS, 2005).

No leito do filtro pode-se encontrar inúmeros canalículos, que são estruturas formadas pelos interstícios do meio filtrante que se comportam como microunidades de sedimentação. As partículas de maior dimensão e densidade podem desviar-se da trajetória das linhas de corrente e depositarem-se na superfície dos grãos do leito filtrante. Nesse caso diz-se que ocorreu o mecanismo de sedimentação (LIBÂNIO, 2010).

Já a difusão existe em função do movimento browniano. As partículas consideravelmente pequenas apresentam movimento errático quando em suspensão em meio liquido. Esse mecanismo de transporte advém do movimento provocado por esse bombardeamento das partículas em suspensão pelas moléculas da agua (DI BERNARDO; DANTAS, 2005).

Por último, na ação hidrodinâmica ocorre que devido a diferença de velocidades tangenciais a superfície da partícula, surge um gradiente de velocidade que, consequentemente, produz diferença de pressão na direção perpendicular ao escoamento, fazendo com que as partículas se desloquem para as regiões de mais baixas velocidades.

Assim, é favorecida a deposição das partículas em suspensão no fluido para a superfície dos grãos do leito filtrante (LIBÂNIO, 2010).

De acordo com Di Bernardo e Dantas (2005), os mecanismos de aderência são atribuídos a duas categorias de fenômenos: interação entre forcas eletrostáticas e as de van der Waals e interação superficial de origem química. Essas interações se dão devido ao fato dos grãos do meio filtrante apresentarem carga superficial negativa ao serem submersos em água. Muitas vezes, pode-se observar que as forcas químicas podem sobrepujar as interações eletrostáticas. Um importante fenômeno nesse contexto é a adsorção. Ela se da devido ao fato de que nas partículas previamente retidas podem ser encontradas algumas espécies hidrolisadas do metal presente no sal utilizado como agente coagulante (Al ou Fe) ou até mesmo moléculas de polímeros, que se encontram estendidas formando um tipo de ponte química.

Devido a essa grande variedade de fenômenos ocorrendo no interior das unidades de filtração, elas, nos seus mais variados tipos e tecnologias, se configuram como eficiente operação unitária na remoção de cianobactérias. Os resultados desse trabalho nos levaram a inferir que nos casos em que a tecnologia para tratamento de água é filtração direta simples ou dupla filtração direta, as unidades de filtração tornam-se a operação unitária mais eficaz na remoção desses microrganismos das águas de abastecimento.

De acordo com He et al. (2016b), de maneira geral, as cianobactérias de maiores dimensões facilitam a remoção efetiva de suas células durante a filtração e o preenchimento do filtro (areia ou cascalho), tem pouco ou nenhum impacto na remoção de cianobactérias ou de seus metabolitos tóxicos. Os autores salientam como uma preocupação inerente a essa etapa do tratamento, a possibilidade de um rebentamento de agregados de células acumulados durante o processo e uma consequente possibilidade de liberação de toxinas ao meio liquido, devido um possível processo de lise celular.

Os resultados obtidos por Ho et al. (2012) corroboram com essa preocupação. Nos seus estudos em filtro de areia em escala de bancada, os autores relataram uma passagem de 30.000 a 37.000 cel. mL− 1 a partir de uma água bruta contendo cerca de 100.000 cel.mL-1, representando apenas cerca de 66% de remoção de cianobactérias. Além disso, após terem sido deixadas passar a noite no meio filtrante, as células retidas começaram a liberar alguns de seus metabolitos. Esse processo foi comprovado pelo aumento da concentração de geosmina de 17±10 ng L− 1, para um valor máximo de 370 ng L− 1 (média= 241 ± 107 ng L− 1).

Henderson et al. (2008a), estudando os dados de tratamento de água de 7 plantas distintas na Inglaterra, observaram que existia um padrão no fitoplâncton das águas efluentes ao processo de filtração. Esses microrganismos eram compostos principalmente por células de microalgas de reduzidas dimensões (<7 µm - como as de M. aeruginosa), e diatomáceas cêntricas, além de células que apresentam motilidade devido a presença de flagelos (Rhodomonas e Chlamydomonas). Ao passo que tricomas e colônias de maiores dimensões não foram observadas penetrando completamente as unidades de filtração rápida por gravidade.

Também repercutindo a preocupação com uma possível liberação de toxinas em plantas de tratamento de água durante a etapa de filtração, Hoeger et al. (2002) realizaram alguns testes com diferentes configurações de filtros (tipicamente utilizadas em sistemas avançados de tratamento de água). Nesse trabalho, fizeram passar pelas suas unidades filtrantes amostras contendo 2.106 cél.mL-1 de M. aeruginosa. Essa amostra apresentava uma capacidade de inibição da proteína fosfatase (indicador de toxinas).

Os autores observaram que o filtro de areia quartizolítica com carbono ativado removeu a maior parte da capacidade da inibição da proteína fosfatase. Porém, quando outra amostra menos concentrada (2.105 cél.mL-1) foi passada pelo mesmo filtro, sem lavagem ou troca de material filtrante, o sistema apresentou um incremento de inibição da proteína. Assim, os autores inferiram que isso ocorreu devido as toxinas terem sido retidas no filtro na primeira carreira de filtração e liberadas durante a segunda.

Hoeger et al. (2004), também nota uma tendência de passagem das células menores em detrimento das maiores. Em seu estudo realizado na represa de Gordonbrook (Austrália), foi observado que a eficiência média de remoção do filtro de areia foi de 99% para Anabaena circinalis e de 84,8% para M. aeruginosa (84.8%). Ainda segundo os autores, satisfatórios índices de remoção de células da água bruta, não leva, automaticamente, a uma aceitável eliminação de toxinas produzidas por esses microrganismos. Pois, pode ocorrer lise celular no decorrer do tratamento, com a consequente liberação de toxinas.

Apesar do número considerável de relatos de alguma possível remoção seletiva das unidades de filtração, em função do tamanho das células dos microrganismos fitoplanctônicos, existe uma carência na investigação aprofundada dos reais fenômenos que atuam na retenção desses organismos no interior dessas unidades. O presente trabalho se propões a investigar alguns fatores que possivelmente podem atuar nessa questão.