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PARÂMETROS CINÉTICOS DE REATORES
ANAERÓBIO DE MANTA DE LODO (UASB)
OPERANDO COM EFLUENTES LÍQUIDOS
AGROINDUSTRIAIS
BRUNO BOTELHO SALEH
2004
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BRUNO BOTELHO SALEH
PARÂMETROS CINÉTICOS DE REATORES ANAERÓBIOS DE
MANTA DE LODO (UASB) OPERANDO COM EFLUENTES
LÍQUIDOS AGROINDUSTRIAIS
Dissertação apresentada à Universidade Federal
de Lavras como parte das exigências do Programa
de Pós-graduação em Engenharia Agrícola, área
de concentração em Construções Rurais e
Ambiência, para a obtenção do título de "Mestre".
Orientador
Prof. Dr. Cláudio Milton Montenegro Campos
LAVRAS
MINAS GERAIS – BRASIL
2004
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Ficha Catalográfica Preparada pela Divisão de Processos Técnicos da
Biblioteca Central da UFLA
Saleh, Bruno Botelho
Parâmetros cinéticos de reatores anaeróbios de manta de lodo (uasb)
operando com efluentes líquidos agroindustriais / Bruno Botelho Saleh. - -
Lavras : UFLA, 2003.
66 p. : il.
Orientador: Cláudio Milton Montenegro Campos.
Dissertação (Mestrado) – UFLA.
Bibliografia.
1. Lodo de esgoto. 2. Água residuária. 3. Tratamento. 4. Biomassa. 5.
matéria orgânica. I. Universidade Federal de Lavras. II. Título.
CDD-628.364
BRUNO BOTELHO SALEH
PARÂMETROS CINÉTICOS DE REATORES ANAERÓBIOS DE
MANTA DE LODO (UASB) OPERANDO COM EFLUENTES
LÍQUIDOS AGROINDUSTRIAIS
Dissertação apresentada à Universidade Federal
de Lavras como parte das exigências do Programa
de Pós-graduação em Engenharia Agrícola, área
de concentração Construções Rurais e Ambiência,
para a obtenção do título de "Mestre".
APROVADA em 9 de julho de 2004
Prof. Dr. Antônio Teixeira Matos UFV
Prof. Dr. Flávio Meira Borém UFLA
Prof. Dr. Marcelo Silva Oliveira UFLA
Prof. Dr. Cláudio Milton Montenegro Campos
UFLA
(Orientador)
LAVRAS
MINAS GERAIS - BRASIL
A Deus.
Aos meus pais, Geraldo Magela Saleh e Roseli Botelho Rodrigues Saleh
Dedico.
AGRADECIMENTOS
A Deus.
À minha família.
Aos meu pais.
Ao orientador, Prof. Cláudio M. M. Campos, pela amizade, confiança e
orientações.
Ao co-orientador, Prof. Flávio Meira Borém, pela amizade, confiança e
orientações.
A todo corpo docente do curso de Pós-Graduação em Engenharia Agrícola.
Ao Departamento de Engenharia e à Universidade Federal de Lavras, pela
oportunidade de realização do trabalho.
A todos os colegas de curso, pela convivência e troca de conhecimentos.
Enfim, a todos aqueles que, de alguma forma, colaboraram para que este
trabalho alcançasse seus objetivos.
SUMÁRIO
RESUMO...............................................................................................................i
ABSTRACT ........................................................................................................iii
1 INTRODUÇÃO....................................................................................1
2 REFERENCIAL TEÓRICO.................................................................4
2.1 Indústria Laticinista .................................................................................4
2.2 Suinocultura.............................................................................................6
2.3 Cafeicultura..............................................................................................7
2.4 Processos Anaeróbios ..............................................................................8
2.5 Fundamentos da Digestão Anaeróbia ......................................................9
2.5.1 Microbiologia da Digestão.....................................................................10
2.5.2 Bactérias Hidrolíticas.............................................................................11
2.5.3 Bactérias Formadoras de Ácidos ...........................................................11
2.5.4 Bactérias Metanogênicas .......................................................................12
2.5.5 Requisitos Ambientais...........................................................................12
2.5.6 Nutrientes...............................................................................................13
2.5.7 Temperatura...........................................................................................15
2.5.8 pH, Alcalinidade e Ácidos Voláteis.......................................................16
2.6 Cinética de reatores................................................................................17
2.6.1 Princípios da Cinética de Reações.........................................................17
2.6.2 Cinética de Reações...............................................................................18
2.6.3 Reações de Ordem Zero.........................................................................20
2.6.4 Reações de Primeira Ordem ..................................................................21
2.6.5 Reação de Saturação..............................................................................23
2.6.6 Estudo Cinético......................................................................................26
3 MATERIAL E MÉTODOS................................................................31
3.1 Dados das pesquisas utilizados para todos os experimentos .................31
3.2 Memorial de Cálculo: ............................................................................32
3.2.1 Balanço de Massa e Crescimento Celular..............................................32
3.2.2 Tempo de Retenção Celular (θ
c
):...........................................................34
3.3 Estudos Estatísticos ...............................................................................36
3.4 Determinação de Valores Cinéticos de um Reator (UASB) em
escala de Bancada Utilizando Leite Diluído como Afluente.................38
3.5 Determinação de Parâmetros Cinéticos do Reator Anaeróbio de
Manta de Lodo (UASB) em Escala Laboratorial na Remoção da
Carga Orgânica de Efluentes de Suinocultura. ......................................40
3.6 Levantamento de Parâmetros Cinéticos do Reator Anaeróbio de
Manta de Lodo (UASB) em Escala Laboratorial no Tratamento dos
Efluentes do Processamento Via Úmida do Fruto do Cafeeiro. ............43
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO .......................................................46
4.2 Determinação de Valores Cinéticos de um Reator (UASB) em
Escala de Bancada Utilizando Leite Diluído como Afluente. ...............46
4.2 Determinação de Parâmetros Cinéticos do Reator Anaeróbio de
Manta de Lodo (UASB) em Escala Laboratorial na Remoção da
Carga Orgânica de Efluentes de Suinocultura. ......................................52
4.3 Levantamento de Parâmetros Cinéticos do Reator Anaeróbio de
Manta de Lodo (UASB) em Escala Laboratorial no Tratamento dos
Efluentes do Processamento Via Úmida do Fruto do Cafeeiro. ............57
5 CONCLUSÕES..................................................................................63
6 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ...............................................64
i
RESUMO
SALEH, Bruno Botelho. Parâmetros cinéticos de reatores anaerórios de
manta de lodo (uasb) operando com efluentes líquidos agroindustriais.
2004. 66p. Dissertação (Mestrado em Engenharia Agrícola na área de
Construções Rurais e Ambiência)* - Universidade Federal de Lavras, Lavras.
∗
∗∗
∗
Neste trabalho determinam-se os parâmetros cinéticos do reator anaeróbio de
manta de lodo, denominado internacionalmente como UASB (Upflow
Anaerobic Sludge Blanket) levando –se em consideração a redução da carga
orgânica, afluente, formulada a partir de leite tipo B, diluído com água de
torneira até uma concentração de DQOT de 2500 mg.L
-1
. A finalidade de
simular as águas residuárias provenientes das agroindustriais laticinistas, foi
questão de padronização, a fim de se ter constância durante toda a fase
experimental, e facilitar os estudos cinéticos. Faz parte do sistema de bancada
laboratorial, um tanque de acidificação e equalização (TAE), um tanque de
flotação-aeração por difusores de ar (FLOT) e um reator UASB. Os tempos de
detenção hidráulica (TDH) no reator UASB foram de 12, 19, 18 e 16 horas,
respectivamente. A temperatura operacional média no reator UASB ficou na
faixa de 26,0 ºC ± 1,5ºC. A partir das análises físico-químicas: DQOT, sólidos
totais (fixos e voláteis), temperatura, vazão e perfil de lodo ao longo do reator,
os parâmetros cinéticos, crescimento Y = mgDQO.mgSVT
-1
.d
-1
, coeficiente de
decaimento Kd= d
-1
, taxa máxima de crescimento µmáx = d
-1
e concentração de
substrato limitante Ks = mgDQO.L
-1
, foram determinados. A presente pesquisa
objetivou determinar vários parâmetros cinéticos de um reator anaeróbio de
manta de lodo (UASB-Upflow Anaerobic Sludge Blanket), empregado para
reduzir a carga orgânica poluidora de dejetos suinícolas. Os trabalhos foram
conduzidos no Laboratório de Análise de Água do Departamento de Engenharia
– LAADEG localizado no campus da UFLA, utilizando dejetos de suínos
coletados da granja de suínos do Departamento de Zootecnia - DZO. O sistema
de tratamento foi composto das seguintes unidades: tanque de acidificação e
equalização (TAE), reator anaeróbio de manta de lodo (UASB) e lagoa aerada
facultativa (LAF). Os tempos de detenção hidráulica (TDH) foram adotados em
função das cargas orgânicas biológicas e volumétricas, cujos valores são: 55; 39;
34; 24; 17; e 16 horas. A temperatura média operacional no reator UASB foi de
24,9 ºC ± 2ºC. O levantamento cinético utilizou os seguintes parâmetros:
DQOT, Sólidos Voláteis Totais (SVT), Temperatura, Vazão e Perfil de Lodo no
reator (SVT), cujo numero de análises foram: 72; 72; 250; 250; e 30
respectivamente, sendo a freqüência de: duas vezes por semana para DQOT e
∗
Comitê Orientador: Prof. Dr. Antônio Teixeira Matos – UFV (Orientador),
Prof. Dr. Flávio Meira Borém – UFLA; Prof. Dr. Marcelo Silva Oliveira – UFLA.
ii
Sólidos Voláteis Totais (SVT), diárias para a Temperatura e Vazão. Os
parâmetros cinéticos determinados foram: coeficiente de crescimento “Y”
(mgDQO.mgSVT
-1
.d
-1
), coeficiente de decaimento “Kd” (dia
-1
), taxa máxima de
crescimento “µmáx” (d
-1
) e concentração de substrato limitante “Ks”
(mgDQO.L
-1
). Os parâmetros cinéticos determinados se basearam em estudos de
regressão linear para determinação de Y, Kd; µmáx e Ks, respectivamente,
dando assim respaldo técnico científico aos dados físico-químicos levantados
durante a operacionalização do sistema. Os parâmetros cinéticos foram avaliados
no reator anaeróbio de manta de lodo UASB (Upflow Anaerobic Sludge
Blanket), em escala laboratorial, durante a redução da carga orgânica dos
despejos líquidos provenientes do processamento via úmida do café. O sistema
foi composto de tanque de acidificação e equalização (TAE), reator UASB e
lagoa aerada facultativa (LAF). Os tempos de detenção hidráulica TDH adotados
no reator UASB foram de 76, 60, 41, 31, e 20 horas e a temperatura média
operacional foi de 23,4 ºC ± 1,6ºC. Os parâmetros DQOT, ST, SFT, SVT,
temperatura, vazão e perfil de sólidos (SVT) ao longo do reator, foram
monitorados durante todo o período experimental. Foram determinados os
parâmetros cinéticos, coeficiente de crescimento Y=0,50mgDQO.mgSVT
-1
.d
-1
,
coeficiente de decaimento Kd= 0,058d
-1
, taxa máxima de crescimento µmáx =
0,62 d-1 e concentração de substrato limitante Ks=2.000 mgDQO.L
-1
. Os valores
de Y e Kd se mostraram corretos no teste estatístico de “t”, enquanto os valores
de µmáx e Ks não apresentaram evidencias de associação no referido teste.
Palavras chave: Lodo de esgoto, Água residuária, Tratamento, Biomassa.
matéria orgânica
iii
ABSTRACT
SALEH, Bruno Botelho. Kinetic parameters determination from a bacth
scale uasb reactor using diluted milk as liquid affluent. 2004. 66p.
Dissertation (Master in Agricultural Engineering in the Structures and
Environment) * - Federal University of Lavras, Lavras-MG.
*
In this research it was determined the kinetic parameters from a UASB (Upflow
Anaerobic Sludge Blanket) reactor treating an effluent prepared with type B
milk, diluted with potable water until a CODt concentration of 2,500 mg.L
-1
,
simulating a dairy wastewater effluent without serum. The main objective of
simulating the dairy agro-industrial effluent was due to its homogenization,
aiming at keeping it constant through out the experimental phase, in order to
make easy the kinetic studies. The lab-scale system was designed with an
equalization acidification tank (EAT), an aerated flotation tank (AFT) using air
diffusers and an UASB reactor. The hydraulic retention times (HRT) applied to
the UASB reactor were: 12, 19, 18 and 16 hours. The average temperature was
in the range of 26.0 ± 1.5ºC. Through the physical-chemical analysis, as: CODt ,
total solids (fix and volatile), temperature, flow rate, and the total solids profile,
the kinetic parameters, such as yield - Y = mgCODt.mgTVS
-1
.d
-1
, decay
coefficient - Kd= d
-1
, maximum growth rate - µmáx = d
-1
, and limiting substrate
concentration - Ks = mgCODt.L
-1
were determined. Palavras-chave: dairy
effluents, UASB reactor, kinetic parameters The present work aimed at
determining and evaluates the kinetics parameters from the UASB reactor
treating a swine effluent in lab-scale reactor. The research was carried out in the
Laboratory of Water Analysis at the Engineering Department (LAADEG) at the
campus of Federal University of Lavras - UFLA. The system was assembled
with an acidification and equalization tank (AET), an UASB reactor and an
aerated facultative pond (AFP). The hydraulic retention time (HRT) adopted to
the UASB reactor were: 55; 39; 34; 24; 17; e 16 hors The operational average
temperature in the UASB reactor was 24,9 ºC ± 2ºC. The kinetic studies used the
following parameters: Chemical Oxygen Demand (CODT), Total Volatile Solids
(TVS), Temperature, Flow - rate and Solids Profile (TVSP), in the reactor, and
the number of analyses were: 72; 72; 250; 250; e 30,.respectively. The frequency
was twice a week for CODT, and TVS, and daily for temperature and flow-rate.
The kinetics parameters determined were: yield coefficient “Y” (mg CODT.mg
TVS
-1
.d
-1
), decay coefficient “Kd” (d
-1
), maximum growth rate coefficient
“µmáx” (d
-1
) and limiting substrate concentration coefficient “Ks”
*
Guidance Commite: Prof. Dr. Antônio Teixeira Matos – UFV (Adviser), Prof. Dr.
Flávio Meira Borém – UFLA (Co-adviser), Prof. Dr. Marcelo Silva Oliveira – UFLA
(Co-adviser).
iv
(mg CODT.L
-1
). The kinetic parameters were determined based on linear
regression studies, giving in this way, a technical scientific support to the
physical – chemical operational data of the system. This present work aimed at
determining and to analyze the kinetic parameters of an Upflow Anaerobic
Sludge Blanket Reactor (UASB), treating liquid effluent originated from the wet
process treating coffee seeds in a lab-scale reactor. The entire treatment system
was composed of an acidification tank, an UASB reactor and aerated facultative
pound. The hydraulic retention times (HRT) adopted for the UASB reactor were:
76, 60, 41, 31 and 20 hours. The operational average temperature of the UASB
was 23.4 ºC ± 1.6ºC. The parameters as COD, total solids and total volatile
solids, temperature and TVS profiles along the bed reactor were monitored
frequently for each biological organic loading rate (BOLR) and consequently
HRT applied during all the experimental period. The results presented a growth
rate Y = 0.50mgDQO.mgSVT
-1
.d
-1
, decay coefficient Kd= 0.058d
-1
, maximum
growth rate µmáx= 0.62 d
-1
and the limiting substrate concentration Ks =2,000
mgDQO.L
-1
. The values of Y e Kd showed to be correct according to the “t”
statistical test, while the values of µmax. and Ks did not presented any
association evidence to the same type of test.
Keys word: dairy effluents, UASB reactor, kinetic parameters
1 INTRODUÇÃO
A água é um dos recursos naturais mais intensamente utilizados. É
fundamental para a existência e manutenção da vida e, para isso, deve estar
presente no ambiente em quantidade e qualidade apropriadas.
O homem tem usado a água não só para suprir suas necessidades
metabólicas, mas também para os mais diversos fins. Existem regiões no planeta
com intensa demanda de água, tais como os grandes centros urbanos, pólos
industriais e zonas de irrigação. Essa demanda pode superar a oferta de água seja
em termos quantitativos, ou porque a qualidade da água local está prejudicada
devido à poluição.
A legislação vigente sobre as águas nacionais baseia-se na Resolução
CONAMA nº 20 de 18/06/86, que estabelece normas e padrões para a qualidade
das águas e o lançamento de efluentes nos corpos de água. As águas do território
nacional foram classificadas em águas doces (salinidade < 0,05 %), salobras
(salinidade entre 0,05 % e 3,0 %) e salinas (salinidade > 3,0 %). Em função dos
usos previstos, foram criadas nove classes. Foram estabelecidos ainda, para cada
classe, limites e/ou condições, como concentração (ex.: DQO
T
, DBO
5
, ST), pH,
temperatura, cor, turbidez, número de coliformes, etc., que garantam a qualidade
da classe. Além dos padrões de qualidade dos corpos receptores, a resolução
CONAMA apresenta ainda padrões para o lançamento de efluentes nos corpos
de água, bem como padrões de balneabilidade.
No Estado de Minas Gerais a Deliberação Normativa 10/86 do Conselho
de Política Ambiental – COPAM – normatiza os padrões de lançamento de
efluentes no corpo receptor e essa legislação pode ser mais restritiva e
acrescentar outros parâmetros não previstos na legislação federal (Machado, et
al., 2002).
2
A compreensão da cinética microbiológica do tratamento das águas
residuárias é, portanto, essencial para otimização do projeto e operação dos
sistemas de tratamento biológico dos efluentes líquidos agroindustriais. No
passado, as estações de tratamento eram projetadas por engenheiros tendo por
base critérios essencialmente empíricos, como o tempo de detenção hidráulica
(TDH), carga orgânica volumétrica (COV), etc. Nas últimas décadas, o caráter
multidisciplinar das Engenharias tem sido reconhecido, e os biólogos têm
trazido fundamentais contribuições para a compreensão do processo. O
conhecimento racional tem se expandido, com o concomitante decréscimo do
nível de empirismo, possibilitando que os sistemas venham a ser projetados e
operados em bases mais sólidas. Os resultados têm sido o aumento da eficiência
e a redução nos custos.
Em decorrência da ampliação de conhecimento nesta área, os sistemas
anaeróbios de tratamento da água residuária, notadamente os reatores de manta
de lodo (UASB), cresceram em maturidade, passando a ocupar uma posição de
destaque, não só em nível mundial, mas principalmente em nosso país, face as
nossas favoráveis condições climáticas. O processo anaeróbio possui ainda a
vantagem sobre o aeróbio em função da produção do biogás, insumo energético
que possibilita retorno do capital investido na implantação do sistema.
A grande aceitação dos reatores anaeróbios, notadamente os de manta de
lodo, tem levado, muitas vezes, ao desenvolvimento de projetos e à
implementação de estações de tratamento com sérios problemas conceituais.
Hoje portanto se torna inadmissível o dimensionamento de qualquer unidade de
tratamento em escala plena sem o prévio conhecimento dos parâmetros
cinéticos, capazes de subsidiar estudos de escalonamento “scale-up”.
Assim, pretende-se que este trabalho possa contribuir, no sentido de
disponibilizar informações relativas aos fundamentos cinéticos da biomassa
(manta de lodo), na conversão anaeróbia da matéria orgânica das águas
3
residuárias de processos agroindustriais, tratando em escala laboratorial
(bancada) nos reatores “UASB”, efluentes líquidos provenientes de laticínio
(simulação), suinocultura e água do beneficiamento do café via úmida,
procurando assim subsidiar, por meio de parâmetros cinéticos, o
dimensionamento e escalonamento das respectivas unidades.
4
2 REFERENCIAL TEÓRICO
2.1 Indústria Laticinista
A cadeia agroindustrial de leite no Brasil é uma das mais importantes,
tanto pela questão econômica quanto pela social. A pecuária de leite está
presente em todos os Estados da Federação, empregando mão-de-obra, gerando
excedentes comercializáveis e garantindo renda para boa parte da população
brasileira. O segmento da indústria nacional é amplo e diversificado e nele estão
presentes empresas de laticínios de vários portes, desde pequenas indústrias
captando reduzido volume de leite, até as multinacionais e as cooperativas
centrais, que processam centena de milhares de litros por dia. A cadeia ainda
movimenta e impulsiona parte da produção nacional de grãos e outros insumos
necessários nas várias etapas da produção e comercialização (Sebrae-MG,
1997).
A indústria laticinista gera efluentes líquidos, resíduos sólidos e
emissões atmosféricas passíveis de impactar o meio ambiente. O efluente líquido
é considerado como um dos principais responsáveis pela poluição causada por
este tipo de indústria. O Estado de Minas Gerais, por exemplo, possui cerca de
1250 indústrias de laticínios formalmente constituídas, muitas sem qualquer tipo
de tratamento de seus efluentes líquidos que são lançados diretamente nos
corpos receptores de águas. Esse dado permite concluir que a poluição
provocada pelos efluentes líquidos de laticínios assume proporções que exigem
uma conscientização dos proprietários e dos trabalhadores das indústrias e a
implementação de ações concretas para minimizar esse impacto ambiental
(Sebrae-MG, 1998).
Os efluentes líquidos das indústrias de laticínio abrangem os efluentes
líquidos industriais, os esgotos sanitários dos banheiros, incluindo banhos, vasos
5
sanitários e lavatórios; refeitórios e cozinha e as águas pluviais coletadas e
captadas na respectiva indústria. Geralmente, esse último tipo de efluente possui
tubulações independentes. A tubulação de esgoto sanitário e a tubulação de
águas residuárias industriais costumam convergir, em seus trechos finais, para
uma mesma tubulação que conduz a mistura desses dois líquidos até a estação de
tratamento de efluentes ou, no caso da inexistência dessa, ao ponto de disposição
final em corpos de água receptores (destino incorreto) ou na rede municipal de
esgotos (Minas Ambiente, 1998).
Embora os efluentes líquidos decorrentes dos vários processos
empregados pela indústria de laticínios possuam uma natureza geralmente
similar entre si, refletindo o efeito das perdas de leite e seus derivados, a
composição detalhada destes é influenciada pelos seguintes fatores:
− processos industriais em curso;
− volume de leite processado;
− condições e tipos de equipamentos utilizados;
− práticas de redução da carga poluidora e do volume de efluentes;
− atitudes de gerenciamento e da direção da indústria em relação às
práticas de gestão ambiental;
− quantidade de água utilizada nas operações de limpeza e no sistema
de refrigeração (Machado, et al., 2002).
Devido a todos esses fatores, os dados publicados em livros e artigos
sobre essas características devem ser vistos como valores aproximados, ou seja,
como indicativos do que se poderia esperar em situações médias. Os valores
reais podem ser obtidos somente por monitoramento feito na própria indústria de
interesse (Machado, et al., 2002).
A vazão dos efluentes líquidos de uma indústria de laticínios é
extremamente variável ao longo do dia, dependendo das operações de
processamento ou de limpeza que estejam em curso. Há também as flutuações
6
sazonais devidas às modificações introduzidas no perfil qualitativo e/ou
quantitativo de produção, nos horários de produção, nas operações de
manutenção, etc (Machado, et al., 2002).
A redução e o controle de efluentes líquidos incluem um conjunto de
ações para minimizar o volume dos efluentes gerados e a carga poluidora,
propiciando um tratamento mais fácil e uma redução nas dimensões das
unidades do sistema (Machado, et al., 2002).
2.2 Suinocultura
Como integrante do agronegócio brasileiro, o complexo agroindustrial
suinícola se destaca pelo grande contingente de produtores envolvidos e pela
capacidade de produzir grande quantidade de proteína de alta qualidade em
reduzido espaço físico e curto espaço de tempo, quando comparada a outras
espécies animais de médio porte (ABIPECS - Associação Brasileira de
Industrialização, Produção e Exportação de Carne Suína, 2003).
Atualmente, a suinocultura encontra-se presente em 46,5% das 5,8
milhões de propriedades rurais existentes no Brasil, constituindo uma importante
fonte de renda e estabilidade social (Rebouças, et al., 2002).
O desenvolvimento da suinocultura constitui-se em importante fator do
desenvolvimento econômico nacional, pois provoca efeitos multiplicadores de
renda e emprego em todos os setores da economia, intensificando a demanda de
insumos agropecuários e a expansão e modernização dos setores de
comercialização e agroindústrias (Rebouças, et al., 2002).
A produção tecnificada de suínos é caracterizada por produzir animais
em confinamento total. Neste tipo de produção, há maior preocupação com
manejo e alimentação (Oliveira, 1997).
Porém, o volume de poluentes dos despejos de suínos gerados nas
granjas, é proporcionalmente, por peso, de 10 a 12 vezes superior ao do esgoto
7
humano, sendo, em alguns aspectos, 100 vezes mais concentrado, em termos de
Demanda Bioquímica de Oxigênio – DBO
5
20
. Os produtores de suínos mantêm
seus animais confinados e a concentração de grande número de animais em
pequenas áreas traz, como conseqüência, uma produção muito grande em
volume de dejetos (Rebouças, et al., 2002).
Como exemplo, o estado de Santa Catarina possui aproximadamente
220.000 propriedades rurais, sendo que, destas, 60.000 têm na suinocultura sua
principal fonte de renda. Do total de 3,5 milhões de cabeças do rebanho
catarinense, 3 milhões (86%) estão concentradas em uma área de 30.000 km
2
,
abrangendo 60 municípios no Oeste Catarinense. Nesta região a poluição, em
termos de concentração de DBO
5
, equivale à de uma população de 30.000.000
de habitantes. (Rebouças, et al., 2002).
Ao que parece, o produtor e demais pessoas envolvidas no
desenvolvimento e na expansão da suinocultura ainda não se aperceberam das
conseqüências, em termos de volume e do potencial de poluição, dos despejos
acumulados nestas regiões com grande concentração de suínos.
A contaminação dos mananciais por despejos de suínos é de longe o
maior problema com efluentes da pecuária. Devendo, portanto, ser enfrentado
imediatamente, principalmente naquelas regiões com maior concentração de
animais (Oliveira, 1993).
2.3 Cafeicultura
O Brasil é o maior produtor de café do mundo, com 38% da produção,
safra 2002/2003 e o segundo maior consumidor. Analisando a evolução da
produção nacional, constata-se que está sendo mantido um crescimento
sustentado em maior escala pelo incremento da produtividade, especialmente em
novas áreas de produção, como é o caso do cerrado. Este volume produzido
8
sustenta com grande vantagem a liderança do Brasil no “ranking” de produção
mundial (Anuário Estatístico do Café, 2003).
O estado de Minas Gerais é considerado o maior produtor de café do
país, respondendo por aproximadamente 50% da produção nacional. Segundo
dados da Companhia Nacional de Abastecimento, do total produzido no país na
safra de 2003/2004, Minas Gerais contribuirá com aproximadamente 12 milhões
do total de 28,9 milhões de sacas de 60kg de café brasileiro (Anuário Estatístico
do Café, 2003).
Atualmente, o Estado possui um parque cafeeiro com mais de 2,876
bilhões de pés de café plantados, resultando em uma área de aproximadamente 1
milhão de hectares, abrangendo mais de 80.000 propriedades produtoras
localizadas em 510 municípios, ou 60% de todos os municípios mineiros
(Anuário Estatístico do Café, 2003).
Na cafeicultura, durante as atividades ao longo da cadeia produtiva, são
gerados diversos tipos de resíduos e subprodutos. Os principais rejeitos gerados
na primeira etapa de processamento são a casca, o pergaminho, a polpa, a
mucilagem e os despejos líquidos dos equipamentos utilizados na lavagem, no
descascamento e no desmucilamento do café.
As atividades de separação, descascamento e despolpa dos frutos do
cafeeiro, necessárias para redução do custo de secagem dos grãos e melhoria na
qualidade da bebida, geram grandes volumes de águas residuárias, ricas em
material orgânico em suspensão e constituintes orgânicos e inorgânicos em
solução, com grande poder poluente, além de grande quantidade de resíduos
sólidos (Matos et al., 2000).
2.4 Processos Anaeróbios
Para se projetar e operar estações de tratamento de águas residuárias, é
fundamental o conhecimento do transporte hidráulico dos materiais no reator
9
(entrada e saída) e das reações que ocorrem no mesmo (produção e consumo).
Grande parte das reações que ocorrem no tratamento das águas residuárias são
lentas, e a consideração da sua cinética é, bastante, importante.
2.5 Fundamentos da Digestão Anaeróbia
O processo de fermentação no qual as bactérias anaeróbias produzem
metano e gás carbônico a partir da degradação de compostos orgânicos
complexos é denominado digestão anaeróbia. Este processo ocorre em diferentes
ambientes naturais, tais como, o trato gastrintestinal, pântanos, solos e nos
sedimentos de rios, lagos e mares (Chernicharo & Campos, 1992).
A digestão anaeróbia representa um sistema ecológico delicadamente
balanceado, onde cada microrganismo tem uma função específica. As bactérias
metanogênicas desempenham funções primordiais: elas produzem um gás
insolúvel (metano), possibilitando a remoção do carbono orgânico do ambiente
anaeróbio, além de utilizarem o hidrogênio, favorecendo o ambiente para que as
bactérias acidogênicas fermentem compostos orgânicos com a produção de
ácido acético, o qual é convertido a metano (Campos, 1990).
A digestão anaeróbia de compostos orgânicos complexos é normalmente
considerada um processo de dois estágios. No primeiro estágio, um grupo de
bactérias facultativas e anaeróbias, denominadas formadoras de ácidos ou
fermentativas, convertem os compostos orgânicos complexos em outros mais
simples, citado por Campos, (1990).
Compostos orgânicos complexos como carboidratos, proteínas e lipídeos
são hidrolisados, fermentados e biologicamente convertidos em materiais
orgânicos mais simples, principalmente ácidos voláteis. Embora não ocorra a
estabilização do resíduo durante o primeiro estágio, este é necessário para a
conversão da matéria orgânica em uma forma mais apropriada para o segundo
estágio do tratamento (Chernicharo, 1997).
10
É no segundo estágio que a real estabilização do resíduo acontece,
através da conversão dos ácidos orgânicos, gás carbônico e hidrogênio em
produtos finais gasosos, o metano e o gás carbônico. Esta conversão é efetuada
por um grupo especial de bactérias, denominadas formadoras de metano, as
quais são estritamente anaeróbias. As bactérias metanogênicas dependem do
substrato fornecido pelas acidogênicas, configurando portanto uma interação
comensal (Campos, 1990).
Uma vez que as bactérias metanogênicas são responsáveis pela maior
parte da estabilização do resíduo, a sua baixa taxa de crescimento e de utilização
dos ácidos orgânicos normalmente representa o fator limitante no processo de
digestão como um todo (Campos, 1990).
2.5.1 Microbiologia da Digestão
A digestão anaeróbia pode ser considerada como um ecossistema onde
diversos grupos de microrganismos trabalham interativamente na conversão da
matéria orgânica em ácidos voláteis, álcoois, ácidos voláteis intermediários e,
finalmente, gás metano (CH
4
) e dióxido de carbono (CO
2
) (Chernicharo &
Campos, 1992).
Os microrganismos que participam do processo de decomposição
anaeróbia podem ser divididos em três importantes grupos de bactérias com
comportamentos fisiológicos distintos. O primeiro grupo é composto de
bactérias hidrolíticas, que transformam, por hidrólise, os polímeros em
monômeros e estes, em acetato, hidrogênio, dióxido de carbono, ácidos
orgânicos de cadeia curta, aminoácidos e outros produtos como glicose. O
segundo grupo é formado pelas bactérias acetoclásticas produtoras de
hidrogênio, as quais convertem os produtos gerados pelo primeiro grupo em
acetato, hidrogênio e dióxido de carbono. Estes produtos finais são os substratos
essenciais para o terceiro grupo, que, por sua vez, consiste de dois diferentes
11
grupos de bactérias metanogênicas. Um grupo utiliza o acetato transformando-o
em metano e dióxido de carbono, enquanto o outro produz metano através da
redução do dióxido de carbono (Campos, 1990).
2.5.2 Bactérias Hidrolíticas
A bactéria hidrolítica atua principalmente no primeiro estágio do
processo, liquefazendo as moléculas complexas e transformando-as em
moléculas mais simples, utilizando-se para isso de enzimas hidrolíticas. Já se
sabe que a hidrólise dos polímeros na anaerobiose é fator limitante na
metanificação da matéria orgânica, conforme mencionado por Campos (1990).
2.5.3 Bactérias Formadoras de Ácidos
Há dois grupos de bactérias formadoras de ácidos, as chamadas
produtoras de ácidos e as acetogênicas. Estes dois grupos possuem funções e
taxas de reação diferentes. As bactérias formadoras de ácidos têm uma alta taxa
de metabolismo, enquanto as acetogênicas possuem baixo metabolismo,
portanto, ambas têm taxas de crescimento e demais parâmetros cinéticos
diferentes. As produtoras de ácidos são capazes de digerirem uma grande
variedade de carboidratos e outras substâncias complexas, convertendo-as em
ácido acético, propiônico, butírico, dióxido de carbono e hidrogênio. Durante a
formação do ácido acético e propiônico, uma grande quantidade de hidrogênio é
formada, fazendo com que o valor do pH, no meio aquoso, decresça. Há, porém,
duas maneiras pelas quais o hidrogênio é consumido: por meio das bactérias
metanogênicas, que utilizam hidrogênio e dióxido de carbono para produzir o
gás metano; pela formação de ácidos orgânicos, tais como, propiônico e butírico,
ácidos estes a partir através da reação do hidrogênio com dióxido de carbono e
ácido acético.
12
De todos os produtos metabolizados pelas bactérias formadoras de
ácidos, apenas o hidrogênio e o acetato podem ser utilizados diretamente pelas
bactérias metanogênicas. Porém, pelo menos 50% da DQO biodegradável é
convertida em propianato e butirato (Campos, 1990), os quais são
posteriormente decompostos em acetato e hidrogênio pela ação das bactérias
acetogênicas.
2.5.4 Bactérias Metanogênicas
A biologia das bactérias metanogênicas tem sido alvo de pesquisa mais
intensa nos últimos 25 anos. Hoje, as metanogênicas são divididas em dois
grupos; bactérias metanogênicas acetoclásticas e bactérias utilizadoras de
hidrogênio. O primeiro forma metano a partir de ácido acético ou metanol; o
segundo produz metano a partir de hidrogênio e dióxido de carbono. A bactéria
metanogênica acetoclástica é normalmente o microrganismo predominante na
digestão anaeróbia, porém, sua taxa de crescimento é bastante baixa quando
comparada com a taxa de crescimento das bactérias formadoras de ácidos. O pH
ótimo para as metanogênicas varia de 6,4 a 8,0, enquanto as formadoras de ácido
trabalham num pH ótimo em torno de 4,5 a 5,5. A maior parte do metano
produzido na digestão anaeróbia a temperatura mesofílica ou termofílica é
proveniente do acetato, sendo o restante devido ao dióxido de carbono (Campos,
1990).
2.5.5 Requisitos Ambientais
Um habitat natural não implica num ambiente não afetado pela atividade
humana, mas sim em que as espécies que compreendem a população microbiana
sejam aquelas selecionadas pela interação com o ambiente e com elas mesmas.
Condições nutricionais e físicas proporcionam a seleção dos organismos mais
adaptados com o ambiente, os quais, por sua vez, podem variar rápida e
13
freqüentemente devido a mudanças no suprimento de nutrientes ou devido às
condições físicas (Chernicharo, 1997).
Tanto as características físicas quanto as químicas do ambiente
influenciam o crescimento microbiano. Fatores físicos em geral atuam como
agentes seletivos, enquanto que os fatores químicos podem ou não ser seletivos.
Alguns elementos, como carbono e nitrogênio, os quais são usualmente
requeridos em quantidades relativamente grandes, podem ser muito importantes
na seleção das espécies predominantes. Micronutrientes, os quais são requeridos
em quantidades muito pequenas, geralmente exercem pouca ou nenhuma
influência seletiva (Chernicharo, 1997).
A digestão anaeróbia é particularmente suscetível a um controle estrito
das condições ambientais, uma vez que o processo requer uma interação entre
bactérias fermentativas e metanogênicas. Dessa forma, o sucesso do processo
depende de um balanço delicado do sistema ecológico. Atenção especial deve
ser dispensada às bactérias metanogênicas, consideradas as mais vulneráveis às
mudanças das condições ambientais (Chernicharo, 1997). Os principais
requisitos ambientais da digestão anaeróbia são comentados a seguir.
2.5.6 Nutrientes
As necessidades nutricionais das populações microbianas envolvidas nos
processos biológicos de tratamento de esgotos são usualmente estabelecidas a
partir da composição química de suas células. Como a composição exata é
raramente conhecida, os requisitos de nutrientes são determinados com base na
composição empírica das células microbianas. Tal consideração se baseia no
fato de que quase todas as células vivas são formadas por tipos similares de
compostos e que estas apresentam composições químicas similares, requerendo,
portanto, os mesmos elementos nas mesmas proporções relativas (Chernicharo,
1997).
14
Para que os processos biológicos de tratamento sejam operados com
sucesso, os nutrientes inorgânicos necessários ao crescimento dos
microrganismos devem ser fornecidos em quantidades suficientes. Se as
concentrações ideais de nutrientes não forem supridas, alguma forma de
compensação deve ser levada a efeito, seja por meio da aplicação de menores
cargas ao sistema de tratamento, ou permitindo que a eficiência do sistema seja
reduzida. A presença ou ausência de micronutrientes nos despejos é geralmente
avaliada por meio de investigações laboratoriais. Algumas vezes, o tratamento
combinado de diversos tipos de despejos pode compensar a falta de
micronutrientes em alguns deles (Chernicharo, 1997).
Os esgotos sanitários domésticos geralmente apresentam todos os tipos
apropriados de nutrientes em concentrações adequadas, provendo dessa forma o
ambiente ideal para o crescimento, sem limitações para o processo de digestão
anaeróbia. Uma possível exceção é a disponibilidade suficiente de ferro em
lodos gerados no tratamento de esgotos domésticos, o que pode limitar a
atividade metanogênica durante a degradação destes (Chernicharo, 1997). Os
efluentes industriais, ao contrário, são mais específicos em composição, e
usualmente necessitam uma suplementação de nutrientes para uma degradação
ótima.
A adequada degradação das águas residuárias orgânicas por qualquer
processo biológico depende da manutenção de um ambiente favorável para os
microrganismos, incluindo o controle ou a eliminação dos materiais tóxicos.
Uma vez que qualquer composto quando presente em concentrações
suficientemente elevadas pode ser tóxico, a toxicidade deve ser discutida em
termos de níveis tóxicos ao invés de materiais tóxicos (Speece, 1996).
15
2.5.7 Temperatura
Dos fatores físicos que afetam o crescimento microbiano, a temperatura
é um dos mais importantes na seleção das espécies, Os microrganismos não
possuem meios de controlar sua temperatura interna, e dessa forma a
temperatura no interior da célula é determinada pela temperatura ambiente
externa (Chernicharo, 1997). Três valores de temperaturas são normalmente
referenciados para caracterizar o crescimento de espécies microbianas. As
temperaturas máximas e mínimas definem os limites da faixa em que o
crescimento é possível, e a temperatura ótima é aquela em que o crescimento é
máximo. A taxa de crescimento microbiano em temperaturas próximas à mínima
é tipicamente baixa, mas aumenta exponencialmente com o acréscimo da
temperatura, atingindo o máximo próximo à temperatura ótima. A partir do
ponto de crescimento ótimo, o aumento de alguns poucos graus provoca uma
queda abrupta na taxa de crescimento, até o valor zero. Para a maioria dos
microrganismos, a taxa de crescimento aumenta de duas a três vezes para cada
aumento de 10ºC na faixa compreendida entre a temperatura mínima e a ótima.
A taxa de qualquer reação química aumenta com a elevação da
temperatura, desde que esta temperatura não produza alterações nos reagentes ou
no catalizador. As reações biológicas apresentam também a mesma tendência de
acréscimo com a temperatura. No entanto, para estas últimas existe uma
temperatura ótima, acima da qual há um decréscimo da taxa, possivelmente
devido à destruição de enzimas nas temperaturas mais elevadas (von Sperling,
1996b).
A formação microbiana do metano ocorre numa faixa bastante ampla de
temperatura, de 0 a 97ºC. Dois níveis ótimos de temperatura têm sido associados
à digestão anaeróbia, um na faixa mesofílica de 30 a 35ºC, e o outro na faixa
termofílica de 50 a 55ºC (Chernicharo, 1997). A maioria dos reatores anaeróbios
têm sido projetados na faixa mesofílica, embora também seja possível a
16
operação destes na faixa termofílica. Entretanto, a experiência operacional de
reatores anaeróbios nesta faixa não tem sido de todo satisfatória, levantando
ainda muitas questões, se os benefícios advindos superam as desvantagens,
incluindo o suplemento energético necessário para aquecer os reatores, a má
qualidade do sobrenadante e a instabilidade do processo (Chernicharo, 1997). A
importância dos dados quantitativos sobre o efeito da temperatura na população
microbiana é que se pode conseguir uma considerável redução no tamanho do
reator se este for operado próximo à temperatura ótima, uma vez que a taxa de
crescimento específica máxima da população microbiana cresce com aumento
da temperatura. Embora elevadas temperaturas sejam desejáveis, talvez seja
mais importante a manutenção de uma temperatura uniforme dentro do reator,
uma vez que o processo anaeróbio é considerado muito sensível a mudanças
bruscas de temperatura, podendo provocar um desbalanceamento entre as
populações microbianas e conseqüente falha do processo. O limite usual de
variação é de cerca de 2ºC por dia (Chernicharo, 1997).
As bactérias formadoras de metano predominantes em reatores
anaeróbios operados na faixa mesofílica de temperatura são as dos gêneros
Methanobacterium, Methanobrevibacter e Methanospirillum, as quais utilizam o
hidrogênio, e dos gêneros Methanosarcina e Methanothrix, as quais são
bactérias que utilizam o acetato para a formação do metano (Chernicharo, 1997).
2.5.8 pH, Alcalinidade e Ácidos Voláteis
Estes três fatores ambientais estão intimamente relacionados entre si,
sendo igualmente importantes para o controle e a operação adequada dos
processos anaeróbios. Entretanto, valores mais baixos de pH podem inibir por
completo as bactérias formadoras de metano. As bactérias produtoras de ácidos
voláteis têm um crescimento ótimo na faixa de pH entre 5,0 e 6,0, tendo uma
tolerância maior por valores mais baixos de pH. Dessa forma, o controle de pH
17
objetiva principalmente a eliminação do risco de inibição das bactérias
metanogênicas pelos baixos valores de pH, evitando assim falha do processo.
A interação entre a alcalinidade e os ácidos voláteis durante a digestão
anaeróbia fundamenta-se na capacidade de tamponamento do sistema em
neutralizar os ácidos formados no processo, e também em tamponar o pH na
eventualidade de acumulação dos ácidos voláteis. Tanto a alcalinidade como os
ácidos voláteis derivam primariamente da decomposição dos compostos
orgânicos durante a digestão. Durante a digestão de substratos complexos ocorre
a produção de ácidos voláteis intermediários, enquanto a atuação microbiana na
digestão de compostos protéicos transforma o nitrogênio orgânico no produto
final amônia. A combinação da amônia com o ácido carbônico em solução leva à
formação do bicarbonato de amônia. Entretanto, na faixa de pH entre 6,0 e 7,5 a
ação de tamponamento da amônia é desprezível, ficando o tamponamento do
meio quase que totalmente dependente da dissociação do acido carbônico
(Chernicharo, 1997).
A alcalinidade pode derivar também de sabões e outros sais de ácidos
orgânicos, especialmente de ácidos fracos como os ácidos voláteis. A digestão
do acetato de sódio, por exemplo, pode levar a formação de bicarbonato de sódio
(Chernicharo, 1997).
2.6 Cinética de reatores
2.6.1 Princípios da Cinética de Reações
Todos os processos biológicos de tratamento de águas residuárias
ocorrem num volume definido por limites físicos específicos. Este volume é
comumente denominado reator. As modificações na composição e concentração
dos compostos durante a permanência da água residuária no reator são essenciais
no tratamento de esgotos (von Sperling, 1996a).
Estas mudanças são causadas por:
18
- Transporte hidráulico dos materiais no reator (entrada e saída);
- Reações que ocorrem no reator (produção e consumo).
Para se projetar e operar uma estação de tratamento de águas residuárias
é fundamental o conhecimento destes dois componentes, os quais caracterizam o
assim denominado balanço de massa no reator. Finalmente, a maneira e a
eficiência com que estas mudanças ocorrem dependem do tipo e da configuração
do reator, por meio do estudo denominado hidráulica de reatores.
2.6.2 Cinética de Reações
Tipos de Reações
Grande parte das reações que ocorrem no tratamento de esgotos são
lentas, e a consideração da sua cinética é, portanto, importante. A taxa de reação
r é o termo usado para descrever o desaparecimento ou a formação de um
composto ou espécie química (von Sperling, 1996b). A relação entre a taxa de
reação, a concentração do reagente e a ordem da reação é dada pela expressão:
n
kCr = (1)
onde:
r = taxa de reação (M.L
-3
.T
-1
)
k = constante de reação (T
-1
)
C = concentração do reagente (M.L
-3
)
n = ordem da reação
Para diferentes valores de n, tem-se:
n = 0 - reação de ordem zero;
n = 1 - reação de primeira ordem;
n = 2 - reação de segunda ordem.
19
Quando mais de um reagente está envolvido, o cômputo da taxa de
reação deve levar em consideração as concentrações dos reagentes. No caso de
dois reagentes, com concentrações A e B, tem-se:
mn
BkAr = (2)
A ordem global da reação é definida como (n+m).
Numa reação com um reagente apenas, caso se aplique o logaritmo em
ambos os lados da Equação 2, tem-se:
kCnr loglog = (3)
A visualização gráfica da relação acima para diferentes valores de n
encontra-se apresentada na Figura 1.
FIGURA 1. Determinação da ordem de reação na escala logarítmica. (von
Sperling, 1996b).
A interpretação da Figura 1 é feita da seguinte forma:
− A reação de ordem zero resulta numa linha horizontal. A taxa de
reação é independente da concentração do reagente, ou seja, é a
mesma para qualquer concentração do reagente.
Taxa de Reação r em função
da concentração C do reagente
Lo
g
(
r
)
Lo
g
(
C
)
Ordem 2
Ordem 1
Ordem
0
20
− A reação de primeira ordem possui uma taxa de reação diretamente
proporcional à concentração do reagente.
− A reação de segunda ordem possui uma taxa de reação proporcional
ao quadrado da concentração do reagente.
As ordens de reação mais freqüentemente encontradas no tratamento de
esgotos são as de ordem zero e de primeira ordem. As reações de segunda ordem
podem ocorrer no caso de alguns despejos industriais específicos. A ordem de
reação não necessita ser necessariamente um número inteiro, e a determinação
em laboratório das taxas de degradação de certos compostos industriais pode
conduzir a ordens fracionárias. Além destas reações de ordem constante, há
ainda outros tipos de reações, cuja forma é amplamente utilizada na área de
tratamento de esgotos, denominadas reações de saturação.
2.6.3 Reações de Ordem Zero
Nestas condições, a taxa de mudança da concentração (C) do reagente é
constante. Este postulado assume que a reação esteja ocorrendo em um reator de
batelada, em que não há adição ou retirada do reagente durante a reação. No
caso de um reagente que esteja desaparecendo no reator (por exemplo, através
de mecanismos de degradação), a taxa de mudança é dada pela Equação 6. O
sinal negativo no termo da direita indica remoção do reagente, ao passo que o
sinal positivo indicaria produção do reagente (von Sperling, 1996b).
0
.CK
dt
dC
−=
, (4)
ou
K
dt
dC
−=
(5)
A progressão da taxa de mudança (dC/dt) ao longo do tempo, segundo a
Equação 4, pode ser vista na Figura 2.a. Observa-se, portanto, que a taxa
permanece constante ao longo do tempo.
21
A integração da Equação 5, tendo C=C
0
em t=0 conduz a:
KtCC −=
0
(6)
Esta equação pode ser também visualizada na Figura 2.b.
FIGURA 2. Reações de ordem zero. (a) Mudança da taxa de reação dC/dt com
o tempo. (b) Mudança da concentração C com o tempo. (von
Sperling, 1996b).
2.6.4 Reações de Primeira Ordem
Em um reator de batelada a taxa de mudança da concentração (C) do
reagente é proporcional à concentração deste reagente em um dado instante.
Admitindo-se uma reação em que o reagente esteja sendo removido. Tem-se
assim uma equação da seguinte forma:
1
KC
dt
dC
−=
, (7)
ou
KC
dt
dC
−=
(8)
Reação de Ordem Zero
dC/dt
t
C
t
Mudança da Taxa dC/dt
em Fun
ç
ão do Tem
p
o
Mudança da Concentração C
em Fun
ç
ão do Tem
p
o
-K
(
a
)
(
b
)
22
A progressão da taxa de mudança (dC/dt) ao longo do tempo, segundo a
Equação 8, encontra-se apresentada na Figura 3.a. Observa-se que a taxa
decresce linearmente ao longo do tempo.
A integração da Equação 8, tendo C=C
0
em t=0 conduz a:
KtCC −=
0
lnln , (9)
ou
Kt
eCC
−
=
0
(10)
A Equação 10 encontra-se representada na Figura 3b.
FIGURA 3. Reações de primeira ordem. (a) Mudança da taxa de reação dC/dt
com o tempo. (b) Mudança da concentração C com o tempo. (von
Sperling, 1996b).
Há vários processos complexos em que a taxa global se processa
segundo a cinética de primeira ordem. Várias substâncias podem
individualmente exibir uma cinética de ordem zero, mas os substratos
complexos, em que diversas destas substâncias encontram-se agregadas (ex:
despejos domésticos e industriais), podem sofrer uma taxa de degradação que se
Reação de Primeira Ordem
dC/dt
t
C
t
Mudança da Taxa dC/dt
em Função do Tempo
Mudança da Concentração C
em Fun
ç
ão do Tem
p
o
-dC/dt
(
a
)
(
b
)
23
dá na forma de primeira ordem. Inicialmente, quando a maioria dos
componentes está sendo removida (consumida) simultaneamente, a taxa de
reação global é elevada. Após um certo tempo, no entanto, a taxa pode ser mais
lenta, quando apenas os compostos de degradação mais difícil estão ainda
presentes (von Sperling, 1996b). Assim, a taxa global de reação assemelha-se a
uma típica reação de primeira ordem.
2.6.5 Reação de Saturação
Sem entrar em detalhes sobre as reações enzimáticas, apresenta-se
diretamente a equação da taxa de reação do substrato. Esta segue uma forma
hiperbólica em que a taxa tende a um valor de saturação, e é dada por:
SK
S
rr
S
máx
+
=
(11)
onde
r = taxa da reação (ML
-3
T
-1
)
r
máx
= taxa máxima da reação (ML
-3
T
-1
)
S = concentração do substrato limitante (ML
-3
)
K
S
= constante de saturação (ML
-3
)
Pela Figura 4, observa-se que K
S
é a concentração do substrato na qual a
taxa de reação r é igual a r
máx
/2.
A Equação 11 é amplamente utilizada no tratamento biológico das águas
residuárias. Sua grande importância reside na sua forma, que pode representar
aproximadamente tanto as cinéticas de ordem zero quanto às de primeira ordem,
bem como a transição entre as mesmas. Como comentado anteriormente, no
início de uma reação de decomposição de um substrato (matéria orgânica),
quando a sua concentração é ainda elevada, não há limitação do mesmo no meio,
e a taxa de remoção global aproxima-se da cinética de ordem zero. À medida
24
que o substrato passa a ser consumido, a taxa de reação passa a decrescer,
caracterizando uma região de transição, ou de ordem mista. Quando a
concentração de substrato passa a ser bem baixa, a taxa de reação passa a ser
limitada pela pouca disponibilidade do mesmo no meio. Nestas condições, a
cinética ocorre como de primeira ordem. Estas duas situações ocorrem em
função dos valores relativos de S e K
S
, como descrito a seguir (von Sperling,
1996b).
FIGURA 4. Representação gráfica da reação de saturação. (von Sperling,
1996b).
• Concentração relativa de substrato: elevada
S>>K
S
: reação aproximadamente de ordem zero.
Quando a concentração de substrato é muito maior que o valor de K
S
, K
S
pode ser desprezado no denominador da Equação 11. Assim esta se reduz a:
Taxa de Reação segundo uma reação
de saturação
r
Substrato Limitante S (g.m-³)
r
máx
Taxa de
Reação
(g.m-³.d-¹)
rmáx/2
K
25
máx
rr = (12)
Nestas condições, a taxa de reação r é constante e igual à taxa máxima
r
máx
. A reação segue uma cinética de ordem zero, em que a taxa de reação é
independente da concentração de substrato. No tratamento de esgotos
domésticos, tal situação tende a ocorrer na cabeceira de um reator de fluxo em
pistão, onde a concentração de substrato é ainda elevada (von Sperling, 1996b).
• Concentração relativa de substrato: baixa
S<<K
S
: reação aproximadamente de primeira ordem.
Quando a concentração de substrato é muito menor do que o valor de
K
S
, S pode ser desprezado no denominador da Equação 11. Em conseqüência,
esta se reduz a:
S
máx
K
S
rr =
(13)
Como r
máx
e K
S
são constantes, o termo (r
máx
/K
S
) é também uma
constante, podendo ser substituído por uma nova constante K. Desta forma, a
Equação 13 se reduz a:
KSr = (14)
Nesta situação, a taxa de reação é proporcional à concentração de
substrato presente. A reação segue uma cinética de primeira ordem. Tal situação
é típica no tratamento de esgotos domésticos em reatores de mistura completa,
em que a concentração de substrato no meio é baixa, devido aos requisitos de
baixos valores de substratos no efluente (von Sperling, 1996b).
A Figura 5 apresenta as duas situações extremas, respectivamente das
cinéticas de ordem zero e primeira ordem.
26
FIGURA 5. Cinética de Michaelis-Menten. Duas condições extremas na
reação de saturação. (von Sperling, 1996b).
A forma das equações de Michaelis-Menten é reanalisada em detalhes,
na cinética do crescimento bacteriano e da remoção de substrato. Nestas
condições tem-se a assim denominada cinética de Monod (von Sperling, 1996b).
2.6.6 Estudo Cinético
O estudo da cinética bioquímica da biomassa em reatores anaeróbios de
manta de lodo procura encontrar as velocidades de crescimento dos
microrganismos, as velocidades de consumo dos substratos e de formação de
produtos. Tais velocidades podem ser expressas em termos matemáticos por
modelos que representem adequadamente a dinâmica desses processos.
Segundo von Sperling (1996b), muitos são os fatores que podem
influenciar a cinética de populações microbianas. A cinética pode ser afetada
pela:
Reação de Ordem 0 e 1, obtidas
através da cinética de Michaelis-
r
Substrato Limitante S
(g
.
m
-³
)
r
má
r = Ks
r =
r
má
x
Rea
ç
ões de ordem ~ 0
Rea
ç
ões de ordem ~ 1
Taxa de
Reação
(g.m
-³
.d
-¹
)
27
− Composição do substrato;
− pH;
− Reologia (parte da física que investiga as propriedades e o
comportamento mecânico dos corpos deformáveis que não são nem
sólidos nem líquidos) e temperatura do meio;
− Controles Internos;
− Adaptabilidade;
− Heterogeneidade das populações celulares.
− Além disso, as interações entre massa celular e o ambiente (meio),
como:
− Transferência de nutrientes;
− Produtos e calor.
Entretanto não é prático ou possível tentar formar um modelo cinético
que inclua todos os aspectos e detalhes envolvidos na reação meio/biomassa.
Conseqüentemente, devem ser feitas simplificações a fim de tornar o modelo
aplicável. Existe uma grande dificuldade em se descrever matematicamente
essas cinéticas de conversão, devido à complexidade dos substratos e ao
envolvimento de diversas populações bacterianas. Por outro lado, modelos
matemáticos complexos não são desejáveis, especialmente se eles não
conseguem descrever com propriedade as reações de processo envolvidas
(Campos, 1990).
Duas variáveis principais formam a base de todos os modelos
biológicos: (a) a concentração de substrato; e (b) a concentração de
microrganismos (Campos, 1990).
O balanço de massa é uma descrição quantitativa de todos os materiais
que entram, saem e se acumulam em um sistema com limites físicos definidos.
O balanço de massa é baseado na Lei da Conservação da Massa, isto é, a massa
28
nunca é criada ou destruída (von Sperling, 1996b), descrita conforme Equações
15 e 16.
(Entrada-Saída) (Produção-Consumo)
Matematicamente:
)....()..(
).(
0 rrdrr
VXkVXCQCQ
dt
VCd
−+−=
µ
; (15)
)....()..(..
0 rrdrr
VXkVXCQCQ
dt
dC
V
dt
dV
C −+−=+
µ
; (16)
Onde:
Vr – volume do reator, (L);
Xr – concentração de microrganismos (SVT) no reator, (mg.L
-1
);
Q – vazão, (L.dia
-1
);
C
0
– concentração de DQO
T
afluente, (mg.L
-1
);
C - concentração de DQO
T
efluente, (mg.L
-1
).
Nos reatores biológicos usualmente o volume pode ser considerado
como fixo, ou seja, a taxa de variação do volume com o tempo é nula, Equação
17.
0=
dt
dV
; donde
)....()..(.
0 rrdrr
VXkVXCQCQ
dt
dC
V −+−=
µ
; (17)
Determinação das equações para o cálculo dos coeficientes cinéticos:
Equação 18 diz respeito ao tempo de retenção celular Θ
c
ou TRC (d):
)..(
.
0
CQCQ
XV
rr
c
+
=
θ
; (Metcalf & Eddy, 2002) (18)
Balanço de massa dos microrganismos: dC/dt = 0;
)....()..(.
0 rrdrr
VXkVXCQCQ
dt
dC
V −+−=
µ
; (19)
d
c
k−=
µ
θ
1
; (Metcalf & Eddy, 2002) (20)
29
A Equação 21 é amplamente utilizada no tratamento biológico das águas
residuárias. Sua grande importância reside na sua forma, que pode representar
aproximadamente tanto as cinéticas de ordem zero quanto às de primeira ordem,
bem como a transição entre as mesmas (von Sperling, 1996b).
Empregando a equação cinética de Monod, temos:
CK
C
s
máx
+
=
.
µ
µ
; (21)
onde: µ = µ
máx
/ 2.
Combinando a Equação 20 com a Equação 21, temos:
máxmáx
s
d
c
C
K
k
µµ
θ
11
.
1
1
+=
+
; (Campos, 1990) (22)
Equação 22 linearizada permite determinar os parâmetros µ
máx
e Ks.
Crescimento celular e Utilização do Substrato (Y) e Coeficiente de
Decaimento (Kd):
Y – máximo coeficiente de produção (massa de células formadas por
massa de substrato consumido).
Relacionando crescimento celular e o substrato limitante:
YCK
XC
dt
dC
s
rmáx
).(
..
+
=
µ
; (Metcalf & Eddy, 2002) (23)
Efeitos do Metabolismo Endógeno:
k
d
– coeficiente de decaimento endógeno, Equação 24.
Xk
dt
dX
d
.−= ; (24)
30
Relacionando a Equação 23 com a Equação 24, tem-se:
rd
s
rmáx
Xk
YCK
XC
dt
dC
.
).(
..
−
+
=
µ
; (25)
Relacionando a Equação 23 com a Equação 17 do balanço de massa,
tem-se:
dt
dC
XVCQCQ
dt
dC
V
rr
)..()..(.
0
+−= ; (26)
µ
.
1
.
)(
0
YXV
CCQ
rr
−=
−
− ; (27)
)
1
.
1
.
)(
0
d
crr
k
YXV
CCQ
+=
−
θ
; (28)
Y
k
YXV
CCQ
d
crr
+=
−
θ
1
.
1
.
)(
0
; (Campos, 1990) (29)
Equação 29 linearizada permite determinar os parâmetros Y e k
d
.
31
3 MATERIAL E MÉTODOS
Neste trabalho foi estudado por meio da cinética microbiana o
comportamento da biomassa (leito e manta de lodo), presente no interior dos
reatores “UASB” na redução da carga orgânica de águas residuárias de três
seguimentos do agronegócio brasileiro. Foram pesquisados três reatores
“UASB” em escala laboratorial, sendo um tratando água residuária da
suinocultura, outro tratando água residuária proveniente do processamento via
úmida do café e um terceiro utilizando leite integral industrializado diluído para
simular o efluente gerado na indústria laticinista.
3.1 Dados das pesquisas utilizados para todos os experimentos
Abaixo são descritos quais os parâmetros necessários na determinação
cinética dos experimentos conduzidos no Departamento de Engenharia da
Universidade Federal de Lavras-MG; um banco de dados foi gerado a partir das
análises realizadas em cada um dos três experimentos. Para que se pudessem
obter os valores dos parâmetros cinéticos destes reatores “UASB” foram
necessárias a organização e a análise criteriosa dos dados relevantes
determinados na presente pesquisa.
TDH
média
= Tempo de Detenção Hidráulica média (h);
Q
e(média)
= Vazão (L.d
-1
);
V
r
= Volume do Reator (L);
Q
am
= Vazão dos amostradores* (L.d
-1
);
X
e
=
Concentração média de Sólidos Voláteis Totais efluente ao reator
para cada tempo de detenção hidráulica (mg.L
-1
);
X
am
e X
r
= Concentração média de Sólidos Voláteis Totais no interior do
reator ** (mg.L
-1
);
32
S
a
=
Substrato afluente, DQO afluente média durante todo o período de
operação do reator, média de todos os TDH (mg.L
-1
);
S
e
= Substrato efluente, DQO efluente média para cada tempo de
detenção hidráulica (mg.L
-1
);
TRC (θ
c
)
= Tempo de Retenção Celular (d);
(*) Somatório das amostras retiradas de todos os amostradores de perfil durante
cada tempo de detenção hidráulica, divididas pelo número de dias de duração
dos referidos TDH’s;
(**) Foram considerados os cincos primeiros amostradores - do fundo do reator
ao topo.
3.2 Memorial de Cálculo:
3.2.1 Balanço de Massa e Crescimento Celular
A maior parte dos modelos matemáticos introduz simplificações na
forma da sua representação. A unidade de massa das células microbianas é
normalmente expressa em termos de sólidos totais (ST) em mg.L
-1
, uma vez que
a biomassa é constituída de sólidos que se encontram no reator. No entanto, nem
toda biomassa de sólidos participa da conversão do substrato orgânico, havendo
uma fração inorgânica que não desempenha funções em termos do tratamento
biológico. Assim, a biomassa é também freqüentemente expressa em termos de
sólidos voláteis totais (SVT) em mg.L
-1
. Estes representam a fração orgânica da
biomassa, já que a matéria orgânica pode ser volatilizada, ou seja, convertida a
gás por combustão (oxidação).
No entanto, nem toda a fração orgânica da biomassa é ativa. Assim, os
sólidos voláteis totais podem ser ainda divididos em uma fração ativa e uma
fração não ativa. A fração ativa é a que tem real participação na estabilização do
substrato. A principal limitação na utilização dos sólidos ativos no projeto e
33
controle operacional das estações relaciona-se à dificuldade da sua
determinação. Sendo assim, neste trabalho adotou-se como medida
representativa da massa microbiana presente no reator o valor dos SVT (mg.L
-1
).
+
−−=
SK
SK
VSQSQV
dt
dS
s
rr
.
...
0
(30)
onde:
Y
K
máx.
µ
= (31)
µ
máx.
= Taxa máxima de crescimento celular (d
-1
);
Y = Coeficiente de produção celular (mgSVT
-1
mgDQO.d
-1
);
S
0
= Concentração de DQO afluente do reator (mg.L
-1
);
S = Concentração de DQO efluente do reator (mg.L
-1
);
K
s
= Concentração de substrato correspondente à metade da taxa de
crescimento.
()
+
−−−=
SK
S
Y
VSQSQV
dt
dX
s
máx
rr
.
.
1
...
.
0
µ
(32)
()
+
−−−=
SK
S
Y
VSQSQ
s
máx
r
.
.
1
..0
.
0
µ
(33)
()
()
SK
S
YXV
SSQ
s
máx
r
+
−=
−
−
.
.
1
.
.0
µ
Equação de Monod (34)
()
µ
.
1
.
0
YXV
SSQ
r
−=
−
− Crescimento celular (35)
34
Balanço de Massa, crescimento celular e decaimento celular.
d
cc
d
KK +=⇒=−
θ
µ
θ
µ
1
1
(36)
()
µ
.
1
.
0
YXV
SSQ
r
−=
−
− (37)
()
+−=
−
−
d
cr
K
YXV
SSQ
θ
1
.
1
.
0
()
1−× (38)
()
+=
−
d
cr
K
YXV
SSQ
θ
1
.
1
.
0
(39)
()
Y
K
YXV
SSQ
d
cr
+=
−
θ
.
1
.
0
Equação linear para extraírem-se
p
arâmetros cinéticos
(40)
()
XV
SSQ
y
r
.
.
0
−
=
Y
a
1
=
c
x
θ
1
=
Y
K
b
d
=
(41)
3.2.2 Tempo de Retenção Celular (θ
θθ
θ
c
):
()()
aaee
rr
C
XQXQ
VX
TRC
..
.
+
==
θ
(42)
35
es
emáx
SK
S
+
=
.
.
µ
µ
Equação de Monod (43)
onde:
µ
= Taxa de crescimento (d
-1
);
µ
máx.
= Taxa máxima de crescimento (d
-1
);
K
s
= Concentração de substrato limitante (mgDQO.L
-1
);
S
e
= DQO efluente média para cada tempo de detenção hidráulica (mg.L
-1
).
()()
aaee
rr
c
XQXQ
VX
TRC
..
.
+
==
θ
(44)
()()
d
rr
aaee
c
K
VX
XQXQ
−=
+
=
µ
θ
.
..
1
(45)
onde:
K
d
= Coeficiente de decaimento (dia
-1
).
c
d
K
θ
µ
1
=− (46)
d
ces
emáx
c
d
es
emáx
K
SK
S
K
SK
S
+=
+
⇒=−
+
θ
µ
θ
µ
1
.
1
.
..
(47)
Linearizando a equação, temos:
11
.
1
.
−−
+=
+
d
ces
emáx
K
SK
S
θ
µ
(48)
36
d
c
emáx
es
K
S
SK
+
=
+
θ
µ
1
1
.
.
(49)
+
=+
d
c
emáx
e
emáx
s
K
S
S
S
K
θ
µµ
1
1
..
..
(50)
+
=+
d
c
máxemáx
s
K
S
K
θ
µµ
1
11
.
..
(51)
..
11
.
1
1
máxemáx
s
d
c
S
K
K
µµ
θ
+=
+
Equação linear para extraírem-se
parâmetros cinéticos
(52)
d
c
K
y
+
=
θ
1
1
.máx
s
K
a
µ
=
e
S
x
1
=
.
1
máx
b
µ
=
(53)
3.3 Estudos Estatísticos
A regressão linear foi obtida por meio do método dos mínimos
quadrados e como resultado da regressão um modelo estatístico foi encontrado,
servindo para prever uma variável resposta em relação a uma variável
explicativa. E a correlação foi utilizada para mensurar a força entre variáveis
numéricas.
37
Podemos determinar se existe relação significativa entre as variáveis
testando se a verdadeira inclinação da regressão linear é igual a zero. Se essa
hipótese for rejeitada, poder-se-á concluir que há evidências de uma relação
linear.
O método que foi utilizado para examinar a existência de relação linear
entre duas variáveis envolve o coeficiente de correlação da amostra “r”. A
estatística de teste (t) para determinar a existência de uma correlação
significativa é dada por
2
1
2
−
−
=
n
r
r
t
(Levine; et al., 2000) (54)
Onde a estatística de teste “t” segue uma distribuição t com (n – 2 graus
de liberdade, sendo:
STQ
gSQ
r
Re
2
= (R
quadrado
),
2
rr = (R
múltiplo
) e n = graus de liberdade,
em que SQReg = soma dos quadrados devida a regressão e STQ = soma total
dos quadrados. Para o teste das hipóteses de H
0
: ρ = 0 (não existe correlação) ou
H
1
: ρ ≠ 0 (existe correlação).
2
1
2
nyySTQ
n
i
i
−=
∑
=
2
1
1
1
0
Re nyyxbybgSQ
i
n
i
i
n
i
i
−+=
∑∑
==
Uma vez que t > t
n-2
, rejeitamos H
0
. Assim sendo, podemos concluir que
existe uma relação linear significativa entre as variáveis em estudo com um nível
de significância ajustado, tolerável e compatível com os objetivos propostos pela
presente pesquisa.
38
3.4 Determinação de Valores Cinéticos de um Reator (UASB) em escala
de Bancada Utilizando Leite Diluído como Afluente.
O experimento foi realizado no Laboratório de Análise de Água do
Departamento de Engenharia (LAADEG) da Universidade Federal de Lavras
(UFLA). A pesquisa foi desenvolvida em um sistema composto de três unidades
experimentais: tanque de acidificação e equalização (TAE), tanque de flotação-
aeração (FLOT) e reator anaeróbio de manta de lodo (UASB). Neste trabalho
foram avaliados somente os parâmetros relacionados com a unidade do reator
UASB no tratamento dos despejos líquidos (Campos et al., 2003).
O efluente utilizado para alimentação do sistema foi obtido a partir da
diluição de leite pasteurizado tipo B (marca Ipê) com água potável, a fim de se
obter uma DQO afluente ao sistema de aproximadamente 2.500 mg.L
-1
. A
adoção deste valor justifica-se por corresponder aos valores comumente
encontrados em despejos líquidos nas indústrias de laticínios que não lançam
soro em seus efluentes (Sebrae, 1998). A temperatura operacional média do
afluente ao reator UASB ficou na faixa de 26,0 ºC ± 1,5ºC (Luiz, et al., 2002).
A alimentação do sistema foi em “bateladas” no TAE e posteriormente
este efluente era bombeado para o FLOT, em seguida, após passar por um
sistema de aquecimento serpentinado, era finalmente introduzido no reator
UASB. Os volumes do TAE, FLOT e UASB eram de 55, 13 e 11,7 litros,
respectivamente. O volume útil do TAE era superior ao volume do reator UASB
devido à necessidade de se equalizar, hidrolisar e acidificar os compostos
presentes na água residuária (Luiz, et al., 2002). O fluxograma do sistema e a
representação esquemática podem ser visualizados na Figura 6.
39
Efluente
TAE
Bomba
dosadora
Sistema de
aquecimento
Reator UASB
FLOT
Bomba
dosadora
FIGURA 6. Fluxograma e desenho esquemático do sistema de tratamento.
Durante as recargas, tomava-se cuidado de homogeneizar o efluente
deixando-o em repouso de 10 a 15 minutos, e, logo após, fazia-se à coleta, para
que houvesse uma representatividade real do mesmo. A recarga era realizada
quando o volume de efluente restante no TAE correspondia a 20% do seu
volume útil (Luiz, et al., 2002).
O reator UASB foi construído de vidro 3mm. O separador trifásico foi
confeccionado com formato piramidal, também em vidro. O nível do biogás
dentro do reator UASB era mantido por meio de um equalizador de pressão
(Luiz, et al., 2002).
Reato
r
UASB
Equalizador
de pressão
Gasômetro
Bomba de
Membrana
FLOT
Queimador
Bunsen
TAE
A
quecimento
Biogás
Efluente
A
fluente
40
Para a partida do reator foi utilizado como inóculo, lodo anaeróbio,
proveniente do próprio sistema em estudo, o qual já se encontrava em
funcionamento anteriormente, com outro lodo adquirido de uma estação de
tratamento da CCPL (Niterói-RJ). O reator foi inoculado com 6 litros de lodo, o
que correspondia aproximadamente a 52% do seu volume útil. O lodo de partida
apresentou teor de SVT de 26.887 mg.L
-1
(Luiz, et al., 2002).
Os seguintes parâmetros físico-químicos foram analisados: vazão,
temperatura, pH, demanda química de oxigênio total (DQO
T
), óleos e graxas,
sólidos totais (ST) e sólidos voláteis totais (SVT). As amostras foram analisadas
de acordo com "Standard Methods for the Examination of Water and
Wastewater"(1998). As determinações de pH, temperatura e vazão foram
realizadas diariamente, enquanto as análises de DQO
T
, ST, SFT e SVT foram
realizadas quinzenalmente (Luiz, et al., 2002).
Os parâmetros mantidos constantes durante a fase permanente de
“steady-state” no reator UASB foram temperatura e a concentração de DQO
T
(mg.L
-1
) afluentes ao reator (Campos, et al., 2003).
Nesta pesquisa somente os parâmetros cinéticos relacionados com o
desempenho do reator anaeróbio de manta de lodo (UASB) foram avaliados.
3.5 Determinação de Parâmetros Cinéticos do Reator Anaeróbio de
Manta de Lodo (UASB) em Escala Laboratorial na Remoção da
Carga Orgânica de Efluentes de Suinocultura.
O experimento foi também realizado no Laboratório de Análise de Água
do Departamento de Engenharia (LAADEG) da Universidade Federal de Lavras
(UFLA). A pesquisa foi desenvolvida em um outro sistema composto de três
unidades experimentais: tanque de acidificação e equalização (TAE), reator
anaeróbio de manta de lodo (UASB) e lagoa aerada facultativa (LAF). Neste
trabalho foram avaliados somente os parâmetros relacionados com o reator
UASB no tratamento de dejetos de suínos (Carmo, et al., 2003).
41
Os dejetos utilizados foram coletados das instalações do Setor de
Suinocultura do Departamento de Zootecnia da UFLA. As instalações eram
lavadas diariamente pela manhã, antes de ser ministrada a ração. As lavações
realizadas com mangueira continham estrume fresco, urina e resto de alimentos,
os quais eram canalizados até se unirem em uma rede efluente única. A partir
deste ponto foi feita a coleta dos resíduos para o tratamento. O número de
animais girava em torno de 500, variando de acordo com os abates e
nascimentos (Carmo, et al., 2003).
A alimentação do sistema foi realizada por “bateladas” no TAE e
posteriormente o efluente era bombeado para o sistema de aquecimento,
encaminhado para o reator UASB que, após tratamento anaeróbio, era conduzido
para a LAF. Os volumes do TAE, UASB e LAF foram de 38; 11,7 e 16 litros,
respectivamente (Carmo, et al., 2003). O fluxograma e o desenho esquemático
do sistema podem ser visualizados na Figura 7
.
A temperatura média operacional no reator UASB foi de 24,9 ºC ± 2ºC.
O levantamento cinético utilizou os seguintes parâmetros: DQO
T
, Sólidos
Voláteis Totais (SVT), Temperatura, Vazão e Perfil de Lodo no reator (SVT),
cujo numero de análises foram: 72; 72; 250; 250; e 30, respectivamente, sendo a
freqüência de duas vezes por semana para DQO
T
e Sólidos Voláteis Totais
(SVT), diárias para a Temperatura e Vazão (Carmo, et al., 2003).
Na recarga do sistema tomou-se o cuidado de se coletar o efluente da
forma mais homogênea possível, para que houvesse uma representatividade real
do mesmo. As recargas no TAE foram realizadas todas as vezes que se
bombeava praticamente todo o volume útil deste (Carmo, et al., 2003).
O reator UASB foi construído segundo as mesmas características da
unidade de laticínio, sendo de vidro com 3mm de espessura e possuindo um
volume útil de 11,7 litros. O separador trifásico foi confeccionado com formato
42
piramidal, também constituído de vidro. O nível do biogás dentro do reator
UASB foi mantido por meio de um equalizador de pressão (Carmo, et al., 2003).
FIGURA 7. Fluxograma e desenho esquemático do sistema de tratamento.
O monitoramento do sistema foi realizado através da determinação de
parâmetros físico-químicos do afluente e efluente do TAE, efluente do reator
UASB e efluente da LAF. Os seguintes parâmetros físico-químicos foram
analisados: vazão, temperatura, pH, demanda química de oxigênio total (DQO
T
),
sólidos totais (ST) e sólidos voláteis totais (SVT). As amostras foram analisadas
Reato
r
UASB
Equalizador
de pressão
Gasômetro
Bomba de
Membrana
LAF
Queimador
Bunsen
TAE
Aquecimento
Efluente
Final
Biogás
Efluente
Afluente
Dejeto bruto TAE
Bomba de
membrana
Sistema de
aquecimento
Reator UASB LAF
43
de acordo com "Standard Methods for the Examination of Water and
Wastewater"(1998) (Carmo, et al., 2003).
Os parâmetros mantidos constantes durante a fase permanente de
“steady-state” no reator UASB foram a temperatura e a concentração de DQO
T
(mg.L
-1
) afluentes ao reator (Carmo, et al., 2003).
3.6 Levantamento de Parâmetros Cinéticos do Reator Anaeróbio de
Manta de Lodo (UASB) em Escala Laboratorial no Tratamento dos
Efluentes do Processamento Via Úmida do Fruto do Cafeeiro.
O experimento foi conduzido também no Laboratório de Análise de
Água do Departamento de Engenharia (LAADEG) da Universidade Federal de
Lavras (UFLA). A pesquisa foi realizada em um terceiro sistema composto de
três unidades experimentais idênticas às descritas anteriormente: tanque de
acidificação e equalização (TAE), reator anaeróbio de manta de lodo (UASB) e
lagoa aerada facultativa (LAF). Neste presente trabalho foram avaliados somente
os parâmetros relacionados com o reator UASB no tratamento dos despejos
líquidos do processamento via úmida da atividade cafeeira (Carmo, et al., 2002).
O processo de alimentação do sistema foi o mesmo realizado nas demais
pesquisas, por “bateladas” no TAE e posteriormente o efluente era bombeado
para o sistema de aquecimento, encaminhado para o reator UASB que, após
tratamento anaeróbio era conduzido para a LAF. Os volumes do TAE, UASB e
LAF foram de 40; 11,7 e 13 litros, respectivamente. O volume útil do TAE era
superior ao volume do reator UASB a fim de se hidrolisar e acidificar os
compostos presentes na água residuária (Carmo, et al., 2002). O fluxograma do
sistema e o desenho esquemático podem ser visualizados na Figura 8.
44
FIGURA 8. Fluxograma e desenho esquemático do sistema de tratamento.
Na recarga do sistema tomou-se o cuidado de coletar o efluente da forma
mais homogênea possível, para que houvesse uma representatividade real do
mesmo. As recargas no TAE eram realizadas todas as vezes que se bombeava
praticamente todo o volume útil deste (Carmo, et al., 2002).
O reator UASB como os outros em escala laboratorial foi construído de
vidro com 3mm de espessura, possuindo um volume útil de 11,7 litros. O
separador trifásico foi confeccionado com formato piramidal, também
Dejeto bruto TAE
Bomba de
membrana
Sistema de
aquecimento
Reator UASB LAF
Reato
r
UASB
Equalizador
de pressão
Gasômetro
Bomba de
Membrana
LAF
Queimador
Bunsen
TAE
Aquecimento
Efluente
Final
Biogás
Efluente
Afluente
45
constituído de vidro. O nível do biogás dentro do reator UASB foi mantido por
meio de equalizador de pressão (Carmo, et al., 2002).
A temperatura média operacional do afluente ao reator “UASB” foi de
23,4 ºC ± 1,6ºC (Carmo, et al., 2002).
O monitoramento do sistema foi realizado através da determinação de
parâmetros físico-químicos do afluente e efluente do TAE, efluente do reator
UASB e efluente da LAF. Os seguintes parâmetros físico-químicos foram
analisados: vazão, temperatura, pH, demanda química de oxigênio total (DQO
T
),
fenóis, sólidos totais (ST) e sólidos voláteis totais (SVT). As amostras foram
analisadas de acordo com "Standard Methods for the Examination of Water and
Wastewater"(1998). As determinações de pH, temperatura e vazão foram
realizadas diariamente, enquanto as análises de DQO
T
, ST, SFT e SVT foram
realizadas sempre que se realizava a recarga no TAE (Carmo, et al., 2002).
Os parâmetros mantidos constantes durante a fase permanente de
“steady-state” no reator UASB foram a temperatura e a concentração de DQO
T
(mg.L
-1
) afluentes ao reator (Carmo, et al., 2002).
Apesar da pesquisa ter sido conduzida em um sistema de tratamento dos
despejos líquidos do processamento do café composto pelo TAE, UASB e LAF,
neste trabalho foram analisados somente os parâmetros cinéticos relacionados ao
desempenho do reator anaeróbio de manta de lodo (UASB).
46
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO
4.2 Determinação de Valores Cinéticos de um Reator (UASB) em Escala
de Bancada Utilizando Leite Diluído como Afluente.
A vazão do sistema foi determinada tendo-se como base o tempo de
detenção hidráulico adotado. A vazão mínima foi de 0,60 L.h
-1
, na partida do
reator, resultando num TDH máximo de 19 horas e a máxima de 1,0 L.h
-1
,
resultando num TDH mínimo de 12 horas, sendo o valor médio de 0,74 L.h
-1
.
As variações da DQO
T
observadas foram devidas às características do
efluente. O valor médio da DQO
T
no afluente do reator UASB foi de 467,5
mgDQO
T
.L
-1
para todos os TDH(s). Os valores médios da DQO
T
no efluente do
reator UASB para cada tempo de detenção hidráulica (12, 19, 18 e 16 horas)
foram de 582; 147; 138 e 318 mgDQO
T
.L
-1
, respectivamente.
As concentrações médias de STV no efluente do reator UASB para cada
tempo de detenção hidráulica (12, 19, 18 e 16 horas) foram de 309; 135; 180 e
254 mgSVT.L
-1
, respectivamente.
As concentrações médias de SVT da biomassa do reator UASB,
determinadas a partir dos pontos de amostragem ao longo do seu perfil, para
cada tempo de detenção hidráulica (12, 19, 18 e 16 horas), foram de 18.578;
9.666; 4.977 e 3.879 mgSVT.L
-1
, respectivamente. Todos estes dados são
apresentados na Tabela 3.
A Tabela 1 mostra os valores das concentrações médias de DQO
T
afluente (C
0
) e efluente (C) ao reator UASB em mgDQO
T
.L
-1
,
bem como os
valores médios de SVT no reator (Xa e Xr) e efluente (Xe) em mgSVT.L
-1
e
também as vazões médias (Qw) em L.dia
-1
retiradas por amostradores, para cada
um dos tempos de detenção hidráulico.
47
TABELA 1. Concentração média de diversos parâmetros em função do TDH.
TDH
(h)
Qe
(L.d
-1
)
Vr
(L)
Qam
(L.d
-1
)
Xe
(mg.L
-1
)
Xam
(mg.L
-1
)
Xr
(mg.L
-1
)
C
0
(mg.L
-1
)
C
(mg.L
-1
)
19 14,40 11,72 0,00534 135,0 9665,6 9665,6 467,5 147
18 15,36 11,72 0,00472 180,0 4977,13 4977,13 467,5 138
16 17,28 11,72 0,00902 254,0 3878,7 3878,7 467,5 318
12 24,00 11,72 0,01050 309,0 18578 18578 467,50 582
Com base nos valores obtidos na Tabela 2, calcularam-se os valores do
Tempo de Retenção Celular “TRC” (dia) e dos outros parâmetros, com seus
valores apresentados na Tabela 3, para subsidiar o estudo cinético do reator
UASB.
TABELA 2. Valores do “TRC” (dia) e dos pontos para obtenção dos resultados
dos parâmetros cinéticos.
TRC (dia) 1/TRC (d
-1
) Q(Sa-Se)/VrXr (dia) 1/Se (L.mg
-1
) 1/(1/TRC+Kd)
56,76 0,01762 0,04074 0,00680 24,26
20,91 0,04782 0,08680 0,00725 14,00
10,27 0,09736 0,05685 0,00314 8,27
28,60 0,03497 -0,01263 0,00172 17,07
O Gráfico 1, representa o par de coordenadas que estão na segunda e
terceira colunas na Tabela 2, que por meio da análise de regressão linear obtém-
se a equação com os valores do coeficiente de crescimento Y (mgDQO.mgSVT
-
1
.dia
-1
) e do coeficiente de decaimento endógeno da biomassa Kd (dia
-1
),
presentes no reator UASB.
48
Determinação de Y e Kd - Reator Laticínio
-0,02000
0,00000
0,02000
0,04000
0,06000
0,08000
0,10000
0,0000
0
0,0200
0
0,0400
0
0,0600
0
0,0800
0
0,1000
0
0,1200
0
1/TRC (1/dia)
Q(Si-Se)/XV
(mgDQO/mgSVT/dia)
GRÁFICO 1. Regressão Linear dos índices da Tabela 2.
O Gráfico 2, representa o par de coordenadas que estão na quarta e
quinta colunas na Tabela 2, que por meio da análise de regressão linear obtém-se
a equação com os valores da taxa máxima de crescimento µ
máx
(dia
-1
) e da
concentração de substrato limitante Ks (mgDQO.L
-1
), relacionados a biomassa
do reator UASB.
O TDH=12h ocorreu durante a
primeira fase de operação e não
atingiu o estado estacionário,
necessário para sua avaliação.
49
Determinação de U(máx) e Ks - Reator Laticínio
0,00
5,00
10,00
15,00
20,00
25,00
30,00
0,0000
0
0,0010
0
0,0020
0
0,0030
0
0,0040
0
0,0050
0
0,0060
0
0,0070
0
0,0080
0
1/Se (L/mg)
1/(1/TRC - Kd) (dia)
GRÁFICO 2. Regressão Linear dos índices da Tabela 2.
Os resumos dos resultados obtidos através da regressão linear para os
Gráficos 1 e 2 foram:
Resumo estatístico Gráfico 1.
Estatística de regressão
R múltiplo 0,2111
R-Quadrado 0,0445
R-quadrado ajustado -0,9108
Erro padrão 0,0323
Observações 3
Coeficientes Erro padrão Stat t
Interseção 0,054812377 0,03600287 1,5224
1/TRC (1/d) 0,122595188 0,567441015 0,2160
O TDH=12h ocorreu durante a
p
rimeira fase de operação e não
atingiu o estado estacionário,
necessário para sua avaliação.
50
Resumo estatístico Gráfico 2.
Estatística de regressão
R múltiplo 0,8646
R-Quadrado 0,7475
R-quadrado ajustado 0,4951
Erro padrão 0,1125
Observações 3
Para cada uma das três observações dezenas de dados estão associados.
Coeficientes Erro padrão Stat t
Interseção 1,654809286 0,212775874 7,7772
1/Se (L/mg) 60,83996827 35,35220504 1,7209
Os resumos dos resultados obtidos através da regressão linear para os
Gráficos 1 e 2 foram:
A equação linear no Gráfico 1 apresenta a seguinte forma: y = 0,1226.x
+ 0,0548; com R
múltiplo
= 0,21
O estudo estatístico para determinar a existência de correlação utilizada
foi a estatística de “t” (Levine, et al., 2000).
Como resultados para o Gráfico 1 temos: t = 0,2160; t
n-2
= 1,0;
utilizando a tabela de valores críticos de “t” com uma área de cauda superior
com α = 0,25. Podemos concluir que como t = 0,2160 < t
2
= 1,0; aceitamos H
0
.
Uma vez que a hipótese nula foi aceita, concluímos que não há evidências de
uma associação entre o coeficiente de crescimento “Y” (mgDQO.mgSVT
-1
.dia
-1
)
e do coeficiente de decaimento endógeno da biomassa “Kd” (dia
-1
).
A equação linear do Gráfico 2 apresenta a forma: y = 60,84.x + 1,6548;
com R
múltiplo
= 0,865
Como resultados para o Gráfico 2, temos: t = 1,72096; t
n-2
= 1,0;
utilizando a tabela de valores críticos de “t” com uma área de cauda superior
51
com α = 0,25. Podemos concluir que como t = 1,72096 > t
2
= 1,0; rejeitamos H
0
.
Uma vez que a hipótese nula não foi aceita, concluímos que há evidências de
uma associação entre a taxa máxima de crescimento µ
máx
(dia
-1
) e a concentração
de substrato limitante Ks (mgDQO.L
-1
), com o nível de significância de 0,25.
Durante aproximadamente 25 dias o TDH foi mantido em 12 horas,
porém, logo após foi elevado para 20 horas. Durante o TDH de 12 horas,
ocorreram valores negativos na remoção de DQO
T
no UASB. Isto pode ser
explicado pela ocorrência de uma possível sobrecarga de óleos e graxas no lodo
do reator, o que pode ter ocasionado a adsorção de gordura no lodo bacteriano
provocando arraste de sólidos e conseqüentemente interferindo na remoção de
DQO
T
. Para minimizar o distúrbio causado ao sistema elevou-se o TDH. Após a
alteração do TDH para 20 horas, a eficiência média na remoção de DQO passou
de 24 para 43%. Este TDH foi mantido por um período de 55 dias, até que o
reator demonstrasse certa estabilidade na remoção de DQO
T
. Logo após, o TDH
no reator foi reduzido para 18 horas, obtendo-se, nesta fase, eficiência média na
remoção de DQO de 52%. A remoção de DQO entretanto começou a decrescer
com a redução do TDH de 18 para 16 horas.
Estes incidentes experimentais contribuíram para que a análise
implementada na obtenção dos coeficientes cinéticos não lograsse êxito
estatístico desejado. Conclui-se que para obtenção dos parâmetros cinéticos do
reator UASB tratando leite diluído como efluente, a operação deveria ser
conduzida, depois de atingida a condição de estado estacionário com um maior
número de TDH(s), o que possibilitaria uma correlação estatisticamente
aceitável.
52
4.2 Determinação de Parâmetros Cinéticos do Reator Anaeróbio de
Manta de Lodo (UASB) em Escala Laboratorial na Remoção da
Carga Orgânica de Efluentes de Suinocultura.
Durante os 250 dias de operação do sistema de bancada, foram
analisados os seguintes aspectos operacionais:
O reator UASB trabalhou na faixa de pH=7,7; demonstrando boa
condição de tamponamento, que pode ser entendida como a capacidade do meio
em neutralizar ácidos, ou seja, resistir a variações de pH.
A temperatura média do efluente foi de 22,7ºC e para se obter uma
temperatura ótima no reator UASB, o sistema de aquecimento trabalhou na
temperatura média de 41,2ºC.
A vazão do sistema foi determinada tendo-se como base o tempo de
detenção hidráulico adotado. A vazão mínima foi de 0,21L.h
-1
, durante a partida
do reator, resultando num TDH máximo de 55 horas e a máxima de 0,71L.h
-1
,
resultando num TDH mínimo de 16 horas, com valor médio de 0,45L.h
-1
.
As variações da DQO
T
observadas foram devidas às características do
efluente da granja, visto que não foi utilizado nenhum padrão quanto à
quantidade de água e produtos utilizados para limpeza da granja. O valor médio
da DQO
T
no afluente do reator UASB foi de 1.910 mgDQO
T
.L
-1
para todos os
TDH’s. Os valores médios da DQO
T
no efluente do reator UASB para cada
tempo de detenção hidráulica (55, 39, 34, 24, 17 e 16 horas) foram de 216; 129;
213; 123; 120 e 406 mgDQO
T
.L
-1
, respectivamente.
As concentrações médias de STV no efluente do reator UASB para cada
tempo de detenção hidráulica (55, 39, 34, 24, 17 e 16 horas) foram de 249; 263;
284; 203; 145 e 363 mgSVT.L
-1
, respectivamente.
As concentrações médias de SVT no interior do reator UASB,
determinadas a partir dos pontos de amostragem ao longo do seu perfil, para
cada tempo de detenção hidráulica (55, 39, 34, 24, 17 e 16 horas) foram de
53
23.822; 21.958; 23.077; 22.045; 20.658 e 20.688 mgSVT.L
-1
, respectivamente.
Todos estes dados são apresentados na Tabela 3.
A Tabela 3 mostra os valores das concentrações médias de DQO
T
afluente (C
0
) e efluente (C) ao reator UASB em mgDQO
T
.L
-1
,
bem como os
valores médios de SVT no reator (Xa e Xr) e efluente (Xe) em mgSVT.L
-1
e
também as vazões médias retiradas por amostradores, para cada um dos tempos
de detenção hidráulicos.
TABELA 3. Concentração média de DQO (C
0
e C), e outros parâmetros a
partir dos diversos TDH(s).
TDH
(h)
Qe
(L.d
-1
)
Vr
(L)
Qam
(L.d
-1
)
Xe
(mg.L
-1
)
Xam
(mg.L
-1
)
Xr
(mg.L
-1
)
C
0
(mg.L
-1
)
C
(mg.L
-1
)
55 5,09 11,72 0,00066 249 23.822 23.822 1.910 216,42
39 7,18 11,72 0,00125 263 21.958 21.958 1.910 129,71
34 8,21 11,72 0,00112 284 23.077 23.077 1.910 213,49
24 11,54 11,72 0,00115 203 22.045 22.045 1.910 123,36
17 16,32 11,72 0,00142 145 20.658 20.658 1.910 120,58
16 17,50 11,72 0,00178 363 20.688 20.688 1.910 406,54
Com base nos valores obtidos na Tabela 3, calcularam-se os valores do
Tempo de Retenção Celular “TRC” (dia) e dos outros parâmetros, com seus
valores apresentados na Tabela 4, para subsidiar o estudo cinético do reator
UASB.
54
TABELA 4. Valores do “TRC” (dia) e dos pontos da regressão para obtenção
dos resultados dos parâmetros cinéticos.
TRC (dia) 1/TRC (d
-1
) Q(Sa-Se)/VrXr (dia) 1/Se (L.mg
-1
) 1/(1/TRC+Kd)
217,13 0,00461 0,03087 0,00462 74,07
134,05 0,00746 0,04966 0,00771 61,14
114,66 0,00872 0,05150 0,00468 56,77
109,03 0,00917 0,07985 0,00811 55,35
100,78 0,00992 0,12065 0,00829 53,14
37,96 0,02635 0,10852 0,00246 28,38
O Gráfico 3 representa o par de coordenadas que estão na segunda e
terceira colunas na Tabela 4, com a análise de regressão linear obtém-se a
equação com os valores do coeficiente de crescimento Y (mgDQO.mgSVT
-1
.
dia
-1
) e do coeficiente de decaimento endógeno da biomassa Kd (dia
-1
), presentes
no lodo do reator UASB.
Determinação de Y e Kd - Reator Suinocultura
0,00000
0,02000
0,04000
0,06000
0,08000
0,10000
0,12000
0,14000
0,00000 0,00500 0,01000 0,01500 0,02000 0,02500 0,03000
1/TRC (1/dia)
Q(Si-Se)/XV
(mgDQO/mgSVT/dia)
GRÁFICO 3. Regressão Linear dos índices da Tabela 4.
55
O Gráfico 4 representa o par de coordenadas que estão na quarta e
quinta colunas na Tabela 4, de onde através de regressão linear obteremos os
valores da taxa máxima de crescimento µ
máx
(dia
-1
) e concentração de substrato
limitante Ks (mgDQO.L
-1
), presentes na biomassa do reator UASB.
Determinação de U(máx) e Ks - Reator Suinocultura
0,00
10,00
20,00
30,00
40,00
50,00
60,00
70,00
80,00
0,00000 0,00200 0,00400 0,00600 0,00800 0,01000
1/Se (L/mg)
1/(1/TRC - Kd) (dia)
GRÁFICO 4. Regressão Linear dos índices da Tabela 4.
Os resultados obtidos através da regressão linear para os Gráficos 3 e 4
foram:
Resumo estatístico Gráfico 3.
Estatística de regressão
R múltiplo 0,6401
R-Quadrado 0,4097
R-quadrado ajustado 0,2622
Erro padrão 0,0306
Observações 6
Coeficientes Erro padrão Stat t
Interseção 0,040899551 0,023222699 1,7611
1/TRC (1/d) 2,954289351 1,772804303 1,6664
56
Resumo estatístico Gráfico 4.
Estatística de regressão
R múltiplo 0,4505
R-Quadrado 0,2029
R-quadrado ajustado 0,0036
Erro padrão 9,6935
Observações 6
Coeficientes Erro padrão Stat t
Interseção 31,7490989 11,50486 2,7596
1/Se (L/mg) 1823,473842 1806,815395 1,0092
A equação linear no Gráfico 3 apresenta a seguinte forma: y = 2,9543.x
+ 0,0409; com R
múltiplo
= 0,64
O estudo estatístico para determinação da correlação utilizado foi à
estatística de “t” (Levine, et al., 2000).
Como resultados para o Gráfico 3 temos: t = 1,6664; t
n-2
= 1,5332;
utilizando a tabela de valores críticos de “t” com uma área de cauda superior
com α = 0,10. Então podemos concluir que como t = 1,6664 > t
4
= 1,5332,
rejeitamos H
0
. Uma vez que a hipótese nula foi rejeitada, concluímos que há
evidencias de uma associação entre o coeficiente de crescimento Y
(mgDQO.mgSVT
-1
.dia
-1
) e o coeficiente de decaimento endógeno da biomassa
Kd (dia
-1
), com o nível de significância de 0,10.
A equação linear no Gráfico 4: apresenta a forma, y = 1.823,5.x +
31,749; com R
múltiplo
= 0,45
Como resultados para o Gráfico 4 temos: t = 1,0092; t
n-2
= 0,7407;
utilizando a tabela de valores críticos de “t” com uma área de cauda superior
com α = 0,25. Podemos concluir que como t = 1,0092 > t
4
= 0,7407, rejeitamos
H
0
. Uma vez que a hipótese nula foi rejeitada, concluímos que há evidências de
57
uma associação entre a taxa máxima de crescimento µ
máx
(dia
-1
) e a concentração
de substrato limitante Ks (mgDQO.L
-1
), com o nível de significância de 0,25.
Os valores dos parâmetros cinéticos obtidos para o reator UASB
tratando efluentes de suinocultura, foram:
Coeficiente de crescimento “Y” (mgDQO.mgSVT
-1
.d
-1
) = 0,33849
Coeficiente de decaimento endógeno da biomassa “Kd” (d
-1
) = 0,01384
Taxa máxima de crescimento “µ
máx
” (d
-1
) = 0,0315
Concentração de substrato limitante “Ks” (mgDQO.L
-1
) = 57,435
Estes valores obtidos foram validados pelo teste estatístico utilizado para
a verificação da correlação entre os parâmetros cinéticos aqui citados.
4.3 Levantamento de Parâmetros Cinéticos do Reator Anaeróbio de
Manta de Lodo (UASB) em Escala Laboratorial no Tratamento dos
Efluentes do Processamento Via Úmida do Fruto do Cafeeiro.
A vazão do sistema foi determinada tendo-se como base o tempo de
detenção hidráulica adotado. A vazão mínima adotada foi de 0,1542 L.h
-1
,
durante a partida do reator, resultando num TDH máxima de 76 horas e a
máxima de 0,95 L.h
-1
, resultando num TDH mínimo de 12 horas, com valor
médio de vazão de 0,42L.h
-1
.
As variações da DQO
T
observadas foram devidas às características do
efluente, visto que não foi utilizado nenhum padrão quanto à quantidade de água
utilizada para o processo. O valor médio da DQO
T
no afluente do reator UASB
foi de 2.568 mgDQO
T
.L
-1
para todos os TDH(s). Os valores médios da DQO
T
no
efluente do reator UASB para cada tempo de detenção hidráulica (76, 60, 41, 31
e 20 horas) foram de 560; 673; 482; 315; 805 e 476 mgDQO
T
.L
-1
,
respectivamente.
As concentrações médias de STV no efluente do reator UASB para cada
tempo de detenção hidráulica (76, 60, 41, 31 e 20 horas) foram de 525; 996; 426;
527; 733 e 392; mgSVT.L
-1
, respectivamente.
58
As concentrações médias de SVT na biomassa, no leito e manta do
reator UASB, determinadas a partir dos pontos de amostragem ao longo do seu
perfil, para cada tempo de detenção hidráulica (76, 60, 41, 31 e 20 horas) foram
de 18.397; 19.384; 18.217; 18.457 e 23.582 mgSVT.L
-1
, respectivamente.
Todos estes dados são apresentados na Tabela 5.
A Tabela 5 mostra os valores das concentrações médias de DQO
T
afluente (C
0
) e efluente (C) ao reator UASB em mgDQO
T
.L
-1
,
bem como os
valores médios de SVT no reator (Xa e Xr) e efluente (Xe) em mgSVT.L
-1
e
também as vazões médias retiradas por amostradores, para cada um dos tempos
de detenção hidráulicos.
TABELA 5. Valores médios de DQO e demais parâmetros em função dos
TDH (s)
TDH
(h)
Qe
(L.d
-1
)
Vr
(L)
Qam
(L.d
-1
)
Xe
(mg.L
-1
)
Xam
(mg.L
-1
)
Xr
(mg.L
-1
)
C
0
(mg.L
-1
)
C
(mg.L
-1
)
76 3,70 11,72 0,000041 525 18.397 18.397 2.586 560
60 4,68 11,72 0,000091 996 19.384 19.384 2.586 673
41 6,80 11,72 0,000178 426 18.217 18.217 2.586 482
31 9,05 11,72 0,000187 527 18.457 18.457 2.586 315
20 13,80 11,72 0,000159 733 23.582 23.582 2.586 805
Com base nos valores obtidos na Tabela 5, determinaram-se os valores
do Tempo de Retenção Celular “TRC” (dia) e dos demais parâmetros, cujos
valores estão apresentados na Tabela 6, para subsidiar o estudo cinético do
reator UASB.
O Gráfico 5 representa o par de coordenadas que estão na segunda e
terceira colunas na Tabela 6, que por meio da análise de regressão linear obtém-
se a equação com os valores do coeficiente de crescimento Y (mgDQO.
59
mgSVT
-1
.dia
-1
) e do coeficiente de decaimento endógeno da biomassa Kd (dia
-1
),
relacionados à biota microbiana do reator UASB.
TABELA 6. Valores do “TRC” (dia) e dos pontos para obtenção dos resultados
dos parâmetros cinéticos.
TRC
(dia)
1/TRC
(d
-1
)
Q(Sa-Se)/VrXr
(dia)
1/Se
(L.mg
-1
) 1/(1/TRC+Kd)
111,08 0,00900 0,03474 0,00179 38,16
48,72 0,02053 0,03942 0,00149 26,51
73,62 0,01358 0,06703 0,00207 32,49
45,35 0,02205 0,09498 0,00317 25,48
27,31 0,03661 0,08896 0,00124 18,58
Determinação de Y e Kd - Reator Café
0,00000
0,10000
0,20000
0,30000
0,40000
0,50000
0,00000 0,05000 0,10000 0,15000 0,20000
1/TRC (1/dia)
Q(Si-Se)/XV
(mgDQO/mgSVT/dia)
GRÁFICO 5. Regressão Linear dos índices da Tabela 6.
O Gráfico 6 representa o par de coordenadas que estão na quarta e
quinta colunas na Tabela 6, que por meio da análise de regressão linear obtém-se
a equação que nos fornece os valores da taxa máxima de crescimento µ
máx
(dia
-1
)
e concentração de substrato limitante Ks (mgDQO.L
-1
).
60
Determinação de Umáx e Ks - Reator Café
0,00
5,00
10,00
15,00
20,00
0,00000 0,00050 0,00100 0,00150 0,00200 0,00250
1/Se (1/mg)
1/(1/TRC - Kd) (dia)
GRÁFICO 6. Regressão Linear dos índices da Tabela 6.
Os resultados obtidos através da regressão linear para os Gráficos 5 e 6
foram:
Resumo estatístico do Gráfico 5.
Estatística de regressão
R múltiplo 0,6598
R-Quadrado 0,4354
R-quadrado ajustado 0,2472
Erro padrão 0,0239
Observações 5
Coeficientes Erro padrão Stat t
Interseção 0,029757021 0,025538659 1,1651
1/TRC (1/d) 1,732743772 1,139050623 1,5212
61
Resumo estatístico do Gráfico 6.
Estatística de regressão
R múltiplo 0,0249
R-Quadrado 0,0006
R-quadrado ajustado -0,2492
Erro padrão 5,0805
Observações 6
Coeficientes Erro padrão Stat t
Interseção 9,955185901 6,972603047 1,4277
1/Se (L/mg) -168,1735934 3367,735536 -0,0499
A equação linear do Gráfico 5 apresenta a forma: y = 1,7327.x + 0,0298;
com R
múltiplo
= 0,66
Como nos casos antecedentes, o estudo estatístico utilizado para
determinar a existência de correlação foi a estatística de “t” (Levine, et al.,
2000).
Como resultados para o Gráfico 5 temos: t = 1,5212175; t
n-2
= 0,7649;
utilizando a tabela de valores críticos de “t” com uma área de cauda superior
com α = 0,25. Então podemos concluir que como t = 1,5212175 > t
3
= 0,7649,
rejeitamos H
0
. Uma vez que a hipótese nula foi rejeitada, concluímos que há
evidências de uma associação entre o coeficiente de crescimento Y
(mgDQO.mgSVT
-1
.dia
-1
) e do coeficiente de decaimento endógeno da biomassa
Kd (dia
-1
), com o nível de significância de 0,25.
A equação linear do Gráfico 6 apresenta a seguinte forma: y = 1.396,7.x
+ 25,516; com R
múltiplo
= 0,024
Como resultados para o Gráfico 6 temos: t = -0,049936; t
n-2
= 0,7649;
utilizando a tabela de valores críticos de “t” com uma área de cauda superior
com α = 0,25. Podemos concluir que como t = -0,049936 < t
n-2
= 0,7649,
62
aceitamos a hipótese H
0
. Uma vez que a hipótese nula foi aceita, concluímos que
não há evidências de uma associação entre a taxa máxima de crescimento µ
máx
(dia
-1
) e a concentração de substrato limitante Ks (mgDQO.L
-1
).
Os valores obtidos para os parâmetros cinéticos do reator UASB
analisado foram:
Coeficiente de crescimento “Y” (mgDQO.mgSVT
-1
.d
-1
) = 0,57713
Coeficiente de decaimento endógeno da biomassa “Kd” (d
-1
) = 0,0172
Taxa máxima de crescimento “µ
máx
” (d
-1
) = Pela estatística de “t”não foi
possível detectar a correlação que validasse os resultados encontrados nesta
pesquisa para este parâmetro cinético.
Concentração de substrato limitante “Ks” (mgDQO.L
-1
) = Pela
estatística de “t” não foi possível detectar a correlação que desse validade aos
resultados encontrados nesta pesquisa para este parâmetro cinético.
Neste experimento ocorreram alguns problemas experimentais com a
determinação das análises laboratoriais de rotina, motivo pelo qual alguns destes
resultados não foram estatisticamente satisfatórios. Assim, os parâmetros
cinéticos “µ
máx
” (d
-1
) e “Ks” (mgDQO.L
-1
) ficaram prejudicados na sua
determinação e validação estatística.
63
CONCLUSÕES
Embora exista uma grande quantidade de dados relativos aos principais
parâmetros cinéticos da digestão anaeróbia, a modelagem matemática aplicada
ao projeto e à operação de sistemas anaeróbios tem sido ainda pouco utilizada.
Sem dúvida, isso se deve ao grande número de fatores que afetam os valores dos
parâmetros cinéticos.
A enorme diversidade de valores reportados na bibliografia
especializada, relacionando os parâmetros cinéticos a diferentes condições,
como temperatura, tipo de substrato, tipo de cultura (mistas e puras), tipo de
lodo etc., contribui mais para o entendimento dos fenômenos do que para a
modelagem matemática do processo ou para fins de projeto e operação.
Assim, esta dissertação vem contribuir com os esforços empreendidos
por vários grupos de pesquisa no país e no exterior, na busca por uma maior
compreensão destes fenômenos e na formação de uma base de dados confiáveis
dos parâmetros cinéticos aplicados aos reatores UASB, no intuito de que num
futuro próximo estes parâmetros possam ser utilizados criteriosamente no
dimensionamento destes reatores.
64
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