PRISCILA DE CASTRO E SILVA

DESEMPENHO DE UM FILTRO ANAERBIO DE FLUXO ASCENDENTE COMO UNIDADE

DE TRATAMENTO PARA EFLUENTE DE SUINOCULTURA

LAVRAS MG

2014

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

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

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

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.

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.

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.

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

17

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.

18

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.

19

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.

20

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,

21

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

22

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,

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

24

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

25

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%)

26

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

27

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).

28

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.

29

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

30

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).

31

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).

32

Figura 2 Sequncias metablicas da digesto anaerbia

Fonte: adaptada de Chernicharo (2007). .

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.

34

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

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.

36

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.

37

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.

38

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.

39

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.

40

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.

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

42

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

43

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

44

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).

45

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.

46

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.

47

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

48

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

49

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

50

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.

51

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.

52

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:

53

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:

54

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

55

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.

56

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.

57

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

58

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)

6