DISSERTAÇÃO_Desempenho de um filtro anaeróbio de fluxo ...
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PRISCILA DE CASTRO E SILVA
DESEMPENHO DE UM FILTRO ANAERBIO DE FLUXO ASCENDENTE COMO UNIDADE
DE TRATAMENTO PARA EFLUENTE DE SUINOCULTURA
LAVRAS MG
2014
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PRISCILA DE CASTRO E SILVA
DESEMPENHO DE UM FILTRO ANAERBIO DE FLUXO
ASCENDENTE COMO UNIDADE DE TRATAMENTO PARA
EFLUENTE DE SUINOCULTURA
Dissertao apresentada Universidade Federal de Lavras, como parte das exigncias do Programa de Ps- Graduao em Tecnologias e Inovaes Ambientais, rea de concentrao em Gesto de Resduos e Efluentes, para a obteno do ttulo de Mestre.
Orientador
Ph.D. Cludio Milton Montenegro Campos
LAVRAS MG
2014
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Ficha Catalogrfica Elaborada pela Coordenadoria de Produtos e Servios da Biblioteca Universitria da UFLA
Castro e Silva, Priscila. Desempenho de um filtro anaerbio de fluxo ascendente como unidade de tratamento para efluente da suinocultura / Priscila Castro e Silva. Lavras : UFLA, 2014.
102 p. : il. Dissertao (mestrado) Universidade Federal de Lavras, 2014. Orientador: Cludio Milton Montenegro Campos. Bibliografia. 1. Digesto anaerbia. 2. Biogs. 3. DBO5. 4. DQOtotal. 5.
Alcalinidade de Ripley. 6. Remoo de slidos. I. Universidade Federal de Lavras. II. Ttulo.
CDD 628.352
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PRISCILA DE CASTRO E SILVA
DESEMPENHO DE UM FILTRO ANAERBIO DE FLUXO
ASCENDENTE COMO UNIDADE DE TRATAMENTO PARA
EFLUENTE DE SUINOCULTURA
Dissertao apresentada Universidade Federal de Lavras, como parte das exigncias do Programa de Ps- Graduao em Tecnologias e Inovaes Ambientais, rea de concentrao em Gesto de Resduos e Efluentes, para a obteno do ttulo de Mestre.
APROVADA em 15 de agosto de 2014.
Dr. Ronaldo Fia UFLA
Dra. Luciana Aparecida de Souza Abreu UFLA
Ph.D. Cludio Milton Montenegro Campos
Orientador
LAVRAS MG
2014
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AGRADECIMENTOS
No cumprimento de um trabalho tcnico-cientfico, torna-se de suma
importncia o auxlio de profissionais da rea para o bom desenvolvimento do
trabalho, do mesmo modo como a participao da famlia e dos amigos, que
contriburam para alcanar, com xito, os objetivos estabelecidos.
Dessa forma, agradeo a todos que colaboraram para a realizao desta
dissertao. Em especial, quero expressar meus sinceros agradecimentos.
A Deus, por clarear meu caminho, dando-me fora para vencer mais um
obstculo.
A Jos Maria da Silva e Arlete Marilda Silva, meus amados pais que,
desde o princpio, sempre permaneceram comigo, me apoiando nas decises
para a realizao deste sonho.
Ao Prof. Cludio Montenegro, pela orientao, ensinamentos, confiana
e seriedade. Ao Prof. Ronaldo Fia, pela confiana, incentivo e todas as valiosas
contribuies para concretizar este projeto.
A todos os meus amigos e familiares que estiveram sempre comigo
nesta jornada, pelos bons momentos de companhia, distrao e conselhos.
Ao Lvio, por todo apoio, estmulo e compreenso.
Aos funcionrios do LAADEG, em especial ao Alex e Wesley, pelo
auxlio na resoluo de problemas, dvidas operacionais. Aos amigos e
companheiros de equipe, Jonas, Germannia e Samuel que me ajudaram a
solucionar problemas e dificuldades.
A toda a turma do mestrado, pela amizade, apoio, incentivo, pela troca
de experincias e pelos momentos de descontrao.
Universidade Federal de Lavras e ao Departamento de Engenharia,
pela oportunidade de realizao do curso.
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RESUMO
A adoo de sistemas confinados de produo de sunos tem levado ao aumento considervel no uso de gua nestas instalaes e, logo, a produo cada vez maior de efluentes. Grande ateno tem sido dada pelos rgos de fiscalizao ambiental quanto atividade, devido ao elevado potencial poluidor e problemas de sade pblica relacionada. Por isso, sistemas anaerbios de tratamento vm se tornando merecedores de ateno na produo em grande escala, pois alm de reduzir a poluio ambiental, recupera o poder energtico do resduo na forma de fertilizante e biogs. Foi avaliado o desempenho de um filtro anaerbio de fluxo ascendente, operando no tratamento de efluentes da suinocultura. O sistema foi monitorado por meio de anlises fsico-qumicas laboratoriais e a quantificao do biogs foi estimada teoricamente por meio da DQO. Foram coletadas amostras compostas do afluente e efluente do filtro anaerbio. As anlises fsico-qumicas realizadas foram: temperatura, pH, alcalinidade, acidez total, slidos totais, fixos e volteis, slidos suspensos, dissolvidos, DQO (total e filtrada), DBO5, fsforo total e NTK. A temperatura mdia do efluente lquido foi de 22,7C e os tempos mdios de deteno hidrulica (TDH) do filtro foram de 94,7 e 63,1 horas, durante a partida e aps a mesma. O sistema de tratamento apresentou eficincia de 72,14% para a remoo da DBO5, com concentrao efluente de 281,5 mg L
-1. Para a remoo da DQO total e filtrada, os valores percentuais foram de 67,08 e 70,57 %, respectivamente, correspondente a 791,9 mg L-1 e 233 mg L-1. As concentraes de alcalinidade do afluente e efluente foram 1142,8 mg L-1 e 644,8 mg L-1, relao AI/AP de 0,28 e pH efluente 7,5. A eficincia de remoo para Nitrognio Total Kjeldahl foi de 33,1%, para fsforo total 24,2%. A eficincia na remoo de slidos totais, fixos e volteis foi de 29,9; 21,5 e 37,4%, respectivamente. O sistema de tratamento foi eficiente, por conseguinte os parmetros operacionais praticados podero ser empregados para sistemas em escala plena.
Palavras-chave: Digesto Anaerbia. Biogs. DBO5. DQOtotal. Alcalinidade de Ripley. Remoo de slidos.
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ABSTRACT
The adoption of confined systems of swine production has led to the considerable increase of the use of water in these installations and, as consequence, the ever-higher production of effluents. Large attention has been given by environmental supervision organs regarding the activity, due to the elevated polluting potential and public health issues related to it. Thus, anaerobic treatment systems have become deserving of the attention in large-scale production, since, in addition to reducing environmental pollution, they recover the energetic power of the waste in the form of fertilizer and biogas. The performance of an ascendant flow anaerobic filter was evaluated, operating on the treatment of swine culture effluents. The system was monitored by means of physical-chemical laboratory analyses and the quantification of the biogas was theoretically estimated by means of the DQO. Samples comprised of the affluent and effluent of the anaerobic filter were collected. The physical-chemical analyses performed were: temperature, pH, alkalinity, total acidity, total solids, fixed and volatile, suspended solids, dissolved, DQO (total and filtered), DBO5, total phosphorus and NTK. The average temperature of the liquid effluent was of 22.7 oC and the average hydraulic detection times (HDT) of the filter were of 94.7 and 63.1 hours, during the start and after the same. The treatment system presented efficiency of 72.14% of the removal of the DBO5 with effluent concentration of 281.5 mg L-1. For the removal of total and filtered DQO, the percentage values were of 67.08 and 70.57%, respectively, correspondent to 791.9 mg L-1 and 233 mg L-1. The concentrations of alkalinity of the affluent and effluent were of 1142.8 mg L-1 and 644.8 mg L-1, AI/AP relation of 0.28 and effluent pH of 7.5. The efficiency of the removal for Kjeldahl Total Nitrogen was of 33.1%, for total phosphorus of 24.2%. The efficiency in the removal of total solids, fixed and volatile, was of 29.9, 21.5 and 37.4%, respectively. The treatment system was efficient, consequently, the operational parameters practiced may by employed for systems in full scale.
Keywords: Anaerobic digestion. Biogas. DQOtotal. Ripley alkalinity. Removal of solids.
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LISTAS DE FIGURAS
Figura 1 Desenho esquemtico de sistemas anaerbio x aerbio ................... 25
Figura 2 Sequncias metablicas da digesto anaerbia ................................ 32
Figura 3 Crescimento bacteriano por aderncia a um meio suporte
empregado ........................................................................................ 39
Figura 4 Representao esquemtica da reteno intersticial de biomassa .... 40
Figura 5 Diagrama esquemtico do sistema de tratamento, com suas
respectivas unidades de tratamento: (1) tubulao de PVC de
conduo do afluente caixa de areia, (2) caixa de areia com o
medidor de vazo triangular tipo Thompson, (3) peneira esttica,
(4) tanque de acidificao e equalizao do efluente, (5)
bombeamento do efluente peneirado at o filtro anaerbio, (6)
visualizador hdrico de gs, (7) filtro anaerbio, (8) sada do
efluente do filtro anaerbio. ............................................................. 46
Figura 6 Tanque de acidificao e equalizao (TAE), em vista lateral......... 48
Figura 7 Desenho esquemtico do filtro anaerbio com suas dimenses e
respectivas alturas para amostragem do lodo ................................... 49
Figura 8 Filtro anaerbio utilizado no experimento no tratamento de
efluente de suinocultura.................................................................... 50
Figura 9 Unidade do meio suporte empregado no FA para adeso de
biofilme ............................................................................................ 52
Figura 10 Meio suporte identificados em rede com biofilme aderido ao
final do experimento ......................................................................... 52
Figura 11 Valores da vazo afluente ao sistema de tratamento ........................ 62
Figura 12 Variao da temperatura do afluente filtro anaerbio durante o
experimento. ..................................................................................... 64
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Figura 13 Variao da temperatura no efluente filtro anaerbio durante o
experimento ...................................................................................... 64
Figura 14 Variao do pH afluente do filtro anaerbio tratando gua
residuria de sunos .......................................................................... 66
Figura 15 Variao do pH efluente do Filtro Anaerbio tratando gua
residuria de sunos .......................................................................... 67
Figura 16 Comportamento da alcalinidade do afluente no filtro anaerbio ..... 69
Figura 17 Grfico do comportamento da alcalinidade efluente do filtro
anaerbio .......................................................................................... 69
Figura 18 Comportamento da relao AI/AP no afluente e efluente do filtro
anaerbio .......................................................................................... 71
Figura 19 Variao da Acidez total observada no processo ............................. 73
Figura 20 Variao DBO afluente e efluente do filtro anaerbio durante o
experimento ...................................................................................... 75
Figura 21 Eficincia de remoo de DBO do filtro anaerbio durante o
experimento ...................................................................................... 76
Figura 22 Variao da DQO total no afluente e efluente do filtro anaerbio ... 78
Figura 23 Variao da DQO filtrada no afluente e efluente do filtro
anaerbio .......................................................................................... 78
Figura 24 Variao da eficincia de DQO filtrada e bruta no efluente do
filtro anaerbio ao longo do experimento ........................................ 79
Figura 25 Variao da concentrao de NTK durante o experimento .............. 82
Figura 26 Variao da concentrao de fsforo durante o experimento ........... 83
Figura 27 Valores de eficincia de remoo de NTK ao longo do
experimento ...................................................................................... 84
Figura 28 Valores de eficincia de remoo de fsforo ao longo do
experimento ...................................................................................... 84
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Figura 29 Variao dos slidos totais, fixos e volteis no efluente do filtro
anaerbio. ......................................................................................... 86
Figura 30 Biofilme aderido de acordo com a posio do meio suporte no
reator................................................................................................. 91
Figura 31 Concentrao de slidos no filtro anaerbio .................................... 92
Figura 32 Perfil de slidos do lodo do filtro anaerbio avaliado ao final do
experimento ...................................................................................... 93
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LISTA DE TABELAS
Tabela 1 Parmetros hidrulicos referentes partida ...................................... 53
Tabela 2 Parmetros fsico-qumicos e bioqumicos analisados e
frequncias de amostragem. ............................................................. 54
Tabela 3 Tempos de deteno hidrulico e cargas hidrulicas volumtricas
empregadas no experimento ............................................................. 61
Tabela 4 Variaes de temperatura do afluente e efluente do filtro
anaerbio durante o experimento ..................................................... 63
Tabela 5 Valores mdios de pH e respectivos desvios obtidos nas unidades
filtro anaerbio e afluente, durante a operao do sistema............... 65
Tabela 6 Valores mdios da alcalinidade total e alcalinidade parcial (mg L-
1) e desvios padro obtidos no afluente e efluente do filtro
anaerbio do sistema de tratamento ................................................. 68
Tabela 7 Valores mdios da relao entre as alcalinidades intermediria e
parcial e seus respectivos desvios padro no afluente e efluente
do filtro anaerbio ............................................................................ 70
Tabela 8 Mdias referentes acidez voltil (AV), alcalinidade total e
relao acidez voltil/alcalinidade total em mg L-1 de CaCO3 do
afluente e efluente do filtro anaerbio .............................................. 72
Tabela 9 Mdia de DBO5 no afluente e efluente do filtro anaerbio
durante o experimento bem como seus respectivos coeficientes
de variao ........................................................................................ 74
Tabela 10 Variao da concentrao de matria orgnica e eficincia de
remoo ............................................................................................ 77
Tabela 11 Valores mdios de DQO total e filtrada e eficincia mdia de
remoo na unidade do sistema de tratamento de efluente,
obtidos durante o perodo experimental ........................................... 80
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Tabela 12 Valores mdios de NTK no afluente e efluente do filtro
anaerbio .......................................................................................... 81
Tabela 13 Valores mdios de Fsforo no afluente e efluente do filtro
anaerbio .......................................................................................... 81
Tabela 14 Concentrao dos slidos no afluente e efluente e as respectivas
eficincias no sistema de tratamento ................................................ 85
Tabela 15 Concentrao dos slidos no efluente e as respectivas eficincias
no sistema de tratamento .................................................................. 88
Tabela 16 Parmetros referentes DQO removida, utilizada para produo
de biomassa e para produo de metano de efluente de
suinocultura utilizada na produo de biogs ................................... 89
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LISTA DE SIGLAS
AI Alcalinidade intermediria
AP Alcalinidade parcial
APHA American Public Health Association
AT Alcalinidade total
CE Condutividade eltrica
CH Carga hidrulica
COB Carga orgnica biolgica
COV Carga orgnica volumtrica
DBO Demanda bioqumica de oxignio
DQO Demanda qumica de oxignio
DZO Departamento de zootecnia
ETE Estao de Tratamento de Esgoto
NTK Nitrognio total Kjeldahl
OD Oxignio dissolvido
RAC Reator anaerbio compartimentado
SS Slidos suspensos
SSV Slidos suspensos volteis
ST Slidos totais
STD Slidos totais dissolvidos
STF Slidos totais fixos
STV Slidos totais volteis
SRT Tempo de reteno celular
TDH Tempo de deteno hidrulica
UASB Upflow anaerobic sludge blanket
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LISTA DE UNIDADES E CONSTANTES
% porcentagem
atm atmosfera (kg.cm-2)
cm3 centmetro cbico
d Dia
g gravidade
h hora
J (kg m2 s-2 ) 1 J = 0,2390 cal
K K = oC + 273,15
kcal quilo-caloria
kg quilograma
L Litros
M 106
m3 metro cbico
mg miligrama
min minuto
ml mililitro
mm 1 x 10-3 m
C grau Celsius
Pa 1atm = 1,01325 x105 Pa
constante universal dos gases ideais R = 8,3144126 J K-1
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LISTAS DE FRMULAS E SMBOLOS QUMICOS
CaCO3 Carbonato de Clcio
CH3- grupo metil
CH3COOH cido actico
CH3COONa Acetato de sdio
CH4 Metano
CH3COO- Radical acetato
CH3CH2COO- Radical propionato
Cl- Cloreto
CO2 Dixido de carbono ou gs carbnico
H2 Hidrognio
H2CO3 cido carbnico
HCO3 Concentrao de bicarbonato
H2S cido sulfdrico ou gs sulfdrico
HCO3- Ion bicarbonato
NaHCO3 Bicarbonato de sdio
NaOH Hidrxido de sdio
NH3 Amnia
NH3+ on amnia
O2 Oxignio
OH- nion Hidroxila
P Fsforo
PO4-3 Ortofosfato
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SUMRIO
1 INTRODUO ................................................................................ 17 2 OBJETIVOS ..................................................................................... 19 2.1 Objetivo Geral .................................................................................. 19 2.2 Objetivos especficos ........................................................................ 19 3 REVISO DE LITERATURA ....................................................... 20 3.1 Suinocultura ..................................................................................... 20 3.2 Passivos Ambientais ......................................................................... 21 3.3 Fundamentos de digesto anaerbia .............................................. 24 3.4 Processo anaerbio ........................................................................... 26 3.4.1 Hidrlise ............................................................................................ 26 3.4.2 Acidognese ...................................................................................... 27 3.4.3 Acetognese ....................................................................................... 28 3.4.4 Metanognese ................................................................................... 29 3.4.4.1 Metanognicas acetoclsticas .......................................................... 30 3.4.4.2 Metanognicas hidrogenotrficas ................................................... 31 3.4.5 Sulfetognese .................................................................................... 31 3.5 Necessidades nutricionais das bactrias metanognicas ............... 33 3.6 Requisitos ambientais importantes para o tratamento anaerbio
das guas residurias ....................................................................... 34 3.6.1 Temperatura ..................................................................................... 34 3.6.2 Alcalinidade, pH e cidos volteis .................................................. 35 3.7 Inibidores das atividades anaerbias ............................................. 36 3.8 Sistema de tratamento anaerbio convencional e de alta taxa ..... 38 3.9 Filtro Anaerbio de Fluxo Ascendente ........................................... 41 3.10 Biogs ................................................................................................ 43 4 MATERIAL E MTODOS ............................................................. 45 4.1 Localizao Experimental ............................................................... 45 4.2 Caracterizao da gua Residuria ............................................... 45 4.3 Inculo ............................................................................................... 45 4.4 Instalao Experimental .................................................................. 46 4.5 Caixa de areia ................................................................................... 47 4.6 Separao de fases (peneiramento) ................................................ 47 4.7 Tanque de acidificao e equalizao (TAE) ................................. 47 4.8 Sistema de bombeamento ................................................................ 48 4.9 Filtro Anaerbio ............................................................................... 48 4.10 Operao e acompanhamento do sistema de tratamento ............. 52 4.11 Amostragem do sistema ................................................................... 53 4.12 Frequncias de amostragem ............................................................ 53 4.13 Metodologia das anlises ................................................................. 54
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4.13.1 Temperatura ..................................................................................... 54 4.13.2 pH ...................................................................................................... 55 4.13.3 Alcalinidade ...................................................................................... 55 4.13.4 Demanda qumica de oxignio (DQO) total e filtrada .................. 56 4.13.5 Demanda bioqumica de oxignio (DBO) ....................................... 56 4.13.6 Nitrognio total Kjeldahl (NTK) e fsforo total (P) ...................... 57 4.13.7 Slidos totais ..................................................................................... 57 4.13.8 Slidos totais fixos (STF) ................................................................. 58 4.13.9 Slidos totais volteis (STV) ............................................................ 58 4.13.10 Slidos em suspenso (SS) ............................................................... 58 4.13.11 Slidos dissolvidos (SD) ................................................................... 58 4.13.12 Produo terica de biogs .............................................................. 59 5 RESULTADOS E DISCUSSO ..................................................... 61 5.1 Tempo de deteno hidrulica ........................................................ 61 5.2 Temperatura ..................................................................................... 62 5.3 pH ...................................................................................................... 65 5.4 Alcalinidade ...................................................................................... 68 5.5 Acidez ................................................................................................ 71 5.6 Demanda Bioqumica de Oxignio (DBO) ..................................... 74 5.7 Demanda qumica de oxignio ........................................................ 76 5.8 Remoo de nutrientes (NTK e P) .................................................. 81 5.9 Slidos ............................................................................................... 85 5.10 Determinao da produo terica de biogs ................................ 88 5.11 Desenvolvimento de biofilme e lodo intersticial no FA ................. 90 6 CONCLUSES E RECOMENDAES ...................................... 94 REFERNCIAS ............................................................................... 95
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1 INTRODUO
O desenvolvimento exponencial e a melhoria na qualidade de vida da
populao acarretaram aumento de cargas poluidoras de inmeras formas.
Perante este cenrio, o desenvolvimento aliado produo compatibilizada que
se adeque a uma filosofia autossustentvel mostra-se como amplo desafio ao
homem moderno. O setor agroindustrial torna-se, neste panorama, de suma
importncia, em especial a suinocultura. A intensificao das atividades
zootcnicas trouxe urgncia soluo dos problemas ambientais pautados ao
tratamento e disposio dos dejetos originados pela produo suincola,
considerada como o segmento mais preocupante devido ao aumento de sua
produtividade.
Procurando reduzir reas ao tratamento destes efluentes aliado ao baixo
custo e simplicidade operacional e incorporados s condies ambientais do
Brasil que processos anaerbios vm sendo estudados, onde filtros anaerbios
tornam-se precursores e mais difundidos.
Os filtros anaerbios so reatores biolgicos formados por um conjunto
de partes imveis de material inerte, envolto de microrganismos no aerbios na
forma de biofilme pelo qual o efluente depurado. Sobre fluxo ascendente ou
descendente percolado o esgoto entre os espaos vazios ou parcialmente
ocupados pelo lodo ativo, no formato de flocos ou grnulos que caracterizam o
meio filtrante. So diferenciados por tolerar oscilaes de vazo mantendo altas
populaes bacterianas, admitindo a degradao em tempos de deteno
hidrulica (TDH) reduzidos por meio de baixos gastos energticos. Apresenta a
capacidade de suportar altas cargas orgnicas e produzir biogs.
A tcnica de tratamento anaerbio busca intensificar as reaes de
digesto da matria orgnica estabelecendo condies propcias ao crescimento
e sustentao de microrganismos no reator.
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Contudo, a eficincia dos processos de digesto anaerbia depende de
diversos fatores, dentre eles, pH, temperatura, concentrao de matria orgnica
biodegradvel, concentrao de compostos txicos e da composio do efluente,
dentre outros.
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2 OBJETIVOS
2.1 Objetivo Geral
Avaliar o desempenho da digesto anaerbia de efluente proveniente de
suinocultura, em filtro anaerbio de fluxo ascendente cujo meio suporte utiliza
anis de Pall confinados em malhas plsticas.
2.2 Objetivos especficos
Os objetivos especficos da pesquisa consistem em:
a) Avaliar o efeito da temperatura, pH, acidez e alcalinidade no
consrcio microbiano de um filtro anaerbio;
b) Avaliar a eficincia do sistema quanto remoo da carga orgnica,
de slidos totais, volteis e fixos;
c) Estimar a produo terica de biogs em funo da carga orgnica
aplicada;
d) Quantificar e qualificar o biofilme aderido ao meio suporte
empregado e o lodo intersticial.
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3 REVISO DE LITERATURA
3.1 Suinocultura
A importncia da suinocultura, em sntese, reside no s no amplo
nmero de criadores envolvidos, mas tambm no volume de empregos gerados,
direta e indiretamente e pela capacidade de produzir grande quantidade de
protena de alta qualidade em rea reduzida e em curto espao de tempo, em
comparao com outras espcies de animais de mdio e grande porte (CABRAL
et al., 2011).
A produo vem desenvolvendo em torno de 4% ao ano, sendo os
estados do Sul do Brasil os fundamentais produtores. Ultimamente, o Brasil
representa 10% do volume exportado de carne suna no mundo, almejando lucrar
mais de US$ 1 bilho por ano (BRASIL, 2014).
O Brasil dono do quarto lugar no ranking de produo e exportao
mundial de carne suna. Tal posio cogita os estudos e pesquisas relacionados
rea, sobretudo nos ltimos vinte anos, onde diversos aspectos (sanidade,
nutrio, manejo da granja, produo integrada e aprimoramento gerencial dos
produtores) cooperaram para somar a oferta interna e colocar o Pas em destaque
no cenrio mundial (BRASIL, 2014). Dentre as 16 maiores empresas no
segmento de carne suna no mundo, quatro so brasileiras (MIELE; WAQUIL,
2007).
Segundo a Associao Brasileira da Indstria Produtora e Exportadora
de Carne Suna - ABIPECS (2010), no ano de 2010 foram exportados
aproximadamente 540 mil toneladas de carne suna.
No estado de Minas Gerais, as prticas suincolas se deram a partir de
1975, o estado intitulado como o quarto maior rebanho de sunos do pas, com
187 mil matrizes, permanecendo somente atrs dos trs estados sulinos (PR, SC,
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RS). Elevados indicadores de produtividade foram conquistados (MIRANDA,
1995) no apenas pelas facilidades logsticas que o estado proporciona, situado
entre os maiores centros consumistas do pas, como So Paulo e Rio de Janeiro,
mas, sobretudo, condio de saturao em que o tradicional ncleo de
produo intensiva de sunos se depara, nesse caso, a regio Sul do pas.
Dalavquia (2000) salientou que cerca de 85% das fontes de gua na zona rural
da regio do oeste catarinense esto contaminadas por coliformes fecais e
nitratos de lanamento dos dejetos de sunos em cursos ou mananciais de gua.
Perante a expanso nacional deste cenrio pode-se concluir que o Brasil
ter alto potencial produtivo e, apesar das atuais barreiras sanitrias impostas,
raros pases no mundo sero capazes de proporcionar tal produto a preos
competitivos. Todavia, essa ampliao da demanda de consumo, com
consequente acrscimo da produo, fatalmente trar ao pas enorme passivo
ambiental, caso no se principie a refletir desde j sobre as alternativas de
soluo que envolve problemas deste tipo, de elevado grau significativo.
3.2 Passivos Ambientais
A preocupao com os problemas ambientais coerentes contaminao
de guas, solos e ar enfatizada em pesquisas em todo o Planeta. A ampla
preocupao concerne aos resduos dos processamentos industriais, da avicultura
e suinocultura, essa ltima em notrio crescimento.
Devido enorme quantidade e digestibilidade dos nutrientes fornecidos
na dieta, os dejetos sunos possuem elevado potencial causador de poluio
ambiental. Tais efluentes quando lanados em corpos dgua provocam a morte
de peixes e interferem no equilbrio de outras formas de vida aqutica.
O pH exerce influncia direta sobre os ecossistemas aquticos naturais
devido aos seus efeitos sobre a fisiologia dos seres vivos, alm de contribuir para
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a precipitao de elementos qumicos txicos, como metais pesados e ainda
exercer efeitos sobre a solubilidade de diversos nutrientes.
O suno um animal monogstrico, e cerca de 30% ou mais dos seus
alimentos ingeridos tornam-se dejetos com concentrao de nutrientes elevada.
O esterco lquido dos sunos contm matria orgnica, nitrognio, fsforo,
potssio, clcio, sdio, magnsio, mangans, ferro, zinco, cobre e outros
elementos contidos nas dietas dos animais, sendo grande parte liberada nas
excretas (CAMPOS; SALH; CARMO, 2005).
At meados dos anos 70, dejetos sunos no constituam fator
preocupante, devido mnima centralizao de animais e ainda ao emprego de
resduos como adubo orgnico onde as plantas tm habilidade para absorv-los.
Todavia, a ampliao da suinocultura trouxe a produo de grandes quantidades
de dejetos, que pela falta de tratamento apropriado, se transformou em uma das
maiores fontes poluidora dos mananciais.
As degradaes ambientais vindas de atividades da suinocultura afetam
no somente guas pela contaminao de compostos orgnicos, nutrientes e
microrganismos, mas ainda os solos; alm de ocasionarem poluio atmosfrica.
Desperdcio de gua que incide nos sistemas de produo de sunos faz
com que fiquem inviveis na utilizao como fertilizante orgnico. importante
salientar que valores elevados de nitrato na gua de consumo humano esto
associados ocorrncia de metahemoglobinemia infantil, conhecida como
sndrome do beb azul. O nitrato causa oxidao da hemoglobina
metahemoglobina, a qual incapaz de transportar oxignio para as clulas dos
tecidos. Em organismos adultos, tais compostos so responsveis por elevados
ndices de cncer de estmago (ZUBLINA; COOK; CLAIR, 2014).
Os componentes dos dejetos de sunos que deterioram as guas
superficiais foram mencionados em pesquisas realizadas por Diesel, Miranda e
Perdomo (2002). Entre eles podemos citar: a matria orgnica, bactrias fecais,
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23
sedimentos e excesso de nutrientes. Tratando de poluio atmosfrica causada
pela suinocultura, Blanes-Vidal et al. (2009) ressalvam que isto ocorre em
funo da liberao de odores derivados de gases mercaptanos da decomposio.
Numa abordagem geral, os principais impactos causados pelo uso de
dejetos de sunos como fertilizantes, restrio da qualidade das hortalias pelo
acmulo de metais pesados, o excesso de nitrognio no solo, e ainda a poluio
das guas superficiais, tanto pela eroso como pela a lixiviao, aumentam os
custos de tratamento (SEGANFREDO, 2007).
Diante de todo este cenrio, torna-se interessante ponderar o que diz
respeito regulamentao ambiental especfica para a suinocultura, uma vez que
no existe no Brasil uma legislao prpria, mas sim instrumentos legais que
interferem no ordenamento da atividade. O setor vale-se da legislao ambiental
brasileira por meio de leis, decretos, portarias e resolues tanto na esfera
federal, estadual e municipal. A legislao vigente sobre as guas nacionais
baseia-se na Resoluo CONAMA n 430 de 2011, que estabelece normas e
padres para a qualidade das guas e o lanamento de efluentes nos corpos de
gua. Em funo dos usos previstos, foram criadas classes. Foram estabelecidos
ainda, para cada classe, limites e/ou condies, como concentrao (ex.: DQOT,
DBO5, ST), pH, temperatura, cor, turbidez, nmero de coliformes, etc., que
garantam a qualidade da classe. Alm dos padres de qualidade dos corpos
receptores, a resoluo CONAMA apresenta ainda padres para o lanamento de
efluentes nos corpos de gua, bem como padres de balneabilidade.
Em Minas Gerais a Deliberao Normativa 10/86 do Conselho de
Poltica Ambiental - COPAM - normatiza os padres de lanamento de efluentes
no corpo receptor e essa legislao pode ser mais restritiva e acrescentar outros
parmetros no previstos na legislao federal (Machado, et al., 2002)
Assim, as formas de descarte e utilizao dos mesmos so dependentes
de estudos especficos para avaliar o potencial poluidor, bem como de pesquisas
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capazes de aprimorar os processos de tratamento, como o caso do tratamento
anaerbio, que se mostra eficaz quanto remoo de matria orgnica.
3.3 Fundamentos de digesto anaerbia
Por mais de um sculo o processo anaerbio vem sendo utilizado no
tratamento de efluentes. Neste processo a degradao da matria orgnica
biodegradvel ocorre por meio de bactrias anaerbias, na ausncia de oxidante
externo, gerando o biogs. A anaerobiose ocorre em inmeros meios naturais e
em espaos controlados como digestores anaerbios (CHENICHARO, 1997).
A primeira contribuio para o tratamento anaerbio de efluentes
lquidos foi a cmara sptica, desenvolvida por Jean Luiz Moura, em Vesoul na
Frana, em 1860 e sua patente durou at 1880. No sculo XX, o processo
anaerbio era avaliado como bastante sensvel e originava cuidados, como o
controle de pH e de temperatura, para que bons resultados fossem alcanados.
Todavia, a partir da dcada de 60 houve uma evoluo dos
conhecimentos a respeito do processo anaerbio, por meio dos trabalhos
pioneiros de Young e McCarty (1969), que alavancaram o emprego de reatores
no convencionais para remoo de matria orgnica (CHENICHARO, 1997).
A veemncia no processo de digesto anaerbia vem ascendendo, pois o
metano possui insumo energtico auxiliando a suprir a crescente demanda
energtica. Como efeito do aumento desse interesse, mltiplos processos foram
ampliados tendendo minimizar custos, e incentivar a gerao de metano a partir
de resduos orgnicos industriais. Tudo por meio de baixa demanda de rea,
implantao e gasto energtico, podendo ser aplicado at em larga escala.
No obstante, possui convenincias em relao aos sistemas aerbios.
Para o tratamento de efluente domstico em sistemas aerbios, ocorre somente
cerca de 40 a 50% de degradao biolgica, com a consequente converso em
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CO2. Portanto verificada uma grande incorporao de matria orgnica como
biomassa, a qual constitui o lodo excedente. O material orgnico no convertido
em CO2 ou em biomassa deixa o reator como material no degradado.
Em contrapartida, nos sistemas anaerbios verifica-se que a maior parte
do material orgnico biodegradvel convertida em biogs (70 a 90%), sendo
removido da fase lquida na forma de biogs. Apenas uma pequena parcela do
material orgnico convertida em biomassa microbiana (5 a 15%), vindo a
constituir o lodo excedente. Alm da pequena quantidade produzida, o lodo
excedente apresenta-se mais concentrado e com melhores caractersticas de
desidratao. O material no convertido em biogs ou biomassa deixa o reator
como material no degradado (CHENICHARO, 1997). A Figura 1 possibilita
uma visualizao mais clara de algumas vantagens da digesto anaerbia no que
se refere produo de gs metano e baixa produo de slidos.
Figura 1 Desenho esquemtico de sistemas anaerbio x aerbio
Avergua-se que sistemas vm sendo desenvolvidos, e tais tentativas
sero responsveis por desencadear distintos designs visando ao aumento do
Sistemas Anaerbios X Sistemas Aerbios
Reator
Anaerbi
Matria Orgnica
Reator
Aerbio
CO2
(40 a 50%)
Biogs
(70 a 90%)
Efluente
(10 a 30%)
Efluente (5 a 10%)
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desempenho dos processos anaerbios para cada uma das situaes envolvidas,
cada qual com seu prprio potencial para o tratamento de rejeitos industriais,
municipais e agrcolas, com diferentes caractersticas e cargas orgnicas
(MCCARTY, 1982).
3.4 Processo anaerbio
A digesto anaerbia um processo bioqumico complexo, composto
por vrias reaes sequenciais, cada uma com sua populao bacteriana
especfica. Microrganismos se empenham interativamente para a converso da
matria orgnica complexa em metano, gs carbnico, gua, gs sulfdrico e
amnia, alm de novas clulas bacterianas (CHENICHARO, 2007). A eficincia
do processo anaerbio funo de uma srie de interaes entre mltiplos
grupos de microrganismos, os quais possuem diferentes capacidades de
degradao, em que os metablicos intermedirios de um grupo iro servir como
substrato para o desenvolvimento de outros (VAZZOLER, 2014).
Pode-se concluir tambm que para a digesto anaerbia de material
orgnico complexo como protenas, lipdeos e carboidratos, devero ocorrer
quatro etapas distintas: hidrolisao; acidificao; acetificao e metanificao;
fazendo com que as populaes microbianas se dividam respectivamente em
quatro grupos, cada qual com particularidades fisiolgicas distintas.
3.4.1 Hidrlise
Ocorre pela atuao de bactrias hidrolticas - fermentativas, que
convertem uma variedade de molculas orgnicas complexas (carboidratos,
lipdeos e protenas) por meio de exo-enzimas que so excretadas pelas bactrias
fermentativas em compostos dissolvidos de menor peso molecular, sendo estes
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aminocidos, cidos graxos e acares, os quais podem atravessar as paredes
celulares das bactrias fermentativas (CHENICHARO, 2007).
Mltiplos fatores influenciam na taxa de hidrolisao do substrato, como
temperatura operacional do reator, tempo de residncia e composio do
substrato, tamanho das partculas, pH do meio at mesmo, a concentrao de
cidos orgnicos volteis vindos da hidrlise (CHENICHARO, 2007).
As bactrias hidrolticas-fermentativas se constituem numa grande
mistura de espcies, muitas so anaerbias estritas, como as do gnero
Clostridium, e algumas so facultativas, como as do gnero Citrobacter,
Enterobactere Escherichia.
3.4.2 Acidognese
Nesta etapa do processo, os monmeros da hidrlise so absorvidos e
metabolizados no interior das clulas das bactrias fermentativas. Logo so
transportados por meio da membrana celular para o interior da clula, e
transformados em compostos dissolvidos sendo excretados como substncias
orgnicas simples e de menor peso molecular como cidos graxos volteis
(AGV), auxiliando a formao de acetato, propianato e butirato, lcoois, cido
ltico e compostos minerais (CO2, H2, NH3, H2S, etc.).
Durante a formao de AGV de baixo peso molecular, advm a
liberao de grandes quantidades de hidrognio no meio, o que induz a uma
queda de pH no sistema. De todos os produtos metabolizados pelas bactrias
acidognicas, apenas o hidrognio e o acetato sero empregados pelas arqueias
metanognicas para a formao do metano. No entanto, os demais metablitos
originados na etapa anterior sero oxidados pelas bactrias acetognicas,
harmonizando assim em um substrato adequado para a produo de metano na
fase seguinte do processo (MCCARTY, 1964 citado por CAMPOS, 1990).
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Em geral, a populao fermentativa estritamente anaerbia e
representa cerca de 90% da populao bacteriana total dos digestores. Entretanto
algumas espcies so facultativas e podem metabolizar o material orgnico por
via oxidativa. Isso adquire suma importncia para o referido processo, uma vez
que o oxidante presente de forma eventual poderia se tornar uma substncia
txica para as bactrias metanognicas se no fosse removido pelas acidognicas
facultativas (HAANDEL; LETTINGA, 1994).
Os principais gneros de bactrias fermentativas acidognicas so:
Clostridium, Bacteroides, Ruminococcus, Butyribacterium, Propionibacterium,
Eubacterium, Lactobacillus, Streptococcus, Pseudomonas, Bacillus,
Escherichia, Desulfobacter, Micrococcus.
3.4.3 Acetognese
A acetognese de modo geral incide na modificao dos produtos da
fermentao e utiliza os produtos intermedirios solveis, propianato e butirato,
oriundos da acidognese, para a formao de acetato, H2, CO2 e H2S.
Esse grupo de microrganismos requer baixa tenso de hidrognio para
converso de cidos orgnicos. Sob presso parcial de hidrognio relativamente
alta, a formao de acetato reduzida e o substrato convertido em cido
propinico, cido butrico e etanol em maior proporo do que em metano.
Existe, portanto, relao simbitica entre bactrias acetognicas e
arqueobactrias metanognicas, sendo as metanognicas auxiliares na
manuteno da baixa tenso de hidrognio requerida pelas bactrias
acetognicas (BITTON, 1994).
As equaes a seguir expressam as converses dos cidos butrico,
propinico e ltico em cido actico, respectivamente.
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C4H8O2+2H2O2C2H4O2+2H2 (1)
C3H6O2+2H2O2C2H4O2+CO2+3H2 (2)
C3H6O3+H2OC2H4O2+CO2+2H2 (3)
importante ressaltar que as bactrias redutoras de sulfato, embora
consideradas como acetognicas, esto normalmente localizadas em associao
com as metanognicas em ambientes anaerbios. A reduo dos ons sulfato a
sulfeto energeticamente beneficiada em relao produo de metano. Em
sistemas anaerbios com concentraes baixas de ons sulfato elas
desempenham papel de formadoras de substratos metanognicos, principalmente
acetato e hidrognio a partir de outros substratos orgnicos solveis
(VAZOLLER, 2014). Todavia, em presena de fortes concentraes de ons
sulfato, estas passam a competir com as metanognicas pelos mesmos
substratos: acetato e H2.
Como exemplo de bactrias que compem o grupo das acetognicas, as
seguintes espcies podem ser citadas: Syntrophomonas wolfeie Syntrophobacter
wolinii.
3.4.4 Metanognese
Por meio da ltima fase do processo anaerbio, um quarto grupo de
microrganismos metanognicos responsvel pela degradao anaerbia. Este
grupo de bactrias peculiares, as archeas metanognicas, responsvel pela fase
limitante do processo. A metanognese pode ser avaliada como uma forma de
respirao, onde o gs carbnico ou carbono do grupo metil do acetato o
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receptor de eltrons. Essas espcies bacterianas em funo da sua fisiologia se
decompem em dois grupos importantes: as acetotrficas ou acetoclsticas, que
produzem metano a partir da reduo do acido actico e as hidrogenotrficas,
que utilizam o dixido de carbono e do hidrognio para produzir metano
segundo as equaes 4 e 5 (VAZOLLER, 2014).
C2H4O2CH4+CO2 (4)
4H2+CO2CH4+2H2O (5)
As archeas metanognicas so anaerbias estritas, se reproduzem
somente em ambientes com baixo potencial Redox (-300mV) e exibem
capacidade de utilizar substratos muito especficos para o crescimento e
produo de metano (VAZOLLER, 2014). Como exemplo de espcies
bacterianas que fazem parte deste grupo pode-se citar: Methanobacterium
bryantii, Methanosarcina barkeri,
3.4.4.1 Metanognicas acetoclsticas
Um restrito nmero de espcies deste grupo capaz de produzir metano
utilizando acetato, embora sejam os microrganismos que predominam na
digesto anaerbia. Estes microrganismos so responsveis por
aproximadamente 70% de toda a produo de metano a partir do grupo metil do
cido actico.
Os principais gneros deste grupo so as Methanosarcinas e as
Methanosaetas, sendo este ltimo constitudo por bactrias filamentosas que tm
papel importante na formao do grnulo, pelo fato de formarem redes
entrelaadas de bactrias (SOUBES, 1994).
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3.4.4.2 Metanognicas hidrogenotrficas
De forma geral, quase todas as espcies deste grupo tm capacidade de
produzir metano a partir do hidrognio e gs carbnico, permitindo elevada
liberao de energia. Os gneros mais comuns em reatores anaerbios so
Methanobacterium, Methanospirillum, Methanobrevibacter, Methanoculleuse
Methanocorpusculum (LECLERC; DELGNES; GODON, 2004).
As quatro etapas do processo anaerbio, bem como os tipos de bactrias
que participam em cada fase podem ser agrupadas de acordo com a Figura 2.
3.4.5 Sulfetognese
Nesta etapa do processo, o sulfato e outros compostos sulfurados so
restringidos a sulfetos por meio da ao de bactrias anaerbias estritas,
denominadas bactrias redutoras de sulfato.
Esta classe de bactrias tem em comum o metabolismo do sulfato. So
um grupo verstil de microrganismo, capazes de participar de uma gama de
substratos, como cadeia de cidos orgnicos, H2, etanol, acares e aminocidos.
A capacidade de utilizar acetato e H2 torna as bactrias redutoras de
sulfato agentes competidores por substratos comuns s metanognicas. Neste
caso, a concentrao de sulfato no meio que ir definir qual o processo na
utilizao do acetato e hidrognio. Em ausncia de sulfato, o processo de
digesto ocorre de acordo com a Figura 2. Entretanto com a presena de sulfato,
compostos intermedirios formados pelas rotas metablicas no digestor
anaerbio; assim como as bactrias sulforredutoras, tornam-se competidores
pelos substratos disponveis (CHERNICHARO, 2007).
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Figura 2 Sequncias metablicas da digesto anaerbia
Fonte: adaptada de Chernicharo (2007). .
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33
3.5 Necessidades nutricionais das bactrias metanognicas
No intuito de aumentar a eficincia e a estabilidade operacional
essencial satisfazer os requisitos nutricionais dos microrganismos. O
crescimento bacteriano torna-se deficiente, caso haja limitao de macro e
micronutrientes vitais para o crescimento (SPEECE, 1996).
O fsforo e o nitrognio so essenciais no processo biolgico sendo este
ltimo o nutriente primrio mais requerido na sntese microbiana, especialmente
os aminocidos (R-NH2), importantes na sntese de protenas.
Quanto ao fsforo, seu requerimento menor que do nitrognio. O
fsforo vincula-se com a sntese dos cidos nucleicos.
A quantidade de nitrognio e fsforo, em relao matria orgnica
presente, expressada em termos de DQO, depende da eficincia dos
microrganismos em obter energia para a sntese. De modo geral, admitida a
relao entre as concentraes de DQO: N: P com 100: 5: 1 sendo suficiente
para o atendimento das necessidades nutricionais dos microrganismos
anaerbios (SPEECE, 1996).
O enxofre tambm considerado um nutriente para a metanognese. Em
geral, a concentrao de enxofre deve ser a mesma de fsforo. As bactrias
assimilam o enxofre na forma de sulfeto, originado da reduo de sulfatos, que
um constituinte comum das guas residurias. Algumas protenas tambm so
fontes de enxofre.
Dentre os micronutrientes considerados essenciais, destacam-se o
nquel, ferro e cobalto. Damianovic (1992) faz referncia em sua reviso de
literatura a vrios trabalhos sobre aspectos nutricionais em sistemas anaerbios,
nos quais a presena desses micronutrientes auxiliou decisivamente na
otimizao do processo.
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3.6 Requisitos ambientais importantes para o tratamento anaerbio das
guas residurias
O processo de digesto anaerbia pode ser afetado por fatores como o
substrato, as particularidades do digestor ou condies de operao. Fatores
ambientais importantes no controle da digesto anaerbia so a temperatura, o
pH, a composio qumica do efluente, a presena de nutrientes, a competio
das metanognicas com as bactrias redutoras de sulfato e a presena de
materiais txicos (BITTON, 1994; HAANDEL; LETTINGA, 1994).
3.6.1 Temperatura
A temperatura um dos fatores mais importantes da digesto anaerbia,
j que causa alterao na velocidade do metabolismo bacteriano e na
solubilidade do substrato, principalmente dos lipdeos.
Chernicharo (2007) ressalta que pelo fato de microrganismos no
possurem meios de controlar sua temperatura interna, a temperatura no interior
da clula imposta pela temperatura ambiente. Existe, no entanto, uma
sobreposio entre as faixas de temperatura de crescimento, onde limites no
esto nitidamente definidos. Estas faixas de temperatura associadas ao
crescimento microbiano podem ser assinaladas como psicroflica ( 4C a 15C ),
mesfilica (20C a 40C) e termoflica (40 C a70C e mesmo acima).
Pode-se enquadrar a maioria das espcies de bactrias metanognicas na
faixa mesoflica e termoflica. A digesto anaerbia mais acelerada em
temperaturas mais elevadas quando ocorre maior produo de biogs, podendo,
conforme o caso, diminuir o TDH do processo (IMHOFF, 1966).
A velocidade de utilizao do substrato influenciada pela temperatura.
A solubilizao das gorduras e de materiais particulados bastante lenta quando
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35
a temperatura inferior a 20C. Caso esses compostos no venham a ser
solubilizados, podero ser arrastados do reator ou ainda ficarem retidos na parte
superior do mesmo. Logo, a indisponibilidade destes substratos em promover o
crescimento bacteriano pode ocasionar instabilidade do processo.
Em contrapartida, a oscilao da temperatura pode afetar a eficincia
dos reatores, sabendo que a maioria dos microrganismos muito sensvel,
tolerando variaes mdias dirias de 2C. Elevadas temperaturas tambm
proporcionam aumento da presso parcial de hidrognio, levando a frao de
amnia livre inibidora aos processos anaerbios (APPELS et al., 2008).
3.6.2 Alcalinidade, pH e cidos volteis
O pH e alcalinidade so fatores relacionados. Campos, Carmo e Botelho
(2006) cita que o pH timo para a digesto anaerbia de 6,5 7,5, contudo o
processo ainda segue sucedido num limite de 6.0 - 8.0, numa taxa mais baixa.
Inclinaes de pH beneficiam as bactrias acidognicas, cujo pH timo est
entre 5,0 e 6,0, todavia prejudica as archeas metanognicas (SOUZA, 1984).
A importncia da alcalinidade manter o sistema sempre em equilbrio,
para que no varie o pH. A alcalinidade total, capacidade de neutralizar cidos,
dada pela soma das alcalinidades intermediria (devida aos cidos volteis) e
parcial (advinda de bicarbonato), sendo esta ltima principal fonte de capacidade
tampo na faixa de pH neutro; e pode ser suscitada em condies anaerbias,
pela degradao de compostos orgnicos nitrogenados, sabes ou sais de cidos
orgnicos, reduo de sulfitos e sulfatos. A amnia tem a possibilidade de reagir
com o CO2 em soluo aquosa, formando bicarbonato de amnia.
Quantidade adequada de alcalinidade de bicarbonato deve sempre estar
disponvel para prevenir uma queda de pH abaixo de 6,0 devido rpida
formao de cidos volteis do material orgnico.
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Conforme Metcalf e Eddy (2003) valores de alcalinidade de bicarbonato
entre 1.000 e 5.000 mg L-1, permitem manter o pH na faixa de 6,6 a 7,5, onde a
capacidade de tamponamento e estabilidade do sistema anaerbio dependente
do sistema gs carbnico/alcalinidade. A concentrao de cido carbnico,
H2CO3, est relacionada ao percentual de CO2 no biogs.
Em reatores no compartimentados, onde as fases da digesto anaerbia
se processam no mesmo espao fsico e, por consequncia, acomodam as
bactrias acidognicas e metanognicas em um mesmo local dentro do reator, o
processo anaerbio pode enfrentar instabilidade ocasionada pela exagerada
acidificao, resultante da alta taxa de crescimento das bactrias acidognicas
(TAVARES et al., 2007).
O desprendimento de odores desagradveis, a queda na produo de
biogs e na eficincia do sistema so resultados da instabilidade de reatores
anaerbios ocasionados pela elevada acidez, reduzida alcalinidade e quedas do
pH (CHERNICHARO, 2007). Sendo assim, a neutralizao dos cidos volteis
determinados na fase acidognica necessria para a estabilidade do sistema.
interessante mencionar que a toxicidade da NH3 influenciada pelo
pH. Para valores elevados de pH desenvolve-se a forma no ionizada, que
penetra na membrana celular (POGGI-VARALDO et al., 1997).
3.7 Inibidores das atividades anaerbias
Uma substncia inibidora quando gera condies adversas populao
microbiana, causando inibio do crescimento bacteriano. Definem-se pelos
distrbios e falncia do processo anaerbio quando encontradas em
concentraes considerveis e ficam impregnadas no lodo.
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A sensibilidade dos processos anaerbios s cargas txicas depende do
parmetro operacional, como idade do lodo. Quanto maior o TRC maior a
capacidade de assimilar cargas txicas. (CHEN; CHENG; CREAMER, 2007).
De modo geral, a literatura salienta que os compostos que podem
exercer influncia txica para as archeas metanognicas so a amnia livre,
sulfetos e ainda a presena de oxignio dissolvido. Caso o projeto do reator seja
inadequado e permita intensa aerao do esgoto antes da sua entrada no sistema
de tratamento a biomassa poder sofrer inibio em funo da toxidade do
oxignio (CHENICHARO, 1997).
A toxidade da amnia se d pela degradao da matria nitrogenada
encontrada na forma de protena ou ureia. As formas principais de nitrognio
orgnico em soluo aquosa encontradas so o on amnio e a amnia livre,
sendo esta ltima a mais txica por ser permevel membrana bacteriana, se
difundindo no citoplasma e gerando desbalanceamentos protnicos (CHEN;
CHENG; CREAMER, 2007; SPERLING, 2006).
Em contrapartida, concentraes de amnia abaixo de 200 mg L-1 so
benvolas para a digesto anaerbia uma vez que o nitrognio um elemento
essencial para os microrganismos (LIU; SUNG, 2002).
Tanto pH e temperatura podem ser utilizados para controle dos efeitos
de amnia livre. Assim, para pH acima de 9 h maior concentrao de amnia
livre, sendo efeito semelhante para temperaturas acima de 55C, gerando maior
cuidado quando se trabalha com reatores termoflicos (SPEECE, 1996).
Outra importante causa de toxicidade em sistemas anaerbios se d pela
presena de sulfeto, devido reduo biolgica dos compostos contendo enxofre
e de compostos ricos em protena (CHENICHARO, 2007). No obstante, a
inibio pelo sulfeto dependente do pH, que durante os perodos de ativa
reduo dos ons sulfato o ambiente tende a se tornar alcalino, a menos que
outras reaes metablicas compensem com formao simultnea de cidos.
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A inibio da metanognese poder ocorrer primeiramente devido
competio pelos mesmos substratos que as bactrias redutoras de sulfato e em
uma segunda fase pela inibio das suas funes celulares pelo sulfeto solvel
que gerado (VARESCHE, 1993).
Lettinga et al. (1983) concluram que a digesto anaerbia pode ser
utilizada para o tratamento de guas residuais contendo concentraes de sulfato
de at 1700 mg L-1 sem nenhum efeito adverso na produo de metano.
3.8 Sistema de tratamento anaerbio convencional e de alta taxa
Os sistemas de tratamento anaerbios convencionais atuam com baixas
COV, pelo fato de no disporem de mecanismos de reteno da biomassa de
elevada atividade (CHENICHARO, 2007). Entre os sistemas convencionais os
mais importantes so tanques spticos e lagoas anaerbias.
Por intermdio dos progressos na rea de tratamento anaerbio
desenvolvidos nos ltimos anos foram desenvolvidos os sistemas de alta taxa,
nos quais o sistema tem capacidade de reter grandes quantidades de biomassa
com elevada atividade, e ainda com baixos tempos de deteno hidrulica;
elevado tempo de reteno de slidos, mesmo com aplicao de elevadas cargas
hidrulicas, produzindo resultados satisfatrios com reatores bastante
compactos, comparados aos digestores anaerbios convencionais.
Os reatores de alta taxa podem ser classificados em dois grupos, de
acordo com o tipo de crescimento de biomassa no sistema sendo ele aderido ou
disperso (SPEECE, 1996). A Figura 3 exemplifica o crescimento bacteriano por
aderncia a um meio suporte empregado.
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Figura 3 Crescimento bacteriano por aderncia a um meio suporte empregado
Na reteno de biomassa por adeso ocorre uma extraordinria
capacidade das bactrias de aderirem s superfcies livres imersas em sistemas
aquosos que apresentem condies para o crescimento de tais organismos, como
presena de nutrientes e micronutrientes, compostos carbonceos e ausncia de
compostos inibidores e txicos.
Esta forma de imobilizao por adeso pode se dar em superfcies fixas,
como nos processos anaerbios de leito estacionrio, ou em superfcies mveis,
como nos processos anaerbios de leito expandido e fluidifizado.
Outro tipo de reteno de biomassa bacteriana ativa ocorre nos
interstcios ou vazios do meio de suportes estacionrios, como o caso de
reatores anaerbios de leito fixo. A superfcie do material suporte serve de apoio
para ao crescimento bacteriano aderido (biofilme), enquanto os espaos vazios
existentes no material de empacotamento so ocupados por microrganismos que
crescem dispersos (FLECK, 2002). Na Figura 4 apresentado um esquema onde
est representada a reteno intersticial de biomassa.
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Figura 4 Representao esquemtica da reteno intersticial de biomassa
A reteno da biomassa dispersa pode ser floculenta ou granulada
(peletizada). O fenmeno da floculao de particular valor nos processos
anaerbios. O crescimento bacteriano em flocos no imprescindvel para a
remoo eficiente do substrato, todavia essencial para avalizar um efluente
com baixa concentrao de slidos suspensos. Sendo assim, a floculao adquire
um significado prtico, pois as microestruturas floculadas podem ser com
facilidade, abstradas da fase lquida por sedimentao (CHENICHARO, 2007).
Quanto ao processo da granulao, est intimamente interligado a
fatores fsicos, qumicos e biolgicos no que concerne seleo de
microrganismos formadores de grnulos e as caractersticas do substrato
(concentrao e composio), alm de condies ideais para o crescimento de
bactrias metanognicas, ainda se relaciona a uma velocidade ascensional
adequada do lquido atravs do leito de lodo como critrios essenciais para o
sucesso no processo da granulao.
A velocidade ascensional do lquido importante, pois harmoniza uma
constante presso seletiva sobre os microrganismos, que se aderem uns aos
outros induzindo formao de grnulos com boa capacidade de sedimentao.
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41
3.9 Filtro Anaerbio de Fluxo Ascendente
Os filtros anaerbios so reatores biolgicos constitudos por um
conjunto de partes imveis de material inerte, aonde os microrganismos no
aerbios crescem aderidos na forma de biofilme e atuam degradando a matria
orgnica presente no meio lquido (CHERNICHARO, 2007).
So reatores de construo e operao simples e adquiriram
popularidade no Brasil a partir da NBR 7229/82. Muitos dos filtros anaerbios
implantados com base nestas diretrizes apresentaram problemas operacionais,
mas a Norma teve o mrito de difundir a alternativa e provocar sua evoluo
tecnolgica (ANDRADE NETO; HAANDEL; MELO, 2000).
Podem operar com o escoamento ascendente (upflow) e descendente
(downflow). Os filtros com escoamento ascendente exibem maior reteno de
lodo e os maiores riscos de entupimento dos interstcios, sendo indicados para
esgotos com baixa concentrao de slidos suspensos, a no ser que se previna
contra a colmatao e entupimento dos interstcios do meio suporte nas camadas
inferiores. J nos filtros de escoamento descendente, o caminho inverso.
(ANDRADE NETO; HAANDEL; MELO, 2000).
A vantagem dos filtros anaerbios operar tolerando oscilaes de
vazo com mnima perda de slidos biolgicos, mantendo altas populaes
bacterianas, permitindo a degradao da matria orgnica em TDH reduzidos e
baixos gastos energticos (NASCIMENTO, 1996). Ainda apresenta capacidade
de suportar altas cargas orgnicas e produzir biogs, combustvel alternativo.
(CAMPOS, 1999).
Segundo vila (2005), o esgoto depurado ao percolar por entre os
interstcios do meio suporte que ocupa 50 a 70 % de profundidade do filtro.
Quanto natureza do material suporte, devem-se preferir aqueles de preo
reduzido, fcil aquisio, biologicamente inertes, alm de resistentes e de
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elevada rea especfica. Entretanto, torna-se caracterstica relevante deste
material, a capacidade de acumular lodo ativo nos interstcios e assim ampliar o
contato entre os constituintes do afluente e microrganismos contidos no reator;
operar como um obstculo fsico, impedindo que os slidos sejam carreados para
fora do sistema de tratamento; e ainda auxiliar a uniformizao do escoamento
no reator evitando zonas mortas (ANDRADE NETO; HAANDEL; MELO,
2000, VILA, 2005).
Conforme Camargo (2000), com a preocupao de atender esses
requisitos, vrios tipos de meio suporte tm sido pesquisados, incluindo o
quartzo, anis plsticos, anis de bambu, granito, calcrio, blocos de PVC, etc.
Mas, dependendo da situao, nem sempre atendem s exigncias de um projeto
em relao ao custo e estrutura do reator para suportar o peso.
Em filtros anaerbios com leito submerso, a maior parte da estabilizao
da matria orgnica se deve principalmente aos slidos retidos nos interstcios
do meio suporte e no fundo falso da unidade.
Vrios estudos tambm foram realizados com filtros anaerbios de fluxo
ascendente no tratamento de guas residurias de suinocultura, com o objetivo
de verificar as remoes de matria orgnica com a aplicao de diferentes
condies operacionais. Ramirez et al. (2004) avaliaram um sistema composto
por reator UASB, operado com TDH de 12 h, e um filtro anaerbio de fluxo
descendente e leito submerso com TDH de 8,5 h instalados em srie, no
tratamento de guas residurias de suinocultura. O material suporte utilizado no
filtro eram peas plsticas com rea especfica de 450 m2 m-3. O experimento foi
dividido em seis tratamentos (taxa de recirculao de 1, 3 e 5 e afluente do reator
UASB com alcalinidade de 1500 e 2500 mg CaCO3 L-1). Os valores de DQOtotal
e ST do afluente do filtro anaerbio foram de 2540 e 3120 mg L-1,
respectivamente. Os valores das COV aplicadas no filtro mantiveram-se entre
2,0 e 4,5 kg DQO (m3 d)-1e as eficincias mdias de remoo da DQOtotal
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variaram de 44,86% a 67,71% durante os seis tratamentos. As melhores
eficincias de remoo de matria orgnica no filtro anaerbio foram obtidas
durante o tratamento com taxa de reciclo 1 e alcalinidade de 1500 mg CaCO3 L-1
no afluente proveniente do reator UASB. No filtro anaerbio foram removidos
parcialmente os coliformes termotolerantes (80% a 96%) e Salmonel
lacholeraesuis (50% a 70%).
Ramirez et al. (2002) avaliaram um sistema de tratamento anaerbio
combinando reator UASB (volume de 3,6 L) e filtro anaerbio (volume de 13 L)
no tratamento de guas residurias da suinocultura. O meio suporte utilizado no
filtro anaerbio foi constitudo de cilindros de plstico. Obtiveram 82,5% de
eficincia para a remoo de DQOtotal no sistema de tratamento anaerbio.
3.10 Biogs
O biogs incolor de odor peculiar e densidade menor que a do ar.
Composto de metano, CO2 e outros gases em pequenas concentraes
(CASSINI, 2003). A importncia do CH4 foi realizada por Alessandro Volta,
em 1776. Este fenmeno ocorre em vrias partes do planeta, como pntanos e
fontes antropognicas (CASTILHO JNIOR, 2003; CASSINI, 2003).
A compreenso do biogs foi ampliada no sculo XVII, quando os
pesquisadores estudaram com maior afinco o gs dos pntanos queimando na
superfcie. Este gs, posteriormente, foi chamado de metano e identificado como
um importante produto da degradao anaerbia da matria orgnica.
O biogs obtido por processos de fermentao da matria orgnica, em
que h a atuao de bactrias anaerbias degradantes, sendo sua composio
dependente do material orgnico utilizado e do tipo de tratamento anaerbio que
sofre. Em linhas gerais, o biogs uma mistura gasosa composta principalmente
por: metano (CH4): 50% - 70% do volume de biogs produzido e dixido de
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carbono (CO2): 25% - 50%, alm de traos de gases como H2 (0% - 1%), H2S
(0% - 3%), O2 (0% - 2%), NH3(0% - 1% ) e N2(0% - 7%) do volume.
O gs metano combustvel compete ao grupo dos hidrocarbonetos. O gs
sulfdrico corrosivo, agredindo o cobre, o lato e o ao. Em teores maiores do
que 1% torna-se txico e letal, acometendo as vias respiratrias. A amnia,
ainda em concentraes muita baixas, pode ser corrosiva para o cobre, e durante
a combusto liberado xido de nitrognio, que txico (CASSINI, 2003).
O gs carbnico no combustvel, no txico em pequenas
concentraes e compe boa parte do volume do biogs durante o seu
armazenamento, necessitando deste modo, ser retirado (CASSINI, 2003).
Campos (1990) cita que a composio global do biogs varia de acordo
com uma srie de fatores, tais como a composio qumica do efluente a ser
tratado, a relao carbono/nitrognio do substrato, a temperatura, o pH, a
alcalinidade do meio e o tipo de reator, dentre outros fatores. A produo de gs
pode flutuar em larga escala, dependendo tambm da quantidade de slidos
volteis do efluente e da atividade biolgica no reator.
Prado (2006) calculou a produo de CH4 em termos quantitativos, em
funo DQO afluente, acompanhando metodologia descrita por Campos (1990).
A metodologia se apoia na relao de consumo da DQO e a produo de
gs metano. Um mol de CH4 requer dois mols de O2 para a sua completa
oxidao. Assim, cada 16 g de metano necessitam de 64 g de DQO. Em
condies normais de temperatura e presso (20C e 1atm), equivale a 350 mL
de metano para cada grama de DQO removido (0,35m3 kg DQO-1).
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4 MATERIAL E MTODOS
4.1 Localizao Experimental
O experimento foi realizado dentro da caixa de vegetao na rea de
tratamento de efluentes da suinocultura do Departamento de Zootecnia no
campus da UFLA localizado na cidade de Lavras, Sul de Minas Gerais, com
coordenadas geogrficas locais de 2114 e 4500, para latitude e longitude,
respectivamente e altitude de 920 metros. As anlises fsico-qumicas foram
feitas no Laboratrio de Anlise de gua do Departamento de Engenharia
(LAADEG) da Universidade Federal de Lavras (UFLA).
4.2 Caracterizao da gua Residuria
A nutrio do sistema foi com efluente da granja de sunos localizada no
DZO/ UFLA. O efluente foi coletado na caixa de passagem logo aps a lavagem
das baias, realizada nas primeiras horas da manh.
4.3 Inculo
Para partida "start-up" foi empregado como inculo o lodo anaerbio
granulado de um reator UASB utilizado no tratamento dos dejetos sunos. O
volume de lodo empregado foi de 21L, com concentrao de slidos volteis
totais de 32,8 g L-1 e carga orgnica biolgica de l kg DBO5 kg SVT d-1. A vazo
empregada na partida foi de 21 L d-1, resultando em TDH de 100,4 h.
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4.4 Instalao Experimental
Os dejetos vindos das pocilgas foram encaminhados ao sistema de
tratamento preliminar por gravidade por meio de tubos de 200 mm de dimetro.
O aparato experimental do sistema de tratamento possua as seguintes
unidades descritas a seguir:
Figura 5 Diagrama esquemtico do sistema de tratamento, com suas respectivas unidades de tratamento: (1) tubulao de PVC de conduo do afluente caixa de areia, (2) caixa de areia com o medidor de vazo triangular tipo Thompson, (3) peneira esttica, (4) tanque de acidificao e equalizao do efluente, (5) bombeamento do efluente peneirado at o filtro anaerbio, (6) visualizador hdrico de gs, (7) filtro anaerbio, (8) sada do efluente do filtro anaerbio.
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4.5 Caixa de areia
O tratamento preliminar do efluente se deu em uma caixa de remoo de
slidos ou desarenador, com intuito de reteno de materiais abrasivos
prejudiciais s bombas e tubulaes. O medidor de vazo utilizava um vertedor
triangular tipo Thompson, construdo em ardsia com abertura triangular de 19,5
cm de base por 9,5 cm de altura e ngulo de 90. A caixa de areia foi arquitetada
com um comprimento de 2,20 m e 0,53 m de largura.
4.6 Separao de fases (peneiramento)
Para facilitar a operao quanto suscetibilidade de entupimento de
vlvulas, mangueiras e bombas, devido aos altos teores de slidos suspensos
presentes, uma peneira esttica (PE) de ao inox foi colocada de forma a reter os
slidos. A unidade era composta por hastes trapezoidais de ao inox, com 1,5
mm (base maior) e 0,7 mm (base menor), e altura de 2,5 mm, soldadas em barras
de inox com dimetro de 3,8 x 17 mm, espaadas a cada 3 cm. O comprimento
linear da PE era de 1180 mm. A caixa suporte da peneira era em PVC, com
chapa de 8 mm e a alimentao se dava pela parte superior, na qual existe um
pequeno reservatrio com profundidade de 240 mm, por onde o afluente vertia
por cima da malha de ao em perfil curvo, fazendo com que ocorresse a
separao entre a parte lquida e a slida.
4.7 Tanque de acidificao e equalizao (TAE)
Aps ser coletado e peneirado, o efluente lquido era carregado por meio
de recalque utilizando uma bomba da marca Anauger, com potncia de 372,9 W,
Qmin.= 0,55 m3h-1, Qmax.= 1,97 m3 h-1 e h= 637,7 k Pa e adicionado ao TAE
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com volume til de 8000 litros. Neste tanque se dava a primeira fase de
tratamento, correspondente hidrolisao e acidificao do efluente. Buscou-
se assim propiciar o desenvolvimento dos microrganismos responsveis por
estas fases, os quais exigem condio diferenciada em relao fase de
metanognese, principalmente no que diz respeito ao pH e ao tipo substrato.
Figura 6 Tanque de acidificao e equalizao (TAE), em vista lateral
4.8 Sistema de bombeamento
Para o recalque do efluente foi empregada uma bomba dosadora de
membrana com deslocamento positivo, da marca Pro-minent, modelo GALA
1602, com capacidade de operar com vazes de at 2,1L h-1. Esse equipamento
era dotado de interface, por meio da qual admissvel ajustes de forma precisa
vazo, desde que antecipadamente calibrada.
4.9 Filtro Anaerbio
O Filtro anaerbio utilizado no experimento foi confeccionado em fibra
de vidro em formato cilndrico de 51 cm de dimetro, volume total de 93,5 L e
volume til de 88,7 L, sendo descontados 4,8 L ocupados pelo empacotamento
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empregado. O fundo era cnico e separado por fundo falso com furos circulares,
para permitir a passagem do efluente at a regio ocupada pelo meio suporte.
Este compartimento servia para sustentao do meio suporte e ainda auxiliava a
distribuio homognea e minimizando zonas mortas do fluxo ascendente.
Figura 7 Desenho esquemtico do filtro anaerbio com suas dimenses e respectivas alturas para amostragem do lodo
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Figura 8 Filtro anaerbio utilizado no experimento no tratamento de efluente de suinocultura.
Foi utilizado no FA para adeso do biofilme anis plsticos de Pall
(Figura 9), os quais possuam comprimento de 50,8 mm e uma rea superficial
de 118,1 m2 m-3. Os mesmos foram dispostos no reator dentro de 30 sacos de
rede de plstico, utilizados para embalagem de frutas e verduras, para que ao
trmino do experimento, pudessem ser numerados de forma decrescente
medida que eram retirados do filtro anaerbio com o auxlio de uma pina e
ento conduzidos para a secagem em estufas a 105 C, a fim de se obter a
quantidade de massa de biofilme aderido. Cada rede plstica continha 10
unidades de anis Pall, formando um empacotamento com total de 300 peas.
Uma mdia de 94 0,3% do volume deste material empregado para o
preenchimento do reator era de vazios (HENLEY; SEADER, 2005).
Para a determinao da superfcie especfica do meio suporte, cinco
amostras foram desmembradas em partes que facilitassem o clculo da rea,
sendo as partes semicrculos, 2 retngulos diferentes e tringulos. Cada meio
suporte foi composto por 6 semicrculos, 4 retngulos maiores, 8 retngulos
menores e trs tringulos, apresentando valor mdio de 152,83 cm por anel.
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Para determinar a relao entre volume total e o volume real (VT/VR)
do meio suporte, utilizaram-se provetas de 1000 mL, graduadas de 10 em 10
mL. A primeira (P1) continha 5 unidades do meio suporte at a marca de 720
mL (VT) e a segunda (P2) com 720 mL de gua. Pelo volume de gua contido
em P2 foi possvel calcular o valor de vazios de P1, at que o lquido obtivesse a
marca dos 720 mL. O volume real dos anis plsticos (VR) foi determinado
diretamente da leitura do volume remanescente em P2, resultando em 80 mL, e
que divididos pelo nmero de unidades de meio suporte contido na proveta,
resultou no volume de cada meio suporte de 16 ml em um volume total de 4,8
litros. Assim sendo, a relao VT/VR do meio suporte foi de 9:1.
A massa total do meio suporte foi determinada por lotes, num total de
dez, contendo cada um dos lotes 10 anis plsticos, que aps secagem em estufa
durante 3 horas, a 80C, e pesados na balana analtica da marca Sartorius,
modelo BP221S, com aproximao de quatro casas decimais, apresentaram uma
massa de 97,7127 gramas, servindo de base para que, ao final do experimento,
se determinasse a massa de lodo aderida ao meio suporte (biofilme). Aps a
determinao da massa final do meio suporte, repetindo o processo inicial j
explicado, foi determinada a massa inicial e, por diferena, a massa de biofilme
aderido. As figuras 10 e 11 a seguir ilustram respectivamente o meio suporte
utilizado bem como sua forma de disposio e quantidade de biofilme aderido.
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Figura 9 Unidade do meio suporte empregado no FA para adeso de biofilme
Figura 10 Meio suporte identificados em rede com biofilme aderido ao final do experimento
4.10 Operao e acompanhamento do sistema de tratamento
O perodo de monitoramento do sistema de tratamento de efluentes da
suinocultura teve incio em 6 de fevereiro com finalizao em 27 de junho de
2014, totalizando 142 dias consecutivos. Os parmetros hidrulicos empregados
na partida do projeto podem ser visualizados na Tabela 1:
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Tabela 1 Parmetros hidrulicos referentes partida
Vazo (md-1)
TDH
(h)
CHV (m3 m-3d-1)
Velocidade de Fluxo Ascendente
(m d-1)
0,021 100,4 0,24 0,10
O experimento foi realizado em duas fases onde a fase 1 teve um
perodo de 55 dias, TDH de 94,7 h e COV de 0,41Kgm-3d-1 de DQO, j a fase 2
ocorreu no perodo de 87 dias, TDH 63,1 h e COV de 0,34 Kgm-3d-1de DQO.
4.11 Amostragem do sistema
As amostragens do afluente e efluente foram coletadas na fase 1 do
experimento de forma pontual nas primeiras horas da manh. J na fase 2 a
coleta aconteceu de forma composta, tomando o cuidado de se recolher da forma
mais homognea possvel, para que houvesse uma representatividade real. O
efluente foi coletado em frascos no perodo de 08h30min as 13h30min, com
intervalos de 2 em 2 horas.
A alimentao do sistema foi realizada por fluxo contnuo, recargas
eram introduzidas no TAE, onde j havia material de recargas anteriores a fim
de se garantir uma real representatividade do afluente.
4.12 Frequncias de amostragem
Os parmetros avaliados obedeceram a uma rotina preestabelecida. Os
parmetros e a frequncia de monitoramento esto resumidos abaixo:
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Tabela 2 Parmetros fsico-qumicos e bioqumicos analisados e frequncias de amostragem
Parmetro Frequncia Metodologia
Temperatura Diariamente Leitura no Termmetro de
mercrio
pH Diariamente American Public Health Association - APHA (1998)
Alcalinidade AP/AI/AT 2 vezes por semana
Ripley, Boyle e Converse (1986)
Slidos (totais, fixos, volteis e suspensos)
1 vez por semana APHA (1998)
DQO total e filtrada(Refluxo fechado)
2 vezes por semana
APHA (1998)
DBO 1 vez por semana APHA (1998), Winkley modificado
P total Quinzenalmente APHA (1998) modificado
NTK Quinzenalmente APHA (1998) modificado
4.13 Metodologia das anlises
As anlises foram realizadas no laboratrio de anlise de gua -
LAADEG, seguindo a metodologia recomendada pela APHA et al. (1998).
4.13.1 Temperatura
A temperatura foi medida diariamente com o auxlio de um termmetro
graduado de 2C em 2C. Foram medidas as temperaturas do afluente e efluente.
O parmetro era avaliado diariamente na parte matutina e ainda no exato
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momento em que se realizava a coleta das amostras para anlises, a mdia das
mesmas era posteriormente feita para se obter o valor final da temperatura.
4.13.2 pH
Para determinao do pH utilizou-se um potencimetro digital, em que o
eletrodo, depois de calibrado, era imerso diretamente na amostra sem diluio.
Utilizou-se aparelho da marca HACH, modelo Sension4, calibrado de acordo
com o proposto pela APHA (1998).
4.13.3 Alcalinidade
A determinao da alcalinidade total feita por titulao com soluo
padronizada de H2SO4. Para a alcalinidade parcial e intermediria foram
realizadas anlises de acordo com a metodologia de Ripley, Boyle e Converse
(1986), por meio da titulao com cido sulfrico 0,02 N das amostras contendo
50 mL. A primeira fase da titulao era feita at o pH 5,75, denominada
alcalinidade parcial (AP), faixa de real interesse para reaes anaerbias. A
segunda fase era titulada at o pH 4,3, a qual se denomina alcalinidade
intermediria (AI).
Para anlise de acidez total media-se o pH e titulava-se com soluo de
hidrxido de sdio a 0,02N, at atingir pH de 8,3, pois somente neste valor de
pH garantido a total neutralizao do gs carbnico presente na amostra,
prevalecendo apenas o equilbrio entre bicarbonatos e carbonatos.
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4.13.4 Demanda qumica de oxignio (DQO) total e filtrada
A demanda qumica de oxignio (DQO) foi definida prevalecendo a
metodologia de digesto cida, concretizada em blocos digestores por um
perodo de duas horas, a 140C. Foi empregado para a leitura, o
espectrofotmetro modelo DR-2010 da marca Hach, com curva de calibrao
preestabelecida na faixa de 600 nm. Assim como a anlises da DQO total
descrita pelo Standard Methods, igualmente realizada foi a DQO filtrada obtida
por processo de filtrao das amostras, em membrana de fibra de vidro com poro
de 1,2 m, conseguindo-se, assim um efluente filtrado e posteriormente
realizando a mesma rotina descrita anteriormente para a DQO total.
4.13.5 Demanda bioqumica de oxignio (DBO)
Para o procedimento da DBO foi depositado em um balo volumtrico
cerca de 500 mL de gua destilada oxigenada (aerada) por 3 minutos. Em
seguida a oxigenao, foi adicionado 1 mL de cada soluo nutriente (cloreto de
clcio, cloreto frrico, soluo tampo fosfato e sulfato de magnsio) e
complementado o volume para 1 L. Em triplicata, a soluo foi transferida
cuidadosamente, para no oxigenar, para os frascos de DBO. Os frascos foram
mantidos tampados e se fez a leitura de apenas um deles (prova em branco). Os
dois restantes eram levados incubao, a 20 C, por 5 dias.
Para leitura inicial do frasco 1 eram adicionados 2 mL de sulfato
manganoso e 2 mL de iodeto de azida, deixando decantar o precipitado formado.
Depois de decantado, eram colocados 2 mL de cido sulfrico concentrado e
feita a inverso do frasco para homogeneizao. Aps serem transferidos 100
mL da soluo para um erlenmeyer, a amostra era titulada com tiossulfato de
sdio a 0,0125 N, at que ficasse incolor e era anotado o volume gasto.
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Aps 5 dias foi reproduzida toda a metodologia para os frascos que
permaneceram incubados.
4.13.6 Nitrognio total Kjeldahl (NTK) e fsforo total (P)
Ambas as anlises foram realizadas segundo as metodologias propostas
por APHA (1998) e se fundamentaram no mtodo da digesto cida.
Na metodologia do nitrognio total Kjeldahl, aps a digesto da amostra
em meio cido, todo o nitrognio orgnico era decomposto em amnia e este
submetido destilao em meio alcalino (NaOH 40%). O destilado era
acumulado em recipiente contendo soluo de cido brico. Em seguida a
amostra era submetida titulao com cido sulfrico a 0,02N.
A anlise de fsforo total era feita com digesto cida da amostra, e
posteriormente esta era neutralizada e em seguida submetida reao
colorimtrica, em que era adicionado o cido vanadomolibdofosfrico. Aps o
desenvolvimento da cor era realizada a leitura da amostra em espectrofotmetro
modelo DR-2010 da marca Hach.
4.13.7 Slidos totais
A determinao do teor de slidos totais, fixos e volteis, era realizada a
partir da metodologia descrita por APHA (1995). Alquotas de 20 mL da
amostra eram colocadas em cadinhos de porcelana secos, em triplicata. Os
cadinhos eram levados estufa, a 105C, por 24 horas e resfriados no
dessecador antes de se utiliz-los. Posteriormente, eram pesados em balana de
preciso e tarados, gerando, assim, a primeira pesagem (P1). Com as alquotas
de 20 mL das amostras (em triplicata) nos cadinhos, estes eram levados estufa
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a 105C por 24 horas, posteriormente resfriados no dessecador e pesados,
gerando, assim a segunda pesagem (P2) correspondente aos slidos totais.
4.13.8 Slidos totais fixos (STF)
Cadinhos com o resduo da secagem anterior (105 C) eram levados
mufla (550 C), onde permaneciam por 30 minutos. Os cadinhos com cinzas
eram levados ao dessecador, resfriados e posteriormente pesados (P3).
4.13.9 Slidos totais volteis (STV)
Os slidos volteis eram determinados pela diferena entre o P2 (slidos
totais) e P3 (slidos fixos).
4.13.10 Slidos em suspenso (SS)
A determinao do teor de slidos suspensos era realizada segundo
metodologia de descrita por APHA (1995), onde alquotas de 20 mL da amostra
eram filtradas atravs de um papel de filtro previamente seco e tarado (P1), e
subsequentemente, o filtro era colocado em estufa a 105 C para secagem
completa at peso constante (P2).
4.13.11 Slidos dissolvidos (SD)
A determinao do teor de slidos dissolvidos foi realizada segundo
APHA (1995), por meio da diferena dos slidos totais e slidos suspensos.
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4.13.12 Produo terica de biogs
A produo de biogs foi determinada em funo da carga orgnica. A
correo do volume de biogs para condies de temperatura e presso foi
efetuada pelas equaes sugeridas por Campos et al. (2005b) e Chenicharo
(2007):
VCH4=carga de DQO removida
K(t) (6)
Onde:
VCH4 = volume de metano produzido (L);
DQOCH4 = DQO removida no reator e convertida em CH4 (g DQO);
K(t) = fator de correo da temperatura operacional reator (g DQO L-1).
k t =P . K
R . (T+273) (7)
onde:
P = presso atmosfrica local (k Pa);
K = DQO correspondente a um mol de CH4 (64 g de DQO mol-1)
R = constante dos gases (8064,4086 k Pa m3 mol-1 K-1)
T = temperatura operacional do reator (K)
P=P0e-MgzRT (8)
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