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UNIVERSIDADE ESTADUAL PAULISTA
FACULDADE DE CIÊNCIAS AGRÁRIAS E VETERINÁRIAS
CÂMPUS DE JABOTICABAL
AVALIAÇÃO DE SISTEMA COMPOSTO POR REATORES
ANAERÓBIOS E AERÓBIO PARA TRATAMENTO DE ÁGUAS
RESIDUÁRIAS DE SUINOCULTURA
Adriana Miranda de Santana
Orientador: Prof. Dr. Roberto Alves de Oliveira
Tese apresentada à Faculdade de Ciências
Agrárias e Veterinárias – UNESP, Câmpus de
Jaboticabal, como parte das exigências para a
obtenção do Título de Doutor em
Microbiologia Agropecuária.
JABOTICABAL – SÃO PAULO – BRASIL
Dezembro de 2008
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ii
DADOS CURRICULARES DO AUTOR
ADRIANA MIRANDA DE SANTANA – Filha de Abdias Romão de Santana e Maria de
Sousa Miranda, nascida na cidade de Valença, no Estado do Piauí, em 04 de dezembro
de 1974. Em 2000, graduou-se em Ciências Biológicas pela Universidade Federal do
Piauí - UFPI, campus de Teresina. De março de 2002 a julho de 2004, realizou o curso
de Pós-Graduação em Microbiologia Agropecuária, em nível de Mestrado, na
Faculdade de Ciências Agrárias e Veterinárias, da Universidade Estadual Paulista,
campus de Jaboticabal; em agosto do mesmo ano deu início ao curso de Doutorado na
mesma Instituição e área, com conclusão em dezembro de 2008.
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AGRADECIMENTOS
À Deus, pela vida e por tudo!
Ao Prof. Dr. Roberto Alves de Oliveira, pela acolhida durante estes anos de
convívio, sempre partilhando valiosas sugestões e orientações durante a realização
deste trabalho.
À Faculdade de Ciências Agrárias e Veterinárias de Jaboticabal (FCAV/UNESP)
e aos professores do curso de Pós-graduação, pelo aperfeiçoamento profissional.
À Fundação de Apóio ao Estado de São Paulo (FAPESP), pela concessão de
bolsa de estudo.
Aos Professores, Edson Abdul Nour, Eugênio Foresti, Maria Bernadete Amâncio
e Wanderley José de Melo que compuseram a banca examinadora, pelas sugestões
oportunas e valiosas.
Agradeço aos queridos amigos que aqui conheci: Adélia Miranda, Ariane Chiareli,
Airon, Adriane Andrade, André Arroyo, Alexandre Abud, Camila Machado, Carolina
Foganholo, Cristiane Xavier, Estevão Urbinati, Laurah, Fernanda Rezende, Kamilla
Ortega, Max Cangani, Marcelo Bruno, Natani e Rosinha Inui... ter convivido com vocês
foi um privilégio que fez toda diferença da minha passagem em Jaboticabal!!
Às amigas as quais já regressaram às suas origens (Ana Karina Barreto, Adriana
Generoso, Caciana Costa, Cristina Duda, Lonjoré Leocádio, Maria de Jesus Veloso e
Martha Garcia) pela grande amizade e pelos bons momentos compartilhados.
A amiga Rose Duda, pela solicitude, prontidão, pela sua generosidade e amizade
durante todo esse tempo de convívio.
A amiga Gracie Ferraz, pelas palavras de otimismo, pelas conversas, por estar
sempre presente na minha vida ao longo destes seis anos de amizade.
A amiga Roberta Monteiro, pelo apoio, estímulo e pelos bons momentos que
passamos juntas.
A amiga Roseane Ramires pela sua amizade e pelos bons momentos
compartilhados.
vi
Ao Sr. Cícero Ferraz e família, pelo enorme carinho, amizade e apoio que me
proporcionaram... vou sentir saudades!!!
A Dona Marlene Medeiros, pelas infinitas orações, imenso carinho demonstrado
durante todo o curso.
Aos meus tios Joaquim, Elonêide, Guiomar, Marilene, Marlene e Valdecira, e aos
meus primos e primas, por tudo que somos e representamos uns para os outros.
Aos Funcionários do Departamento de Engenharia Rural, FCAV - UNESP-
Câmpus de Jaboticabal, José Nivaldo Vendramin (Fiapo), Luis José Antonichelli
(Luizinho), Luis Cláudio, Marcos Antonio Rechi (Marquinho) e Francisco Gonçalves de
Souza (Primo) pela convivência, colaboração e auxílios prestados durante o período
desenvolvimento deste trabalho.
Às funcionárias Clarice Álvares e Silva Busoli pela solicitude e amizade.
Aos Secretários do Dept
o
. de Engenharia Rural, Miriam Rosangela e Davi
Aparecido, pela convivência agradável e atendimento prestativo.
Aos funcionários da Biblioteca e da sessão de Pós-Graduação, em especial a
Karina Severo e Valéria Cristina, pela disposição e solicitude.
E aos demais Docentes e Funcionários do Departamento de Engenharia Rural,
FCAV - UNESP, Câmpus de Jaboticabal.
Aos professores Wanderley de Melo e Ana Cláudia Ruggieri pela solicitude e
presteza no uso do laboratório para a realização das análises.
Ao Técnico de laboratório José Carlos do Departamento de Tecnologia, pela
disposição e solicitude.
À Edna Maria Testa D`Aquila, secretária do Departamento de Microbiologia e a
Rosângela Andrade Vaz, pela disposição e solicitude.
E a todos que de alguma forma contribuíram, para que eu pudesse realizar este
trabalho e, me trouxeram contribuições ao meu profissional e pessoal.
OBRIGADA!!!
vii
SUMÁRIO
LISTA DE FIGURAS...............................................................................................................x
LISTA DE TABELAS...........................................................................................................xvi
LISTA DE ABREVIATURAS..............................................................................................xxi
RESUMO............................................................................................................................xxiii
ABSTRACT.........................................................................................................................xxiv
I. INTRODUÇÃO ..........................................................................................................................1
II. REVISÃO DE LITERATURA ....................................................................................................4
2.1. Suinocultura e impacto ambiental. ........................................................................................4
2.2. Metabolismo anaeróbio .........................................................................................................8
2.3. Avaliação da atividade metanogênica específica................................................................13
2.4. Tratamento anaeróbio de águas residuárias.......................................................................17
2.5. Sistemas de tratamento anaeróbio em dois estágios..........................................................21
2.6. Processos de remoção do nitrogênio e fósforo ...................................................................29
2.6.1. Nitrificação........................................................................................................................30
2.6.2. Desnitrificação..................................................................................................................32
2.6.3 Remoção biológica do fósforo (biodesfosfatação).............................................................35
2.7. Reator em batelada seqüencial...........................................................................................37
2.8. Sistemas combinados anaeróbio/aeróbio para o tratamento de águas residuárias ............40
III. MATERIAL E MÉTODOS......................................................................................................47
3.1. Local....................................................................................................................................47
3.2. Instalações Experimentais...................................................................................................47
3.3. Afluente ...............................................................................................................................49
3.4. Descrição da operação e acompanhamento do sistema de tratamento..............................49
3.5. Procedimento de partida de cada ensaio. ...........................................................................53
viii
3.6. Exames físicos e determinações de constituintes orgânicos e inorgânicos .......................53
3.6.1. Amostragem.....................................................................................................................53
3.6.2. Temperatura.....................................................................................................................55
3.6.3. Produção do biogás..........................................................................................................55
3.6.4. Composição do biogás.....................................................................................................56
3.6.5. Atividade da microbiota do lodo. ......................................................................................56
3.6.6. Taxa de consumo de oxigênio..........................................................................................58
3.6.7. Perfil do RBS....................................................................................................................59
3.6.8. Microscopia eletrônica de varredura ................................................................................59
3.6.9. Análise estatística ............................................................................................................60
IV. RESULTADOS E DISCUSSÃO ............................................................................................60
4.1. Temperatura........................................................................................................................60
4.2. Demanda Química de Oxigênio (DQO)...............................................................................64
4.2.1. Reatores UASB (R1 e R2)................................................................................................64
4.2.2. RBS e sistema de tratamento combinado anaeróbio e aeróbio (R1+R2+RBS) ...............73
4.3. Sólidos suspensos totais e voláteis.....................................................................................85
4.3.1 Reatores UASB (R1 e R2).................................................................................................85
4.3.2. RBS e sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS) ................................................93
4.4. Produção e composição do biogás ...................................................................................103
4.5. pH, alcalinidade e ácidos voláteis totais............................................................................108
4.5.1. Reatores UASB (R1 e R2)..............................................................................................108
4.6. Sólidos Totais (ST) e Sólidos Voláteis (SV) da manta do lodo..........................................129
4.7. Estimativa do balanço de massa nos reatores UASB em dois estágios e no RBS. ..........133
4.8. Macronutrientes e micronutrientes ....................................................................................140
4.8.1. Nitrogênio.......................................................................................................................140
4.8.1.1. Reatores UASB (R1 e R2)...........................................................................................140
4.8.1.2. RBS e sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS)...........................................143
4.8.2. Fósforo ...........................................................................................................................155
4.8.2.1. Reatores UASB (R1 e R2)...........................................................................................155
ix
4.8.2.2. RBS e sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS)...........................................158
4.8.3. Potássio, cálcio, magnésio e sódio ................................................................................162
4.8.3.1. Reatores UASB (R1 e R2)...........................................................................................162
4.8.3.2. RBS e sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS)...........................................166
4.8.4. Cobre, ferro, manganês e zinco; ....................................................................................169
4.8.4.1. Reatores UASB (R1 e R2)...........................................................................................169
4.8.4.2. RBS e sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS)...........................................172
4.9. Nutrientes no lodo dos reatores UASB e do RBS .............................................................176
4.10. Perfil temporal do RBS operado com ciclo de 12 h. ........................................................179
4.11 Taxa de consumo de oxigênio (TCO)...............................................................................184
4.12. Coliformes totais, termotolerantes e bactérias heterotróficas..........................................189
4.13. Avaliação da atividade microbiana ..................................................................................195
4.14. Microscopia eletrônica de varredura ...............................................................................199
4.15. Considerações Finais......................................................................................................207
V. CONCLUSÕES....................................................................................................................210
VI. REFERÊNCIAS ..................................................................................................................213
ANEXOS ..................................................................................................................................236
x
LISTA DE FIGURAS
Página
FIGURA 1. Processo de conversão int
racelular e principais consórcios
microbianos nos sistemas anaeróbios................................... 10
FIGURA 2. Esquema dos reatores anaeróbios de fluxo ascendente com
manta de lodo (UASB), em dois estágios, seguidos de reator
em batelada seqüencial (RBS)
aeróbio...................................................................................
48
FIGURA 3. Reta padrão para o metano (mmol CH4 versus área
cromatográfica)...................................................................... 58
FIGURA 4. Valores das temperaturas máximas, médias e mínimas do ar
observadas na Estação Agroclimatológica, durante os ensaios
1, 2, 3 e 4, e conseqüentemente, nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e
8........................................................................... 62
FIGURA 5.
Valores médios das temperaturas do afluente e efluentes dos
reatores UASB (R1 e R2) e temperatura ambiente adjacente
dos reatores, obtidos durante os ensaios 1, 2, 3 e
4.................................................................................................
.......
63
FIGURA 6 (a).
Valores da DQO total do afluente e efluentes dos reatores
UASB (R1 e R2), e eficiências de remoção de DQO total no
R1, R2 e no conjunto de reatores em dois estágios (R1 + R2)
durante os ensaios 1 e 2.................................................
69
FIGURA 6 (b).
Valores da DQO total do afluente e efluentes dos reatores
UASB (R1 e R2) e eficiências de remoção de DQO total no
R1, R2 e no conjunto de reatores em dois estágios (R1 + R2)
durante os ensaios 3 e 4.................................................
70
FIGURA 7 (a).
Valores da DQO dissolvida do afluente e efluentes dos
reatores UASB (R1 e R2) e eficiências de remoção de DQO
dissolvida no R1, R2 e no conjunto de reatores em dois
estágios (R1 + R2) durante os ensaios 1 e 2......................... 71
FIGURA 7 (b).
Valores da DQO dissolvida do afluente e efluentes dos
reatores UASB (R1 e R2) e eficiências de remoção de DQO
dissolvida no R1, R2 e no conjunto de reatores em dois
estágios (R1 + R2) durante os ensaios 3 e
4.............................................................................................
72
FIGURA 8 (a).
Valores de DQO total do afluente e efluente do RBS, e
eficiências de remoção de DQO total no RBS e no sistema de
tratamento combinado (R1+R2+RBS) durante as fases 1 e 77
xi
2..........................................................................................
FIGURA 8 (b).
Valores de DQO total do afluente e efluente do RBS, e
eficiências de remoção de DQO total no RBS e no sistema de
tratamento combinado (R1+R2+RBS) durante as fases 3 e
4..........................................................................................
78
FIGURA 8 (c).
Valores da DQO total do afluente e efluente do RBS, e
eficiências de remoção de DQO total no RBS e no sistema de
tratamento combinado (R1+R2+RBS) durante as fases 5 e
6.......................................................................................... 79
FIGURA 8 (d).
Valores da DQO total do afluente e efluente do RBS, e
eficiências de remoção de DQO total no RBS e no sistema de
tratamento combinado (R1+R2+RBS) durante as fases 7 e
8.................................................................................................
.... 80
FIGURA 9 (a).
Valores da DQO total dissolvida do afluente e efluente do
RBS, e eficiências de remoção de DQO dissolvida no RBS e
no sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS) durante
as fases 1 e 2............................................................ 81
FIGURA 9 (b).
Valores da DQO total dissolvida do afluente e efluente do
RBS, e eficiências de remoção de DQO dissolvida no RBS e
no sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS) durante
as fases 3 e 4............................................................ 82
FIGURA 9 (c).
Valores da DQO dissolvida do afluente e efluente do RBS, e
eficiências de remoção de DQO dissolvida no RBS e no
sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS) durante as
fases 5 e 6......................................................................... 83
FIGU
RA 9 (d).
Valores da DQO dissolvida do afluente e efluente do RBS, e
eficiências de remoção de DQO dissolvida no RBS e no
sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS) durante as
fases 7 e 8......................................................................... 84
FIGURA 10
(a).
Concentrações de SST do afluente e efluentes dos reatores
UASB (R1 e R2) e eficiências de remoção de SST no R1, R2
e no conjunto de reatores UASB em dois estágios (R1 + R2)
durante os ensaios................................................................ 89
FIGURA 10
(b).
Concentrações de SST do afluente e efluentes dos reatores
UASB (R1 e R2) e eficiências de remoção de SST no R1, R2
e no conjunto de reatores UASB em dois estágios (R1 + R2)
durante os ensaios 3 e 4................................................. 90
FIGURA 11 (a)
Concentrações de SSV do afluente e efluentes dos reatores
UASB (R1 e R2) e eficiências de remoção de SSV no R1, R2
e no conjunto de reatores UASB em dois estágios (R1 + R2)
durante os ensaios 1 e 2......................... 91
xii
FIGURA 11 (b)
Concentrações de SSV do afluente e efluentes dos reatores
UASB (R1 e R2) e eficiências de remoção de SSV no R1, R2
e no conjunto de reatores UASB em dois estágios (R1 + R2)
durante os ensaios 3 e 4.................................................
92
FIGURA 12
(a).
Concentrações de SST do afluente e efluente do RBS, e
eficiências de remoção no RBS e no sistema de tratamento
combinado (R1+R2+RBS) durante as fases 1 e 2.................
95
FIGURA 12
(b).
Concentrações de SST do afluente e efluente do RBS, e
eficiências de remoção no RBS e no sistema de tratamento
combinado (R1+R2+RBS) durante as fases 3 e 4...................
96
FIGURA 12
(c).
Concentrações de SST do afluente e efluente do RBS, e
eficiências de remoção no RBS e no sistema de tratamento
combinado (R1+R2+RBS) durante as fases 5 e 6................. 97
FIGURA 12
(d).
Concentrações de SST do afluente e efluente do RBS, e
eficiências de remoção no RBS e no sistema de tratamento
combinado (R1+R2+RBS) durante as fases 7 e
8.................................................................................................
...... 98
FIGURA 13
(a).
Concentrações de SSV do afluente e efluente do RBS, e
eficiências de remoção no RBS e no sistema de tratamento
combinado (R1+R2+RBS) durante as fases 1e 2..................
99
FIGURA 13
(b).
Concentrações de SSV do afluente e efluente do RBS, e
eficiências de remoção no RBS e no sistema de tratamento
combinado (R1+R2+RBS) durante as fases 3 e 4................
100
FIGURA 13
(c).
Variação das concentrações de SSV do afluente e efluente do
RBS, e eficiências de remoção no RBS e no sistema
combinado (R1+R2+RBS) durante as fases 5 e 6.................
101
FIGURA 13
(d).
Variação das concentrações de SSV do afluente e efluente do
RBS, e eficiências de remoção no RBS e no sistema
combinado (R1+R2+RBS) durante as fases 7 e 8................. 102
FIGURA 14.
Produção volumétrica de metano (CH4) nos reatores UASB
(R1 e R2) e no conjunto de reatores UASB em dois estágios
(R1 + R2) nos ensaios 1, 2, 3 e 4............................
107
FIGURA 15. Valores do pH no afluente e dos efluentes nos reatores UASB
(R1 e R2) durante os ensaios 1, 2, 3 e 4.....................
112
FIGURA 16 Valores de alcalinidade total (AT) no afluente e nos efluentes
dos reatores UASB (R1 e R2) durante os ensaios 1, 2, 3 e
4............................................................................... 113
xiii
FIGURA 17 Valores de alcalinidade parcial (AP) no afluente e nos
efluentes dos reatores UASB (R1 e R2) durante os ensaios 1,
2, 3 e 4............................................................................... 114
FIGURA 18.
Valores de alcalinidade intermediária (AI) no afluente e nos
efluentes dos reatores UASB (R1 e R2) durante os ensaios 1,
2, 3 e 4............................................................................... 115
FIGURA 19
Concentração de ácidos voláteis totais (AVT) no afluente e
nos efluentes dos reatores UASB (R1 e R2), durante os
ensaios 1, 2, 3 e
4........................................................................ 116
FIGURA 20 (a)
Valores do pH do afluente e efluente do RBS durante as fases
1, 2, 3 e 4...................................................................... 119
FIGURA 20
(b).
Valores do pH do afluente efluente do RBS durante as fases
5, 6, 7 e 8.............................................................................
120
FIGURA 21
(a).
Valores da alcalinidade total do afluente e do efluente do RBS
nas fases 1, 2, 3 e 4............................................................
121
FIGURA 21 b.
Valores da alcalinidade total do afluente e efluente do RBS
nas fases 5, 6, 7 e 8............................................................... 122
FIGURA 22
(a).
Valores da alcalinidade parcial do afluente e do efluente do
RBS nas fases 1, 2, 3 e
4........................................................... 123
FIGURA 22 (b)
Valores da alcalinidade parcial do afluente e do efluente do
RBS nas fases 5, 6, 7 e 8...................................................... 124
FIGURA 23
(a).
Valores da alcalinidade intermediária do afluente e do
efluente do RBS nas fases 1, 2, 3 e 4.................................... 125
FIGURA 23
(b).
Valores da alcalinidade intermediária do afluente e do
efluente do RBS nas fases 5, 6, 7 e 8...................................
126
FIGURA 24
(a).
Concentrações de ácidos voláteis totais (AVT) do afluente e
efluente do RBS nas fases 1, 2, 3 e 4...................................
127
FIGURA 24 (b)
Concentrações de ácidos voláteis totais (AVT) do afluente e
efluente do RBS nas fases 5, 6, 7 e 8...................................
128
FIGURA 25. Concentração de nitrogênio total Kjeldahl (NTK) no afluente e
efluentes dos reatores UASB (R1 e R2) nos ensaios 1, 2, 3 e
4......................................................................................
152
FIGURA 26 (a)
Concentração de nitrogênio total Kjeldahl (NTK) no afluente e
efluente do RBS, nas fases 1, 2, 3 e 4................................ 153
xiv
FIGURA 26
(b).
Concentração de nitrogênio total Kjeldahl (NTK) no afluente e
efluente do RBS, nas fases 5, 6, 7 e 8................................
154
FIGURA 27 Concentração de oxigênio dissolvido e temperatura do
efluente do RBS durante o ciclo de 12 h...............................
183
FIGURA 28 Valores de pH, alcalinidade total (AT), parcial (AP) e
intermediária (AI) no efluente do RBS durante o ciclo de 12
h.............................................................................................
183
FIGURA 29 Valores de SST, SSV e DQO total no efluente no RBS
durante o ciclo de 12 h.. ........................................................
183
FIGURA 30.
Concentrações de NTK, N-org., NT e P-total no efluente do
RBS durante o ciclo de 12 h......................................................
184
FIGURA 31.
Concentração de N-am., N- NO2- e N-NO3- no efluente do
RBS durante o ciclo de 12 h...................................................
184
FIGURA 32 Concentração de oxigênio dissolvido (OD) durante o ensaio
para a verificação da TCO no lodo do reator seqüencial em
batelada (RBS) aeróbio durante as fases 1, 2, 3 e 4............ 187
FIGURA 33
Concentração de oxigênio dissolvido durante o ensaio para a
verificação da TCO no lodo do reator seqüencial em batelada
(RBS) aeróbio durante as fases 5, 6, 7 e 8............ 188
FIGURA 34 Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de grânulos
coletados na manta de lodo do reator UASB (R1) no ensaio 1:
(a) bacilos retos semelhantes a Methanosaeta, na região
inferior do reator e (b) cocos e bacilos na região superior.... 201
FIGURA 35
Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de grânulos
coletados na manta de lodo do reator UASB (R1) no ensaio 2:
(a) bacilos retos semelhantes a Methanosaeta, na região
inferior do reator e (b) predomínio de cocos na região
superior.................................................................................. 202
FIGURA 36 Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de grânulos
coletados na região inferior da manta de lodo do reator UASB
(R1): morfologias
semelhantes a Methanosaeta (a) no ensaio 3
e (b) no ensaio 4............................................... 202
FIGURA 37
Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de grânulos
coletados na manta de lodo do reator UASB (R2) no ensaio 1:
(a) bacilos reto s
emelhantes a Methanosaeta, região inferior do
reator e (b) cocos e bacilos na região
superior.................................................................................. 202
FIGURA 38 Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de grânulos 203
xv
coletados na manta de lodo do reator UASB (R2) no ensaio 2
na região inferior: (a) bacilos com extremidades retas e
arredondadas e cocos, (b) bacilos curvos e cocos................
FIGURA 39
Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de grânulos
coletados na manta de lodo do reator UASB (R2) na região
inferior: (a) bacilos, cocos e bacilos reto semelhantes a
Methanosaeta, no ensaio 3 e (b) predomínio de bacilos
semelhantes a Methanosaeta, no ensaio 4...........................
203
FIGURA 40
Microscopia eletrônica
de varredura (MEV) de amostras do lodo
do reator em batelada seqüencial (RBS) coletada na região
inferior: (a) bacilos, cocos e filamentos, (b) amostras com
predomínio de bacilos arredondados e (c e d) cocos e
filamentos..............................................................................
204
FIGURA 41
Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de amostras do lodo
do reator em batelada seqüencial (RBS) coletada na região
inferior: (a) cocos e protozoários flagelados, na fase 5 e (b)
presença de protozoários fixos................................... 204
FIGURA 42
Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de amostras do lodo
do reator em batelada seqüencial (RBS) coletada na região
inferior na fase 6: colônias de protozoários (a) e (b) - aumento
de 500 e 3000x, respectivamente.......................... 205
FIGURA 43
Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de amostras do lodo
do reator em batelada seqüencial (RBS) coletada na região
inferior: (a) agrupamento de cocos dispostos em
tétrade.................................................................................... 205
FIGURA 44
Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de amostras do lodo
do reator em batelada seqüencial (RBS) coletada na região
inferior: bacilos retos semelhantes a Methanosaeta...
206
FIGURA 45 Foto dos flocos coletados no lodo do reator em batelada
seqüencial (RBS)................................................................... 206
xvi
LISTA DE TABELAS
Página
TABELA 1.
Condições operacionais impostas no sist
ema de tratamento
anaeróbio com os reatores UASB (R1 e R2), em dois estágios, e
características do afluente durante os ensaios 1, 2, 3 e 4...............
50
TABELA 2.
Características dos ciclos operacionais impostas ao reator em
batelada seqüencial (RBS) aeróbio durante os ensaios. ................
51
TABELA 3.
Valores médios da concentração de sólidos suspensos totais
(SST) e demanda química de oxigênio (DQO) do afluente do
reator UASB (R1) e do afluente do reator em batelada seqüencial
(RBS) aeróbio
e condições operacionais (cargas orgânicas
volumétricas (COV) e tempo de detenção hidráulica (TDH) do
RBS) durante as fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8....................................
52
TABELA 4.
Exames e determinações, freqüências e fontes das meto
dologias
utilizadas..........................................................................................
54
TABELA 5.
Valores médios e coeficiente de variação (CV) da temperatura
média diária do ar durante os ensaios 1, 2, 3 e 4............................
61
TABELA 6.
Valores médios e coeficiente de variação (CV) da temperatura
média do ar durante as fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8 no reator
seqüencial em batelada (RBS)........................................................
61
TABELA 7.
Valores
médios e coeficiente de variação (cv) da carga orgânica
volumétrica (COV) aplicada, da demanda química de oxigênio
total (DQO total), dissolvida (DQO dissolvida) e devido a fração
de sólidos suspensos (DQO ss) do afluente e dos efluentes, e
das eficiências
de remoção (E) obtidos durante a operação do
sistema de tratamento anaeróbio em dois estágios com os
reatores UASB (R1 e R2), nos ensaios 1, 2, 3 e 4..........................
65
TABELA 8.
Valores médios e coeficiente de variação (CV)
do tempo de d
etenção
hidráulica (TDH), da demanda química de oxigênio total (DQO
total), dissolvida (DQO dissolvida) e devido a fração de sólidos
suspensos (DQOss), do afluente e efluente, e d
a carga orgânica
volumétrica (COV) aplicada e da eficiência de remoção no rea
tor
em batelada seqüencial (RBS) aeróbio e do sistema de
tratamento combinado anaeróbio-
aeróbio (R1+R2+RBS), nas
fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8 ..............................................................
74
TABELA 9.
Valores médios e coeficiente
de variação (cv) das concentrações
de sólidos suspensos totais (SST) e sólidos suspensos voláteis
(SSV) no afluente e efluentes e eficiências de remoção, obtidos
xvii
durante a operação do sistema de tratamento anaeróbio em dois
estágios, com os reatores UASB (
R1 e R2) nos ensaios 1, 2, 3 e
4.......................................................................................................
86
TABELA 10
Valores médios e coeficiente de variação (cv) das concentrações
de sólidos suspensos totais (SST) e s
ólidos suspensos voláteis
(SSV) no afluente e efluente, e das eficiências de remoção,
obtidos durante a operação do reator em batelada seqüencial
(RBS) aeróbio e do sistema de tratamento combinado
(R1+R2+RBS), nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8...............................
94
TABELA 11.
Valores médios e coeficiente de variação (cv) da porcentagem de
metano (CH
4
) no biogás e das produções diárias de biogás e
volumétrica e específica de CH
4
, obtidos durante a operação dos
reatores UASB (R1 e R2) e conjunto de reatores UASB em dois
estágios (R1 + R2) nos ensaios 1, 2, 3 e
4........................................
104
TABELA 12.
Valores médios e coeficiente de variação (cv) do pH, alcalinidade
total (AT), alcalinidade parcial (AP), alcalinidade inter
mediária
(AI), ácidos voláteis totais (AVT) e da relação AI/AP, obtidos
durante a operação do sistema de tratamento anaeróbio em dois
estágios com os reatores UASB (R1 e R2), nos ensaios 1, 2, 3 e
4.......................................................................................................
110
TABELA 13.
Valores médios e coeficiente de variação (cv) dos valores de pH,
alcalinidade total (AT), alcalinidade parcial (AP) e alcalinidade
intermediária (AI) (mg CaCO
3
L
-1
) de ácidos voláteis totai
s (AVT)
(mg CH
3
COOH L
-1
) e da relação AI/AP, no afluente e efluente do
reator seqüencial em batelada (RBS) aeróbio nas fases 1, 2, 3, 4,
5, 6, 7 e 8........................................................................................
118
TABELA 14.
Valores médios de sólidos totais (ST) e voláteis (SV) e os
respectivos coeficientes de variação (cv), do lodo da manta do
reator UASB (R1) durante os ensaios 1, 2, 3 e
4...............................
130
TABELA 15
Valores médios de sólidos totais (ST
) e voláteis (SV), e os
respectivos coeficientes de variação (cv), do lodo da manta do
reator UASB (R2) durante os ensaios 1, 2, 3 e 4............................
131
TABELA 16.
Valores médios de sólidos totais (ST) e voláteis (SV), e os
respectivos coe
ficientes de variação (cv), obtidos no lodo
sedimentado do RBS aeróbio durante as fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e
8......................................................................................................
132
xviii
TABELA 17.
Estimativa das porcenta
gens da DQO total afluente e removida
convertidas em metano (CH
4
) e da relação entre a Produção
diária de (CH
4
) medida (expressa em g DQO-CH
4
d
-1
), a. DQO
dissolvida removida e o tempo de retenção de sólidos (TRS), a
partir das médias diárias de DQO afluen
te, efluente, removida e
na forma de CH
4
do reator 1 (R1), reator 2 (R2) e do e do
conjunto de reatores UASB (R1 + R2) em dois estágios................
135
TABELA 18.
Estimativas de balanço de massa nos reatores UASB R1 e R2
e no conjunto de reator
es UASB (R1+R2) em dois estágios,
realizada de acordo com os procedimentos adotados por
OLIVEIRA (1997) com base em SAYED (1987) e YANG &
CHOU
(1985)...........................................................................................
137
TABELA 19
Estimativas da produção diária de lodo e do tempo de retenção de
sólidos (TRS) no RBS, realizados de acordo com os
procedimentos adotados por METCALF & EDDY (2003)................
139
TABELA 20.
Valores médios e coeficientes de variação (cv) das
con
centrações de nitrogênio total Kjeldahl (NTK), nitrogênio
amoniacal (N-am.), nitrogênio orgânico (N-
org) no afluente e
efluentes, e das eficiências de remoção (E), obtidos durante a
operação do sistema de tratamento anaeróbio com os reatores
UASB (R1 e R2)
e no conjunto de reatores em dois estágios
(R1+R2) nos ensaios 1, 2, 3 e 4.....................................................
141
TABELA 21.
Valores médios e coeficientes de variação (cv) das
concentrações (em mg L
-1
) de nitrogênio total Kjeldahl
(NTK),
nitrogênio amoniacal (N-am.), nitrogênio orgânico (N-
org.),
nitrogênio total (NT), nitrito (N-NO
2
-
), nitrato (N-NO
3
-
) e oxigênio
dissolvido (OD) no afluente e efluente durante a operação do
reator em batelada seqüencial (RBS) aeróbio, nas fases 1,
2, 3,
4, 5, 6, 7 e 8....................................................................................
145
TABELA 22.
Valores médios e coeficientes de variação (cv) das eficiências de
remoção (E) de nitrogênio total Kjeldahl (NTK), nitrogênio
amoniacal (N-am.), nitrogênio orgânico (N-org.), nitrogênio total
(NT) no reator em batelada seqüencial (RBS) aeróbio e no
sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS) nas fases 1, 2,
3, 4, 5, 6, 7 e 8.....................................................................
146
xix
TABELA 23.
Valores médios e coeficientes de variação (CV) das
concentrações de P-total, no afluente e efluentes, e da
eficiência de remoção (E) nos reatores UASB (R1 e R2) e no
conjunto de reatores UASB em dois estágios (R1+R2) nos
ensaios 1, 2, 3 e 4...............................................................
156
TABELA 24
Valores médios e coeficientes de variação (cv) das
concentrações de P-total, do afluente e efluente do RBS, e das
eficiências de remoção (E) no RBS e no sistema de tratamento
combinado (R1+R2+RBS) nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.........
161
TABELA 25.
Valores médios (em mg L
-1
) e coeficientes de variação (cv) das
concentrações de cálcio (Ca), potássio (K), magnésio (Mg) e de
sódio (Na), do afluente e dos
efluentes, e das eficiências de
remoção (E) nos reatores UASB R1 e R2 e do conjunto de
reatores UASB em dois estágios (R1+ R2) nos ensaios 1, 2, 3 e
4.............................................................................................
163
TABELA 26.
Valores médios e coeficientes de variação (cv) das
concentrações de cálcio (Ca), potássio (K), magnésio (Mg) e
sódio (Na) no afluente e efluente do RBS, nas fases 1, 2, 3, 4,
5, 6, 7 e 8............
168
TABELA 27.
Valores médios das eficiências de remoção (E) de cálcio (Ca),
potássio (K), magnésio (Mg) e sódio (Na) no RBS e no do sistema
de tratamento combinado (R1+ R2+RBS) nas fases 1, 2, 3, 4, 5,
6, 7 e 8.............................................................................................
169
TABELA 28.
Valores médios (em mg L
-1
) e coeficiente de variação (cv) das
concentrações de cobre (Cu), ferro (Fe), manganês (Mn) e zinco
(Zn), e das eficiências de remoção (E) nos reatores UASB R1 e
R2 e no conjunto de reatores UASB em dois estágios (R1+ R2)
nos ensaios 1, 2, 3 e 4......................................................................
171
TABELA 29.
Valores médios e coeficientes de variação (cv) das concentrações
de cobre (Cu), ferro (Fe), manganês (Mn) e de zinco (Zn) do
afluente e do efluente do RBS, nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8........
173
TABELA 30
Valores médios das eficiências de remoção (E) de cobre (Cu),
ferro (Fe), manganês (Mn) e de zinco (Zn) no RBS e do sistema
de tratamento combinado (R1 +R2+RBS) nas fase
s 1, 2, 3, 4, 5,
6, 7 e 8............................................................................................
174
TABELA 31
Valores das concentrações de NTK, P, Ca, Mg, Na, Cu, Fe, Mn e
Zn na massa seca de lodo sedimentados coletado no ponto
in
termediário dos reatores UASB (R1 e R2) no final dos ensaios
1, 2, 3 e 4.........................................................................................
178
xx
TABELA 32.
Valores das concentrações de NTK, P, Ca, Mg, Na, Cu, Fe, Mn,
Zn na massa se
ca de lodo coletado no ponto intermediário do
RBS ao final das fases 1, 4, 5 e 8..................................................
179
TABELA 33.
Taxas de consumo de oxigênio (TCO) e específica de consumo
de oxigênio (TECo) do lodo do RBS nas as fases 1
, 2, 3, 4 5, 6, 7
e 8...................................................................................................
185
TABELA 34.
Valores médios de número mais provável (NMP/100 mL) de
coliformes totais e termotolerantes e de bactérias de
heterotróficas (UFC/mL), no afluente e efluentes, e das
eficiências de remoção nos reatores UASB R1 e R2 e no
conjunto de reatores em dois estágios UASB (R1+R2), nos
ensaios 1, 2, 3 e 4.................................................................
190
TABELA 35.
Valores médios do número mais provável (NMP/100 mL) de
coliformes totais e termotolerantes e de bactérias heterotróficas
(UFC/mL), no afluente e efluente, e das eficiências de remoção
no RBS e no sistema de tratamento combinado
(R1+R2+RBS)...............................................................................
192
TABELA 36.
Valores médios de atividade metanogênica específica (AME),
com as diferentes fontes de substrato, e da carga orgânica
aplicada (S
0
/X
0
) no lodo proveniente dos reator
es UASB em dois
estágios (R1 e R2), nos ensaios 1 e 2, com concentrações de
SST do afluente em torno de 5 g L
-1
de SST ..................................
196
TABELA 37
Valores médios de atividade metanogênica específica (AME),
com as diferentes fontes
de substrato, e da carga orgânica
aplicada (S
0
/X
0
) no lodo proveniente dos reatores UASB em dois
estágios (R1 e R2), nos ensaios 3 e 4, com concentrações de
SST do afluente em torno de 10 g L
-1
..............................................
197
TABELA 38
Valores médios da COV aplicada, da DQO total, DQO dissolvida,
DQO ss, SST, SSV, NTK e P-total e da produção volumétrica de
CH
4
, nos reatores UASB R1 e R2 e no conjunto de reatores
UASB em dois estágios (R1+R2) nos ensaios 1, 2, 3 e
4.......................................................................................................
208
TABELA 39
Valores médios e coeficientes de variação (CV) das eficiências
de remoção (E) de nitrogênio total Kjeldahl (NTK), nitrogênio
amoniacal (N-am), nitrogênio total (NT) e do P-total, e do TRS no
reator em batelada seqüencial (RBS) aeróbio e no sistema de
tratamento combinado (R1+R2+RBS) nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7
e 8...................................................................................................
209
xxi
LISTA DE ABREVIATURAS, SIGLAS E SÍMBOLOS
ABR- Anaerobic baffed reactor – reator anaeróbio compartimentado ou de chicanas
AI - Alcalinidade intermediária
AMA - Atividade metanogênica aparente
AME - Atividade metanogênica especifica
AP - Alcalinidade parcial
AT - Alcalinidade total
AVT - Ácidos voláteis totais
CH
4 -
Metano
CNTP - Condições normais de temperatura e pressão
CO
2
- Gás carbônico
COV - carga orgânica volumétrico
CV - Coeficiente de variação
DQO - Demanda química de oxigênio (mg L
-1
)
DQO dissolvida - Demanda química de oxigênio da fração dissolvida (mg L
-1
)
DQO SS - Demanda química de oxigênio da fração devido à concentração de sólidos
suspensos (mg L
-1
)
MEV – microscopia eletrônica de varredura
N-amo- nitrogênio amoniacal
N-org. nitrogênio orgânico
NTK- nitrogênio total Kjeldahl
NO
2
-
- nitrito
NO
3
-
- nitrato
NT- nitrogênio total
NMP – número mais provável
OD – oxigênio dissolvido
P-total - fósforo total
pH - Potencial hidrogeniônico
RBS- Reator em batelada seqüencial
xxii
RTR - Resposta térmica relativa
ST - Sólidos totais
SV - Sólidos voláteis
SST - Sólidos suspensos totais
SSV - Sólidos suspensos voláteis
TCL- Taxa de carregamento orgânico no lodo
TCO- Taxa de consumo de oxigênio
TDH - Tempo de detenção hidráulica
TRS - Tempo de retenção de sólidos
UASB - Reactor- upflow anaerobic sludge blanket reactor – reator anaeróbio de fluxo
ascendente com manta de lodo.
xxiii
AVALIAÇÃO DE SISTEMA COMPOSTO POR REATORES ANAERÓBIOS E
AERÓBIO PARA TRATAMENTO DE ÁGUAS RESIDUÁRIAS DE SUINOCULTURA
RESUMO - Neste trabalho avaliou-se o desempenho de sistema de tratamento
combinado anaeróbio-aeróbio constituído por dois reatores anaeróbios de fluxo
ascendente com manta de lodo (UASB), em série, em escala piloto (volumes de 510 e
209 L, respectivamente) seguidos de um reator em batelada seqüencial (RBS - volume
de trabalho 210 L) aeróbio, tratando águas residuárias de suinocultura com
concentrações médias de sólidos suspensos totais (SST) variando de 5 a 11 g L
-1
e
submetidos a tempos de detenção hidráulica (TDH) de 28 e 14 h no primeiro reator
(R1), 11 e 6 h no segundo reator (R2) e de 58 e 26 h no RBS. As eficiências médias de
remoção de DQO total e SST variaram de 54 a 90% e de 54 a 96%, respectivamente,
no conjunto de reatores UASB em dois estágios (R1+R2), com carga orgânica
volumétrica (COV) de 11 a 26 g DQO (L d)
-1
no R1. A produção volumétrica máxima de
metano de 1,613 m
3
CH
4
(m
3
reator d)
-1
ocorreu no R1, com COV de 19 g DQO (L d)
-1
e
TDH de 14 h
.
No RBS aeróbio, como pós-tratamento do efluente gerado nos reatores
UASB, as eficiências médias de remoção foram 89%, 93%, 61%, 89% e 71% para a
DQO total, SST, P-total, NTK e NT, respectivamente, com COV variando de 0,4 a 3,6 g
DQO (L d)
-1
. Assim, no sistema de tratamento combinado anaeróbio-aeróbio
(R1+R2+RBS), as eficiências médias de remoção da DQO total, SST, P-total, NTK e NT
atingiram valores de 96 a 99%, 96 a 99%, 77 a 85%, 76 a 97% e 68 a 89%,
respectivamente, e dos micronutrientes de 77 a 98%, 94 a 99%, 83 a 97% e de 62 a
99% para Fe, Zn, Cu e Mn, respectivamente, Para os coliformes termotolerantes, as
eficiências de remoção médias foram de 93,80 a 99,99%, obtendo-se valores mínimos
de 2,3 x 10
3
NMP/100 mL. A atividade metanogênica específica do lodo dos reatores
UASB foi mais elevada quando se utilizou o propionato + butirato como fonte de
substrato, e quando os reatores foram operados com TDH de 28 e 11 h e SST afluente
em torno 5 g L
-1
, atingindo valores de 0,443 a 0,206 mmol CH
4
(g SV h)
-1
no R1 e R2,
respectivamente.
PALAVRAS- CHAVE: arquéias metanogênicas, coliformes termotolerantes, RBS,
reator UASB, remoção de nutrientes, pós-tratamento.
xxiv
ABSTRACT
EVALUATION OF SYSTEM COMPOSITION ANAEROBIC AND AEROBIC IN THE
SWINE RESIDUAL WATER TREATMENT.
ABSTRACT – In this work a combination between aerobic and anaerobic
treatment systems constituted by two Upflow Anaerobic Sludge Reactor (UASB) in
series, in a pilot scale (510 and 209 L volume each respectively) followed by a
sequential batch reactor (SBR – 210L net volume) aerobic, treating swine residual water
having from 5 to 11 g L
-1
of Total Suspended Solids (TSS) and under a hydraulic
detention timing (HDT) of 28 and 14 hours in the first reactor (R1), 11 and 6 hours in the
second reactor (R2) and 58 and 26 hours in the Sequential Batch Reactor (RBS). The
COD and TSS average efficiency varied from 54 to 90% and from 54 to 96%
respectively in the UASB two stages (R1 and R2), in a volumetric organic load (VOL)
varying from 11 to 26g COD (L d)
-1
in the R1. The maximum methane volumetric
production was 1.613 m
3
CH
4
(m
3
reactor d)
-1
in the R1, having a 19g COD (L d)
-1
and an
HDT of 14h. Using an aerobic SBR as an effluent pretreater that was generate in the
UASB reactors, it was reached an average of removing efficiency of 89%, 93%, 61%,
89% and 71% to total COD, TSS, total P, TNK and TN, respectively, COD varying from
0.4 to 3.6 g COD (L d)
-1
. This way, in the anaerobic-aerobic combined system (R1 + R2
+ RBS) the total COD, TSS, total P, TNK and TN, average removing reached values
from 96 to 99%, 96 to 99%, 77 to 85%, 76 to 97% and 68 to 89%, respectively. To Fe,
Zn, Cu and Mn the average efficiency was from 77 to 98%, 94 to 99%, 83 to 97% and
62 to 99%, respectively. To the thermotolerant coliforms the removal efficiency average
was from 93.80 to 99.99% reaching the lower value of 2.3 x 10
3
MPN/100 mL. The
sludge specific methanogenic activity in the UASB reactors was more elevated when
was used the propionate + butyrate as substrate in conjunction with the operation of 28
HDT, 11h and TSS affluent around 5 g L
-1
, reaching 0.443 and 0.206 mmol CH
4
(g SV
h)
-1
in the reactors R1 and R2, respectively.
KEYWORDS: archaea methanogenic, batch activated sludge, nutrients removal,
thermotolerant coliforms, post- treatment.
1
I. INTRODUÇÃO
As águas residuárias de suinocultura são caracterizadas por altas concentrações
de sólidos suspensos (0,5 a 3,0% de sólidos totais), conforme revisado por OLIVEIRA
(1997), DQO, N e P. São produzidos grandes volumes de efluentes em conseqüência
do tipo de manejo dos resíduos nos confinamentos de suínos, principalmente nos de
grande porte, onde predomina a alternativa do uso intensivo de água para a
higienização das baias dos suínos em fase de terminação. Fezes, urina e restos de
ração são arrastados pela água de lavagem até um tanque, a partir do qual, muitas
vezes, são despejados num corpo de água ou dispostos no solo como fertilizante.
Esses lançamentos geram sérios problemas ambientais.
Há muitas alternativas para tratar águas residuárias, contudo, os processos
biológicos são melhores concebidos e, conseqüentemente, mais utilizados.
O processo de digestão anaeróbia é amplamente usado para remover matéria
orgânica de águas residuárias, e é uma alternativa tecnológica bem estabelecida para o
tratamento de ampla variedade de resíduos gerados pelas atividades humanas,
domésticas, industriais e agropecuárias.
O reator anaeróbio de fluxo ascendente com manta de lodo (UASB) representa
um grande avanço da tecnologia anaeróbia para o tratamento direto de águas
residuárias, sejam de natureza simples ou complexa, de baixa ou de alta concentração
de sólidos solúveis ou com material particulado (KATO et al., 1999).
Neste reator os microrganismos responsáveis pela conversão da matéria
orgânica em biogás ficam retidos no seu interior, possibilitando menores tempos de
detenção hidráulica (TDH) e altos tempos de retenção celular (TRC) pela formação
natural dos grânulos auto-imobilizados, tornando este sistema competitivo em relação a
outras possibilidades de tratamento de águas residuárias.
Apesar das vantagens que os reatores UASB apresentam, a hidrólise dos sólidos
suspensos orgânicos ainda é um fator limitante. O processo anaeróbio em dois estágios
com a utilização de dois reatores UASB, com o primeiro reator hidrolítico e o segundo
2
metanogênico, pode ser uma alternativa para superar esta dificuldade (VAN HAANDEL
& LETTINGA 1994), melhorando o desempenho da conversão anaeróbia da matéria
orgânica contida nas águas residuárias de suinocultura.
Além disso, no tratamento de águas residuárias de suinocultura, com altas
concentrações de SSV (de 2,0 a 12,0 g L
-1
) foram observados acréscimos significativos
nas remoções de fósforo, nitrogênio, cálcio, cobre, ferro, manganês, zinco e coliformes
no efluente, em reatores anaeróbios (UASB, compartimentado e em batelada
sequêncial) em dois estágios (PEREIRA, 2003; RAMIRES & OLIVEIRA, 2005;
SANTANA & OLIVEIRA, 2005; FERNANDES & OLIVEIRA, 2006; DUDA & OLIVEIRA,
2007; ABREU NETO & OLIVEIRA, 2008).
Mesmo com a grande aceitação e com as vantagens inerentes aos reatores
anaeróbios, principalmente o UASB, permanece a grande dificuldade em produzir,
isoladamente, efluente dentro dos padrões estabelecidos pela legislação ambiental
(BRASIL, 2005). De forma similar à maioria dos reatores anaeróbios, o reator UASB,
ainda que bem adequado à remoção da matéria orgânica de águas residuárias, não é
suficientemente eficiente na eliminação de patógenos, fósforo e nitrogênio,
necessitando, portanto, de uma etapa de pós-tratamento de seus efluentes
(MASCARENHAS et al., 2004).
A boa qualidade do efluente final é a principal característica dos sistemas de
tratamento aeróbio, tornando-se amplamente empregado no mundo. Esses sistemas de
tratamento apresentam vantagens, como alta eficiência de remoção da DBO e
possibilidade de remoção de nutrientes, entretanto apresentam alguns aspectos
negativos, como o elevado consumo de energia elétrica, custos elevados de
implantação, operação e manutenção e elevada produção de lodo (MENDONÇA, 2002).
Em face disto, tem-se buscado o desenvolvimento da aplicação de novas
tecnologias para o pós- tratamento de águas residuárias.
Nos últimos anos passou-se a aprofundar os conhecimentos das vantagens das
combinações de diferentes processos e operações no tratamento de águas residuárias.
O tratamento anaeróbio diminui a carga orgânica de entrada no reator aeróbio,
3
reduzindo, no sistema de tratamento, o consumo de energia e a produção de lodo, além
de promover a remoção de nutrientes.
A combinação dos processos de tratamento anaeróbio-aeróbio tem sido
amplamente estudada para o tratamento de diversos tipos de águas residuárias, como
por exemplo; SOUSA (1996), DELGENES et al. (1998), tratando esgoto sintético;
TORRES & FORESTI (2001), CALLADO & FORESTI (2001), MENDONÇA (2002),
BODÍK et al. (2003), MASCARENHAS et al. 2004, ARAÚJO Jr. (2006), tratando esgoto
sanitário doméstico; YANG & WANG (1999), BERNET et al. (2000), HUANG et al.
(2005), SHIN et al. (2005), DENG et al. (2006), DENG et al. (2007) e YOUNG - JIN et al.
(2007), tratando águas residuárias de suinocultura.
O uso do RBS aeróbio é uma alternativa tecnológica capaz de proporcionar as
variações das condições ambientais necessárias para a remoção biológica de
nutrientes, especialmente nitrogênio e fósforo (BERNET et al., 2000).
A pesquisa da comunidade microbiana de um sistema de tratamento biológico de
águas residuárias é de particular interesse, uma vez que pode levar ao aperfeiçoamento
de projetos e ao aumento da eficiência (SILVEIRA & MONTEGGIA, 2000). Além disso,
pode-se avaliar a influência de condições extremas de operação, presença de agentes
tóxicos e utilização de diferentes modelos de reatores sobre o processo, avaliando-se
os diferentes grupos tróficos envolvidos na digestão anaeróbia (SOLERA et al., 2001).
Para tanto, estudos que associem a obtenção de conhecimentos da
microbiologia dos reatores e de desempenho dos sistemas de tratamento, com intuito
de fornecer subsídios para futuros projetos que desfrutem dessa configuração (p. ex.
reator UASB em dois estágios seguidos por RBS aeróbio), permitirão o
aperfeiçoamento do projeto, da operação, do monitoramento e o melhor entendimento
do processo biológico na remoção da matéria orgânica, patógenos e nutrientes das
águas residuárias de suinocultura.
Portanto, neste trabalho com os reatores UASB em dois estágios, em escala
piloto, seguidos do RBS aeróbio operados com diferentes tempo de detenção hidráulica
(TDH) e cargas orgânicas volumétricas (COV), para o pós-tratamento de águas
residuárias de suinocultura, pretendeu-se avaliar:
4
- o efeito das concentrações de SST do afluente no desempenho dos reatores
UASB dois estágios;
- o pós-tratamento dos efluentes dos reatores UASB em dois estágios em RBS
aeróbio, visando à complementação da remoção biológica da matéria orgânica,
nutrientes e patógenos;
- a atividade hidrolítica, acidogênica, acetogênica e metanogênica e características
físicas e morfológicas do lodo dos reatores UASB, em dois estágios.
II. REVISÃO DE LITERATURA
2.1. Suinocultura e impacto ambiental.
A suinocultura no Brasil ainda é uma atividade predominantemente de pequenas
propriedades rurais e uma atividade importante do ponto de vista social e econômico,
além de contribuir para a fixação do homem no campo, evitando a migração para os
centros urbanos. Cerca de 81,7% dos suínos são criados em propriedades de até 100
ha. A produção de suínos está presente em 46,5% das 51 milhões de propriedades
rurais no Brasil, empregando mão-de obra tipicamente familiar e constituindo importante
fonte de renda e de estabilidade social (PERDOMO, 2005). Estima-se que, atualmente,
733.000 pessoas dependam diretamente da cadeia produtiva da suinocultura brasileira,
sendo responsável pela renda de 2,7 milhões de brasileiros (ROPPA, 2003b). A
produção de suínos envolve significativa geração de empregos, decisivo valor
econômico, importante fator social e grande contribuição em tributos (MARQUES,
2001).
A constante evolução dos índices de desempenho e a melhoria das condições
sanitárias de produção obtidas nos últimos anos colocam a produção brasileira de
suínos no patamar de competitividade internacional. O Brasil possui o 4
º
rebanho de
suínos ficando atrás apenas da China, União Européia (25 países) e EUA. É também o
quarto maior exportado de carne suína, atrás da União Européia, EUA e Canadá, e tem
5
como principais mercados consumidores a Rússia, Hong Kong, Ucrânia e Cingapura
(ANUALPEC, 2006).
São 35 milhões de cabeças que produzem 1,7 milhões de toneladas de carne e
respondem por 1% do PIB, gerando emprego e renda para mais de 2 milhões de
propriedades rurais (PERDOMO, 2005).
Santa Catarina, com seus 95,443,9 km
2
de área territorial e efetivo de suínos de
5.235.692 cabeças, é o Estado com maior densidade de suíno (54,9 suínos/km
2
), sendo
ainda considerada baixa em relação aos padrões europeus, a exemplo da Alemanha
(72,9 suínos/km
2
) e Holanda (301 suínos/km
2
). No entanto, ao detalhar-se a análise
para a região Oeste de Santa Catarina (169 suínos/km
2
), no município de Concórdia
(287 suínos/km
2
) e na sub-bacia do Rio do Lajeado Fragoso (613 suínos/km
2
), a
situação passa a ser preocupante (OLIVEIRA, 2007).
Mesmo como atividade predominante de pequenas propriedades rurais, a
suinocultura apresenta diferenças regionais tanto na distribuição do rebanho, quanto
nas características dos sistemas de produção, decorrentes da coexistência de
diferentes níveis tecnológicos e gerenciais. Enquanto nas regiões Norte e Nordeste, a
suinocultura desenvolve-se em moldes tradicionais e de subsistência, nas regiões Sul e
Sudeste e, mais recentemente, no Centro-Oeste, a atividade é desenvolvida, em maior
proporção, com tecnologia moderna (PEETZ, 1996).
A poluição do ambiente por resíduos orgânicos de origem animal e vegetal,
oriundos da exploração agropecuária ou industrial, vem colocando em risco o equilíbrio
ecológico, seja pela introdução de agentes patogênicos a animais e vegetais, seja pelo
rompimento do equilíbrio biológico (MATOS et al., 1997).
Segundo STEIL et al. (2002), a carga poluidora dos resíduos da produção animal
é extremamente alta, face ao elevado número de poluentes que possuem, cuja ação
individual ou combinada representa uma fonte potencial de contaminação do ar, água e
do solo. Podem também provocar à proliferação de microrganismos e macrovetores que
estão associados à transmissão de inúmeras doenças dos homens e animais.
6
O poder poluente dos dejetos gerados em uma propriedade é determinado pelo
tipo de dejeto, volume e grau de diluição, pois diferentes consistências exigem técnicas
especificas de manejo, tratamento e distribuição. As perdas e desperdícios de água
através de bebedouros e água utilizada na higienização das edificações de animais
aumentam o volume de efluentes produzidos, agravando o problema da poluição e
elevando os custos de armazenamento, tratamento, transporte e distribuição dos
dejetos (PERDOMO, 2005).
A importância do controle da poluição ambiental provocada pelo manejo
inadequado dos dejetos de suínos cresce a cada dia, quer seja pela maior consciência
ambiental dos produtores, quer seja pelo aumento das exigências dos órgãos
fiscalizadores e da sociedade.
A criação intensiva de suínos tem causado grandes problemas ambientais em
algumas regiões do Brasil. Isto se deve as altas concentrações de matéria orgânica e
nutrientes dos dejetos de suínos que quando não são corretamente manejados e
tratados, podem causar impactos sobre a biota do solo e da água. A produção e
disposição destes dejetos em áreas onde não se tem uma demanda suficiente por
nutrientes têm causado a lixiviação e percolação de componentes dos dejetos,
causando em determinadas regiões produtoras altos índices de contaminação da água
superficial e subterrâneas (SUÍNO, 2006).
Na maioria dos países da Europa a legislação de proteção ambiental é muito
rígida com relação aos dejetos da produção de suínos e outros animais, em virtude da
dificuldade de destinação dos mesmos. No Brasil, a partir de 1991, começou a dar-se
importância a este assunto, em virtude do Ministério Público ter passado a cobrar o
cumprimento da legislação, aplicando advertências, multas e mesmos o fechamento de
granjas (DIESEL et al., 2002)
SEGUNDO BLEY JÚNIOR (2002), uma granja de 300 matrizes instaladas, em
ciclo completo, produz cerca de 45 mil litros de dejetos por dia, com poluição
equivalente a uma cidade de 75 mil habitantes. Esses dejetos lançados sem tratamento
nos cursos de água acarretam o desequilíbrio ecológico e a poluição em função da
7
redução do teor de oxigênio dissolvido na água, disseminação de patógenos e
contaminação das águas com amônia, nitratos e outros elementos tóxicos (DIESEL et
al., 2002).
Segundo MATOS et al. (1997), a suinocultura é uma exploração pecuária
concentradora de dejetos animais, sabidamente possuidora de alta carga poluidora para
o solo, ar e a água. Por esse motivo, o suinocultor precisa estabelecer um esquema de
manejo desse material que seja adequado às condições existentes em sua propriedade.
Vários fatores devem ser considerados na escolha da forma de manejo da água
residuária da suinocultura, podendo-se destacar: gastos de energia e mão-de-obra;
possibilidade de aproveitamento do resíduo dentro da propriedade e potencial de
impacto do ambiente.
A capacidade poluidora dos dejetos de suínos em termos comparativos, é muito
superior à de outras espécies, pois enquanto a DBO
5,20
per capita de um suíno, com 85
kg de peso vivo varia de 189 a 208 g/animal/d, a doméstica é de apenas 45 a 75
g/habitante/d (PERDOMO & LIMA, 1998). Segundo OLIVEIRA (1997), a DBO
5,20
do
esgoto doméstico é de cerca de 200 a 500 mg L
-1
, enquanto a DBO
5,20
dos
dejetos de
suínos oscila entre 30000 a 52000 mg L
-1
, ou seja, em torno de 260 vezes superior.
De acordo com VANOTTI et al. (2005), dentre os agentes patogênicos mais
importantes capazes de ser veiculados pelos dejetos de suínos tem-se, as bactérias,
tais como Salmonella sp. Campylobacter jejuni e E. coli 0157:H7, parasitas, tais como,
Cryptosporidium parvum e vírus como os enterovirus.
A liberação de micronutrientes (ferro, cobalto, cobre, sódio, manganês, zinco,
cromo) e macronutrientes (nitrogênio, potássio, fósforo, cálcio, magnésio) no meio
através dos dejetos de suínos, dependem dos níveis dos elementos presentes nas
dietas, uma vez que a ração é sua fonte primária. Segundo PERDOMO & LIMA (1998),
em virtude do baixo custo, esses nutrientes têm sido largamente usados em dietas de
suínos às vezes sem critérios técnicos.
8
De acordo com LUDKE & LUDKE (2002), cerca de 45 a 60% do nitrogênio, 50 a
80% do fósforo e cálcio, 70 a 95% do cobre, zinco, potássio, magnésio, manganês e
ferro consumidos são excretados pelos suínos
Outra fonte de poluição ambiental gerada pela suinocultura é a emissão de
gases que podem causar graves prejuízos nas vias respiratórias do homem e animais,
bem como, a formação de chuva ácida por meio de descargas de amônia na atmosfera,
além de contribuírem para o aquecimento global da terra, e causar odor desagradável
(DIESEL et al., 2002).
Entretanto, a conservação do ambiente não se contrapõe à produção de suínos
que, com manejo adequado, sobretudo com técnicas que incorporem adequadamente
ao solo os nutrientes contidos nos dejetos, assim como, com o tratamento para a
disposição final em corpos d`água, o manejo adequado da água nas instalações, tem-
se a priori a requerida proteção ambiental caminhando ao lado com a sustentabilidade
da atividade suinícola.
Independente da origem, todo resíduo poderá ter descarte minimizado, mediante
uma avaliação abrangente de suas características quantitativas e qualitativas,
potenciais de uso e conseqüências desse uso. Corretamente manejados, e utilizados,
podem inverter-se em fornecedores para a produção de alimentos, mediante a melhoria
das condições físicas, químicas e biológicas do solo e ainda com o aparecimento do
excelente potencial para a reciclagem energética (DIESEL et al., 2002).
A consciência de que o tratamento de resíduos produzidos pelas diferentes
atividades agropecuárias é de vital importância para a saúde pública e para o combate
à poluição, tem levado à necessidade de desenvolver sistemas de tratamento que
combinem alta eficiência e custos baixos de construção e operação (STEIL et al., 2002).
Neste sentido o processo de digestão anaeróbia surge como a principal alternativa.
2.2. Metabolismo anaeróbio
A digestão anaeróbia é um processo bioquímico complexo, composto por várias
reações seqüenciais, cada uma com a sua população de microrganismos específica. A
9
eficiência do processo anaeróbio depende, portanto, das interações entre as diversas
espécies de microrganismos, com diferentes capacidades degradativas. Os
intermediários metabólicos de um grupo de microrganismos podem servir como fonte de
energia e nutrientes para o crescimento de outras espécies (VAZOLLER, 2002).
O consórcio microbiano, presente nos grânulos de reatores anaeróbios é
formado por diferentes grupos de microrganismos, funcional e filogeneticamente
diferentes, conforme descritos na Figura 1 que realizam uma série de processos
complexos interligados paralela e seqüencialmente (BATSTONE et al., 2005).
A primeira etapa é chamada hidrólise, requer a interferência das chamadas exo-
enzimas que são excretadas pelas bactérias fermentativas. As proteínas, por exemplo,
são degradadas em polipeptídios para em seguida formarem aminoácidos. Os
carboidratos transformam-se em açúcares solúveis e os lipídios são convertidos em
ácidos graxos de cadeia longa de carbono e glicose (KIM et al., 2003).
Segundo MAHMOUD et al. (2003), a velocidade da conversão anaeróbia de
matéria orgânica complexa é, na maioria dos casos, limitada pela etapa de hidrólise. A
velocidade de hidrólise é altamente dependente da temperatura, uma vez que a
hidrólise é uma reação química catalisada por enzimas, as quais são muito mais
sensíveis à temperatura. A temperatura de operação de um reator tem um efeito
substancial na conversão de matéria orgânica e, conseqüentemente, nas características
do lodo. Não ocorre estabilização da matéria orgânica durante a hidrólise. A matéria
orgânica complexa é convertida a uma forma solúvel, que pode então, passar através
da parede celular e membrana das bactérias responsáveis pela próxima etapa (MASSÉ
& DROSTE, 2000).
Na acidogênese, os compostos dissolvidos gerados na hidrólise são absorvidos
nas células das bactérias fermentativas e excretados como substâncias orgânicas
simples, tais como os ácidos graxos voláteis (acético, propiônico e butírico), álcoois,
ácido lático e compostos simples (CO
2
, H
2
, NH
3
, H
2
S etc.). Esses ficam disponíveis para
as bactérias acetogênicas. As bactérias acidogênicas atuam logo na seqüência da
hidrólise do material orgânico em suspensão, são as que mais se beneficiam
energeticamente, e as que têm as mais elevadas velocidades de crescimento do
10
consórcio, sendo limitadas apenas por uma eventual limitação da etapa da hidrólise
(AQUINO & CHERNICHARO, 2005).
FIGURA 1. Processo de conversão intracelular e principais consórcios microbianos nos
sistemas anaeróbios. Fonte: adaptado por BATSTONE et al. (2005).
Na acetogênese, ocorre a conversão dos produtos da acidogênese em
compostos que formam os substratos para a produção de metano. As bactérias
sintróficas (ou acetogênicas) convertem os compostos intermediários (como butirato e
propionato) em acetato, dióxido de carbono e hidrogênio. Estas reações ocorrem
naturalmente nos reatores anaeróbios em virtude da interação entre algumas espécies
do consórcio (AQUINO & CHERNICHARO, 2005).
Aumento da susceptibilidade à inibição
Aumento da complexidade do substrato
Aumento da variedade de biomassa
Arquéias
(Methanosaeta,
Methanosarcina)
Metanogênese
CH
4
, CO
2
Fermentação
(hidrólise e acidogênese)
Bactérias
Ácidos Orgânicos, Álcoois
Bactérias/Arquéias
(estritamente associadas)
Acetogênese e
Metanogênse
B
actéria acetogênicas produtoras de hidrogênio
Acetato
11
A metanogênese consiste na produção de metano pelos microrganismos
metanogênicos acetoclásticos ou hidrogenotróficos. Os microrganismos acetoclásticos
são os mais importantes, pois são os grandes responsáveis pela remoção da matéria
orgânica existente, convertendo o acetato sintetizado na fase acetogênica em metano.
Porém, esses microrganismos possuem uma reprodução muito lenta, além de
necessidades ambientais adequadas como fator limitante. Os microrganismos
hidrogenotróficos sintetizam o metano através do formiato, gás carbônico e hidrogênio,
no caso dos dois últimos, em um processo conhecido como respiração anaeróbia
(AQUINO & CHERNICHARO, 2005).
A produção de metano envolvendo o sistema ácido acético/acetato é
responsável por cerca de 75% do biogás produzido, e o restante é via dióxido de
carbono e hidrogênio. O biogás consiste de um gás rico em metano, é combustível, com
valores de energia típica que varia na faixa de 21 a 28 MJ/m
3
. O metano tem uma faixa
de explosão de 5 a15% por volume e densidade de 0,72kg/m
3
a 20ºC. Para o
hidrogênio, as mesmas propriedades situam-se entre 4 a 74% e 0,09 kg/m
3
, a 20ºC. O
dióxido de carbono tem densidade igual a 1,97 kg/m
3
, a 20ºC. O poder calorífico típico
do biogás, com 60% de CH
4
e 40% de CO
2
, varia de 5,5 a 6,5 kw/m
3
. Isto torna sua
produção atrativa como meio de geração de energia renovável (EVANS & FURLONG,
2003).
Os microrganismos metanogênicos, componentes microbianos importantes dos
grânulos de reatores anaeróbios, crescem lentamente em águas residuárias. Seu tempo
de geração varia de 3 d, a 35ºC, até valores tão altos como 50 d, a 10ºC. Quando a
temperatura do reator é diminuída para valores abaixo de 30ºC, a atividade dos
microrganismos metanogênicos é bastante reduzida. Esta é a principal razão pela qual
os reatores UASB mesofílicos devem ser operados em temperaturas de 30ºC a 35ºC
para que se obtenha bom desempenho (LIU & TAY, 2004).
Tanto os microrganismos metanogênicos acetoclásticos quanto os
hidrogenotróficos são muito importantes na manutenção do curso da digestão
anaeróbia, uma vez que estes são responsáveis pela função essencial de consumir
hidrogênio produzido nas fases anteriores. Com isso, é propiciado o abaixamento da
12
pressão parcial hidrogênio no meio, tornando possíveis as reações de produção das
bactérias acidogênicas e acetogênicas (CHERNICHARO, 2007)
Segundo SPEECE (1996), a conversão de propionato em acetato e H
2
é
termodinamicamente favorável somente se a pressão parcial de H
2
estiver abaixo de
10
-4
atm. A conversão de H
2
a metano é termodinamicamente favorável somente com
pressões parciais de H
2
abaixo de 10
-6
atm. Uma vez que os microrganismos
responsáveis pela conversão do H
2
a metano estão em reatores que devem operar na
faixa de pressão de H
2
O aproximadamente 10
-4
a 10
-6
atm, eles realizam a reação a
abaixo de sua capacidade máxima. Portanto, uma vez formado o ácido propiônico
(produto intermediário), a conversão a acetato só será possível mediante a existência
de populações capazes de remover, de forma rápida e eficiente, o H
2
formado nas
reações acetogênicas. Isto é conseguido graças à ação das bactérias que removem H
2
do meio, isto é, as arquéias metanogênicas hidrogenotróficas e as bactérias redutoras
de sulfato (CAMPOS, 1999).
Além dos processos fermentativos que levam à produção de biogás, podem se
desenvolver outros processos no reator anaeróbio. Neste não se encontra oxigênio
dissolvido, mas pode haver presença de oxidantes alternativos, que permitem o
desenvolvimento de bactérias que usam o catabolismo oxidativo. Estes oxidantes são o
nitrato e o sulfato. O nitrato pode ser usado como oxidante, sendo reduzido para o
nitrogênio molecular em processo denominado desnitrificação, e o sulfato pode ser
reduzido para sulfetos (CAMPOS, 1999).
Segundo FORESTI et al. (2002), para o bom desempenho dos reatores
anaeróbios, é imprescindível que os compostos orgânicos sejam convertidos em
precursores imediatos do metano. Caso essa conversão não aconteça, a
metanogênese não ocorrerá, acarretando o acúmulo dos produtos da fase de hidrólise e
fermentação no reator, comprometendo o processo. Além disso, é importante que o
reator anaeróbio seja inoculado com lodo rico em microrganismos metanogênicos, de
alta qualidade, melhorando consideravelmente o sistema de tratamento em relação à
partida do mesmo.
13
2.3. Avaliação da atividade metanogênica específica
A avaliação da atividade metanogênica específica (AME) de lodos anaeróbios
tem sido uma importante ferramenta para uma série de aplicações tais como: verificar o
comportamento da microbiota sob o efeito de diversos compostos potencialmente
inibidores; para determinar a toxicidade relativa de compostos químicos presentes em
efluentes líquidos e resíduos sólidos; para estabelecer o grau de degradabilidade de
diversos substratos, notadamente de rejeitos industriais; para monitorar mudanças na
atividade do lodo, em virtude de uma possível acumulação de materiais inertes, após
longos períodos de operação de reatores; para determinar a carga orgânica máxima
que pode ser aplicada a um determinado tipo de lodo, proporcionando uma aceleração
do processo de partida de sistemas de tratamento; para avaliar parâmetros cinéticos e
outras sérias de aplicações (CHERNICHARO, 1997).
Segundo HUANG et al. (2002), a caracterização e o acompanhamento da
diversidade microbiana nos reatores anaeróbios é de fundamental importância para
avaliar a funcionalidade e estabilidade potencial dos reatores contra perturbações.
Diversas metodologias foram propostas para os testes de avaliação da atividade
metanogênica específica de lodos anaeróbios. Dentre elas destacam-se as propostas
por De Zeeuw (1984) apud ARAÚJO (1995), DOLFING & BLOEMEN (1985),
Duborguier (1989) apud VAZOLLER (1989) e a metodologia recentemente estabelecida
no âmbito do Programa de Pesquisa em Saneamento Básico - PROSAB
(CHERNICHARO, 2005).
AQUINO et al. (2007) apresentaram uma revisão sobre os diferentes testes
normalmente utilizados para a determinação da atividade metanogênica específica
(AME) de lodos anaeróbios. Apesar do esforço de alguns pesquisadores, não há, na
literatura nacional e internacional, consenso sobre as melhores condições de incubação
do lodo (concentração de biomassa, tipo e concentração de substrato, relação
alimento/microrganismo, tipo e concentração de nutrientes, tempo de incubação), bem
como procedimentos de medição de metano (manométricos, volumétricos) para a
execução do teste. A não existência de um procedimento padrão para a determinação
14
da AME, dificulta a comparação dos resultados obtidos por diferentes estudos, e limita a
aplicabilidade e disseminação do teste de AME como ferramenta de controle dos
processos anaeróbios. Dessa forma é importante que novas pesquisas investiguem a
possibilidade de harmonização do teste de AME, tanto pela adoção de procedimentos
comuns de incubação do lodo, como pela avaliação da confiabilidade dos diferentes
métodos de medição de metano durante o teste.
Independente da metodologia empregada para avaliação a AME, alguns
aspectos podem influenciar o ensaio de forma que os resultados obtidos podem ser
subestimados. Entre esses aspectos ressaltam-se a relação entre a concentração inicial
de substrato e a concentração inicial de biomassa (So/Xo) (MORENO et al., 1999),
assim como o tipo de substrato utilizado.
A concentração de substrato não deve limitar a AME seja por falta de alimento,
seja por inibição quando em concentrações excessivas. No protocolo desenvolvido pelo
PROSAB, citado por CHERNICHARO (1997), as relações entre substrato e biomassa
variaram de 0,4 a 1,0 g DQO- Hac g
-1
SV. Em ensaio para a determinação da AME de
um lodo anaeróbio, a maior atividade foi alcançada com a relação de 0,8 g DQO- Hac g
-
1
SV.
PENNA (1994) estudou a relação entre as quantidades de substrato e de
biomassa nos testes de AME com lodo de esgoto, com concentração inicial de SSV
igual a 17,30 g L
-1
, obteve valores de AME que variaram de 0,026 a 0,086 mmol CH
4
(g
SSV h)
-1
, aplicando-se a relação S
0
/X
0
no frasco reator igual 0,10 g DQO (g SV)
-1
.
ARAÚJO (1995) avaliou o comportamento de AME em biofilme de reator
anaeróbio de leito fluidificado alimentado com esgoto sintético, por 420 dias, frente a
diversas fontes de substratos orgânicos testadas separadamente (acetato, butirato,
formiato, propionato e sacarose). Verificou aumento dos valores da AME de 0,02 mmol
CH
4
(g SSV h)
-1
(no 131
o
dia) para 0,08 mmol CH
4
(g SSV h)
-1
(no 403
o
dia). Esse
aumento ocorreu a partir do 296
o
dia e foi atribuído á elevação da carga orgânica
volumétrica aplicada no reator, de 5,0 kg DQO (m
3
d)
-1
no 300
o
dia para 35,0 kg DQO
(m
3
d)
-1
no 380
o
dia.
ARAÚJO (1995) também utilizou os resultados da AME para obter uma indicação
15
da provável composição de populações de microrganismos presentes no biofilme. Para
isso, considerou como atividade acidogênica os valores de AME obtidos a partir da
degradação de sacarose, os quais variaram de 0,010 a 0,080 mmol CH
4
(g SSV h)
-1
;
como atividade acetogênica a partir da degradação do butirato, com valores de 0,020 a
0,130 mmol CH
4
(g SSV h)
-1
; e como atividade metanogênica a partir da degradação do
acetato, com valores de 0,010 a 0,052 mmol CH
4
(g SSV h)
-1
.
CHERNICHARO (1997) obteve valores de AME de lodo proveniente de reator
UASB tratando esgoto doméstico de 0,52 e 0,65 mmol CH
4
(g SVT h)
-1
para a relação
S
0
/X
0
de 0,4 e 0,6 g DQO (g SVT)
-1
, respectivamente.
MONTEGGIA (1997) investigou o efeito da concentração de microrganismos no
teste de AME feito sob agitação, concluiu que a faixa ótima de valores de AME ocorreu
entre 2 e 5 g SSV L
-1
e que, para valores crescentes de SSV houve redução
significativa na duração do teste, ao passo que, para valores de SSV abaixo de 2 g/L ou
superiores a 5 g/L, houve redução apenas discreta nos valores de AME..
OLIVEIRA et al. (1997) avaliaram a AME de lodo proveniente de reatores UASB,
tratando águas residuárias de suinocultura com SST de 0,5 a 2,0 g L
-1
, utilizando
mistura das fontes de substrato acetato, propionato, butirato e formiato e aplicando
relações S
0
/X
0
de 0,13 a 0,24 g DQO (g SV)
-1
e obtiveram valores de AME de 0,01 a
0,13 mmol CH
4
(g SSV h)
-1
.
PUÑAL et al. (1999) avaliaram a atividade metanogênica de biofilme de dois
filtros anaeróbios de fluxo ascendente. Um filtro foi operado com alimentação simples e
o outro com múltipla alimentação, tratando águas residuárias de laticínio. A AME foi
obtida com a utilização da mistura dos substratos (ácido acético, propiônico e butírico;
leite e glicose). Os filtros foram operados com carga orgânica volumétrica maior do que
20 kg DQO (m
3
d)
-1
e com o afluente com DQO de 9,0 g L
-1
e SSV de 15,5 g L
-1
. A
atividade metanogênica dos diferentes grupos tróficos foi mais alta no filtro com
alimentação múltipla do que no filtro com alimentação simples. Isto resultou numa
operação mais eficiente, especialmente quando aplicaram altas cargas orgânicas
volumétricas.
NOPHARATANA et al. (1998) avaliaram a AME de líquidos percolados de
16
reatores anaeróbios tratando resíduos sólidos domésticos, utilizando como substrato,
nos frascos-reatores, celulose, acetato e formiato. Os autores concluíram que os
resultados de atividade utilizando formiato e celulose foram promissores como
indicadores para otimizar a partida de operação dos reatores.
POETSCH & KOETZ (1998) avaliaram a AME de lodos anaeróbios provenientes
de reatores tratando efluentes de indústrias de conservas vegetais para a verificação da
qualidade desse lodo. O lodo anaeróbio foi testado com concentrações de 1,97; 4,29 e
5,13 g SSV L
-1
e obtiveram-se valores de AME de 10,29 à 24,23 mmol CH
4
(g SV h)
-1
.
STEIL (2001) avaliou a AME de lodo de biodigestores em batelada alimentados
com três tipos de resíduos: aves de postura, frango de corte e suínos, obtendo valores
máximos de 0,0340; 0,0188 e 0,0029 mmol CH
4
(g SV h)
-1
, respectivamente, utilizando
como substrato uma mistura de ácidos acético, butírico, propiônico e fórmico. No lodo
dos frascos-reatores do ensaio de atividade aplicaram-se cargas orgânicas (So/Xo)
crescentes (0,25; 0,50 e 0,75 g DQO (g SV)
–1
). Os resultados obtidos para a AME
foram maiores quando a carga orgânica no lodo foi de 0,25 g DQO (g SV)
-1
. Isto pode
ser atribuído à possível toxicidade provocada por maiores quantidades de ácidos graxos
nos frascos com as cargas orgânicas mais elevadas.
SILVA et al. (2003) realizaram testes de AME com lodo do reator UASB com três
relações alimento/microrganismo (So/Xo) de 0,20; 0,33 e 0,80 g DQO (g SV)
–1
e
acetato de sódio como substrato, com a relação So/Xo de 0,20 g DQO (g SV)
–1
ocorreu
maior valor de AME, em média de 0,1142 mmol CH
4
(g SV h)
-1
.
VICH (2006) estudou a comunidade microbiana e a AME do lodo de reatores
anaeróbios em batelada, inoculados com lodo granular oriundo de reator UASB usado
no tratamento de água residuária de abatedouro de aves, com diferentes concentrações
de metilamina (5, 10, 20, 30, 50, 75 e 90 mM ) e concentração inicial de SVT de 5 g L
-
1
.Os reatores foram incubados sob temperatura de 30ºC e agitação de 150 rpm. Os
valores de AME variaram ente 0,0131 a 0,0887. Os valores de AME foram de 0,0804 e
0,082 5 mmol CH
4
(g SV h)
-1
, respectivamente, quando os reatores foram alimentados
com 50 e 75 mM.
17
SANTANA et al. (2007) avaliaram a AME do lodo de dois reatores UASB em dois
estágios (R1 e R2) em escala piloto com volumes de 908 L e 188 L, com a relação
So/Xo em torno de 0,50 g DQO (g SV)
-1
e tendo como substratos o acetato, glicose,
amido, propionato + butirato e formiato, utilizados separadamente em cada frasco-
reator. Com a fonte acetato ocorreram os maiores valores de AME, de 0,237 e 0,172
mmol CH
4
(g SV h)
-1
, para o lodo dos reatores R1 e R2, respectivamente.
2.4. Tratamento anaeróbio de águas residuárias
O aumento do número de pesquisas relacionadas ao processo de digestão
anaeróbia vem provocando mudanças na concepção dos sistemas de tratamento de
águas residuarias. Configurações inovadoras vem sendo estudadas, com o objetivo de
se obter sistemas simplificados e mais eficientes, conjugando baixos custos e
simplicidade operacional. Tal fato se deve ao desenvolvimento dos chamados sistemas
de alto desempenho, caracterizados pela capacidade de retenção de grandes
quantidades de biomassa e pela elevada atividade microbiana, mesmo com imposição
de baixos tempos de detenção hidráulica.
Os processos anaeróbios têm sido utilizados para o tratamento de esgoto
domésticos desde o final do século XVIII, inicialmente, como um único reator para a
separação de sólidos e digestão, e, depois, como unidades separadas para o lodo
primário e secundário provenientes de sedimentadores de plantas de processos de
tratamento secundários aeróbios. Recentemente, são utilizados como principais
unidades para a remoção de carbono orgânico das águas residuárias, especialmente
em regiões tropicais e subtropicais (FORESTI et al., 2006).
O grande sucesso no desenvolvimento desta tecnologia pode ser atribuído à
introdução de reatores inovadores como, por exemplo, os reatores UASB, entre outros.
Embora a tecnologia anaeróbia pareça ter atingido a maturidade no tratamento de
certos tipos de águas residuárias, sua aplicação para águas residuárias que contém
altas concentrações de substâncias orgânicas particuladas (carboidratos, lipídios e
18
proteínas) e substâncias orgânicas inibitórias e/ou inorgânicas é ainda restrita
(UEMURA & HARADA, 2000).
O reator UASB, traduzido como reator anaeróbio de fluxo ascendente com manta
de lodo, foi desenvolvido na década de 70 na Universidade Wageningen na Holanda
por Gatze Lettinga e seus colaboradores. A principal peculiaridade desse tipo de reator
é a ausência de material de enchimento. Dessa forma, os microrganismos são fixados
por meio de auto adesão, formando flocos ou grânulos densos suspensos, que se
dispõe em camadas de lodo a partir do fundo do reator (KATO et al., 1999).
Conseqüentemente, o reator apresenta tempos de retenção celular (TRC) muito altos,
mesmo quando submetidos a tempos de detenção hidráulica (TDH) muito baixos.
Portanto, além do reator UASB trabalhar com TDH baixo, ele tem a capacidade de
acomodar altas cargas orgânicas e hidráulicas
LO et al. (1994), operaram reatores UASB híbridos em escala de laboratório
(com volume de 14,75 L) tratando águas residuárias de suinocultura, obtiveram
eficiências de remoção de DQO de 95%, com concentrações de DQO do afluente
variando de 6,5 a 12 g L
-1
e cargas orgânicas volumétricas (COV) de 0,9 a 1,78 g DQO
L d
-1
, e eficiências de remoção de DQO de 57 a 61% com concentração de DQO do
afluente de 12 g L
-1
e COV de 3,58 g DQO (L d)
-1
.
SÁNCHEZ et al. (1995) operaram reator UASB em escala de laboratório (volume
de 6,5 L), tratando água residuária de suinocultura pré-peneirada, durante 75 dias com
COV de 5 g DQO (L d)
-1
e a 35°C. A composição da água residuária (200 L de água /kg
esterco) variou de: DQO total de 4,8 a 12,6 g L
-1
, SST de 1,9 a 3,2 g L
-1
, SSV de 1,72 a
3,10 g L
-1
, nitrogênio orgânico de 0,08 a 0,8 g L
-1
. No reator UASB ocorreu 40% de
remoção de DQO, com resultados similares para a remoção de nitrogênio orgânico e
ortofosfato.
OLIVEIRA (1997) operou reatores UASB de bancada com águas residuárias de
suinocultura com SST de 0,5 a 2,0 g L
-1
e DQO de 1 a 4 g L
-1
, com diferentes COV e
distintos TDH (30, 20, 12 e 8 h). O autor observou que para concentrações de SST
entre 1 e 2 g L
-1
, o parâmetro limitante foi a COV, e para COV até 4,5 g DQO (L d)
-1
as
eficiências de remoção de DQO e SST foram superiores a 85%; e para concentrações
19
de SST menores que 1 g L
-1
o parâmetro limitante foi o TDH, o qual deve ser no mínimo
de 8 horas para permitir eficiências de remoção de DQO e SST superiores a 80%. As
eficiência de remoção de NTK, N-org., e P-total com temperatura controlada de 25 e
30ºC e TDH de 12 h, foram de 28 e 31%, de 90 e 95% e de 8 e 23%, respectivamente.
A temperatura ambiente de 25ºC e 30ºC obtiveram eficiências de remoção de NTK, de
30 e 35% com THD de 12 h.
KALYUZNHYI et al. (1999) consideraram o reator UASB adequado para o pré-
tratamento da fração líquida de águas residuárias de suinocultura com concentrações
de SST de 2 g L
-1
e DQO de 14,7 g L
-1
, aplicando COV de 12 g DQO (L d)
-1
com TDH
de 1,19 d e alcançando eficiência de remoção de DQO de 77%. KALYUZHNYI et al.
(2000), utilizando reator UASB de bancada com volume de 2,6 L, aplicaram COV de 4 a
6 g DQO
total
(L
d)
-1
, com TDH de 24,0 a 33,6 h, e afluente, pré-acidificado ou filtrado,
com DQO
total
de 7,1 a 10,0 g L
-1
, e alcançaram eficiências de remoção de DQO
total
de 60
a 85%.
HENN & BELLI FILLHO (2000) avaliaram o desempenho de um reator UASB em
escala piloto com volume de 81 L, tratando dejetos de suínos, operado com
temperaturas entre 25 a 30
o
C, com TDH de 36 h, DQO do afluente de 500 a 2500 mg L
-
1
e ST de 8000 mg L
-1
. Verificaram que o reator atingiu eficiência de remoção de
DQO
total
e DQO
filtrada
da ordem de 80% e 90%, respectivamente. As eficiências médias
de remoção de sólidos totais foram de 50 a 75%. Os valores de pH foram de 6,5 a 7,5.
A composição do biogás mostrou uma mistura de 69% de gás metano e 31% de gás
carbônico.
PEREIRA-RAMIREZ et al. (2004) trataram águas residuárias de suinocultura em
reator UASB (16 L) com TDH de 12 h sob COV de 23 g DQO
total
(L d)
-1
e COV solúvel
de 11 g DQO
total
(L d)
-1
. As eficiências de remoção da DQO total e solúvel variaram
entre 68 e 85%. O reator obteve sua melhor eficiência de remoção de SSV (81%)
quando a taxa de reciclo foi de 3:1, sendo que esta promoveu um aumento da
alcalinidade no mesmo favorecendo a remoção orgânica. Apresentou, ainda, melhor
eficiência na remoção da carga orgânica, quando foi mantida a relação
AVT/Alcalinidade em valores próximos a 0,20. As reduções de N-NH
4
, NTK e P
20
apresentaram valores médios de 16,7%, de 9,4% e de 20%, respectivamente. A maior
eficiência de remoção de DQO aconteceu com a velocidade ascensional de 0,35 m
3
m
-2
h
-1
, sendo que velocidades superiores a essa promoveram instabilidade no
desempenho do reator UASB, ocasionando perda de eficiência de remoção da carga
orgânica do reator. O UASB removeu 96% dos coliformes termotolerantes e 99% da
Salmonella choleraesuis presentes no efluente bruto.
SANCHEZ et al. (2005) avaliaram o comportamento de um UASB em escala de
laboratório (5 L) alimentando com águas residuárias de suinocultura com valores
médios de DQO total e de SSV de 10189 e 1166 mg L
-1
, respectivamente. O reator foi
operado com TDH de 8 h e mantendo a temperatura de 30ºC. Os autores variaram as
COV de 1,0; 1,4; 1,6; 2,0; 2,7; 4,1 a 8,1 g DQO
total
(L d)
-1
(TDH de 8, 6, 5, 4, 3, 2 e 1 d).
Os autores verificaram que o sistema apresentou queda na eficiência de remoção de
DQO total de 18,6%, DQO dissolvida de 19,7%, SST e SSV de 27,1 e 42,6%,
respectivamente com aplicação de COV máxima de 8,1 g DQO
total
(L d)
-1
. Os autores
concluíram que o aumento da COV promoveu queda de eficiência de remoção de DQO
e SSV e produção de gás metano, devido ao aumento da concentração de matéria
orgânicas e ácidos graxos voláteis no efluente.
CAMPOS et al. (2005) trataram águas residuárias de suinocultura com DQO total
de 1806 mgL
-1
e ST de 1810 mgL
-1
em reator UASB com COV de 1,42 g DQO
total
(L d)
-1
em escala laboratorial (11,7 L) e em temperatura mesofílica (27ºC), obtiveram
eficiências de remoção médias de DQO
total
e ST de 84 e 58%, respectivamente. O
funcionamento do reator foi estável, com boas condições de tamponamento, retenção e
digestibilidade de sólidos, demonstrando que os parâmetros de operação adotados
permitiram o bom desempenho do sistema.
CAMPOS et al. (2006) avaliaram o desempenho de reator UASB em escala
laboratorial (11,7 L) tratando águas residuárias de suinocultura com ST de 1660 mg L
-1
e DQO de 2065 mg L
-1
, variando a COV de 1 a 5 g DQO
total
(L d)
-1
com TDH de 55 e 15
h. Os autores verificaram eficiências de remoção médias de DQO
total
e ST de 89 e 57%,
respectivamente.
21
SCHOENHALS et al. (2007) avaliaram o desempenho de dois reatores UASB em
escala real, com volume de 27,5 m
3
, tratando águas residuárias de suinocultura com
SST variando 1600 e 3330 mg L
-1
e DQO de 6750 a 13525 mg L
-1
, operados com TDH
de 15,7 h. Os autores observaram eficiências máximas de remoção de SST e DQO de
72,5 e 40,0%, respectivamente, e atribuíram essas baixas eficiências a instabilidade
ocorrida no processo em função das variações da vazão, que na maior parte do
monitoramento estiveram acima do valor para o qual os reatores foram projetados.
2.5. Sistemas de tratamento anaeróbio em dois estágios
Considerando o fato de que a hidrólise é o passo limitante da degradação
anaeróbia de resíduos complexos como águas residuárias de suinocultura, têm sido
propostos sistemas de tratamento anaeróbio em dois estágios, nos quais pretende-se a
separação das etapas: hidrólise parcial da matéria orgânica particulada no primeiro
reator, e no outro a estabilização dos compostos solúveis formados no primeiro reator,
com a produção de metano.
A utilização de processo anaeróbio em dois estágios fundamenta-se na presença
de altas concentrações de sólidos suspensos no afluente, que poderiam prejudicar a
atividade da microbiota, o desenvolvimento e a manutenção da granulação do lodo
(LETTINGA & HULSHOFF-POL, 1991). Na separação de estágios, a biomassa do
reator hidrolítico é caracterizada por lodo floculento, que adsorve e hidrolisa
parcialmente a matéria orgânica particulada do afluente em compostos solúveis que
serão tratados no segundo reator, no qual haverá, então, a formação de lodo granular
(VAN HAANDEL & LETTINGA, 1994).
ZEEMAN et al. (1997) afirmaram que a adoção de sistema de tratamento em dois
estágios composto por reator UASB no primeiro estágio pode levar a condição de
processo mais estável. Com alta carga orgânica volumétrica pouco ou nenhum gás será
produzido, atingindo-se, portanto, alta remoção de sólidos suspensos. Os autores
utilizaram este princípio para a construção de um reator anaeróbio de fluxo ascendente
de remoção de sólidos (UASR). O efluente deste reator pôde ser convertido em um
22
reator UASB subseqüente ou também pôde ser usado como fonte de carbono para um
sistema biológico de remoção de nutrientes.
Assim, ZEEMAN et al. (1997) avaliaram o desempenho de reator anaeróbio de
fluxo ascendente para a remoção de sólidos (UASR), tratando esgoto doméstico bruto
(DQO de 697 mg L
-1
e com TDH de 3 h) e lodo de esgoto doméstico (DQO de 2 a 7 g L
-
1
e com TDH de 9,6 a 48 h). Os autores observaram, para o tratamento de esgoto bruto
a temperatura de 17 ºC com TDH de 3 h, eficiência de remoção de DQO de sólidos
suspensos de 65%. Para o tratamento de lodo secundário de sistemas de lodos
ativados com DQO de 2 g L
-1
, aplicando-se TDH de 9,6 h e com temperatura de 20ºC,
resultou remoção de DQO de sólidos suspensos de 98%.
DUGBA & ZHANG (1999) avaliaram o desempenho de reatores anaeróbios
seqüenciais em batelada (ASBR) em dois estágios, tratando águas residuárias de
bovinocultura de leite, constituído por três sistemas: sistema I (reator I e reator II
mesofílicos a 35ºC) sistema II e sistema III (reator I termofílico a 55ºC e reator II
mesofílico a 35ºC). O afluente utilizado tinha concentração de SV de 6 a 48 g L
-1
.
Verificou-se que nos sistemas II e III a eficiência média de remoção de SV foi de 43,8 e
44,1% e 37,1 e 38,9%, para TDH de 3 e 6 d, respectivamente. As produções
volumétricas de metano foram de 0,41 e 0,82; 0,34 e 0,72 L (L d)
-1
para TDH de 3 e 6 d,
respectivamente. Estes valores foram maiores do que no sistema I, no qual obtiveram-
se remoções de SV de 29,3 e 30,2%; e 26,1 e 29,1%, para TDH de 3 e 6 d,
respectivamente. As produções volumétricas de metano foram de 0,27 e 0,56; e 0,27 e
0,48 L (L d)
-1
para TDH de 3 e 6 d, respectivamente. Os autores observaram que a
incorporação do processo de digestão termofílica e mesofílica (sistemas II e III) em um
único sistema de tratamento apresentou melhor estabilidade, e mostrou-se efetiva
também para a destruição de coliformes totais.
BEAL & RAMAN (2000) avaliaram um sistema consistindo de um reator UASB
(volume de 20 L) seguido por um filtro anaeróbio de fluxo descendente (DFAF) (volume
de 25 L), operados a temperatura ambiente com TDH de 2,4 d, tratando águas
residuárias ricas em carboidratos com concentração de DQO de 30.000 mg L
-1
. Os
autores verificaram que o reator UASB foi capaz de suportar altas cargas orgânicas
23
(COV de até 20 g DQO (L d)
-1
) e que o DFAF mostrou-se capaz de suportar as
variações de desempenho do reator UASB. A redução da DQO do efluente para 300 mg
L
-1
foi observada no sistema seqüencial UASB – DFAF, correspondendo a 99% de
eficiência de remoção.
DINSDALE et al. (2000) estudaram a co-digestão anaeróbia da mistura de lodo
ativado, com 7,4% de SV, e de restos de frutos, com aproximadamente 25% de SV, em
um sistema de tratamento em dois estágios, utilizando reator de mistura completa
(CSTR) para a etapa hidrolítica e de acidogênese e digestores tubulares inclinados para
a etapa metanogênica, operados a 30ºC e com TDH de 13 dias (3 dias para a hidrólise
e acidogênese e 10 dias para a metanogênese). Observaram remoção dos SV de 40%
e produção de biogás de 0,37 m
3
(kg SV)
-1
. O teor de metano no biogás foi de 68% e a
alcalinidade de bicarbonato de 400 mg CaCO
3
L
-1 .
A partir do aumento do TDH para 17
dias a alcalinidade de bicarbonato foi reduzida para 300 mg CaCO
3
L
-1
e a eficiência de
remoção de sólidos voláteis totais alcançaram 44%. Os autores, concluiram que o TDH
pode variar de 4 a 26 dias para os estágios hidrolítico e acidogênico e de 10 a 65 dias
para o estágio metanogênico.
MOODY & RAMAN (2001) trataram águas residuárias de indústria alimentícia à
base de carboidratos, (DQO de 8.000 mg L
-l
), utilizando um sistema em dois estágios,
composto de filtro anaeróbio de fluxo descendente (DFAF) e UASB para o primeiro
estágio (dispostos em paralelo), cujos efluentes homogeneizados em tanque
intermediário alimentaram dois reatores DFAF do segundo estágio (dispostos em
paralelo). Verificaram que com TDH de 1,6 d os reatores do primeiro estágio (DFAF e
UASB) e os do segundo estágio (DFAF) com meio suporte de pedra britada e de anéis
de plástico, alcançaram máxima eficiência de remoção de DQO, atingindo valores de
99,0 e 98,6%, respectivamente. Para avaliar o aumento de estabilidade obtida pelo
sistema, o mesmo foi alimentado com sobrecarga 3,5 vezes maior que a concentração
da DQO do afluente num ensaio de 8 h. Os reatores do segundo estágio foram capazes
de suportar a DQO emitida pelo DFAF do primeiro estágio, obtendo-se eficiência de
remoção de DQO maior que 94%.
24
OLIVEIRA (2001) avaliou o desempenho e o efeito do descarte periódico de lodo
da manta, operando dois reatores UASB de 705L, instalados em série, com águas
residuárias de suinocultura com concentrações médias de DQO entre 1,64 e 2,37 g L
-1
e
de SST de 2,16 g L
-1
, com TDH de 14,7 h, em cada reator; e DQO entre 3,36 e 4,19 g L
-
1
e SST entre 1,34 e 2,20 g L
-1
, com TDH de 7,3 h em cada reator, com COV variando
de 2,68 a 13,77 g DQO
total
(L d)
-1
no primeiro reator. O autor observou que a eficiência
de remoção de DQO do conjunto de reatores UASB em dois estágios com TDH de 29,4
h foi em torno de 82% e de SST de 51%, com produção volumétrica de metano de 0,30
a 0,40 m³ CH
4
(m³ reator d)
-1
, sem descarte periódico de lodo da manta. Para o TDH de
14,6 h; com descarte periódico mantendo 40% do volume do reator ocupado com lodo,
a eficiência de remoção de SST e DQO foi em torno de 80% e a produção volumétrica
de metano de 0,812 m³ CH
4
(m³ reator d)
-1
.
OLIVEIRA (2003) avaliou o desempenho desses dois reatores UASB de 705 L,
instalados em série, tratando águas residuárias de suinocultura, submetidos a descartes
periódicos de lodo da manta, em condições de temperatura variando de 9,7 a 32,3ºC.
Os reatores foram mantidos com TDH de 7,3 h em cada reator e alimentados com o
afluente com concentração de SST de 1,338 a 2,197 mg L
-1
e DQO de 3,361 a 4,189 g
L
-1
, durante 220 dias. No inverno, com temperaturas médias variando de 9,7 a 26,8ºC,
os valores médios das eficiências de remoção de DQO total, DQOss, DQO dissolvida e
SST foram de 71, 74, 55 e 69% e de produção volumétrica de metano de 0,886 m
3
(m
3
reator d)
-1
. Na primavera, com temperaturas médias de 18,4 a 32,3ºC, as remoções
aumentaram para 81, 81, 67 e 85%, respectivamente, e a produção de metano diminuiu
um pouco para 0,862 m
3
CH
4
(m
3
reator d)
-1
.
HELD et al. (2002) avaliaram um sistema de tratamento em dois estágios,
consistindo de um reator de mistura completa (CSTR) de 200 L e um filtro anaeróbio de
fluxo ascendente (UFAF) de 50 L, tratando a fração líquida do resíduo orgânico
municipal em condições mesofílicas com concentrações de SST de 88 g L
-1
e DQO de
235 g L
-1
. O CSTR foi operado por 5 meses com TDH de 24 d e COV variando de 7,5 a
9,8 g DQO
total
(L d)
-1
. Observaram que 68% da DQO e 64% de SV foram degradados,
resultando em produção volumétrica de metano de 4,0 m
3
(m
3
d)
-1
e porcentagem de
25
metano no biogás de 47%. No UFAF, com TDH de 6,2 d e COV de 12,2 g DQO
total
(L d)
-
1
, obtiveram percentagem de metano de 61% no biogás, a qual foi mais alta do que no
reator CSTR (47%), e produção volumétrica de 2,0 m
3
(m
3
d)
-1
, resultando em eficiência
de remoção de DQO e SV de 37,5 e 44,0%, respectivamente
BLONSKAJA et al. (2003) estudaram reatores anaeróbios em dois estágios,
consistindo de filtro anaeróbio e reatores UASB em série, no tratamento de águas
residuárias de destilaria. O experimento foi conduzido com TDH de 10 e 19 h e COV de
2,5 e 5,1 g DQO (L d)
-1
no primeiro estágio e de 0,6 e 2,5 g DQO (L d)
-1
no segundo
estágio. A eficiência de remoção da DQO foi de 54 e 93% no primeiro e segundo
estágios, respectivamente.
PEREIRA (2003) avaliou dois reatores UASB de bancada com volumes de 39,0 e
10,5 L, instalados em série, alimentados com águas residuárias de suinocultura com
concentração de SST de 5000 mg L
-1
e DQO em torno de 12000 mg L
-1
, com TDH de
62 a 16 h no primeiro reator e de 16 a 4 h no segundo reator. A COV aplicada no
primeiro reator foi de 4,55 a 18,65 g DQO total (L reator d)
-1
. As eficiências médias de
remoção de DQO total no sistema de tratamento variaram de 79 a 95% e de SST de 73
a 94%, e a produção volumétrica de metano no primeiro reator foi de 0,45 a 1,80 L CH
4
(L reator d)
-1
e no segundo reator de 0,15 a 0,50 L CH
4
(L reator d)
-1
. As eficiências
médias de remoção de NTK e N-org., foram de 17 a 22% e 76 a 88%, respectivamente,
e do P-total de 48 a 62% para o sistema de tratamento anaeróbio em dois estágios.
RAMIRES (2005) avaliou a produção de metano e as eficiências de remoção de
matéria orgânica, nutrientes e patógenos em reatores UASB em dois estágios, (R1) e
(R2) em escala piloto (com volumes de 908 e 188 L, para o primeiro e segundo
reatores, respectivamente), alimentados com águas residuárias de suinocultura com
concentrações médias de SST de 4940 a 12860 mg L
-1
e submetidos a TDH de 36 e 18
h com COV na faixa de 5,5 a 34,4 g DQO
total
(L reator d)
-1
no primeiro reator (R1). As
eficiências médias de remoção de DQO
total
variaram de 57,0 a 84,0% no R1 e de 46,0 a
49,3% no R2, resultando em eficiências de 81,0 a 91,7%, no sistema de tratamento
anaeróbio em dois estágios. As eficiências de remoção de P-total, NTK e N-org
variaram de 60,0 a 66,4%; de 37,5 a 62,4% e de 82,9 a 94,6%, respectivamente, no
26
sistema de tratamento. Houve redução de coliformes totais de 99,94 a 99,99% e de
coliformes fecais de 99,85 a 99,99%. Verificou-se ainda, produções volumétricas de
metano que variaram de 0,717 a 1,325 m
3
CH
4
(m
-3
reator d)
-1
para o R1 e de 0,0066 a
0,983 m
3
CH
4
(m
-3
reator d)
-1
para o R2. O sistema de tratamento anaeróbio em dois
estágios alcançou remoções de ferro, zinco, cobre e manganês que variaram de 71 a
94%, 20 a 76%, 53 a 89% e de 39 a 59%, respectivamente.
SANTANA & OLIVEIRA (2005) avaliaram o desempenho de dois reatores UASB,
em escala piloto (volumes de 908 L e 188 L), instalados em série, no tratamento de
águas residuárias de suinocultura com concentrações médias de SST variando 2216 a
7131 mg L
-1
e DQO total de 8818 a 18717 mg L
-1
. Foram aplicados TDH de 62,3 e 32,1
h no primeiro reator (R1) e de 12,9 a 6,5 h no segundo reator (R2) e COV na faixa de
3,40 a 14,44 g DQO (L
reator d)
-1
no R1 e de 2,25 a 18,70 g DQO (L
reator d)
-1
no R2.
As eficiências médias de remoção de DQO total variaram de 74,0% a 89,6% no R1 e de
34,3% a 45,1% no R2, resultando em valores médios de 86,6% a 93,1% para o sistema
de tratamento anaeróbio em dois estágios. As concentrações médias de metano no
biogás foram de 76% a 81% no R1 e de 79% a 84% no R2. As produções volumétricas
de metano variaram de 0,594 a 1,130 m
3
CH
4
(m
-3
reator d)
-1
no R1 e de 0,144 a 0,513
m
3
CH
4
(m
-3
reator d)
-1
no R2.
FERNANDES & OLIVEIRA (2006) avaliaram o efeito do afluente (águas
residuárias de suinocultura) com concentrações médias de SST em torno de 6000 mg L
-
1
(DQO variando de 7557 a 11640 mg L
-1
) no desempenho de processo anaeróbio em
dois estágios composto por reator compartimentado (ABR) e UASB, instalados em
série, em escala piloto (volumes de 530 L e 120 L, respectivamente), submetidos a
tempos de detenção hidráulica (TDH) de 56 a 28 h no primeiro reator e de 13 a 6,5 h no
segundo reator. As eficiências médias de remoção de DQO total variaram de 71% a
88% no reator ABR e de 42 a 50% no reator UASB, resultando em valores médios de
87 a 95% no sistema de tratamento anaeróbio em dois estágios. As concentrações de
metano no biogás foram acima de 79% para os reatores ABR e UASB e as produções
volumétricas de metano variaram de 0,150 a 1,766 m
-3
CH
4
(m
3
reator d)
-1
. Nas
condições impostas ao sistema de tratamento anaeróbio observaram-se reduções de
27
coliformes totais e fecais com valores médios no afluente de 1,05 x 10
10
a 2,18 x 10
11
NMP 100 mL
-1
e de 2,65 x 10
9
a 1,05 x 10
10
NMP 100 mL
-1
e no efluente tratado de 8,2
x 10
4
a 4,3 x 10
6
NMP 100 mL
-1
e de 1,5 x 10
5
a 8,4 x 10
5
NMP 100 mL
-1
,
respectivamente.
DUDA (2006) avaliou o desempenho de dois reatores em batelada seqüêncial
anaeróbios (RBSAn), instalados em série, em escala piloto (280 e 140 L) no tratamento
de águas residuárias de suinocultura com SST em torno de 10000 mg L
-1
. Com COV
aplicada variando de 4,4 a 12,7 g DQO (L
reator d)
-1
e TDH de 96 a 36 h no primeiro
reator (R1), observou eficiências de remoção de DQO e SST de 53 a 86% e de 56 a
86%, respectivamente, para o sistema de tratamento composto pelos RBSAn em dois
estágios. As produções de metano no sistema de tratamento anaeróbio variaram entre
0,628 a 0,786 m
3
(m
3
reator d)
-1
e de 0,104 a 0,167 m
3
CH
4
(kg DQO removida)
-1
. As
eficiências de remoção de NTK, N-org e P-total, variaram de 21 a 31%; de 56 a 84% e
de 32 a 40%, respectivamente, no sistema de tratamento em dois estágios. Houve
redução de coliformes totais de 98,88 a 99,60% e de coliformes fecais de 96,87 a
99,60%, com efluente final no R2 da ordem de 5,5 x10
4
NMP/100 mL de coliformes
fecais. Verificou-se ainda, remoções de ferro, zinco, cobre e manganês, os quais
variaram entre 37 a 81%, 35 a 78%, 31 a 72% e de 27 a 70%, respectivamente.
URBINATI (2006) operou o mesmo conjunto de reatores UASB que RAMIRES
(2005) e os alimentou com águas residuárias de suinocultura com concentrações
médias de SST variando de 4589 a 13060 mg L
-1
, submetendo-os TDH de 16 a 48 h no
primeiro reator (R1) e de 3,3 a 9,9 h no segundo reator (R2), com COV na faixa de 5,5 a
40,1 kg DQO (m
3
reator d)
-1
no R1 e de 4,5 a 29,7 kg DQO (m
3
reator d)
-1
no R2. As
eficiências médias de remoção, para o sistema de tratamento (R1 + R2), variaram de 86
a 93% e 76 a 96% para a DQO total e SST, respectivamente. As produções
volumétricas de metano variaram de 0,327 a 0,813 m
3
CH
4
(m
-3
reator d)
-1
no R1 e de
0,198 a 0,291 m
3
CH
4
(m
-3
reator d)
-1
no R2.
BRUNO (2007) avaliou o desempenho de reatores UASB, em dois estágios, em
escala de bancada (20 e 10 L, respectivamente), alimentados com águas residuárias do
beneficiamento de café por via úmida, com DQO de 8626 a 23041 mg L
-1
e submetidos
28
a TDH de 96, 124 e 148 h no reator de primeiro estágio (R1) e de 48, 68 e 74 h no
reator de segundo estágio (R2) e a COV de 5,7; 3,6; 3,9 e 2,2 Kg DQO total (m
3
d)
-1
no
(R1). As eficiências médias de remoção de DQO total e SST variaram de 66 a 98% e de
93 a 97%, respectivamente, no sistema com os reatores UASB (R1+R2). O teor me
metano no biogás variou de 69 a 89% no R1 e de 52 a 73% no R2. A produção
volumétrica máxima de metano de 0,563 m
3
CH
4
(m
-3
reator d)
-1
foi obtida com COV de
3,9 Kg DQO total (m
3
d)
-1
e TDH de 124 h. As eficiências de remoção de NTK, N-org e
P-total, variaram de 55 a 61%; de 74 a 96% e de 28 a 47%, respectivamente, no
sistema de tratamento em dois estágios. Verificou-se também, remoções de ferro,
zinco, cobre e manganês, acima de 81%, 53%, 66% e 58%, respectivamente.
ABREU NETO (2007) avaliou o desempenho de processo anaeróbio em dois
estágios composto por reator compartimentado (ABR) e UASB, instalados em série, em
escala piloto (volumes de 530 L e 120 L, respectivamente) tratando águas residuárias
de suinocultura com concentrações médias de SST variando de 4591 a 13001 mg L
-1
, e
submetidos a TDH de 60 a 24 h no primeiro reator e de 13,6 a 5,4 h no segundo reator.
As eficiências médias de remoção de DQO total variaram de 69% a 88% no reator ABR
e de 34 a 58% no reator UASB, resultando em valores médios de 87 a 95% para o
sistema de tratamento anaeróbio em dois estágios (ABR + UASB). A produção
volumétrica máxima de 0,455 m
-3
CH
4
(m
-3
reator d)
-1
ocorreu no ABR, com COV de
13,42 g DQO (L
d)
-1
e TDH de 48 h. As eficiências médias de remoção de NTK, N-org e
P-total, variaram de 51 a 71%; de 76 a 94% e de 39 a 61%, respectivamente, e de 62 a
95% para cobre, ferro, manganês e zinco. Houve remoção de coliformes totais e fecais
acima de 91,935 a 99,667% porém, foram observados nos efluentes número de
coliformes fecais acima de 1,5 x 10
5
NMP/100 mL.
Com base nestes resultados, observou-se que com a utilização dos reatores
UASB em dois estágios, no tratamento de águas residuárias de suinocultura, foram
alcançadas reduções da matéria orgânica de 65 a 95%. Além disso, verificaram
remoções de P, NTK e coliformes acima dos valores usualmente observados em
reatores anaeróbios de alta taxa em um estágio. Contudo, as formas e concentrações
destes parâmetros nos efluentes dos reatores UASB em dois estágios ainda não
29
atendem às exigências dos padrões de lançamento em corpos d’água e da reutilização
na produção agrícola, estabelecidos na legislação ambiental e sanitária.
Uma das desvantagens da utilização do reator UASB é o não atendimento dos
padrões de lançamento do efluente tratado estabelecido pela legislação ambiental
brasileira. Com isso um sistema de pós-tratamento dos efluentes dos reatores
anaeróbio deve ser implantado objetivando o polimento da qualidade microbiológica,
remoção de matéria orgânica e dos nutrientes, já que o lançamento remanescente
destes constituintes poderia ocasionar sérios danos ambientais (CHERNICHARO,
2001).
Face ao exposto é possível confirmar que com o uso do reator UASB nas
condições apresentadas pelos autores citados, tanto para águas residuárias
predominantemente orgânicas diluídas (esgoto doméstico) quanto concentradas (águas
residuárias de suinocultura), ocorre a mineralização de parcela significativa da matéria
orgânica carbonácea e nitrogenada do afluente. Dessa forma o processo de nitrificação
poderá ocorrer em reator aeróbio com maior eficiência e menor gasto de energia,
buscando-se também propiciar durante o ciclo condições para a desnitrificação e
remoção de P.
2.6. Processos de remoção do nitrogênio e fósforo
Em sistemas biológicos anaeróbios, a remoção de nitrogênio total comumente
observada pode ser atribuída principalmente à assimilação dos componentes
amonificados para a síntese celular, rotas metabólicas alternativas e armazenamento
devido ao estresse metabólico.
Embora uma parcela de nitrogênio amoniacal possa ser assimilada para a
formação de novas células, sua importância na remoção de nitrogênio é limitada. Por
isso, em processos biológicos com remoção de nitrogênio, os fenômenos de nitrificação
e desnitrificação são considerados preponderantes.
30
2.6.1. Nitrificação
No processo conhecido como nitrificação, o amônio, a forma reduzida de
nitrogênio, é oxidado por bactérias autotróficas nitrificantes a nitrato. Somente uma
pequena proporção de nitrogênio amoniacal é asssimilada pela biomassa heterotrófica
durante o tratamento de efluentes e o remanescente é por bactérias quimio-autotróficas.
Bactérias autotróficas são hábeis em utilizar o nitrogênio em uma via não assimilativa,
como fonte de energia, então somente uma pequena quantidade de biomassa é
produzida.
A oxidação microbiana do íon amônio ocorre em dois distintos estágios,
envolvendo diferentes bactérias nitrificantes quimio-autotróficas, que utilizam amônio ou
nitrito como uma fonte de energia, oxigênio como aceptor final de elétrons, amônio
como fonte de nitrogênio e carbonato como fonte de carbono.
Espécies pertencentes ao gênero Nitrosomonas (que oxidam NH
4
+
a NO
2
-
) e
Nitrobacter (que oxidam NO
2
-
a NO
3
-
) são responsáveis pela maior parte da nitrificação
na natureza (ANTHONISEN et al., 1976).
É importante considerar que as bactérias nitrificantes têm velocidades de
crescimento menores do que as que removem matéria carbonácea, necessitando,
portanto, permanecerem mais tempo no reator para que possam oxidar o nitrogênio
amoniacal. Dessa forma, na maioria das vezes, a idade de lodo de projetos
dimensionados para que ocorra a nitrificação deverá ser mais elevada (COSTA, 2005).
Na etapa autotrófica, a nitrificação aeróbia ocorre com O
2
como aceptor de
elétrons, o ion amônio é oxidado a nitrito e este posteriormente a nitrato segundo as
reações 3.1 e 3.2.
NH
4
+
+ 1,5O
2
NO
2
-
+ 2H
+
+ H
2
O (3.1)
NO
2
-
+ 0,5O
2
NO
3
-
(3.2)
Como bactérias nitrificantes são autotróficas, seu crescimento não depende da
matéria orgânica, utilizando o CO
2
como fonte de carbono. METCALF & EDDY (2003)
31
apresentam um valor teórico de alcalinidade 7,14 g de CaCO
3
para converter um grama
de amônia em nitrato.
As bactérias Nitrobacter são mais susceptíveis a inibição pela presença de
amônia livre que as Nitrosomonas. ANTHONISEN et al. (1976) afirmou que para pH de
7,5 e concentrações de amônia total da ordem de 100 mg N L
-1
, existe uma inibição de
Nitrobacter, mas não de Nitrosomonas. Esta afirmativa vai de encontro ao fato que,
frequentemente, em sistemas de nitrificação para tratamento de dejetos de suínos,
existe um acúmulo de nitrito, quando as concentrações de entrada de amônio são de 1
g (N-NH
4
+
)L
-1
(KUNZ, 2004).
Os principais fatores ambientais que influenciam a nitrificação são temperatura,
pH e oxigênio dissolvido. No que diz respeito à temperatura, observa-se a ocorrência de
nitrificação na faixa de 5 a 50°C, e a temperatura ótima é na faixa de 25 a 30°C
(BITTON, 2005).
HENZE et al. (1997) relataram que o pH ótimo para a formação de nitrito e nitrato
é superior a 7,0; mas esse valor não está bem definido. O valor oscila entre 7 e 9;
ademais as bactérias nirificantes tem habilidade de adaptar-se mesmo em pH fora da
faixa ótima, o que permite obter a mesma eficiência de nitrificação. Deve-se tomar
cuidado com reatores de filme fixo, pois os valores de pH observados na fase líquida
podem ser diferentes dos valores reais no biofilme.
Como o oxigênio é um requisito obrigatório para todas as espécies nitrificantes, a
aeração torna-se essencial para a nitrificação. A difusão de O
2
no efluente é controlada
por fatores como a temperatura, altitude e cargas orgânicas. FERREIRA (2000)
concluiu que a velocidade de crescimento da Nitrosomonas não é limitada com níveis
de OD acima de 1,0 mg L
-1
. Mas na prática é requerido OD maior que 2,0 mg L
-1
.
Porém, em projetos de sistemas de lodos ativados é recomendado que o nível mínimo
de OD seja estimado em 2,0 mg L
-1
no reator biológico para prever picos de carga de
amônia no meio líquido. Segundo a EPA (1993), o valor de OD no meio líquido não
deve ser menor que 0,5 mg L
-1
, abaixo deste valor haverá acúmulo de nitrito, pois as
bactérias responsáveis pela oxidação do nitrito a nitrato são mais sensíveis a baixas
concentrações de oxigênio.
32
2.6.2. Desnitrificação
A desnitrificação é um processo biológico aplicado para remover NO
3
-
ou NO
2
-
de
efluentes pela redução a N
2
. Muitas variedades de bactérias heterotróficas são hábeis
em desnitrificar efluentes em condições anóxicas: Pseudomonas, Paraccocus,
Alcaligenes, Thiobacillus e Bacillus. As bactérias que realizam a nitrificação são menos
resistentes que as que realizam a desnitrificação, pelo fato das primeiras serem
autotróficas e as segundas heterotróficas. Este processo ocorre na presença de uma
fonte de carbono que funciona como doador de elétrons, enquanto o NO
3
-
age como
aceptor de eletrons na cadeia respiratória (SÁNCHEZ et al., 2000).
Quando o efluente a ser tratado apresenta altas concentrações de nitrogênio
amoniacal e baixas concentrações de compostos orgânicos biodegradáveis, uma fonte
suplementar de carbono é requerida para propiciar a adequada desnitrificação. Metanol
é comprovadamente uma excelente fonte de carbono (ILIES & MAVINIC, 2000). No
entanto, existe vários compostos naturais que podem ser usados como substrato pelas
bactérias desnitrificantes, como detergentes iônicos, compostos aromáticos e sintéticos
e solventes clorados .
Na etapa heterotrófica, a desnitrificação anóxica é responsável pela conversão
de NO
3
-
ou NO
2
-
a N
2
. Esta etapa acontece na presença de fonte de matéria orgânica,
como pode ser observado nas reações 3.3 e 3.4.
2NO
3
-
+ 10H
+
+ 10e
-
N
2
+ 2OH
-
+ 4H
2
O (3.3)
2NO
2
-
+ 6H
+
+ 6e
-
N
2
+ 2OH
-
+ 2H
2
O (3.4)
As principais condições ambientais a serem atendidas são temperatura, pH do
meio, fonte de carbono, relação C/N adequada, baixa concentração de substâncias
tóxicas e ausência de OD. HENZE et al. (1997) relataram valores de C/N ótimo de 4 a 5
kg DQO/kg N no caso da matéria orgânica e de 3,1 a 3,7 kg DQO/kg N no caso de
ácido acético como fonte de carbono.
A determinação da atividade desnitrificante específica (ADE) possibilita calcular a
máxima carga de nitrogênio que pode ser tratada num sistema. Baseados nisso,
SÁNCHEZ et al. (2000) estudaram os efeitos da relação C/N, concentração de sólidos
33
suspensos voláteis (SSV) e de agitação na determinação da ADE, para estabelecer as
condições operacionais ótimas. A máxima ADE obtida foi com 1,5 g SSV L
-1
, relação
C/N de 1,3 e agitações a 180 rpm, sendo observada, nestas condições a completa
desnitrificação a N
2
(98 a 99% de N
2
na composição do gás).
Alguns autores relataram que a melhor relação C/N encontra-se próxima a 1 (um)
e explicam que o uso de uma relação C/N abaixo do ideal, leva ao acúmulo de nitrito,
devido à falta de elétrons implica em impedimentos da completa desnitrificação.
O pH ótimo para que ocorra a desnitrificação está na faixa de 6,5 a 7,5; com
queda de 70% na taxa de desnitrificação com pH de 6,0 e 8,0 (Van HAANDEL &
MARAIS, 1999). Durante a desnitrificação é produzida alcalinidade em concentrações
de 3,57 g CaCO
3
(g N-NO
3
-
)
-1
, reduzido a nitrogênio gasoso (FERREIRA, 2000).
Portanto, a principal função da desnitrificação é reverter parcialmente os efeitos da
nitrificação e, portanto, elevar o pH do meio.
Assim como, no processo de nitrificação, a temperatura também tem efeito direto
na velocidade de crescimento das bactérias desnitrificantes, as quais em temperaturas
elevadas, próximo de
30ºC
, possuem melhor velocidade de crescimento (COSTA,
2005).
Teoricamente, recomenda-se nível máximo de OD de 0,2 a 0,3 mg L
-1
, acima
deste valor a desnitrificação é reduzida significativamente (Van HAANDEL & MARAIS,
1999). Na prática é usual e aceitável trabalhar com OD de 0,5 mg L
-1
, com máximo de
1,0 mg L-
1
, apartir daí começa a inibição mais intensa da desnitrificação (FERREIRA,
2000).
As bactérias heterotróficas facultativas geralmente são menos sensíveis a
substâncias tóxicas presentes no esgoto sanitário doméstico do que as bactérias
autotróficas nitrificantes. A efetividade do processo de remoção de nitrogênio depende
principalmente do processo de nitrificação, pois sem a presença de nitrato no meio
líquido não é possível a realização do processo de desnitrificação. SANTOS et al.
(2003) observaram em um reator piloto de lodos ativados em batelada seqüencial que a
competição entre as bactérias heterotróficas e as nitrificantes por oxigênio não reduziu
a zero os processos de nitrificação e desnitrificação, demonstrando que o oxigênio,
34
dependendo da concentração e da temperatura, pode não funcionar como uma
substância tóxica.
Segundo ILIES & MAVINIC (2000), a temperatura afeta ambos os processos,
nitrificação e desnitrificação. Estes autores investigaram a capacidade de remoção de
nitrogênio de um sistema de quatro estágios “Bardenpho” (caracterizado por um pré e
pós-processo de desnitrificação), para tratar líquidos percolados de aterros contendo
acima de 2200 mg N-NH
4
+
L
-1
, sob progressivo decréscimo da temperatura (de 20°C
para 10°C), ao longo de 311dias. Durante 260dias, a 20°C, o sistema manteve-se
estável, gerando efluente livre de amônia e com baixa concentração de NOx. Quando a
temperatura foi diminuída para 17°C, a concentração de NOx no efluente de tratamento
do sistema aumentou, e a concentração de amônia no efluente permaneceu zero,
evidenciando inibição apenas da etapa de desnitrificação para N
2
. O processo de
nitrificação pareceu não ser afetado pela diminuição da temperatura até 14°C.
Entretanto, quando a temperatura alcançou 10°C, o percentual de remoção de amônia
passou de 100% para menos de 50% e a remoção de nitrogênio por desnitrificação
diminuiu para menos de 5% do seu potencial, resultando num progressivo acúmulo de
NOx no efluente. Mesmo elevando novamente a temperatura, não houve qualquer sinal
de recuperação da nitrificação ou desnitrificação.
Os conceitos anteriores apresentados sobre os processos de nitrificação e
desnitrificação são conceitos clássicos, amplamente estudados, porém, pesquisas
recentes têm demonstrado que as vias de transformação dos compostos nitrogenados
podem ser realizadas de outras maneiras em sistemas biológicos.
A evolução das metodologias de identificação de microrganismos e do tipo de
metabolismo desenvolvido por populações específicas revelou a existência de rotas
alternativas para a transformação de nitrogênio amoniacal em nitrogênio gasoso em
sistemas biológicos.
Estas novas técnicas se destacam por reduzir os custos de implantação e
operação de um sistema de tratamento terciário para remoção de nitrogênio, frente à
nitrificação e desnitrificação convencional.
35
Estes novos processos (ANAMMOX- processo de oxidação anaeróbia de
amônia, SHARON- sistema de reator único para processo de conversão de altas
concentrações de íon amônio em nitrito, CANON - remoção autotrófica completa de
nitrogênio via nitrito, dentre outros), permitem a escolha daquele que melhor se adequa
ao tipo de efluente, condição climática da região e recursos financeiros disponíveis.
Estas técnicas podem envolver microrganismos aeróbios, anaeróbios e facultativos,
sendo realizadas nos mais diversos tipos de reatores: em batelada, batelada
seqüencial, fluxo contínuo, biofiltros, biodiscos, dentre outros.
2.6.3 Remoção biológica do fósforo (biodesfosfatação)
VAN HAANDEL & MARAIS (1999) destacam que a remoção de nitrogênio das
águas residuárias não garante a inibição total do processo de eutrofização, pois o
nitrogênio pode ser absorvido por meio gasoso, portanto, na maioria dos casos o
fósforo é o fator limitante do processo de eutrofização das águas. Sendo assim, para
que tal inibição ocorra há a necessidade de uma remoção significativa do fósforo.
A remoção biológica do fósforo se resume, praticamente, em duas etapas:
Etapa anaeróbia: sob circunstâncias anaeróbias (ausência de oxigênio e nitrato)
e presença de substrato facilmente degradável é criada uma condição em que algumas
bactérias facultativas são capazes de utilizar o fosfato armazenado no seu metabolismo
para adquirir energia (adenosina-trifosfato-ATP) necessária a degradação do substrato
disponível (METCALF & EDDY, 2003). A utilização do fosfato é feita através da quebra
das ligações de ATP para então ocorrer a absorção do substrato (ácidos graxos
voláteis, por exemplo), como resultado a concentração de fósforo solúvel no meio
líquido aumenta e a concentração de DBO
5
ou DQO diminui no tanque anaeróbio. O
substrato adsorvido é armazenado no interior das células bacterianas até que possa ser
utilizado nas condições aeróbias.
Etapa aeróbia: nas condições aeróbias as bactérias começam a oxidar a DQO
armazenada, a qual está muitas vezes na forma de poli-hidroxi-butirato (PHB). Em
paralelo, as mesmas bactérias reconstroem o ATP, removendo então o fósforo solúvel
36
do esgoto. O fator mais importante na fase aeróbia é que as bactérias armazenam mais
fosfato do que liberaram na fase anaeróbia (METCALF & EDDY, 2003).
Há indicações que a baixas temperaturas a taxa de liberação de fósforo diminui,
implicando na necessidade de maiores tempos de detenção na zona anaeróbia para
que haja a conclusão da fermentação e um consumo suficiente de substrato. Deve-se
recordar que o processo de remoção biológica de fósforo foi descoberto na África do
Sul, onde apresenta clima próximo ao subtropical (METCALF & EDDY, 2003).
O clima quente favorece a realização deste processo (METCALF & EDDY, 2003)
e, assim, a biodesfosfatação eventualmente ocorre em alguns sistemas de lodos
ativados em países como o Brasil, especialmente naqueles sistemas com fases
extensas, sem aeração e com alta carga orgânica.
A zona anaeróbia do sistema não deve ter oxigênio e nitrato disponíveis. Os
níveis elevados de nitrato retardarão ou pararão a liberação do fósforo, porque as
bactérias utilizarão a forma combinada do oxigênio para a respiração e os substratos
para a redução do nitrato, reduzindo dessa maneira a disponibilidade do substrato para
a assimilação pelos Organismos Acumuladores de Fosfato (OAF) (METCALF & EDDY,
2003).
ALÉM SOBRINHO (1991) operando um sistema de lodos ativados modificado
para remoção de fósforo, evidenciou que a remoção de nitrogênio amoniacal pela
nitrificação (produção de nitrato) prejudicava a remoção biológica de fósforo. Isto sugere
que os nitratos formados afetam negativamente na remoção de fósforo, pois promovem
a formação de uma fase anóxica em detrimento da fase anaeróbia necessária para o
processo, ou seja, as bactérias passam a utilizar o nitrato como aceptor de elétrons,
não precisando efetuar a liberação de fosfato para assimilar o substrato disponível, o
que indica que as bactérias que realizam a biodesfosfatação são as mesmas que
realizam a desnitrificação.
Já na zona aeróbia, a concentração de OD deve ser mantida entre 1,5 e 3,0 mg
L
-1
. Concentrações de OD abaixo dessa faixa podem ocasionar uma baixa redução de
fósforo do meio, podendo ainda ocorrer o desenvolvimento de um lodo de má
37
sedimentabilidade, deteriorando assim a qualidade do efluente por perda de sólidos
(VAN HAANDEL & MARAIS (1999).
Os ácidos graxos voláteis (AGV) são uma fonte de alimento para os organismos
responsáveis pela remoção do fósforo. Um aumento dos AGV no sistema de tratamento
aumentará o alimento disponível ou aumentará a relação de A/M. Esta é uma vantagem
quando se adiciona alimento à etapa anaeróbia. Os AGV podem ser gerados pela
introdução de esgoto bruto na fase anaeróbia
O RBS tem sido estudado a algum tempo para vários propósitos, incluindo a
remoção de nitrogênio e fósforo. Em estudos realizados por OSADA et al. (1991),
TILCHE et al. (1999), KIM et al. (2004), OBAJA et al. (2005) e ZHANG et al. (2006) foi
demonstrado o grande potencial nos processos de remoção biológica do fósforo,
através da otimização das condições operacionais do tratamento de águas residuárias
de suinocultura.
2.7. Reator em batelada seqüencial
LEE et al. (1997) estudaram o RBS e os efeitos das condições de oxi-redução na
performance da nitrificação. Concluíram que a velocidade de nitrificação aumentava nos
reatores que sofriam alterações das fases aeróbia e anaeróbia, tendo um aumento de
42% se comparado com os reatores que somente tinham a fase de aeração.
Segundo VON SPERLING (2005), o RBS consiste na incorporação de todas as
unidades, processos e operações normalmente associadas ao tratamento convencional
de lodos ativados em um único tanque (decantação primária, oxidação biológica e
decantação secundária). Como se utiliza um tanque único, esses processos e
operações que passam a ser simplesmente seqüências no tempo e não unidades
separadas como ocorre nos processos de fluxo contínuo.
Os reatores em batelada seqüencial (RBS) são operados em regime de ciclos.
Cada ciclo é composto por quatro fases distintas:
- enchimento - consiste na adição da água residuária para a atividade
microbiana. Pode ser estática, com mistura ou reação. O enchimento estático envolve a
38
introdução do esgoto sem mistura ou aeração. É mais comum em estações que
objetivam a remoção de nutrientes. Nessa aplicação, o enchimento estático é
acompanhado de enchimento com mistura, expondo os microrganismos a quantidades
suficientes de substrato e, ao mesmo tempo, promovendo condições anóxicas ou
anaeróbias. Tanto a mistura, quanto a aeração, são efetuadas na etapa de enchimento
com reação. O sistema permite a adoção de diferentes tipos de enchimento ao longo do
ciclo operacional.
Durante a etapa de enchimento pode ocorrer alguma remoção de formas
oxidadas de nitrogênio (principalmente nitrito), remanescente do ciclo anterior, caso o
enchimento seja feito com aeradores desligados. Com isso, ocorre a pré-desnitrificação
na presença do carbono orgânico da água residuária afluente. Após a etapa de reação
aeróbia, segue-se a etapa anóxica, na qual ocorre a etapa de desnitrificação
(METCALF & EDDY, 2003).
- reação - o objetivo da etapa de reação é completar as reações iniciadas
durante o enchimento. Pode compreender mistura, aeração ou ambas
- sedimentação - nesta fase, a mistura e a aeração são interrompidas para
permitir a clarificação do líquido. O tempo varia de acordo com a sedimentabilidade da
biomassa.
- descarte - após haver a separação da fase sólida e da fase líquida ocorre a
etapa de descarte.
A depender do tempo de cada ciclo e das condições de operação, pode existir
mais uma fase denominada repouso. Essa fase serve para ajustar o sistema de
tratamento quando existem vários reatores em batelada.
Como o processo se dá ao longo do tempo e não do espaço como no sistema de
fluxo contínuo, torna-se possível estabelecer, e variar, as condições de funcionamento,
sendo possível a otimização das diversas etapas, anaeróbia, anóxica e aeróbia.
ARORA et al. (1985) sugeriram estratégias diferentes de operação com a
finalidade de atingir objetivos no que se refere à qualidade desejada de efluente (mas
sem distinguir faixas de concentração). A nitrificação pode ser atingida por meio do
aumento do tempo de duração da reação, ou pelo aumento da duração da fase de
39
enchimento, enquanto a desnitrificação pode ser efetuada pelo aumento da duração da
fase de sedimentação e descarte, desde que a concentração de OD seja zero.
A remoção do fósforo ocorrerá na ausência de nitrogênio oxidado e de OD durante
a etapa de enchimento, quando a biomassa libera compostos de fósforo,
posteriormente assimilados em excesso durante o período de reação (fase aerada)
(ARORA et al., 1985). Sob condições anaeróbias, os microrganismos acumuladores de
fósforo estocam (por assimilação) produtos da fermentação e na etapa aeróbia eles
utilizam esses compostos estocados e consomem fósforo solúvel em quantidades
maiores do que o necessário para seu metabolismo. O consumo de fósforo é
maximizado em concentrações de OD de 2 mg L
-1
. Portanto, para a remoção biológica
de fósforo ocorrer, é necessário uma etapa anaeróbia inicial para a estocagem de
produtos fermentados. Por isso, para ocorrer remoção de nitrogênio, é necessário que a
desnitrificação ocorra antes da remoção de fósforo.
OSADA et al. (1991) operaram RBS em escala de bancada com volume total de
3 L e volume de trabalho de 2 L, para o tratamento águas residuárias de suinocultura
com concentração de COT (carbono orgânico total) variando de 0,5 a 0,828 g L
-1
e COV
de 0,5 e 0,75 g DBO (L d)
-1
com variação da relação N/DBO no afluente de 0,18; 0,75;
0,31 e 0,45. A aeração foi intermitente com 3 ciclos de 3,5:3,5 h (não aeração:
aeração), com alimentação diária, com uma única fase de
sedimentação/descarte/repouso. Essa última fase durou 3 horas e o descarte manual
era feito após 2 h de sedimentação. As maiores eficiências de remoção foram de N total
97% e de P total 81%, com COV de 0,5 g DBO (L d)
-1
e N/DBO=0,18. Com a relação
N/DBO=0,31 houve queda da remoção de N (para 72%) e P (para 19%).
TILCHE et al. (1999) operaram RBS com volume de 25 L para tratamento de
águas residuárias de suinocultura com concentração média de DQO de 4,6 g L
-1
e COV
de 0,46 g DQO (L d)
-1
. A aeração foi intermitente, com 5 ciclos de 2:2 h (não aeração:
aeração), com alimentação no início de cada fase de desnitrificação, com uma única
fase de sedimentação/descarte/repouso no final. Essa última fase durou 4 horas e o
descarte era feito após 1,5 h de sedimentação. Nesse modo de operação, as eficiências
40
de remoção de DQO, N e P foram acima de 98% com relação média no afluente de
N/DQO=0,12.
KIM et al. (2004) operaram RBS, com volume de 9 L, e utilizaram o potencial de
oxi-redução e o pH no controle das fases anóxica e aeróbia. O sistema foi alimentado
com águas residuárias de suinocultura com concentrações médias de SST de 917 mg
L
-1
. Os autores estudaram tempos de 1,25; 2 e 3 h para as fases: anaeróbia, anóxica e
aeróbia, respectivamente, e os tempos de alimentação, sedimentação e descarte foram
fixados em 5, 55 e 5 min., respectivamente. Os autores verificaram eficiências de
remoção do nitrogênio de 96%, de SST de 98,9% e de P-total de 50%, quando a
operação foi adequada.
OBAJA et al. (2005) avaliaram RBS, em escala de bancada com volume de 3 L,
com TDH de 0,87 d e com ciclos de 4, 8, 12 e 24 h por dia, para a remoção biológica de
nitrogênio e fósforo de águas residuárias de suinocultura, brutas e diluídas, com
concentrações de SST de 3,10 e 2,58 g L
-1
e de DQO total de 7450 e 3085 mg L
-1
,
respectivamente, e observaram eficiências de remoção de 99,8% para o nitrogênio e
97,8% para o fósforo.
ZHANG et al. (2006) operaram RBS para o tratamento de águas residuárias de
suinocultura com DQO total de 7040 mg L
-1
e NTK de 918 mg L
-1
. O reator foi operado
com TDH de 3,3 d e com ciclos de 8 h, alternando fases anaeróbia-anóxica-
anóxico/anaeróbia-anóxica/aeróbia. Durante o ciclo foram feitas duas alimentações
separadas, a primeira (600 mL) sempre ocorreu na partida de cada ciclo de 8 h e a
segunda (200 mL) foi realizada no início do segundo estágio anaeróbio. Os autores
observaram eficiências médias de remoção de NT, P-total e DQO de 98; 95 e 96%,
respectivamente, e concluíram que no RBS é possível acomodar múltiplos processos
com função simultânea de nitrificação, desnitrificação e remoção do fósforo.
2.8. Sistemas combinados anaeróbio/aeróbio para o tratamento de águas
residuárias
De acordo com KATO et al. (1999), os reatores biológicos se constituem nas
principais unidades de tratamento de águas residuárias, embora isoladamente não
41
atendam a totalidade dos requisitos para a remoção de todos os constituintes das
águas residuárias. Aos reatores biológicos cabe primordialmente a remoção da matéria
orgânica particulada ou dissolvida. Entretanto, freqüentemente, no tocante à remoção
da matéria orgânica, um único tipo de reator biológico pode não atender aos padrões de
qualidade para o efluente. Há ainda, necessidade de remoção de outros constituintes,
como nutrientes - nitrogênio e fósforo- e organismos patogênicos, que não são
removidos de forma satisfatória.
Segundo VAN HAANDEL & MARAIS (1999), o sistema combinado anaeróbio-
aeróbio tem grande potencial de redução de custos de construção e operacional. Ainda,
devido à remoção de grande parte do material orgânico do afluente no tratamento
anaeróbio, a necessidade de oxidação do material orgânico residual no sistema aeróbio
complementar é muito menor do que aquela necessária para o tratamento de esgoto
sem tratamento anaeróbio precedente. Ao mesmo tempo, a unidade anaeróbia atuará
como tanque de equalização, o que irá reduzir as oscilações da demanda de oxigênio e
resultará em diminuição adicional da capacidade de aeração necessária.
LEE et al. (1997) consideraram que os sistemas combinados anaeróbio com
aeróbio funcionam num todo como processo biológico de remoção de nutrientes,
devendo-se tomar cuidado com a configuração dos reatores assim como a adição de
recirculação de lodo ou efluente, pois altas concentrações de nitrato podem inibir a
oxidação de P e, consequentemente, a eficiência de remoção P.
SOUSA & FORESTI (1996) avaliaram um sistema composto por reator UASB
com volume de 4 L, seguido por dois reatores RBS de 3,6 L cada, o qual foi
continuamente alimentado com esgoto sintético com DQO de 422 mg L
-1
, SST de 246
mg L
-1
e de NTK de 57 mg L
-1
durante um período de 38 semanas. O reator UASB foi
operado com TDH de 4,0 h e COV de 2,5 kg DQO (m
3
d)
-1
e temperatura controlada de
30ºC. O RBS foi operado com 6 ciclos de 4 horas por dia, com 2 horas de aeração para
cada ciclo. O sistema de tratamento (UASB-RBS) apresentou eficiências médias de
remoção de N-amoniacal, NTK, DQO e SST de 90, 85, 95 e 96%, respectivamente. Os
resultados indicaram que o sistema se apresenta como alternativa de baixo custo para
o tratamento de águas residuárias, competindo favoravelmente com o sistema aeróbio
42
convencional em três fatores: menor consumo de energia, menor produção de lodo de
excesso e considerável remoção de nutrientes.
DELGENES et al. (1998) avaliaram um sistema integrado para remover
simultaneamente carbono, nitrogênio e fósforo de água residuária sintética (contendo
carbono, nitrogênio e fósforo) com SST de 5 g L
-1
, carbono orgânico total (COT) de
2200 mg L
-1
mantendo temperatura de 35ºC. O sistema consistiu de dois reatores
anaeróbios (reator acidogênico e reator metanogênico), com volumes de 1 e 9 L para o
primeiro e segundo reato, respectivamente, seguidos de RBS, com volume de 2 L
(volume de trabalho com 1,5 L), operado com fases anaeróbia/aeróbia para a remoção
biológica de nutrientes. O RBS foi operado com ciclo diário de 6 h. O ciclo consistiu em
3 fases: fase anaeróbia (2,5 h), aeróbia (3 h) e de sedimentação (0,25 h). As eficiências
do sistema de tratamento para as remoções de carbono, nitrogênio e fósforo foram de
98, 78 e 95%, respectivamente.
TORRES & FORESTI (2001) apresentaram estudo de uma planta piloto, composta
por sistema combinado UASB-RBS, visando nitrificação e remoção de fósforo. O reator
UASB operou com TDH de 6 h e o RBS aerado teve seu tempo de aeração variando
entre 2 e 22 h. A remoção global de DQO foi de 92% e de 86% para SST com 10 h de
aeração e de 91% e 84% com 2 h de aeração. Já para a conversão de nitrogênio, a
remoção variou bastante em função do tempo de aeração. Com 10 h de aeração houve
conversão de 100 % de NH4
+
e 89 % de NTK. Para um período de aeração de 4 h
houve conversão de 98% de NH
4
+
e 80% de NTK. Com aeração de 2 h alcançou-se
conversão de 68% de NH
4
+
e 64 % de NTK. A concentração de oxigênio foi mantida
sempre acima de 3,5 mg/L. O N-total no efluente variou entre 30,6 e 59,3 mg L
-1
.
MARÇAL JÚNIOR (2001) avaliou um sistema de tratamento combinado,
constituído por reator UASB seguido de RBS, no tratamento de esgotos sanitários. O
sistema foi operado durante 27 semanas, com o objetivo de verificar seu desempenho
na remoção de matéria orgânica carbonácea, nitrogênio amoniacal e fósforo. O reator
UASB, com 145 L foi operado com TDH de 8 h durante todo o experimento. O reator
RBS, de 106 L, foi operado com tempos de ciclo de 24, 12 e 6 horas, em seis etapas
distintas. Os tempos de ciclo no RBS variaram de 24, 12, 6, 24, 24 e 24 h para as
43
etapas 1, 2, 3, 4, 5 e 6, respectivamente. As últimas três etapas foram caracterizadas
pela adição de cloreto férrico. O sistema UASB-RBS apresentou eficiência média de
remoção de DQO de 92% nas etapas 1, 2, 5, e 6. Na etapa 3, com tempo de ciclo de 6
horas e na etapa 4, com 24 h quando o RBS recebeu 50 mg L
-1
de cloreto férrico, a
eficiência média de remoção de DQO foi de 83%.
CYBIS & PICKBRENNER (2004) avaliaram o desempenho de três RBS
alimentados com esgoto sintético tratado em RBS anaeróbio (volume de 15 L). Os três
reatores RBS (volume de 10 L cada) foram operados com diferentes tempos de
enchimento e reação (anaeróbia, aeróbia e anóxica), sedimentação, retirada e repouso,
com ciclos operacionais de 12 h (2 ciclos diários) e o RBS anaeróbio com ciclos
operacionais de 6 horas (4 ciclos diários). As eficiências de remoção de DQO e NT
foram de 90, e 88%, respectivamente.
YANG & WANG (1999) operaram unidade de aeração intermitente com 4 ciclos,
com tempos de aeração: não aeração de 4:2 h e 3:3 h (com descarte ao final do dia e
alimentação em cada início de aeração), aplicando COV de 1,28 e 1,09 g DQO (L d)
-1
com o afluente (águas residuárias de suinocultura provenientes de reator anaeróbio)
com concentração de DQO de 4,10 e 3,47 g L
-1
, SST de 3,35 e 2,07 g L
-1
e NTK de
0,79 e 0,82 g L
-1
, respectivamente. As eficiências de remoção de DQO foram de 87 e
86% e de NT de 89 e 92 %, respectivamente.
BERNET et al. (2000) estudaram o tratamento de águas residuárias de
suinocultura com a combinação de dois reatores RBS: anaeróbio (volume 1,5 L) e
aeróbio (volume 1,5 L ou 3,0 L), em série. O reator RBS anaeróbio foi alimentado com o
afluente com concentrações de SST variando de 2,84 a 18,00 g L
-1
. Ambos reatores
foram operados com 1 ciclo por dia (22 h de reação anaeróbia e aeróbia e o tempo de
alimentação variou com a taxa de recirculação aplicada). Os autores observaram que
as eficiências de remoção de COT foram de 81 a 91% e de NTK de 85 a 91%
UZAL et al. (2003) avaliaram a combinação anaeróbio-aeróbio utilizando reatores
UASB em dois estágios e RBS, no tratamento de águas residuárias de destilaria de
bebidas, com concentrações médias de DQO total de 37060 a 50700 mg L
-1
. Para os
reatores UASB de primeiro e segundo estágio com TDH de 5,2 h e COV de 15,3 g (L d)
-
44
1
e de 5,2 h e 3,7 g (L d)
-1
, respectivamente, obteve eficiências de remoção de DQO
total de 75% e de 39%, respectivamente. Os autores observaram, nos reatores UASB
em dois estágios, a capacidade de acomodar altas cargas orgânicas (até 39 g (L d)
-1
com eficiências de remoção de DQO total de 95 a 96% Para o SBR as eficiências de
remoção foram de 53 a 61% e o sistema de tratamento (anaeróbio-aeróbio) foi eficiente
na remoção de DQO (99,5%) e DBO (98,1%).
HUANG et al. (2005) avaliaram o desempenho de reator UASB, com volume total
de 3,88 L, seguido por um reator de lodos ativados, com volume de 6 L para so tanques
de aeração e sedimentação, respectivamente, no tratamento de águas residuárias de
suinocultura pré-sedimentada com SST de 2000 a 3000 mg L
-1
e DQO total e NTK
variando de 1600 a 2700 mg L
-1
e 320 a 416 mg L
-1
, respectivamente. No tanque de
aeração foi mantida concentração de OD de 3 a 4 mg L
-1
e a temperatura foi mantida na
faixa mesofílica a 30
o
C. Os autores verificaram que o sistema combinado UASB e
reator de lodos ativados foi eficiente na remoção de DQO, NTK e NT, com valores
médios variando de 95 a 97%, 100% e de 54 a 55%, respectivamente.
SHIN et al. (2005) avaliaram um sistema de tratamento combinado usando reator
anaeróbio de leito fixo (AUBF) híbrido, seguido por um reator aeróbio com membrana
submersa (MBR) para promover a nitrificação. O AUBF foi constituído por uma zona de
fermentação acidogênica e uma zona de desnitrificação. A zona de fermentação
acidogênica foi constituído por um reator UASB (volume de 4,4 L) e a zona de
desnitrificação foi constituído por um filtro anaeróbio (volume de 3,9 L). Os reatores
foram mantidos em temperatura constante de
25ºC
e foram estudados TDH de 1,5 a
7,8 d. Foi utilizada taxa de recirculação de 3Q para promover a desnitrificação. Para
alimentação dos reatores foi utilizada água residuária de suinocultura com SST
variando de 200 a 5733 mg L
-1
e DQO variando de 1517 a 8184 mg L
-1
. Os autores
verificaram que o sistema combinado foi eficiente na remoção de DQO com 91%, e
completa nitrificação com 99%, e a eficiência de remoção de NT foi de 60%.
DENG et al. (2006) avaliaram um sistema de tratamento combinado usando
reatores anaeróbios de circulação interna (IC) com volume de 133 L (volume de
trabalho de 120 L) seguido de RBS aeróbio com volume de 32,7 L (volume de trabalho
45
de 18 L) no tratamento de águas residuárias de suinocultura com DQO de 3000 a
15000 mg L
-1
; N-NH
3
de 400 a 1400 mg L
-1
e NT de 600 a 2100 mg L
-1
,
resultando em
COV de 6 a 7 g DQO (L d)
-1
no reator IC. O RBS foi operado com 3 h de aeração, 3 h de
repouso, 3 h de aeração, 1 h de sedimentação e 1 h de descarte. Para o RBS, os
autores observaram eficiências médias de remoção de DQO e N-amoniacal de apenas
7,54 e 81,2%, respectivamente. Avaliando o sistema de tratamento combinado IC-RBS,
as eficiências médias de remoção foram de 95,5; 99,4 e de 94,3%, para DQO, N-
amoniacal e NT, respectivamente.
DENG et al. (2007) avaliaram sistemas de tratamento combinados usando reator
UASB, com volume total de 17,7 L, seguido de RBS aeróbio, com volume total de 12,5
L e volume de trabalho de 10 L; no tratamento de águas residuárias de suinocultura
com DQO de 6561 mg L
-1
; N-NH
3
de 720 mg L
-1
, NT de 997 mg L
-1
e P-total de 125 mg
L
-1
, respectivamente. O RBS foi operado com ciclos de 8 h, com 4 h de aeração, 2 de
sedimentação, 1 de repouso e 1 da retirada do sobrenadante. Os autores verificaram
que o RBS alimentado com o efluente digerido no reator UASB foi pouco eficiente em
termos de remoção de DQO, nitrogênio e fósforo, Após algumas modificações nas
condições operacionais, nas quais o RBS foi alimentado com efluente do reator UASB
acrescido do afluente bruto na proporção de 1:2, houve melhorias nas eficiências de
remoção de DQO, nitrogênio amoniacal e fósforo com valores médios de 94,3; 98,8; e
70,6%, respectivamente, no sistema de tratamento combinado (UASB-RBS).
YOUNG - JIN et al. (2007) avaliaram um sistema de tratamento combinado
usando dois “upflow multi-layer bioreactor” (UMBR), em escala piloto, com volume de
trabalho de 14,5 m
3
para cada reator, seguido por um tanque de aeração com volume
de trabalho de 27,4 m
3
e um tanque de sedimentação com volume de trabalho de 3,0
m
3
, para o tratamento de águas residuárias de suinocultura. As concentrações médias
de SST e DQO total do afluente foram de 6945 e 22919 mg L
-1
, respectivamente. No
tanque de aeração foi mantida concentração de OD maior do que 2,0 mg L
-1
e
temperatura na faixa de 18 a 24ºC. Os autores verificaram que o sistema de tratamento
combinado foi eficiente em termos de remoção de DQO, NTK e N-amoniacal, com
valores médios variando de 86,3 a 94,1%; 93,2 a 98,3% e de 96,1 a 99,8%,
46
respectivamente. Os autores ainda concluíram que o sistema combinado foi uma
alternativa atrativa para o tratamento de águas residuárias com altas concentrações de
amônia, como é o caso de águas residuárias de suinocultura, e que o reator anaeróbio
(UMBR) pode ser adotado como um reator pré-anóxico no processo biológico de
nitrificação - desnitrificação.
DUDA & OLIVEIRA (2007) avaliaram o desempenho de dois reatores em
batelada seqüêncial anaeróbios (RBSAn) instalados em série, em escala piloto
(volumes de 280 L e 140 L, respectivamente) no tratamento de águas residuárias de
suinocultura, com concentrações de sólidos suspensos totais (SST) em torno de 10000
mg L
-1
, DQO
total
variando de 16883 a 19459, mg L
-1
, NTK de 752 a 1116 mg L
-1
e N.am.
de 164 a 274 mg L
-1
. Para o pós-tratamento do efluente do sistema de tratamento com
os RBSAn utilizaram-se duas lagoas de polimento (volume de 1000 L, cada) em série
com TDH de variando de 8,5 a 39,2 d. As cargas orgânicas volumétricas (COV)
aplicadas no primeiro RBSAn variaram de 4,43 a 12,75 g DQO
total
(L d)
-1
. As eficiências
médias de remoção da DQO
total
e de SST variaram de 53 a 86% e de 56 a 85%,
respectivamente, no sistema de tratamento anaeróbio composto pelos RBSAn. As
produções volumétricas de metano médias no sistema de tratamento anaeróbio com os
RBSAn variaram de 0,628 a 0,796 m
3
(m
3
reator d)
-1
. A utilização das lagoas de
polimento em série, permitiu manter eficiências médias de remoção acima de 89% e
91% para a DQO
total
e SST, respectivamente.
Ainda, DUDA & OLIVEIRA (2007) aplicando esse mesmo sistema observaram
eficiências médias de remoção de NTK e P-total de 30 a 82% e 42 a 100%,
respectivamente, no sistema de tratamento anaeróbio composto pelos RBSAn seguidos
das lagoas de polimento. A utilização das lagoas de polimento em série, para o pós-
tratamento do efluente gerado nos RBSAn, permitiu manter eficiências médias de
remoção acima de 80% para o Fe, Zn, e Mn e de 76% para o Cu. O número de
coliformes fecais do afluente que era de 1,4 x10
7
NMP/100 mL foi reduzido até de 8x10
3
NMP/100 mL no efluente das lagoas de polimento.
47
III. MATERIAL E MÉTODOS
3.1. Local
A pesquisa foi realizada nas instalações experimentais e laboratórios da área de
Biodigestão Anaeróbia do Departamento de Engenharia Rural da Faculdade de
Ciências Agrárias e Veterinárias na Universidade Estadual Paulista - UNESP, Câmpus
de Jaboticabal, cujas coordenadas geográficas são: latitude de 21°15’22” S; 48° 18’58”
W e altitude de 575 m. O clima da região, segundo classificação de Koppen, é Awa
(subtropical úmido, seco no inverno e com chuva no verão), com precipitação média
anual de 1.424mm e temperatura média anual de 22,2°C.
3.2. Instalações Experimentais
As instalações experimentais foram compostas por tanque de armazenamento
do afluente equipados com um misturador, bomba helicoidal, dois reatores anaeróbios
de fluxo ascendente com manta de lodo (UASB), tanque intermediário e um reator em
batelada seqüencial (RBS) aeróbio, instalados em série, conforme ilustrado na Figura 2.
Os reatores UASB, com volumes de 510 e 209 L, foram construídos com tubos
de PVC com diâmetros de 500 e 250 mm e altura de 2,95 e 4,52 m, para o primeiro
(R1) e segundo reatores (R2), respectivamente.
O primeiro reator UASB foi alimentado utilizando-se bomba helicoidal tipo Nemo,
marca Netzsch. O segundo reator UASB foi alimentado, por gravidade, com o efluente
do primeiro reator UASB. Acoplado às saídas de gás dos reatores UASB foram
instalados gasômetros (de fibra de vidro) por meio dos quais foi efetuado o
monitoramento da produção do biogás.
O tanque intermediário, com volume total de 90L, foi construído com tubo de
PVC de 300 mm de diâmetro e altura de 1,07 m, para o armazenamento do efluente do
segundo reator UASB e a alimentação do reator em batelada seqüencial (RBS) aeróbio.
48
O reator em batelada seqüencial (RBS) aeróbio, com volume de total de 339 L e
volume útil de 210 L, foi construído com tubo de PVC com diâmetro de 400 mm e altura
de 3,39 m.
FIGURA 2. Esquema dos reatores anaeróbios de fluxo ascendente com manta de lodo
(UASB), em dois estágios, seguidos de reator em batelada seqüencial
(RBS) aeróbio.
O RBS foi aerado com uso de compressor da marca Pressure. No topo do RBS
aeróbio foi instalado um conjunto motor-redutor conectado a um eixo com pás ao longo
da altura do reator, com o objetivo de propiciar a mistura do líquido e lodo. Os
impelidores foram acoplados a um eixo de aço carbono de 12,5 mm de diâmetro, o qual
foi revestido com tubo de PVC, e encaixado em barra perfurada, confeccionada em aço
inox e fixada no fundo do reator. O ar foi distribuído no interior do reator através de um
difusor de ar de membrana (bolha fina), marca B & F Dias, o qual foi instalado na base
do reator. Foram instalados temporizadores analógicos para a programação de
ligamento e desligamento do compressor e do motor-redutor. Na tubulação de saída de
Caixa de armazenamento
do afluente
Alimentação
Efluente
Efluente
UASB (R1)
(510 L)
UASB (R2)
(209 L)
Tanque
Intermediário
(90 L)
Moto-bomba
Misturador
Decarga do efluente
Compressor de ar
RBS aeróbio
(339 L)
Coleta de biogás
Efluente
Bomba de alimentação
Coleta de biogás
P
ontos de
amostragem
de lodo
49
ar do compressor foi instalado um medidor de vazão analógico de diafragma marca
LAO.
3.3. Afluente
O afluente utilizado para a alimentação do sistema de tratamento foi o dejeto
bruto de suínos em fase de terminação confinados em instalações com lâmina d`água,
para coleta e transporte dos dejetos, os quais foram pré-peneirados (peneira com malha
quadrada de abertura de 3 mm) para a separação dos sólidos que pudessem entupir a
tubulação de alimentação dos reatores.
As águas residuárias brutas utilizadas como afluente foram coletadas em
confinamento de suínos nas fases de crescimento e terminação do Setor de
Suinocultura da FCAV-UNESP, Câmpus de Jaboticabal. Os suínos eram alimentados
com ração à base de milho e soja com complemento vitamínico e mineral. O mesmo foi
coletado em caixas de 1000L e transportado diariamente para a alimentação do sistema
de tratamento.
3.4. Descrição da operação e acompanhamento do sistema de tratamento
A operação do sistema de tratamento anaeróbio em dois estágios foi dividida em
quatro ensaios. Nos ensaios 1 e 2, procurou-se manter as concentrações de SST no
afluente em torno de 5 g L
-1
, variando-se o TDH de 28 e 14 h no primeiro reator (R1), e
11 e 6 h no segundo reator (R2), respectivamente. Nos ensaios 3 e 4, aumentou-se a
concentração de SST em torno de 10 g L
-1
e foram repetidos os TDH de 28 e 14 h no
R1 e 11 e 6 h no R2, respectivamente.
O primeiro reator UASB (R1) foi alimentado com afluente com concentrações
médias de SST de 8587; 5275; 11511 e 9290 mg L
-1
, nos ensaios 1, 2, 3 e 4,
respectivamente. O efluente do R1 foi conduzido por meio de tubo de PVC, por
gravidade, para o R2. Continuando por gravidade, o efluente do R2 foi conduzido até
um tanque intermediário de armazenamento (90 L), do qual foi conduzido para a
alimentação, em batelada, do RBS. O RBS foi operado com volume de trabalho de 210
50
L, mantendo-se o descarte para a sedimentação do lodo ocupando 120 L e retirando-se
90 L de efluente tratado, o que correspondeu a aproximadamente 60% do volume do
RBS ocupado com o lodo sedimentado e sobrenadante, e 40% do volume para o
descarte do efluente tratado, conforme recomendações de VON SPERLING et al.
(2005) e METCALF & EDDY (2003).
Na Figura 2, esta apresentada os pontos de coleta de lodo de 1 a 4 (pontos de
amostragem eqüidistantes, da região superior da manta, ponto 4, até a base do reator,
ponto 1), na manta dos reatores UASB (R1 e R2).
Na Tabela 1 estão apresentadas as condições operacionais impostas nos
ensaios 1, 2, 3 e 4 do experimento no sistema de tratamento anaeróbio com os reatores
UASB (R1 e R2), em dois estágios.
TABELA 1. Condições operacionais impostas no sistema de tratamento anaeróbio com
os reatores UASB (R1 e R2), em dois estágios, e características do
afluente durante os ensaios 1, 2, 3 e 4.
Ensaios Duração Período TDH
(a)
Vasc.
(b)
SST
(c)
DQO
total
(d)
COV
(e)
(d) do ano (h) (m h
-1
) (mg L
-1
) (g DQO (L d)
-1
R1
R2 R1 R2 R1 R1
1 91
15-12-07/
14-03-08
28 11 0,093 0,371 8.578 ab 12.358 b 11 c
2 126
11-08-07/
14-12-07
14 6 0,186 0,742 5.275 b 10.851 b 19 bc
3 310
20-06-06/
10-08-07
28 11 0,093 0,371 11.511 a 21.309 a 18 bc
4 97
15-03-08/
19-06-08
14 6 0,186 0,742 9.290 ab 14.941 b 26 a
CV (%) - - - - - - 69,3 87,8 50,3
Teste F. - - - - - - 6,5** 7,9** 10,7*
(a)- tempo de detenção hidráulica, (b) – velocidade ascencional, (c) - sólidos suspensos totais, (d) - demanda química de oxigênio
(e) - carga orgânica volumétrica
Letras minúsculas diferentes na mesma coluna diferem pelo teste de Tukey a 5%; ** p<0,01 (Significativo a 1% de
probabilidade); *: p<0,05 (Significativo a 5% de probabilidade); ns: p>0,05 (não significativo no nível de 5% de
probabilidade).
A operação do RBS foi subdividida em 8 fases. Cada condição de operação
(ensaio) imposta aos reatores UASB foram aplicados no RBS, ciclos de 24 e 12 h.
O RBS aeróbio operado com um e dois ciclos diários (24 e 12 h,
respectivamente) foi alimentado com o efluente do reator UASB (R2) com
51
concentrações médias de SST de 1263, 417, 1570, 1902, 1542, 569, 348 e 414 mg L
-1
,
nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, respectivamente.
Nas Tabelas 2 e 3 estão apresentadas às condições operacionais impostas ao
RBS aeróbio durante as fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8 do experimento.
TABELA 2. Características dos ciclos operacionais impostas ao reator em batelada
seqüencial (RBS) aeróbio durante as fases.
Ciclos
Característica do ciclo operacional
I II
Tempo de ciclo (h) 24 12
Volume de alimentação por ciclo (L) 90 180
Volume de alimentação por dia (L) 90 180
Tempo de alimentação (h) 0,5 0,5
Tempo de reação anaeróbia (h) 8,5 4,5
Tempo de reação aeróbia (h) 8,5 4,5
Tempo de sedimentação (h) 6,0 2,0
Tempo de retirada (h) 0,5 0,5
Ressaltando que, durante o ensaio 3, para os reatores UASB e fases 1 e 5, para
o RBS, houve duas paradas no período de operação, em 01/10/06 a 02/11/06 e outra
em 14/12/06 a 26/02/07, em virtude de problemas operacionais com a bomba helicoidal,
compressor de ar e dificuldade de obtenção do afluente para alimentação dos reatores.
Houve, portanto, necessidade de reinocular lodo no RBS na fase 1, em virtude do
grande tempo em que o lodo aeróbio ficou parado.
Em todas as figuras para os reatores UASB (R1 e R2) são apresentados os
ensaios em ordem crescente de concentração de SST e decrescente de TDH para
facilitar o entendimento e a visualização. Nas figuras de apresentação dos resultados
obtidos com o RBS aeróbio, as fases apresentadas não estão coincidindo com a época
do ano de cada ensaio nos reatores UASB, e sim com as concentrações de SST do
afluente em torno de 5 g L
-1
, nos ensaios 1 e 2, e de 10 g L
-1
, nos ensaios 3 e 4 do
reator UASB (R1).
52
TABELA 3. Valores médios da concentração de sólidos suspensos totais (SST) e demanda química de oxigênio (DQO) do
afluente do reator UASB (R1) e do afluente do reator em batelada seqüencial (RBS) aeróbio e condições
operacionais (cargas orgânicas volumétricas (COV) e tempo de detenção hidráulica (TDH) do RBS) durante as
fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
UASB (R1) RBS
Afluente Afluente
TDH COV DQO
total
SST
Fases Duração Período TDH COV DQO
total
SST
(h) (g DQO (L d)
-1
)
(mg L
-1
)
(d) (h)
(g DQO
(L d)
-1
)
(mg L
-1
)
13,9 cd 16.557 b 8.564 bc
1 161
26-02-07/
10-08-07
58
1,5 b 3.480 ab 1263 ab
28
9,5 d 11.047 b 4.727 c
2 47
15-12-07/
30-01-08/
26
1,1 b 1.381 bc 417 c
21,4 abc 12.654 b 6.070 bc
3 59
18-10-07/
14-12-07
58
1,7 b 3.851 ab 1570 a
14
16,0 bcd 9.049 b 4.427 c
4 68
11-08-07/
17-10-07
26
3,6 a 4.210 ab 1902 a
24,1 ab 27.889 a 15.931 a
5 147
20-06-06/
13-12-06
58
1,4 b 3.239 ab 1542 a
28
11,8 cd 13.669 b 12.429 ab
6 45
01-02-08/
14-03-08
26
1,1 b 1.246 bc 569 bc
29,0 a 16.847 b 10.856 abc
7 50
01-05-08/
19-06-08
58
0,4 b 879 c 348 c
14
21,9 abc 12.716 b 7.462 bc
8 47
15-03-08/
30-04-08
26
1,2 b 1.445 bc 414 c
cv (%) 47,1 54,9 61,8 - - - - 86,4 82,2 61,8
Teste F 9,8* 19,6** 12,3* - - - - 6,8** 5,4** 12,2**
Letras minúsculas diferentes na mesma coluna diferem pelo teste de Tukey a 5%; ** p<0,01 (Significativo a 1% de probabilidade); *: p<0,05 (Significativo a 5% de
probabilidade); ns: p>0,05 (não significativo no nível de 5% de probabilidade).
53
3.5. Procedimento de partida de cada ensaio.
Para a partida dos reatores UASB foi utilizado como inóculo lodo proveniente de outros
reatores UASB, tratando águas residuárias de suinocultura e adicionaram-se de 20 a 30% do
volume de cada reator (R1 e R2). No início dos ensaios 1, 2 e 4 foi mantido o lodo já
existente, no R1 e R2, descartando-se o excedente, quando necessário, para a manutenção
de 20% do volume do reator preenchido com lodo.
O RBS aeróbio foi inoculado com 100 L de lodo sedimentado com ST e SV de 16 e 12
g L
-1
, respectivamente, proveniente do tanque de aeração de um sistema de lodos ativados,
tratando esgoto sanitário doméstico, da Estação de Tratamento de Esgoto (ETE) de Bueno
de Andrade - município de Araraquara.
Ocorreu reinoculação do RBS nas fases 1 e 5 em virtude da necessidade de paradas.
Não houve descarte de excedente de lodo do RBS durante a realização das oito fases.
3.6. Exames físicos e determinações de constituintes orgânicos e inorgânicos
nos afluentes, efluentes, lodo e biogás.
3.6.1. Amostragem
Foram coletadas amostras do afluente e efluentes na tubulação de entrada do reator
UASB (R1), e de efluentes, nas tubulações de saída dos reatores UASB (R1 e R2) e do
RBS. As amostras dos reatores UASB foram compostas por sub-amostras coletadas a cada
hora no período de 6 h (das 8:00 às 14:00 h).
No RBS aeróbio foram coletadas amostras simples do efluente na etapa de descarte
do efluente após o término do ciclo operacional.
As amostras de lodo foram coletadas semanalmente, para a determinação de ST e
SV, as quais foram retiradas em quatro pontos de amostragem no R1 e R2 e cinco pontos
de amostragem no RBS (Figuras 2).
Na Tabela 4 estão relacionados os exames físicos, microbiológicos e determinações
químicas executadas nas amostras do afluente e efluentes, no lodo e biogás durante os
54
TABELA 4. Exames e determinações, freqüências e fontes das metodologias utilizadas.
Exames e determinações
Freqüência
Referência bibliográfica
Afluente e efluentes
pH 2 x semana APHA, AWWA, WPCF (1998)
Ácidos voláteis totais 2 x semana DILLALO & ALBERTSON (1961)
Alcalinidade total, parcial e intermediária 2 x semana APHA, AWWA, WPCF (1998)
JENKINS et al. (1983)
Demanda química de oxigênio (DQO
total
);
DQO da fração dissolvida (DQO
diss
.) e devida
aos sólidos suspensos (DQO
ss
)
2 x semana APHA, AWWA, WPCF (1998) (método
colorimétrico e digestão com refluxo
fechado) e OLIVEIRA (1997)
Sólidos suspensos totais (SST) e voláteis
(SSV)
2 x semana APHA, AWWA, WPCF (1998)
Nitrogênio total Kjeldahl (NTK) 2 x semana APHA, AWWA, WPCF (1998) (obtenção do
extrato, utilizando-se digestão em bloco
com ácido sulfúrico e mistura digestora e
posterior utilização do método semi-micro
Kjeldahl)
Nitrogênio amoniacal (N - am.) 2 x semana APHA, AWWA, WPCF (1998) método
semi-micro Kjeldahl
Fósforo total (P-total) 2 x semana APHA, AWWA, WPCF (1998) (obtenção do
extrato utilizando-se digestão em bloco
com ácido nítrico e perclórico e posterior
utilização do método colorimétrico
empregando metavanadato e molibidato de
amônio)
Potássio, cálcio, magnésio, sódio, cobre,
ferro, manganês e zinco
2 x semana APHA, AWWA, WPCF (1998) (obtenção
do extrato idem ao P-total e posterior
leitura em espectrofotômetro de absorção
atômica)
Coliformes totais e termotolerantes
2 x ensaio
APHA, AWWA, WPCF (1998) (técnica dos
tubos múltiplos)
Contagem de bactérias heterotróficas 2 x ensaio APHA, AWWA, WPCF (1998) (contagem
padrão em placas, PCA-
Plate Count Agar
)
Efluente - RBS
Nitrito e Nitrato 2 x semana APHA, AWWA, WPCF (1998)
espectrofotométrico (543 e 220 nm),
respectivamente
Oxigênio dissolvido 2 x semana APHA, AWWA, WPCF (1998)- sonda
Biogás-UASB
Produção diária OLIVEIRA (1997) (gasômetros)
Composição 1 x semana APHA, AWWA, WPCF (1998) utilizando
cromatografia gasosa
Lodo - UASB/RBS
Sólidos totais (ST) e voláteis (SV) semanal APHA, AWWA, WPCF (1998)
Atividade da microbiota do lodo (UASB) 1 x ensaio CHERNICHARO (1997) e OLIVEIRA (1997)
Teste da taxa de consumo de oxigênio do
lodo (RBS)
1 x ensaio MENDONÇA (2002).
Microscopia eletrônica de varredura 1 x ensaio OLIVEIRA (1997)
55
3.6.2. Temperatura
As temperaturas medidas diariamente, em 2 horários (10 h e 15 h), foram as
seguintes: ambiente (do ar nas imediações dos reatores), no afluente e nos efluentes, com o
objetivo de verificar a relação entre as mesmas. Essas medidas de temperatura foram
realizadas, utilizando-se o aparelho portátil digital, com sensor localizado na extremidade de
uma haste metálica, a qual era introduzida nos pontos de amostragem do afluente e
efluentes. Com esse aparelho também mediu-se a temperatura do biogás nos horários de
determinações da produção, introduzindo-se a haste metálica nos gasômetros pelo orifício da
válvula de saída do biogás.
Também foram obtidas as temperaturas climatológicas do ar (mínima, média e
máxima) referentes aos períodos dos ensaios e fases do experimento, realizadas na Estação
Agroclimatológica do Departamento de Ciências Exatas da FCAV/UNESP, Câmpus de
Jaboticabal
3.6.3. Produção do biogás
A produção do biogás foi determinada pelo volume de biogás produzido diariamente
no período diurno, medindo-se o deslocamento vertical dos gasômetros e multiplicando-se
pela área da seção transversal interna dos gasômetros. Após cada leitura, os gasômetros
eram zerados, descarregando-se todo o gás neles armazenados.
A correção do volume de gás para as condições de 1 atm e 0
o
C foi efetuada por meio
da expressão que resulta da combinação das leis de Boyle e Gay-Lussac:
Vo x Po = V1 x P1
To T1
Onde,
Vo = volume corrigido do biogás;
Po = pressão corrigida do biogás (10332,72 mm H
2
O);
To = temperatura corrigida do biogás, em ºk (273 ºk);
V1 = volume do biogás nas condições de leitura (área do gasômetro multiplicada pela leitura,
sendo as áreas de 0,0907 m
2
, para os gasômetros dos reatores 1 e 2;
56
P1= pressão do biogás no gasômetro, em mm H
2
O (pressão atmosférica do local + pressão
interna do gasômetro: pressão atmosférica média de Jaboticabal é de 9632,43 mm H
2
O e a
pressão dos gasômetros é de 10,8 mm H
2
O para os gasômetros dos reatores 1 e 2)
T1 = temperatura do biogás no instante de leitura, em ºK.
3.6.4. Composição do biogás
As análises de composição do biogás foram realizadas semanalmente para a
determinação dos teores de metano (CH
4
) e dióxido de carbono (CO
2
).
A coleta do biogás era feita com a utilização de frascos de vidro com capacidade de
500 mL e com tampas de borracha, contendo dois tubos de vidro com mangueiras de látex
nas extremidades, sendo a vedação efetuada por meio de presilhas metálicas. Para
assegurar que os gases atmosféricos fossem completamente eliminados, os frascos de vidro
eram acoplados aos gasômetros e o biogás presente nos mesmos passava pelos frascos por
alguns minutos, permitindo a lavagem dos mesmos. As amostras eram coletadas e
posteriormente analisadas em cromatógrafo de fase gasosa.
As análises de biogás foram realizadas em Cromatógrafo FININGAN GC - 9001 com
detector de condutividade térmica (TCD) e colunas “Poropack Q” (3 m x 1/8“) e peneira
molecular. O gás de arraste foi o hidrogênio com vazão de 35 mL min
-1
.
3.6.5. Atividade da microbiota do lodo (hidrolítica, acidogênica, acetogênica e
metanogênica).
O ensaio da atividade metanogênica específica (AME) do lodo dos reatores UASB
baseou-se nas metodologias descritas por CHERNICHARO (1997) e modificada por
OLIVEIRA (1997) e STEIL (2001). Os sólidos voláteis do lodo (SV) foram determinados
segundo APHA, AWWA, WPCF (1998).
O ensaio consistiu na determinação, por cromatografia de fase gasosa, das
concentrações do metano presentes no biogás produzido e acumulado no volume livre
(
headspace
) dos frascos-reatores de 500mL.
Adicionaram-se nos frascos reatores substratos orgânicos específicos: amido, glicose,
propionato + butirato de sódio, acetato de sódio e formiato de sódio, os quais permitiram a
57
determinação da atividade hidrolítica, acidogênica, acetogênica, metanogênica acetotrófica e
metanogênica hidrogenotrófica, respectivamente, do lodo.
Nos frascos reatores foram adicionados 300 mL do lodo anaeróbio com sólidos
voláteis (SV) em torno de 5 g L
-1
. O lodo foi aclimatado às condições de temperatura do
ensaio (30ºC) por 24 horas, sem agitação. Após, às 24 h, fluxionou-se gás nitrogênio como
padrão interno gasoso a fim de minimizar possíveis erros decorrentes da retirada de gás nas
amostragens e para a purga do oxigênio contida nos frascos reatores.
Em seguida, foram adicionados individualmente como fontes de substrato o amido, a
glicose, o propionato + butirato de sódio, o acetato de sódio e o formiato de sódio na
concentração de 2,5 g DQO L
-1
em cada frasco reator. As cargas orgânicas testadas no lodo
dos frascos-reatores foram de 0,5 g DQO (g SV)
-1
para cada amostra de lodo e cada
substrato orgânico utilizado, conforme recomendado por CHO et al. (2005).
A atividade basal do lodo foi medida em frascos controle (sem adição de qualquer
fonte de substrato).
O monitoramento da concentração de metano foi realizado, utilizando cromatógrafo de
fase gasosa (Finigan GC-2001), usando coluna Q Porapak, H
2
como gás de arraste e
detector de condutividade térmica.
Uma reta padrão (Figura 3) para o metano foi estabelecida a fim de que as áreas de
metano obtidas nos cromatogramas fossem convertidas para concentração de metano (mmol
CH
4
). Para tanto, foram injetados diferentes volumes de metano. Considerando-se que 1 mol
de CH
4
corresponde a 22,4 L de metano na CNTP, e que os volumes injetados são
conhecidos, pode-se estabelecer a relação entre a área cromatográfica e a concentração de
metano. A partir desses dados, traçou-se um gráfico de áreas de metano em função da
concentração de metano em mmoles. Ajustando-se esses pontos pelo método da regressão
linear, obteve-se a equação da reta que foi utilizada para a conversão dos dados.
A equação da reta obtida foi: Y = 3.000.000 X – 10.269, onde X = mmol de CH
4
e Y =
área cromatográfica.
A atividade metanogênica aparente (AMA) foi obtida por meio de uma curva com os
valores de produção de metano em função do tempo do ensaio. Os resultados
experimentais foram ajustados à sigmóide de Boltzmann por meio do sofware micronal
Origin 6.0
. A partir desta curva, determinou-se o coeficiente angular da reta da fase
58
y = 3E+06x - 10269
0
20000
40000
60000
0,003 0,008 0,013 0,018
mmol CH4
área cromatográfica
R
2
= 0,9857
logarítmica da curva, a qual representa a atividade metanogênica. Dividindo-se este valor
pela concentração de biomassa de cada frasco-reator (g SV), obteve-se a atividade
metanogênica especifica aparente (AMA).
FIGURA 3. Reta padrão para o metano (mmol CH
4
versus área cromatográfica)
A atividade metanogênica específica (AME) foi calculada, subtraindo-se da AMA dos
frascos reatores que receberam as fontes de substratos a AMA do frasco reator controle.
Como os ensaios foram realizados em duplicata, para a obtenção da AME utilizou-se a
média das atividades dos dois frasco.
Foram determinados os SV de cada frasco reator logo após o término dos ensaios.
Para o cálculo da AMA e a determinação das cargas orgânicas aplicadas no lodo (So/Xo),
utilizou-se o valor médio das concentrações inicial e final dos SV presentes nos frascos
reatores.
3.6.6. Taxa de consumo de oxigênio.
A taxa com que o oxigênio é consumido pelos microrganismos do lodo de reatores
aeróbios é denominada de taxa de consumo de oxigênio (TCO) ou taxa de utilização de
oxigênio.
O teste da taxa do consumo de oxigênio é utilizado para determinar a velocidade da
atividade biológica nos sistemas de tratamento aeróbio com lodo em suspensão, em que a
alta taxa de consumo de oxigênio indica alta velocidade de atividade biológica e vice-versa.
O princípio do teste baseia-se em saturar com O
2
a partir no ar introduzido no meio
líquido do lodo (retirado do interior do RBS na etapa de reação aeróbia) e interromper a
59
aeração observando-se a diminuição da concentração de oxigênio dissolvido em função do
tempo. Para obter-se a TCO especifica, dividiu-se o resultado da TCO pelo valor da massa
de lodo (SSV) contida no frasco reator.
O ensaio da TCO foi realizado manualmente com a utilização de um medidor de
oxigênio dissolvido (OD) com sonda 55 da marca YSI (HX0052-00150). Os testes foram
realizados seguindo as recomendações descritas por MENDONÇA (2002).
O teste de TCO consistiu dos passos descritos a seguir:
- Retiraram-se no final das fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, amostras de lodo do interior do
RBS, logo após o início do ciclo operacional e introduziu-se em um erlenmeyer de 1000 mL,
o qual foi colocado sobre um agitador magnético, que permaneceu ligado durante todo o
experimento para garantir a mistura completa, evitando zonas mortas e a sedimentação do
lodo.
- Dentro do erlenmeyer foram colocadas a sonda do medidor de OD, barra magnética
e uma pedra porosa ligada a um aerador de aquário.
- Depois de colocada a amostra de lodo (1000 mL), ligou-se o aerador (30 min) para
saturar o conteúdo com O
2
.
- No passo seguinte, desligou-se o aerador e fez-se o acompanhamento do
decaimento de OD por meio de leituras no medidor de OD e cronômetro.
3.6.7. Perfil do RBS
Visando a melhor compreensão do comportamento do RBS durante o ciclo
operacional, realizou-se o monitoramento por meio de determinações de DQO total, SST,
SSV, NTK, N.am, P-total, N-NO
2
-
, N-NO
3
-
, OD, temperatura, pH, AT, AP, AI e AVT em
amostras coletadas a cada hora, num período de 12 h, no final da fase 6, retirando amostras
na torneira de descarte de efluente do reator.
3.6.8. Microscopia eletrônica de varredura
Para o exame microbiológico em microscópio eletrônica de varredura (MEV), as
amostras de lodo serão fixadas em glutaraldeído, pós-fixadas com tetróxido de ósmio,
desidratadas por série crescente de concentração de etanol, secas no ponto crítico com CO
2
60
líquido ou com o uso de hexametildisilazane (HMDS), dispostas em suporte de alumínio,
fixadas ao suporte com cola de prata e cobertas com fina camada de ouro, conforme
metodologia descrita por OLIVEIRA et al
.
(1995). As amostras assim preparadas poderão ser
observadas no MEV.
3.6.9. Análise estatística
Foram realizadas análises estatísticas dos valores obtidos por meio dos testes F e
Tukey (5%), considerando-se delineamento inteiramente casualisado, com quatro
tratamentos para os reatores UASB (ensaios 1, 2, 3 e 4) com diferentes números de
repetições para cada parâmetro avaliado, os quais podem ser verificados no item Anexos (13
e 14).
Para o RBS aeróbio foram aplicados oito tratamentos (fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8)
com
diferentes números de repetições para cada parâmetro analisado, os quais podem ser
verificados no item Anexos (15, 16, 17 e 18).
IV. RESULTADOS E DISCUSSÃO
4.1. Temperatura
Na Figura 4 estão apresentados os valores das temperaturas máximas, médias e
mínimas do ar, nos ensaios 1, 2, 3 e 4, e na Figura 5, os valores médios das temperaturas do
afluente e efluentes dos reatores UASB (R1 e R2) e temperatura ambiente adjacente dos
reatores, obtidos durante os ensaios 1, 2, 3 e 4.
Nas Tabelas 5 e 6 estão descritos os valores médios das temperaturas médias diárias
do ar observadas durante a operação do sistema de tratamento anaeróbio em dois estágios,
com os reatores UASB, seguidos do RBS, nos ensaios 1, 2, 3 e 4 e fases 1, 2, 3, 4,5, 6, 7 e
8.
No ensaio 1, realizado no período 15/12/07 a 14/03/08, foi observado valor médio de
temperatura média diária do ar de 23,8ºC, variando de 19,4ºC a 27,4ºC.
Durante o ensaio 2, realizado de 11/08/07 a 14/12/07, foi observado valor médio de
61
temperatura média diária do ar de 24,3ºC; variando de 18,9ºC a 32,2ºC. No ensaio 3, a
temperatura média diária do ar foi de 21,5ºC, variando de 13,1ºC a 27,9ºC e correspondeu ao
período de 20/06/06 a 10/08/07. No ensaio 4, o qual se deu no período de 15/03/08 a
19/06/08, foi observado valor médio da temperatura média diária do ar de 20,8ºC, variando
de 15,2ºC a 25,1ºC.
TABELA 5. Valores médios e coeficiente de variação (CV) da temperatura média diária do ar
durante os ensaios 1, 2, 3 e 4.
Ensaios CV Teste F
Parâmetros
1 2 3 4 (%)
Temperatura (ºC) 23,8 a 24,3 a 21,5 b
20,8 b 13,2 5,7**
Letras minúsculas diferentes na mesma linha diferem pelo teste de Tukey a 5%; ** p<0,01 (Significativo a 1% de probabilidade); *: p<0,05
(Significativo a 5% de probabilidade); ns: p>0,05 (não significativo no nível de 5% de probabilidade).
Verificou-se que as temperaturas médias diárias do ar durante os ensaios 1 e 2 foram
significativamente (p<0,01) maiores do que durante os ensaios 3 e 4. Entre os ensaios 3 e 4,
não houve diferença (p>0,05) e os valores médios estiveram próximos de 20ºC. Nos ensaios
3 e 4 ocorreram longos períodos de operação com temperaturas mínimas abaixo de 15ºC.
TABELA 6. Valores médios e coeficiente de variação (CV) da temperatura média do ar
durante as fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8 no reator seqüencial em batelada (RBS).
Fases Tempe-
ratura
1 2 3 4 5 6 7 8
CV
(%)
Teste
F
(ºC) 21,1 bc 23,1 ab 25,3 a 24,4ab
22,0 b 23,8 ab
19,7 c 22,3 b 12,7 7,8**
Letras minúsculas diferentes na mesma linha, diferem pelo teste de Tukey, **- Significativo a 1% de probabilidade; *
- Significativo a 5% de probabilidade; ns – significativo.
Durante as diferentes condições de operação do RBS (fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8),
verificou-se que a temperatura média diária do ar na fase 3, de 25,3ºC não diferiu (p>0,05),
das fases 2, 4 e 6, e foi maior (p<0,05) do que na fase 7, quando foram observados os
menores valores (19,7ºC), os quais não diferiram (p>0,05) da fase 1.
Com o monitoramento das temperaturas médias do ar, do afluente e efluentes durante
os ensaios e fases observou-se, que os reatores foram operados, predominantemente, na
62
faixa mesófila entre 20 a 30ºC, em faixas adequadas para o processo anaeróbio de
degradação da matéria orgânica, porém abaixo da faixa de temperatura ótima de 30 a 35ºC,
citado por CHERNICHARO (2007).
FIGURA 4. Valores das temperaturas máximas, médias e mínimas do ar observadas na
Estação Agroclimatológica, durante os ensaios 1, 2, 3 e 4, e conseqüentemente,
nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
6 37 65 96 126 157 187 218 249 279 310
Temperatura (ºC)
Ensaio 3
0
5
10
15
20
25
30
35
40
1 6 11 16 21 26 31 36 41 46 51 56 61 66 71 76 81 86 91
Temperatura (ºC)
Máxima Média Mínima
Ensaio 1
0
5
10
15
20
25
30
35
1 5 9 13 1721 25 2933 37 41 45 49 53 576165 69 73 77 8185 89 93 97
Temperatura (ºC)
Tempo de operação (dias)
Ensaio 4
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
3 12 21 28 35 42 49 56 63 70 77 84 91 98 105 112 119 126
Temperatura (ºC)
Ensaio 2
63
0
5
10
15
20
25
30
35
40
5 36 64 95 125 156 186 217 248 278 309
Temperatura (ºC)
Ensaio 3
5
10
15
20
25
30
35
3 6 12 17 20 25 28 33 39 42 47 54 59 62 67 74 77 82 87 90 95
Temperatura (ºC)
Tempo de operação (dias)
Ensaio 4
0
5
10
15
20
25
30
35
40
5 121921252731333539414547495559616367697375778183878991
Temperatura (ºC)
Ensaio 1
5
10
15
20
25
30
35
40
4 12 20 31 39 47 55 66 74 82 90 98 104 112 120
Temperatura (ºC)
Ensaio 2
FIGURA 5. Valores médios das temperaturas do afluente e efluentes dos reatores UASB (R1
e R2) e temperatura ambiente adjacente dos reatores, obtidos durante os
ensaios 1, 2, 3 e 4.
Ambiente
Afluente
Efluente R
1
Efluente R
2
64
4.2. Demanda Química de Oxigênio (DQO)
4.2.1. Reatores UASB (R1 e R2)
Na Tabela 7 estão apresentados os valores médios das cargas orgânicas volumétricas
(COV) aplicadas, da demanda química de oxigênio total (DQO total), demanda química de
oxigênio da fração dissolvida (DQO dissolvida) e demanda química de oxigênio da fração dos
sólidos suspensos (DQO ss), do afluente e efluentes, e das eficiências de remoção nos
reatores UASB R1 e R2, e no conjunto de reatores em dois estágios (R1+R2) obtidos durante
a operação nos ensaios 1, 2, 3 e 4.
Os valores, em cada amostragem, da DQO total e DQO dissolvida no afluente e
efluentes e das eficiências de remoção nos reatores R1, R2 e no conjunto de reatores em
dois estágios (R1 + R2) estão apresentados nas Figuras 6 (a e b) e 7 (a e b).
Os valores médios da DQO total do afluente foram de 12358, 10851, 21478 e 14941
mg L
-1
nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente, e diferiram significativamente (p<0,01). No
terceiro ensaio foi significativamente maior (p<0,05) do que nos demais ensaios.
Os valores médios das cargas orgânicas volumétricas (COV) aplicadas foram de,
respectivamente, 11, 19, 18 e 26 g DQO
total
(L d)
-1
no R1, diferindo significativamente
(p<0,01), e a maior (p<0,05) COV ocorreu com o menor TDH (14 h) e com concentrações de
SST no afluente de 9290 mg L
-1
(ensaio 4). No R2, os valores foram de 5, 15, 12 e 7 g
DQO
total
(L d)
-1
, e diferiram significativamente (p<0,01) com os maiores valores (p<0,05) nos
ensaios 2 e 3.
No efluente do R1, os valores médios da DQO total foram, respectivamente, 2504,
4000, 6639 e 1678 mg L
-1
, para os ensaios 1, 2, 3 e 4, os quais diferiram significativamente
(p<0,01), com o menor valor (p<0,05) no ensaio 4, e não diferiu (p>0,05) do ensaio 1.
Os valores médios das eficiências de remoção de DQO total no R1 variaram de 55 a
86%, durante os quatro ensaios. Do ensaio 1 para o 2, com a diminuição do TDH e aumento
da COV, houve redução significativa (p<0,05) da eficiência de remoção.
Neste estudo, nos ensaios 1 e 2, com temperaturas em torno de 23ºC, as eficiências
de remoção no R1 foram de 77 e 55%, aplicando-se COV bem maior, de 11 e 19 g DQO total
(L d)
-1
. KALYUZHNYI et al. (2000), utilizando os reatores UASB em um estágio no tratamento
de águas residuárias de suinocultura, com COV de 12,39 g DQO
total
(L d)
-1
e TDH de 28,6 h
65
TABELA 7. Valores médios e coeficiente de variação (CV) da carga orgânica volumétrica
(COV) aplicada, da demanda química de oxigênio total (DQO total), dissolvida
(DQO dissolvida) e devido à fração de sólidos suspensos (DQO ss) do afluente e
dos efluentes, e das eficiências de remoção (E) obtidos durante a operação do
sistema de tratamento anaeróbio em dois estágios com os reatores UASB (R1 e
R2), nos ensaios 1, 2, 3 e 4.
Ensaios
Parâmetros Reator
1 2 3 4
cv
(%)
Teste F
TDH (h) R1 28 14 28 14
R2 11 6 11 6
R1 11 c 19 b 18b c 26 a 50,3
10,7**
COV (g DQO total (L d
-1
)
R2 5 b 15 a 12 a 7 b 58,8
14,6**
Afluente
12.358 b 10.851 b
21.478 a
14.941 b
87,8
7,9**
R1 2.504 bc 4.000 ab
6.639 a 1.678 c
66,2
15,0**
DQO total
(mg L
-1
)
R2 1.314 b 4.031 a
4.088 a
1141 b 81,0
13,8**
Afluente
1.499 b 2.139 a
2.438 a 1.618 b
40,4
7,3**
R1 581 b 935 a
1.154 a
379 b 56,0
16,4**
DQO dissolvida (mg L
-1
)
R2 331 b
710 a 752 a 253 b
62,2
13,7**
Afluente
10.859 b
8.736 b 19.040 a 13.323b
96,0
9,6**
R1 1.923 bc 3.069 ab
5.185 a
1.299 c 80,8
7,9**
DQO ss (mg L
-1
)
R2 982 b 3312 a
3336 a
887 b 99,0
11,6**
E (%)
R1 77 ab
55 c 73 b
86 a 19,7
19,4**
DQO total
R2 43 a
29 a 37 a
34 a 67,8
1,8ns
R1+ R2
88 a
54 b 81 a
90 a 20,0
25,9**
R1 59 b
52 b 50 b
73 a 32,6
9,4**
R2 37 a
26 a 36 a
31 a 64,6
1,3 ns
DQO dissolvida
R1+ R2
76 ab
65 c 70 bc
82 a 17,8
7,7**
R1 81 ab 51 c 72 b 88 a 25,8
17,6**
R2 41 a 25 a 35 a 32 a 83,3
1,4 ns
DQO ss
R1+ R2
90 a 48 b 82 a 92 a 24,0
27,3**
Letras minúsculas diferentes na mesma linha diferem pelo teste de Tukey a 5%; ** p<0,01 (Significativo a 1% de
probabilidade); *: p<0,05 (Significativo a 5% de probabilidade); ns: p>0,05 (não significativo no nível de 5% de
probabilidade).
66
com concentração de DQO de 14700 mg L
-1
, obtiveram eficiências de remoção de DQO total
de 77%. Neste trabalho, no R1, no ensaio 1, com DQO total do afluente de 12358 mg L
-1
e
operado com TDH de 28 h, ocorreu eficiência de remoção de DQO total idêntica.
Entretanto, do ensaio 3 para o ensaio 4, houve aumento de eficiência de remoção de
DQO total de 73 para 86% com diminuição do TDH de 28 para 14 h, como conseqüência da
adaptação do lodo, e a velocidade ascencional de 0,74 m h
-1
, já aplicado no ensaio 2, e
menor concentração de SSV do afluente no ensaio 4. Resultados similares também foram
observados por SAYED & FERGALA (1995), utilizando reatores UASB, tratando esgoto
sanitário doméstico, com aumento de eficiência da remoção de DQO de 75% para 84% com
a diminuição do TDH de 10 para 6 h.
Os valores médios das eficiências de remoção de DQO total no R2 variaram de 29 a
43%, e não houve diferença significativa (p>0,05) entre os ensaios. Os valores obtidos neste
reator situaram-se próximos aos obtidos por PEREIRA (2003), utilizando reatores UASB em
dois estágios, em escala de bancada. O autor observou valores de eficiência de remoção de
DQO total de 23, 43 e 59 % com TDH de 4, 8 e 16 h, respectivamente, no segundo reator
(R2), no tratamento de águas residuárias de suinocultura, com o aumento da COV de 2,55;
4,75 e 21,03 g DQO
total
(L d)
-1
, no R2.
Apesar das menores eficiências no R2, houve importante contribuição deste reator
para que o conjunto de reatores em dois estágios (R1+R2) atingisse até 90% de eficiência de
remoção de DQO total no ensaio 4, não diferindo (p>0,05) dos ensaios 1 e 3, e com
estabilidade (CV<20%).
Observa-se na Figura 6 (a e b) que para o R2, principalmente no ensaio 2, em que o
reator foi operado pela primeira vez com TDH de 6h e, portanto, o lodo não estava adaptado
as altas velocidades ascencionais, foram observadas algumas ausências de remoção de
DQO total em virtude de arraste de sólidos orgânicos da manta de lodo. Contudo,
considerando-se o conjunto de reatores em dois estágios (R1+R2) foram observadas
remoções de DQO total com valores predominantemente superiores a 80%, com exceção ao
ensaio 2, no qual ocorreu valor médio de 54%, significativamente menor (p<0,01) dos que
nos demais ensaios.
A DQO dissolvida do afluente do sistema de tratamento teve valores médios de 1499,
2139, 2438 e 1618 mg L
-1
nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente, os quais nos ensaios 2 e
67
3, foram significativamente maiores (p<0,01) do que os ensaios 1 e 4.
Nos efluentes dos reatores R1 e R2, os valores médios da DQO dissolvida foram,
respectivamente, de 581, 935, 1154 e 379 mg L
-1
; 331, 710, 752 e 253 mg L
-1
, nos ensaios 1,
2, 3 e 4. E assim como no afluente, nos ensaios 2 e 3, foram significativamente maiores
(p<0,01) do que nos ensaios 1 e 4.
Os valores médios de eficiências de remoção de DQO dissolvida no R1 foram de 59,
52, 50 e 73% nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente, com o ensaio 4, significativamente
(p<0,01) melhor do que os demais ensaios.
No R2 foram observados menores valores de eficiência de remoção tanto para a DQO
total, como para a DQO dissolvida e DQOss em relação ao R1, e também não houve
diferença significativa (p>0,05) entre os ensaios. Resultados similares foram verificados por
SANCHEZ et al. (2005), que avaliaram o desempenho de um reator UASB em escala de
laboratório (5 L), alimentando com águas residuárias de suinocultura com valores médios de
DQO total e de SSV de 10189 e 1166 mg L
-1
, respectivamente. O reator UASB foi operado
com aumento da COV de 1,0; 1,4; 1,6; 2,0; 2,7; 4,1 a 8,1 g DQO
total
(L d)
-1
(TDH de 8, 6, 5, 4,
3, 2 e 1 d) e com temperatura de 30ºC. Os autores verificaram que ocorreu queda na
eficiência de remoção de DQO total de 18,6%, DQO dissolvida de 19,7%, SST e SSV de 27,1
e 42,6%, respectivamente, em relação ao maior valor, com a aplicação da COV maior, de 8,1
g DQO
total
(L d)
-1
. Os autores concluíram que o aumento da COV promoveu queda de
eficiência de remoção da DQO e SSV e da produção de metano, em virtude do aumento
excessivo da concentração de matéria orgânica e ácidos graxos voláteis no efluente.
Nos ensaios 1, 3 e 4, houve contribuição do R2, nas eficiências de remoção de DQO
total, DQO dissolvida e DQOss para o conjunto de reatores (R1 + R2), no entanto, no ensaio
2, houve redução na eficiência de remoção de DQO total e DQO ss no conjunto de reatores
(R1 + R2). Isto ocorreu como já citado, em virtude do aumento do arraste de sólidos
orgânicos da manta de lodo com as maiores velocidades ascencionais, o que pode ser
confirmado pelas baixas eficiências de remoção de SST neste ensaio. O mesmo não ocorreu
no ensaio 4 em virtude da adaptação do lodo e o aumento da velocidade ascencional, como
da COV.
No conjunto de reatores em dois estágios (R1 +R2) os valores médios de eficiências
de remoção de DQO dissolvida foram de 76, 65, 70 e 82% nos ensaios 1, 2, 3 e 4,
68
respectivamente, com diferenças significativas (p<0,01) entre os ensaios, e o maior (p<0,05)
valor no ensaio 4 e menor (p<0,05) no ensaio 2.
Para a DQOss, resultante da diferença entre DQO total e DQO dissolvida, os valores
médios no afluente foram de 10859, 8736, 19040 e 13323 mg L
-1
nos ensaios 1, 2, 3 e 4,
respectivamente. No ensaio 3, a DQOss foi significativamente (p<0,05) maior do que nos
demais ensaios, acompanhando a DQO total. Esses valores corresponderam na média a 88,
80, 89 e 89 % da DQO total do afluente e são resultados similares aos obtidos por SANTANA
& OLIVEIRA (2005), FERNANDES & OLIVEIRA (2006) e ABREU NETO (2007), que, em
trabalho realizado com águas residuárias de suinocultura, em reatores UASB, obtiveram
DQOss entre 71 a 76%, 66 a 74% e 86 a 95% da DQO total do afluente, respectivamente.
No efluente do R1 a DQOss teve, respectivamente, valores médios de 1923, 3069,
5185 e 1299 mg L
-1
nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente, e houve diferenças
significativas (p<0,01) entre os ensaios. Para o efluente do R2, os valores foram de 982,
3312, 3336 e 887 mg L
-1
nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente, e nos ensaios 1 e 4, foram
significativamente (p<0,05) menores do que nos ensaios 2 e 3.
Os valores médios de eficiência de remoção de DQOss no R1 foram de 81, 51, 72
88% nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente. No ensaio 2, assim como ocorreu para a DQO
total, diferiu significativamente (p<0,01) dos demais ensaios por apresentar os menores
valores da eficiência de remoção.
As eficiências de remoção no R2 variaram de 25 a 41% e não houve diferença
significativa (p>0,05) entre os ensaios.
KALYUZHNYI et al. (2000) utilizaram os reatores UASB em um estágio no tratamento
de águas residuárias de suinocultura com DQO de 7100 a 10000 mg L
-1
, obtiveram eficiência
de remoção de DQO total de 60 a 85% e da DQOss de 67 a 89%, aplicando COV de 4 a 6 g
DQO
total
(L d)
-1
e TDH de 24 a 33 h.
No conjunto de reatores UASB em dois estágios (R1 + R2) os valores médios de
eficiências de remoção de DQOss situaram acima de 80% durante os ensaios, com exceção
do ensaio 2 (48%) que foi significativamente (p<0,01) menor.
69
Afluente
R
1
R
2
R
1
+R
2
0
5000
10000
15000
20000
25000
4
14
26
35
42
49
56
68
75
82
91
98
105
112
119
126
DQO
total
(mg L
-1
)
Ensaio 2
0
5000
10000
15000
20000
25000
5
7
12
14
21
26
28
33
35
40
42
47
49
54
56
61
63
68
70
77
82
84
89
91
DQO total (mg L
-1
)
Ensaio 1
0
20
40
60
80
100
5 7 12 14 21 26 28 33 35 40 42 47 49 54 56 61 63 68 70 77 82 84 89 91
Eficiência de remoção de
DQO total (%)
Tempo de operação (dias)
0
20
40
60
80
100
4 14 26 35 42 49 56 68 75 82 91 98 105 112 119 126
Eficiência de remoção de
DQO total (%)
Tempo de operação (dias)
FIGURA 6 (a). Valores da DQO total do afluente e efluentes dos reatores UASB (R1 e R2), e
eficiências de remoção de DQO total no R1, R2 e no conjunto de reatores em
dois estágios (R1 + R2) durante os ensaios 1 e 2.
70
FIGURA 6 (b). Valores da DQO total do afluente e efluentes dos reatores UASB (R1 e R2) e
eficiências de remoção de DQO total no R1, R2 e no conjunto de reatores
em dois estágios (R1 + R2) durante os ensaios 3 e 4.
0
5000
10000
15000
20000
25000
30000
5
12
14
19
21
26
28
33
35
40
42
47
54
56
61
63
68
70
74
77
82
84
89
91
95
97
DQO total (mg L
-1
)
Ensaio 4
0
8000
16000
24000
32000
40000
48000
56000
1
11
32
58
75
95
114
133
144
161
175
191
210
224
238
261
280
294
310
DQO total (mg L
-1
)
Ensaio 3
0
20
40
60
80
100
1 11 32 58 75 95 114133144161175191210224238261280294310
Eficiência de remoção de
DQO total (%)
Tempo de operação (dias)
0
20
40
60
80
100
5 12141921262833354042475456616368707477828489919597
Eficiência de remoção de
DQO total (%)
Tempo de operação (dias)
Afluente
R
1
R
2
R
1
+R
2
71
FIGURA 7 (a). Valores da DQO dissolvida do afluente e efluentes dos reatores UASB (R1 e
R2) e eficiências de remoção de DQO dissolvida no R1, R2 e no conjunto de
reatores em dois estágios (R1 + R2) durante os ensaios 1 e 2.
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
5
7
12
14
21
26
28
33
35
40
42
47
49
54
56
61
63
68
70
77
82
84
89
91
DQO dissolvida
(mg L
-1
)
Ensaio 1
0
1000
2000
3000
4000
5000
4
14
26
35
42
49
56
68
75
82
91
98
105
112
119
126
DQO dissolvida
(mg L
-1
)
Ensaio 2
Afluente
R
1
R
2
R
1
+R
2
0
20
40
60
80
100
4 14 26 35 42 49 56 68 75 82 91 98 105 112 119 126
Eficiência de remoção de
DQO dissolvida (%)
Tempo de operação (dias)
0
20
40
60
80
100
5 7 12 14 21 26 28 33 35 40 42 47 49 54 56 61 63 68 70 77 82 84 89 91
Eficiência de remoção de
DQO dissolvida (%)
Tempo de operação (dias)
72
FIGURA 7 (b). Valores da DQO dissolvida do afluente e efluentes dos reatores UASB (R1 e
R2) e eficiências de remoção de DQO dissolvida no R1, R2 e no conjunto de
reatores em dois estágios (R1 + R2) durante os ensaios 3 e 4.
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
3
13
34
60
77
97
114
133
144
161
175
191
210
224
238
261
280
294
310
DQO dissolvida
(mg L
-1
)
Ensaio 3
Afluente
R
1
R
2
R
1
+R
2
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
5
12
14
19
21
26
28
33
35
40
42
47
54
56
61
63
68
70
74
77
82
84
89
91
95
97
DQO dissolvida
(mg L
-1
)
Ensaio 4
0
20
40
60
80
100
3 13 34 60 77 97 114 133 144 161 175 191 210 224 238 261280 294 310
Eficiência de remoção de
DQO dissolvida (%)
Tempo de operação (dias)
0
20
40
60
80
100
5 12141921262833354042475456616368707477828489919597
Eficiência de remoção de
DQO dissolvida (%)
Tempo de operação (dias)
73
Comparando-se o conjunto de reatores em dois estágios (R1+R2) com TDH de 20h,
no ensaio 4, observou-se que foi mais eficiente na remoção de DQO total (90%) do que o R1
em um estágio com TDH de 28 h (77%). Foi um valor superior ao encontrado por PEREIRA
(2003) utilizando o conjunto de reatores em dois estágios (R1+R2), com TDH 20 h, no
tratamento de águas residuárias de suinocultura, com COV de 18,65 g DQO total (L d)
-1
, SST
variando 2216 a 7131 mg L
-1
e DQO total de 8818 a 18717 mg L
-1
L d)
-1
, no qual obteve
valores de remoção de DQO total
de 79%.
Assim a utilização dos reatores UASB em dois estágios, com TDH de 20 h, implicou
em volume de reator menor e conseqüentemente menor custo e com a possibilidade de
obtenção de eficiências de remoção de DQO total maiores.
4.2.2. RBS e sistema de tratamento combinado anaeróbio e aeróbio
(R1+R2+RBS)
Na Tabela 8 estão apresentados os valores médios da demanda química de oxigênio
total (DQO total), demanda química de oxigênio da fração dissolvida (DQO dissolvida) e
demanda química de oxigênio da fração dos sólidos suspensos (DQOss), do afluente e
efluente, e das cargas orgânicas volumétricas (COV) aplicadas e eficiências de remoção do
RBS e do sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS) obtidos durante as fases 1, 2, 3,
4, 5, 6, 7 e 8.
Os valores em cada amostragem da DQO total e DQO dissolvida do afluente e
efluente do RBS e das eficiências de remoção do RBS e do sistema de tratamento
combinado (R1+R2+RBS) estão apresentados nas Figuras 8 (a, b, c e d) e 9 (a, b, c e d).
A DQO total do afluente do RBS teve valores médios de 3480; 1381; 3851; 4210;
3240; 1246; 880; e 1446 mg L
-1
, nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, respectivamente, e diferiram
significativamente (p<0,01). No efluente do RBS, os valores médios da DQO total foram
respectivamente, de 496; 221; 394; 455; 628; 162; 215 e 191 mg L
-1
, nas fases 1, 2, 3, 4, 5,
6, 7 e 8, e houve diferenças significativas (p<0,01) entre as fases, com os menores (p<0,05)
valores variando de 162 a 394 mg L
-1
.
Os valores médios de COV, com os quais o RBS foi operado, variaram de 0,4 a 3,6 g
DQO
total
(L d)
-1
e na fase 4 (3,6 DQO
total
(L d)
-1
) diferiu significativamente (p<0,01) das demais
fases, com o maior valor (p<0,05). Com esses valores de COV aplicados observaram-se
74
TABELA 8. Valores médios e coeficiente de variação (CV) do tempo de detenção hidráulica (TDH), da demanda química de
oxigênio total (DQO total), dissolvida (DQO dissolvida) e devido a fração de sólidos suspensos (DQOss), do afluente e
efluente, e da carga orgânica volumétrica (COV) aplicada e da eficiência de remoção no reator em batelada seqüencial
(RBS) aeróbio e do sistema de tratamento combinado anaeróbio-aeróbio (R1+R2+RBS), nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e
8.
DQO total
DQO dissolvida
DQOss
Fases
Temp.
(
o
C)
TDH
(h)
COV
g DQO
total
(L d
-1
)
RBS
(mg L
-1
)
Eficiência
Remoção
(%)
RBS
(mg L
-1
)
Eficiência
Remoção (%)
RBS
(mg L
-1
)
Eficiência
Remoção (%)
RBS afluente
efluent
e
RBS
Siste
ma
afluente efluente
RBS Sistema
afluente RBS
RBS Sistema
1 21,1 b 56 1,5 b
3.480.ab
496 ab
83 ab
96 a
705 ab
290 ab
56 ab
88 ab
2.777 a 205
ab
86 a 96 a
2 23,1 ab
28 1,2 b
1.381 bc
221 c 79 ab
97 a
326 c 102 c 58 ab
90 ab
1.055 ab
119 b 92 a 97 a
3 25,3 a 56 1,5 b
3.851 ab
394b c 89 a 96 a
534 abc
193 bc 55 ab
87 ab
.3875 a 200 ab
86 a 96 a
4 24,2 ab
28 3,6 a
4.210 a 455 ab
80 ab
95 a
909 a 187 bc 74 a 91 a
3.301 a 268 ab
89 a 96 a
5 22,0 b 56 1,4 b
3.240 ab
628 a 74 b 97 a
572 abc
296 a 44 b 85 b
2.628 ab
332 a 82 a 98 a
6 23,8 ab
28 1,0 b
1.246 bc
162 c 83 ab
99 a
338 bc
122 c 62 ab
93 a
927 ab 40 b 94 a 99 a
7 21,9 b 56 0,4 b
880 c 215 c 79 ab
98 a
243 c 106 c 62 ab
92 a
636 b 109 b 84 a 98 a
8 22,3 b 28 1,2 b
1.446 bc
191 c 88 a 98 a
266 c 93 c 61 ab
93 a
1.180 ab
98 b 93 a 99 a
cv (%) 12,7 86,4 82,2 64,3 13,5 3,6
65,4 59,8 36,4 6,6
97,9 96,5 16,0 6,0
Teste F
7,8** 6,8**
5,4** 10,2** 3,5** 1,6ns
7,0** 9,3** 3,2 ** 4,6**
4,3** 5,5** 1,2 ns
1,2ns
Letras minúsculas diferentes na mesma coluna diferem pelo teste de Tukey a 5%; ** p<0,01 (Significativo a 1% de probabilidade); *: p<0,05 (Significativo a 5% de probabilidade); ns: p>0,05 (não
significativo no nível de 5% de probabilidade).
.
75
altas eficiências de remoção de DQO total no RBS, as quais variaram na média de 74 a
89%. Houve diferenças significativas (p<0,05) entre as fases 3 e 8 com a fase 5, nos quais
ocorreram, respectivamente, as maiores eficiências de remoção de DQO total (88 e 89%)
e a menor (74%).
No sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS), as eficiências de remoção de
DQO total não diferiram significativamente (p>0,05) e variaram na média de 95 a 99%,
contribuindo para a estabilidade do sistema de tratamento (CV < 3,6%).
Este resultado é coerente com os encontrados em outros trabalhos realizados com
sistema de tratamento combinado anaeróbio-aeróbio (reator UASB e RBS aeróbio) no
tratamento de esgoto sanitário doméstico.
TORRES & FORESTI (2001), por exemplo, fixaram o TDH do reator UASB em 6 h
e variaram o tempo de aeração entre 2 h e 10 h no RBS, obtendo eficiências de remoção
de DQO total de 91 e 92%, respectivamente, com valor médio de DQO total do afluente
de 112 a 569 mg L
-1
.
ISOLDI et al. (2005), utilizando sistema de tratamento combinado utilizando reator
UASB e reator aeróbio para a remoção de nitrogênio total e DQO total de efluente de
parboilização de arroz. No sistema de tratamento combinado ocorreu eficiência de
remoção de DQO total e NTK de 84 e 83%, respectivamente.
CALLADO & FORESTI (2001) avaliaram o desempenho de um sistema composto
de três RBS, dois anaeróbios e um aeróbio, trabalhando em série, formando um sistema
anaeróbio/aeróbio/anaeróbio para a remoção biológica de carbono e nutrientes. Os
reatores tinham volume total de 16,5 L cada e foram alimentados com 8,0 L por batelada e
operou com ciclos de 12 h, utilizando com afluente esgoto sintético, com DQO de 500 mg
L
-1
. Os autores observaram eficiência de remoção de matéria orgânica de 90%, nitrogênio
(85%) e fósforo (68%).
A DQO do afluente do RSB diferiu significativamente (p>0,01) também para frações
dissolvida e devido à sólidos suspensos. Os valores médios da DQO dissolvida do
afluente foram 705; 326; 534; 909; 572; 338; 243; e 266 mg L
-1
, nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7
e 8, respectivamente. No efluente do RBS, os valores médios da DQO dissolvida foram,
respectivamente, 290; 102; 193; 187; 296; 122; 106 e 93 mg L
-1
, nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6,
7 e 8, com diferenças significativas (p<0,01) entre as fases. Os valores médios obtidos
nas fases 2, 6, 7 e 8, de 93 a 122 mg L
-1
, não diferiram entre si (p>0,05) e foram menores
(p<0,05) do que o da fase 5, de 296 mg L
-1
.
Em todas as fases, observou-se a presença de uma fração solúvel da DQO
resistente à degradação biológica, a qual persistiu no efluente como DQO dissolvida. Os
76
valores foram quase sempre em torno de 100 mg L
-1
, independente do período de tempo
em que o efluente foi exposto a aeração.
As eficiências de remoção de DQO dissolvida no RBS foram de 56, 58, 55, 74, 44,
62, 62 e 61% nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, respectivamente, e diferiram
significativamente entre si (p<0,01). Notou-se, na fase 4 com uma carga orgânica
significativamente (p<0,01) mais alta 3,6 g DQO
total
(L d)
-1
, ocorreu eficiência de remoção
de DQO dissolvida maior (74%) do que na fase 5, com COV de 1,4 g DQO
total
(L d)
-1
.
No sistema de tratamento combinado (R1+ R2 +RBS) as eficiências de remoção de
DQO dissolvida diferiram significativamente (p<0,01) com os valores médios variando de
85 a 93%. Os valores médios de eficiência de remoção obtidos nas fases 4, 6, 7 e 8, de
91 a 93%, não diferiram entre si (p>0,05) e foram maiores (p<0,05) do que o da fase 5, de
85%.
Os valores médios da DQOss no afluente do RBS, variaram na média entre 636 e
3875 mg L
-1
e diferiram significativamente entre si (p<0,01). No efluente do RBS, os
valores médios de DQOss foram de 205, 119, 200, 268, 332, 40, 109 e 98 mg L
-1
nas
fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, respectivamente, e diferiram significativamente entre si
(p<0,01). Os valores médios das fases 2, 6, 7 e 8, de 40 a 119 mg L
-1
, não diferiram entre
si (p>0,05), e foram menores que o da fase 5, de 332 mg L
-1
.
As eficiências médias de remoção de DQOss no RBS e no sistema de tratamento
combinado (R1+R2+RBS) variaram de 82 a 94% e de 96 a 99%, respectivamente, e não
houve diferenças significativas (p>0,05) entre as fases.
Observou-se que, no sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS), nas oito
fases de operação, ocorreram remoções variando de 95 a 99% para a DQO total e de 96
a 99% para a DQOss, e não diferiram significativamente (p>0,05) entre as fases. Isso
demonstrou que, para as condições operacionais impostas aos reatores UASB em dois
estágios, aplicando um ou dois ciclos de alimentação no RBS e com cargas orgânicas
variando de 0,4 e 3,6 g DQO
total
(L d)
-1
o sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS)
manteve-se estável e com eficiências médias acima de 95% durante todo o experimento.
Assim, pode-se considerar que com TDH de 20 h (14 h+ 6h) nos reatores UASB (R1+R2)
e TDH de 28 h no RBS, totalizando TDH de 48 h para o sistema de tratamento combinado
(R1+R2+RBS) é possível tratar águas residuárias de suinocultura com DQO total média
de 10851 a 21309 mg L
-1
com eficiências de remoção de DQO total de até 99%,
resultando em DQO efluente de até 162 mg L
-1
, o que atende aos padrões de lançamento
de efluentes de alguns estados brasileiros (p. ex. RS e ES).
77
FIGURA 8 (a). Valores de DQO total do afluente e efluente do RBS, e eficiências de
remoção de DQO total no RBS e no sistema de tratamento combinado
(R1+R2+RBS) durante as fases 1 e 2.
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
16000
5 12 19 26 33 42 54 61 68 75 84 89 96 112124131138145152161
DQO total (mg L
-1
)
Fase
1
afluente RBS sistema
0
20
40
60
80
100
5 12 19 26 33 42 54 61 68 75 84 89 96 112124131138145152161
Eficiência
de remoção
de DQO total (%)
Tempo de operação (dias)
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
5 7 12 14 21 26 28 33 35 40 42 47
DQO total (mg L
-1
)
Fase 2
0
20
40
60
80
100
5 7 12 14 21 26 28 33 35 40 42 47
Eficiência de remoção
de DQO total (%)
Tempo de operação (dias)
78
FIGURA 8 (b). Valores de DQO total do afluente e efluente do RBS, e eficiências de
remoção de DQO total no RBS e no sistema de tratamento combinado
(R1+R2+RBS) durante as fases 3 e 4.
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
3 7 11 15 19 23 27 31 35 39 43 47 51 55 59
DQO total (mg L
-1
)
Fase 3
0
20
40
60
80
100
3 7 11 15 19 23 27 31 35 39 43 47 51 55 59
Eficiência de remoção
de DQO total (%)
Tempo de operação (dias)
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
4 8 12 16 20 24 28 32 36 40 44 48 52 56 60 64 68
DQO total (mg L
-1
)
Fase 4
0
20
40
60
80
100
4 8 12 16 20 24 28 32 36 40 44 48 52 56 60 64 68
Eficiência de remoção de
DQO total (%)
Tempo de operação (dias)
afluente RBS sistema
79
0
5000
10000
15000
20000
9 17 25 33 41 49 57 65 73 81 89 97 105 113 121 129 137 145
DQO total (mg L
-1
)
Fase 5
0
20
40
60
80
100
9 17 32 45 66 78 95 108 110 124 136 147
Eficiência de remoção de
DQO total (%)
Tempo de operação (dias)
afluente RBS sistema
0
500
1000
1500
2000
2500
3 8 10 15 17 22 24 31 36 38 43 45
DQO total (mg L
-1
)
Fase 6
0
20
40
60
80
100
3 8 10 15 17 22 24 31 36 38 43 45
Eficiência de remoção de
DQO total (%)
Tempo de operação (dias)
FIGURA 8 (c). Valores da DQO total do afluente e efluente do RBS, e eficiências de
remoção de DQO total no RBS e no sistema de tratamento combinado
(R1+R2+RBS) durante as fases 5 e 6.
80
FIGURA 8 (d). Valores da DQO total do afluente e efluente do RBS, e eficiências de
remoção de DQO total no RBS e no sistema de tratamento combinado
(R1+R2+RBS) durante as fases 7 e 8.
0
500
1000
1500
2000
2500
7 9 14 16 21 23 27 30 35 37 42 44 48 50
DQO total (mg L
-1
)
Fase 7
0
20
40
60
80
100
7 9 14 16 21 23 27 30 35 37 42 44 48 50
Eficiência de remoção
de DQO total (%)
Tempo de operação (dias)
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
5 12 14 19 21 26 28 33 35 40 42 47
DQO total (mg L
-1
)
Fase 8
0
20
40
60
80
100
5 12 14 19 21 26 28 33 35 40 42 47
Eficiência de remoção
de DQO total (%)
Tempo de operação (dias)
afluente RBS sistema
81
FIGURA 9 (a). Valores da DQO total dissolvida do afluente e efluente do RBS, e
eficiências de remoção de DQO dissolvida no RBS e no sistema de
tratamento combinado (R1+R2+RBS) durante as fases 1 e 2.
0
500
1000
1500
2000
2500
5 12 19 26 33 42 54 61 68 75 84 89 96 112124131138145152161
DQO dissolvida (mg L
-1
)
Fase 1
0
20
40
60
80
100
5 12 19 26 33 42 54 61 68 75 84 89 96 112124131138145152161
Eficiência de remoção
de DQO dissolvida (%)
Tempo de operação (dias)
0
100
200
300
400
500
600
700
800
5 7 12 14 21 26 28 33 35 40 42 47
DQO dissolvida (mg L
-1
)
Fase 2
0
20
40
60
80
100
5 7 12 14 21 26 28 33 35 40 42 47
Eficiência de remoção de
DQO
dissolvida (%)
Tempo de operação (dias)
afluente RBS sistema
82
0
200
400
600
800
1000
1200
3 8 10 15 22 24 29 31 36 38 43 45 50 52 57 59
DQO dissolvida (mg L
-1
)
Fase 3
0
20
40
60
80
100
3 8 10 15 22 24 29 31 36 38 43 45 50 52 57 59
Eficiência de remoção
de DQO
dissolvida
(%)
Tempo de operação (dias)
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
4 12 14 19 26 33 35 40 42 47 49 54 56 61 68
DQO dissolvida (mg L
-1
)
Fase 4
0
20
40
60
80
100
4 12 14 19 26 33 35 40 42 47 49 54 56 61 68
Eficiência de remoção de
DQO dissolvida (%)
Tempo de operação (dias)
afluente RBS sistema
FIGURA 9 (b). Valores da DQO total dissolvida do afluente e efluente do RBS, e
eficiências de remoção de DQO dissolvida no RBS e no sistema de
tratamento combinado (R1+R2+RBS) durante as fases 3 e 4.
83
0
1000
2000
3000
4000
5000
9 15 19 32 40 52 66 75 83 95 103 103 110 122 129 136 140
DQO dissolvida (mg L
-1
)
Fase 5
0
20
40
60
80
100
9 17 32 45 66 78 95 108 110 124 136 147
Eficiência de remoção de
DQO dissolvida (%)
Tempo de operação (dias)
0
200
400
600
800
1000
1200
3 8 10 15 17 22 24 31 36 38 43 45
DQO dissolvida (mg L
-1
)
Fase 6
0
20
40
60
80
100
3 8 10 15 17 22 24 31 36 38 43 45
Eficiência de remoção de
DQO total (%)
Tempo de operação (dias)
afluente RBS sistema
FIGURA 9 (c). Valores da DQO dissolvida do afluente e efluente do RBS, e eficiências de
remoção de DQO dissolvida no RBS e no sistema de tratamento
combinado (R1+R2+RBS) durante as fases 5 e 6.
84
FIGURA 9 (d). Valores da DQO dissolvida do afluente e efluente do RBS, e eficiências de
remoção de DQO dissolvida no RBS e no sistema de tratamento
combinado (R1+R2+RBS) durante as fases 7 e 8
0
100
200
300
400
500
7
9
14
16
21
23
27
30
35
37
42
44
48
50
DQO dissolvida
(mg L
-1
)
Fase 7
0
20
40
60
80
100
7 9 14 16 21 23 27 30 35 37 42 44 48 50
Eficiência de remoção de
DQO disolvida (%)
Tempo de operação (dias)
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
5 12 14 19 21 26 28 33 35 40 42 47
DQO dissolvida
(mg L
-1
)
Fase 8
0
20
40
60
80
100
5 12 14 19 21 26 28 33 35 40 42 47
Eficiência de remoção de
DQO disolvida (%)
Tempo de operação (dias)
afluente RBS sistema
85
4.3. Sólidos suspensos totais e voláteis
4.3.1 Reatores UASB (R1 e R2)
Na Tabela 9 estão apresentados os valores médios das concentrações de sólidos
suspensão totais (SST) e sólidos suspensos voláteis (SSV) do afluente e dos efluentes e
as eficiências de remoção nos reatores UASB, em dois estágios (R1 e R2) obtidos
durante os ensaios 1, 2, 3 e 4. A variação desses parâmetros em cada amostragem estão
apresentados nas Figuras 10 (a e b) e 11 (a e b).
Os valores médios das concentrações de SST e SSV no afluente foram de 6647,
4941, 10884 e 9021 mg L
-1
e de 5289, 3222, 9576 e 7196 mg L
-1
, nos ensaios 1, 2, 3 e 4,
respectivamente, e diferiram significativamente (p<0,01). Os menores (p<0,05) valores
ocorreram nos ensaios 1 e 2, e foram em torno de 5 g L
-1
de SST e os maiores (p<0,05)
nos ensaios 3 e 4, com valores em torno de 10 g L
-1
.
Os valores médios de SSV no afluente corresponderam a 68, 61, 77 e 77% dos
valores médios de SST, nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente. Estes resultados
confirmaram que as águas residuárias de suinocultura apresentaram uma composição
predominante de material orgânico dos sólidos suspensos.
Os valores médios de SST no efluente do R1 foram de 1369, 1846, 2543 e 826 mg
L
-1
, nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente, e diferiram significativamente (p<0,01). No
ensaio 4, a concentração de SST no efluente foi menor (p<0,05) do que no ensaio 3,
apesar da utilização de menor TDH (14 h). Isto ocorreu em virtude do período de
adaptação do lodo transcorrido entre os ensaios 3 e 4.
Os valores médios de SSV foram de 987, 907, 2074 e 648 mg L
-1
, e no ensaio 3 foi
significativamente (p<0,05) maior do que nos demais ensaios. Os valores de SSV no
efluente do R1 corresponderam de 48 a 86% dos SST.
As eficiências médias de remoção de SST no R1, nos ensaios 1, 2, 3 e 4, foram,
respectivamente, de 79, 56, 66 e 90%. Nos ensaios 2 e 3, os valores médios foram
significativamente (p<0,05) menores do que os ensaios 1 e 4. Para as eficiências de SSV,
os valores médios foram de 78, 60, 67 e 89%, e assim como para o SST, nos ensaios 2 e
3, foram significativamente (p<0,05) menores do que nos ensaios 1 e 4.
Rersultados semelhantes foram observados por SCHOENHALS et al. (2007), os
quais avaliaram o desempenho de dois reatores UASB operados em escala real com
volume de 27,5 m
3
, tratando águas residuárias de suinocultura com SST variando1600 e
3330 mg L
-1
e DQO de 6750 a 13525 mg L
-1
, com TDH de 15,7 h. Os autores observaram
eficiências máximas de remoção para SST e DQO de 72,5 e 40,0%, respectivamente.
86
CAMPOS et al. (2005) trataram águas residuárias de suinocultura com DQO total de 1806
mgL
-1
e ST de 1810 mgL
-1
em reator UASB com COV de 1,42 g DQO
total
(L d)
-1
, em escala
laboratorial (11,7 L) e em temperatura mesofílica (27ºC), obtiveram eficiências de
remoção médias de DQO total e ST de 84 e 58%, respectivamente. O funcionamento do
reator foi estável, com boas condições de tamponamento, retenção e digestibilidade de
sólidos, demonstrando que os parâmetros de operação adotados permitiram o bom
desempenho do sistema.
TABELA 9. Valores médios e coeficiente de variação (cv) das concentrações de sólidos
suspensos totais (SST) e sólidos suspensos voláteis (SSV) no afluente e
efluentes e eficiências de remoção, obtidos durante a operação do sistema
de tratamento anaeróbio em dois estágios, com os reatores UASB (R1 e R2)
nos ensaios 1, 2, 3 e 4.
Ensaios
Parâmetros Reator
1 2 3 4
cv
(%)
Teste F
R1 11 c 19 b 18 bc 26 a 50 10,7**
COV (g
DQO total (L d
-1
)
R2 5 b 15 a 12 a 7 b 59 14,6**
Afluente
8.578 ab 5.275 b 11.511 a
9.290 ab
70 6,5**
R1 1.369 bc 1.846 ab
2.543 a 826 c 59 15,7**
SST (mg L
-1
)
R2 493 b 1.851 a 1.442 a 361 b 62 28,3**
Afluente
5.289 bc 3.222 c 9.576 a 7.196 ab
77 10,6**
R1 987 b 907 b 2.074 a 648 b 65 19,7**
SSV (mg L
-1
)
R2 328 b 863 a 1.125 a 276 b 79 15,9**
E (%)
R1 79 a 56 b 66 b 90 a 37 20,7**
R2 55 a 13 b 44 a 53 a 51 20,5**
SST
R1+ R2 92 a 54 c 83 b 96 a 14 59,4**
R1 78 a 60 b 67 b 89 a 26 12,3**
R2 56 a 25 b 48 a 53 a 60 5,8**
SSV
R1+ R2 91 a 64 b 84 b 96 a 16 26,0**
Letras minúsculas diferentes na mesma linha diferem pelo teste de Tukey a 5%; ** p<0,01 (Significativo a 1% de
probabilidade); *: p<0,05 (Significativo a 5% de probabilidade); ns: p>0,05 (não significativo no nível de 5% de
probabilidade).
Mesmo com SST do afluente maior, de 4941 a 10844 mg L
-1
, neste trabalho foi
possível obter eficiências de remoção superior no R1 (de 79 e 90%), em virtude do longo
período de operação dos reatores UASB.
Com a diminuição do TDH de 28 h (ensaio 3) para 14 h (ensaio 4), verificou-se no
R1, aumento da eficiência média de remoção de SST de 66 para 90%. Resultados
semelhantes foram observados por ABREU NETO (2007) tratando águas residuárias de
suinocultura em reator anaeróbio compartimentado (ABR), na câmara 1, onde verificou
que com a diminuição do TDH de 36 para 24 h, houve aumento significativo (p<0,05) de
87
remoção de SST com valor médio de 58 para 82%. Resultados similares também
observado por SILVA & NOUR (2005) tratando esgoto doméstico com SST de 279 mg L
-1
em reator ABR (2000 L) com a diminuição do TDH de 12 para 8 h, observaram aumento
da eficiência de remoção de SST de 48 para 54%.
Os valores médios de SST no efluente do R2 foram de 493, 1851, 1442 e 361 mg
L
-1
e de SSV foram de 328, 863, 1125 e 276 mg L
-1
para os ensaios 1, 2, 3 e 4,
respectivamente. Nos ensaios 2 e 3, os valores foram significativamente (p<0,01) maiores
do que os ensaios 1 e 4. O SSV no efluente do R2 correspondeu de 68 a 77% dos SST.
No R2, as eficiências médias de remoção de SST e SSV nos ensaios 1, 2, 3 e 4
foram, respectivamente, de 55, 13, 44 e 53% e de 56, 25, 48 e 53%, respectivamente.
Entre os ensaios 1, 3 e 4 (de 44 e 56%) não houve diferença significativa (p>0,05),
mesmo com COV (de 5 a 12 g DQO total (L d
-1
)). No ensaio 2, as eficiências médias de
remoção de SST e SSV foram as menores (p<0,05) de 13 e 25%, respectivamente.
Os valores negativos de eficiência de remoção de SST e SSV no R2, no ensaio 2,
(ausência de pontos na Figura 10a) foram em virtude, principalmente, do arraste dos
sólidos orgânicos em todo o período em decorrência do primeiro aumento da velocidade
ascencional de 0,37 para 0,74 m h
-1
, provocar “seleção” do lodo arrastando os sólidos
suspensos mais leves. Também, com o aumento da produção de biogás, houve aumento
da turbulência e também provavelmente ocorreu a formação de “bolsões” resultante do
acúmulo de gás na manta de lodo. Esse fenômeno foi verificado por CARVALHO (2006)
utilizando reator UASB (160 L) com TDH de 10 h, no tratamento de esgoto sanitário
doméstico com concentrações de SST variando de 64 a 117 mg L
-1
, observou baixos
valores de eficiência de remoção de SST e SSV de 31 e 36%, respectivamente. A autora
concluiu que a média da eficiência de remoção da matéria orgânica não foi representativa
nesse período uma vez que o reator foi prejudicado pelo arraste de sólidos no efluente.
Nesse reator (R2) ocorreram as menores eficiências de remoção de SST e SSV,
entretanto, houve contribuição, principalmente, durante os ensaios 1, 3 e 4, para a
manutenção da estabilidade e das altas eficiências de remoção no conjunto de reatores
em dois estágios (R1 + R2), evidenciando a vantagem de aplicar o processo anaeróbio
em dois estágios para o tratamento de águas residuárias de suinocultura com altas
concentrações de sólidos suspensos.
Para o conjunto de reatores em dois estágios (R1 + R2), as eficiências médias de
remoção de SST e SSV nos ensaios 1, 2, 3 e 4 foram, respectivamente, 92, 54, 83 e 96%
e de 91, 64, 84 e 96%. No ensaio 2 ocorreram e diferiram significativamente (p<0,01) os
menores (p<0,05) valores de eficiência de remoção de SST e a maior produção de biogás
88
(Tabela 11). A diferença deveu-se ao maior valor de COV no R2, provocando aumento da
produção de biogás e intensificação da mistura e arraste de sólidos suspensos mais leves
do lodo.
Comparando o ensaio 1, com os resultados obtidos por SANTANA & OLIVEIRA
(2005), observou-se similaridade, quando operaram reatores UASB em dois estágios,
tratando águas residuárias de suinocultura com concentrações médias de SST de 4300 a
7131 mg L
-1
, com TDH de 48 e 24 h no primeiro reator e de 12 a 6 h no segundo reator,
respectivamente, e observaram eficiências de remoção de SST de 86 e 87%. PEREIRA
(2003), operando reatores UASB de bancada em dois estágios, no tratamento de águas
residuárias de suinocultura com concentrações médias de SST de 5000 a 5490 com TDH
de 31 e 16 h no primeiro reator (R1) e de 8 e 4 h no segundo reator (R2),
respectivamente, obteve remoções de SST, para o conjunto de reatores em dois estágios
(R1 +R2) de 94 e 73%. FERNANDES & OLIVEIRA (2006) com concentrações médias de
SST no afluente em torno de 6000 mg L
-1
e TDH de 28 e 18 h no primeiro reator (ABR) e
6,5 e 4 h no segundo reator (UASB), obtiveram valores médios de eficiência de remoção
de SST de 86 e 94% no conjunto de reatores em dois estágios (ABR + UASB) no tratando
as águas residuárias de suinocultura.
Nos ensaios 3 e 4, os resultados foram semelhantes aos de ABREU NETO (2007),
que utilizou reatores anaeróbios em dois estágios (ABR +UASB) no tratamento de águas
residuárias de suinocultura com concentrações médias de SST de 11866 e 10436 mg L
-1
com TDH de 36 e 24 h no primeiro reator (ABR) e 8,2 e 5,4 h no segundo reator (UASB),
e obteve remoções médias de SST de 86 e 94% para o conjunto de reatores em dois
estágios (ABR+UASB).
RAMIRES (2005), tratando águas residuárias de suinocultura com concentrações
de SST de 13 g L
-1
em reatores UASB (R1) com TDH de 36 h e COV de 13 g DQO total (L
d
-1
) no R1, obteve eficiências médias de remoção de SST de 82% e de SSV de 85% no
R1. DUDA (2006), aplicando TDH de 36 h e COV de 13 g DQO total (L d
-1
) em RBS
anaeróbio em dois estágios (R1 e R2), alimentado com afluente com SST de 10 g L
-1
,
observou eficiências de remoção de SST de 80% e SSV de 77% no R1.
Nos trabalhos de PEREIRA (2003), RAMIRES (2005), SANTANA & OLIVEIRA
(2005), FERNANDES & OLIVEIRA (2006) e ABREU NETO (2007) foram utilizados
reatores anaeróbios em dois estágios cujas proporções entre o volume do primeiro e
segundo reatores variava de 3,7 a 4,8:1,0. Neste trabalho a relação foi de 2,4:1,0 e os
resultados obtidos nos ensaios 1, 3 e 4 demonstraram, que após a adaptação do lodo às
velocidades ascencionais, no R1 de 0,09 e 0,19 m h
-1
; e no R2 de 0,37 e 0,74 m h
-1
; foi
89
possível obter eficiências de remoção de SST similares ou superiores, com TDH menores,
de 39 e 20 h nos reatores UASB em dois estágios (R1 + R2).
FIGURA 10 (a). Concentrações de SST do afluente e efluentes dos reatores UASB (R1 e
R2) e eficiências de remoção de SST no R1, R2 e no conjunto de
reatores UASB em dois estágios (R1 + R2) durante os ensaios 1 e 2.
Afluente
R
1
R
2
R
1
+R
2
0
5000
10000
15000
20000
25000
30000
35000
5 7 12 14 21 26 28 33 36 40 42 47 49 54 56 61 63 68 70 77 82 84 89 91
SST (mg L
-1
)
Ensaio 1
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
5 7 12 14 21 26 28 33 36 40 42 47 49 54 56 61 63 68 70 77 82 84 89 91
Eficiência de remoção de
SST(%)
Tempo de operação (dias)
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
16000
4 14 26 35 42 49 56 68 75 82 91 98 105 112 119 126
SST (mg L
-1
)
Ensaio 2
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
4 14 26 35 42 49 56 68 75 82 91 98 105 112 119 126
Eficiência de remoção de
SST(%)
Tempo de operação (dias)
90
FIGURA 10 (b). Concentrações de SST do afluente e efluentes dos reatores UASB (R1 e
R2) e eficiências de remoção de SST no R1, R2 e no conjunto de
reatores UASB em dois estágios (R1 + R2) durante os ensaios 3 e 4.
0
5000
10000
15000
20000
25000
30000
35000
40000
1 11 32 58 75 95 114 133 143 161 175 191 210 224 238 261 280 294 310
SST (mg L
-1
)
Ensaio 3
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
1 11 32 58 75 95 114 133 143 161 175 191 210 224 238 261 280 294 310
Eficiência de remoção de
SST(%)
Tempo de operação (dias)
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
16000
18000
20000
5 12 14 19 21 26 28 33 35 40 42 47 54 56 61 63 68 70 74 77 82 84 89 91 95 97
SST (mg L
-1
)
Ensaio 4
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
5 12 14 19 21 26 28 33 35 40 42 47 54 56 61 63 68 70 74 77 82 84 89 91 95 97
Eficiência de remoção de
SST(%)
Tempo de operação (dias)
Afluente
R
1
R
2
R
1
+R
2
91
FIGURA 11 (a). Concentrações de SSV do afluente e efluentes dos reatores UASB (R1 e
R2) e eficiências de remoção de SSV no R1, R2 e no conjunto de
reatores UASB em dois estágios (R1 + R2) durante os ensaios 1 e 2.
0
5000
10000
15000
20000
25000
5 7 12 14 21 26 28 33 36 40 42 47 49 54 56 61 63 68 70 77 82 84 89 91
SSV (mg L
-1
)
Ensaio 1
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
5 7 12 14 21 26 28 33 36 40 42 47 49 54 56 61 63 68 70 77 82 84 89 91
Eficiência de remoção de
SSV (%)
Tempo de operação (dias)
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
4 14 26 35 42 49 56 68 75 82 91 98 105 112 119 126
SSV (mg L
-1
)
Ensaio 2
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
4 14 26 35 42 49 56 68 75 82 91 98 105 112 119 126
Eficiência de remoção de
SSV (%)
Tempo de operação (dias)
Afluente
R
1
R
2
R
1
+R
2
92
0
5000
10000
15000
20000
25000
30000
35000
40000
1 11 32 58 75 95 114 133 143 161 175 191 210 224 238 261 280 294 310
SSV (mg L
-1
)
Ensaio 3
Afluente
R
1
R
2
R
1
+R
2
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
1 11 32 58 75 95 114 133 143 161 175 191 210 224 238 261 280 294 310
Eficiência de remoção de SSV
(%)
Tempo de operação (dias)
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
16000
18000
20000
5 1214 19 2126 28 33 35 4042 47 54 56 6163 68 7074 77 82 84 89 91 95 97
SSV (mg L
-1
)
Ensaio 4
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
5 1214 19 21 26 2833 35 40 42 4754 56 6163 68 7074 77 82 84 8991 95 97
Eficiência de remoção de SSV
(%)
Tempo de operação (dias)
FIGURA 11 (b). Concentrações de SSV do afluente e efluentes dos reatores UASB (R1 e
R2) e eficiências de remoção de SSV no R1, R2 e no conjunto de
reatores UASB em dois estágios (R1 + R2) durante os ensaios 3 e 4.
4.3.2. RBS e sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS)
93
Os valores médios das concentrações de sólidos suspensos totais (SST) e voláteis
(SSV) do afluente e do efluente e das eficiências de remoção no RBS e no sistema de
tratamento combinado (R1+R2+RBS) nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8 estão apresentados
na Tabela 10. Nas Figuras 12 (a, b, c, d) e 13 (a, b, c, d ) estão os valores de SST e SSV
obtidos em cada amostragem.
As concentrações de SST no afluente e no efluente do RBS foram de 1263, 417,
1570, 1902, 1542, 569, 348 e 414 mg L
-1
, e de 115, 40, 73, 172, 137, 30, 30 e 35 mg L
-1
,
respectivamente, nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, respectivamente, e diferiram
significativamente (p<0,01). Para os SSV os valores foram de 903, 263, 830, 774, 1247,
325, 206 e 290 mg L
-1
e de 85, 21, 55, 160, 136, 24, 17 e 20 mg L
-1
no afluente e efluente,
respectivamente, e assim como para os SST, diferiram significativamente (p<0,01) entre
as fases. As menores (p<0,05) concentrações de SSV no efluente de 17 a 24 mg L
-1
,
ocorreram nos ensaios 2, 6, 7 e 8, com COV de 0,4 a 1,2 g DQO
total
(L d)
-1
no RBS, e as
menores (p<0,05) concentrações no afluente. Nas fases 1, 3, 4 e 5 a COV variou de 1,3 a
3,6 g DQO
total
(L d)
-1
.
Assim, a qualidade do efluente foi influenciada pela COV. Em condições similares
de COV de 1,0 a 1,4 g DQO
total
(L d)
-1
, nas fases 1 e 5; 2, 6 e 8, a operação com 2 ciclos
diários (fases 2, 6 e 8) resultou em efluente com menor (p<0,05) concentração de SSV.
A relação SSV/SST no afluente do RBS variou de 0,41 a 0,80 e no efluente variou
de 0,52 a 0,99, observa-se que a relação SSV/SST no RBS encontra-se próxima da faixa
(de 0,75 a 0,77) apresentada em literatura para boas remoções da fração orgânica (VON
SPERLING, 2005).
As eficiências médias de remoção de SST e SSV no RBS variaram de 88 a 93% e
de 89 a 94%, respectivamente, e não diferiram entre as fases (p>0,05). Assim, a utilização
do RBS como pós-tratamento do efluente de reator UASB, mesmo com as variações
significativas (p<0,05) da concentração de SST do afluente, foi possível obter eficiências
de remoção de SST estáveis e acima de 88%, durante todas as fases de operação.
No sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS) as eficiências médias de
remoção de SST e SSV variaram de 96 a 99% e de 95 a 99%, respectivamente, e não
diferiram significativamente (p>0,05).
Comportamento similar, com relação à pouca variação e as altas eficiências da
remoção de DQO e de SST, também foi verificado em outros trabalhos com sistemas de
tratamento combinado anaeróbio-aeróbio, com diferentes configurações e condições
operacionais.
ZHANG et al. (2006) utilizaram afluente (águas residuárias de suinocultura) com
94
SST de 1,86 g L
-1
em RBS (com fases anaeróbias, anóxicas e aeróbia) com TDH de 3,3 d
e obtiveram eficiências de remoção de SST de 90,3% e de SSV de 92,6%.
TABELA 10 Valores médios e coeficiente de variação (cv) das concentrações de sólidos
suspensos totais (SST) e sólidos suspensos voláteis (SSV) no afluente e
efluente, e das eficiências de remoção, obtidos durante a operação do reator
em batelada seqüencial (RBS) aeróbio e do sistema de tratamento
combinado (R1+R2+RBS), nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
SST
SSV
mg L
-1
Eficiência (%)
mg L
-1
Eficiência (%)
Fases
COV
g
DQO
total
(L d)
-1
afluente
efluente
RBS sistema
afluente
efluente
RBS
sistema
1 1,3 b
1.263 ab
115 ab
90 a 98 a
903 ab 85 a 90 a 98 a
2 1,2 b
417 c 40 ab 91 a 99 a
263 c 21 b 89 a 99 a
3 1,9 b
1.570 a
73 ab 93 a 98 a
830 abc 55 a 94 a 97 a
4 3,6 a
1.902 a
172 a 90 a 96 a
774 abc 160 a 89 a 95 a
5 1,4 b
1.542 a
137 ab
88 a 98 a
1.247 a 136 a 90 a 99 a
6 1,0 b
569 bc 30 b 90 a 99 a
325 bc 24 b 91 a 99 a
7 0,4 b
348 c 30 b 93 a 99 a
206 c 17 b 91 a 99 a
8 1,2 b
414 c 35 ab 92 a 99 a
290 c 20 b 92 a 99 a
cv (%) 89,9 61,8 127,3 10,3 7,3 80,3 194,0 9,9 9,7
Teste F
4,9** 12,2** 3,3** 0,7 ns
1,8 ns 6,9** 2,2* 0,4 ns
1,9 ns
Letras minúsculas diferentes na mesma coluna diferem pelo teste de Tukey a 5%; ** p<0,01 (Significativo a 1% de
probabilidade); *: p<0,05 (Significativo a 5% de probabilidade); ns: p>0,05 (não significativo no nível de 5% de
probabilidade).
.
TORRES & FORESTI (2001), utilizando UASB-RBS, com TDH de 6 h no UASB,
obtiveram eficiências de remoção de SST de 84% com aeração de 2 h e 86% com 10 h
de aeração, com concentrações médias de SST no afluente (esgoto sintético) variando de
44 a 131 mg L
-1
. OBAJA et al. (2005) avaliaram RBS, em escala de bancada com volume
de 3 L, com TDH de 0,87 d e com ciclos de 4, 8, 12 e 24 h por dia, para a remoção
biológica de nitrogênio e fósforo de águas residuárias de suinocultura, brutas e diluídas,
com concentrações de SST de 3,10 e 2,58 g L
-1
e de DQO total de 7450 e 3085 mg L
-1
,
respectivamente, e observaram eficiências de remoção de 99,8% para o nitrogênio e
97,8% para o fósforo.
95
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
5 12 19 26 33 42 54 61 68 75 84 89 96 112124131138145152161
SST (mg L
-1
)
Fase 1
afluente RBS sistema
0
20
40
60
80
100
5 12 19 26 33 42 54 61 68 75 84 89 96 112124131138145152161
Eficiência de remoção
de SST (%)
Tempo de operação (dias)
0
200
400
600
800
1000
5 7 12 14 21 26 28 33 35 40 42 47
SST (mg L
-1
)
Fase 2
0
20
40
60
80
100
5 7 12 14 21 26 28 33 35 40 42 47
Eficiência de remoção
de SST (%)
Tempo de operação (dias)
Neste trabalho com o RBS operado com maiores concentrações de SST e menores
TDH, foram observados eficiências de remoção de SST e SSV, superiores aos
observados pelos autores.
FIGURA 12 (a). Concentrações de SST do afluente e efluente do RBS, e eficiências de
remoção no RBS e no sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS)
durante as fases 1 e 2.
96
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3 8 10 15 22 24 29 31 36 38 43 45 50 52 57 59
SST (mg L
-1
)
Fase
3
0
20
40
60
80
100
3 8 10 15 22 24 29 31 36 38 43 45 50 52 57 59
Eficiência de remoção
de SST (%)
Tempo de operação (dias)
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4 12 14 19 26 33 35 40 42 47 49 54 56 61 68
SST (mg L
-1
)
Fase 4
0
20
40
60
80
100
4 12 14 19 26 33 35 40 42 47 49 54 56 61 68
Eficiência de remoção
de SST (%)
Tempo de operação (dias)
FIGURA 12 (b). Concentrações de SST do afluente e efluente do RBS, e eficiências de
remoção no RBS e no sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS)
durante as fases 3 e 4.
97
0
2000
4000
6000
8000
10000
9 15 19 32 40 52 66 75 83 95 103 103 110 122 129 136 140
SST (mg L
-1
)
Fase 5
0
20
40
60
80
100
9 17 32 45 66 78 95 108 110 124 136 147
Eficiência de remoção
de SST (%)
Tempo de operação (dias)
afluente RBS sistema
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
3 8 10 15 17 22 24 31 36 38 43 45
SST (mg L
-1
)
Fase 6
0
20
40
60
80
100
3 8 10 15 17 22 24 31 36 38 43 45
Eficiência de remoção
de SST (%)
Tempo de operação (dias)
FIGURA 12 (c). Concentrações de SST do afluente e efluente do RBS, e eficiências de
remoção no RBS e no sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS)
durante as fases 5 e 6
98
FIGURA 12 (d). Concentrações de SST do afluente e efluente do RBS, e eficiências de
remoção no RBS e no sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS)
durante as fases 7 e 8.
0
100
200
300
400
500
600
700
800
7 9 14 16 21 23 27 30 35 37 42 44 48 50
SST (mg L
-1
)
Fase 7
0
20
40
60
80
100
7 9 14 16 21 23 27 30 35 37 42 44 48 50
Eficiência de remoção
de SST (%)
Tempo de operação (dias)
0
200
400
600
800
1000
5 12 14 19 21 26 28 33 35 40 42 47
SST (mg L
-1
)
Fase 8
0
20
40
60
80
100
5 12 14 19 21 26 28 33 35 40 42 47
Eficiência de remoção
de SST (%)
Tempo de operação (dias)
afluente RBS sistema
99
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
5 12 19 26 33 42 54 61 68 75 84 89 96 112124131138145152161
SSV (mg L
-1
)
Fase
1
0
20
40
60
80
100
5 12 19 26 33 42 54 61 68 75 84 89 96 112124131138145152161
Eficiência de remoção
de SSV (%)
Tempo de operação (dias)
0
100
200
300
400
500
600
5 7 12 14 21 26 28 33 35 40 42 47
SSV (mg L
-1
)
Fase 2
0
20
40
60
80
100
5 7 12 14 21 26 28 33 35 40 42 47
Eficiência de remoção
de SSV (%)
Tempo de operação (dias)
afluente RBS sistema
FIGURA 13 (a). Concentrações de SSV do afluente e efluente do RBS, e eficiências de
remoção no RBS e no sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS)
durante as fases 1e 2.
100
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
3 8 10 15 22 24 29 31 36 38 43 45 50 52 57 59
SSV (mg L
-1
)
Fase 3
0
20
40
60
80
100
3 8 10 15 22 24 29 31 36 38 43 45 50 52 57 59
Eficiência de remoção
de SSV (%)
Tempo de operação (dias)
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4 12 14 19 26 33 35 40 42 47 49 54 56 61 68
SSV (mg L
-1
)
Fase 4
0
20
40
60
80
100
4 12 14 19 26 33 35 40 42 47 49 54 56 61 68
Eficiência de remoção
de SSV (%)
Tempo de operação (dias)
afluente RBS sistema
FIGURA 13 (b). Concentrações de SSV do afluente e efluente do RBS, e eficiências de
remoção no RBS e no sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS)
durante as fases 3 e 4.
101
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
9 15 19 32 40 52 66 75 83 95 103 103 110 122 129 136 140
SSV (mg L
-1
)
Fase
5
0
20
40
60
80
100
9 17 32 45 66 78 95 108 110 124 136 147
Eficiência de remoção
de SSV (%)
Tempo de operação (dias)
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
3 8 10 15 17 22 24 31 36 38 43 45
SSV (mg L
-1
)
Fase 6
75
80
85
90
95
100
3 8 10 15 17 22 24 31 36 38 43 45
Eficiência de remoção
de SSV (%)
Tempo de operação (dias)
afluente RBS sistema
FIGURA 13 (c). Variação das concentrações de SSV do afluente e efluente do RBS, e
eficiências de remoção no RBS e no sistema combinado (R1+R2+RBS)
durante as fases 5 e 6.
102
FIGURA 13 (d). Variação das concentrações de SSV do afluente e efluente do RBS, e
eficiências de remoção no RBS e no sistema combinado (R1+R2+RBS)
durante as fases 7 e 8.
0
100
200
300
400
500
600
700
800
7 9 14 16 21 23 27 30 35 37 42 44 48 50
SSV (mg L
-1
)
Fase 7
0
20
40
60
80
100
7 9 14 16 21 23 27 30 35 37 42 44 48 50
Eficiência de remoção
de SSV (%)
Tempo de operação (dias)
0
200
400
600
800
1000
5 12 14 19 21 26 28 33 35 40 42 47
SSV (mg L
-1
)
Fase 8
0
20
40
60
80
100
5 12 14 19 21 26 28 33 35 40 42 47
Eficiência de remoção
de SSV (%)
Tempo de operação (dias)
afluente RBS sistema
103
4.4. Produção e composição do biogás
Na Tabela 11 estão apresentados os valores médios e os coeficientes de variação
(CV) da porcentagem de metano (CH
4
) no biogás e das produções diária de biogás,
volumétrica e específica de CH
4
nos reatores UASB (R1 e R2) e para o conjunto de
reatores UASB em dois estágios (R1+R2), obtidos durante os ensaios 1, 2, 3 e 4. Na
Figura 14 estão ilustrados os valores diários da produção volumétrica de CH
4
no R1, R2 e
conjunto de reatores UASB em dois estágios (R1+R2).
A porcentagem de CH
4
no biogás foi de 82,4; 81,5; 75,1 e 82,6% e de 81,2; 83,2;
80,8 e 82,3% nos reatores R1 e R2, nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente, e diferiram
significativamente (p<0,01).
As produções diárias de biogás no R1 foram de 0,908; 1,020; 0,648 e 0,783 m
3
d
-1
nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente, e diferiram significativamente (p<0,01). Para o
R2 as produções diárias de biogás foram de 0,070; 0,062; 0,036 e 0,063 m
3
d
-1
para os
ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente, e assim como no R1, diferiram significativamente
(p<0,01) entre os ensaios.
Os valores médios da produção volumétrica de CH
4
no R1 nos ensaios 1, 2, 3 e 4
foram de, respectivamente, 1,458; 1,613; 0,548 e 1,317 m
3
CH
4
(m
3
reator d)
-1
e no R2 de
0,263; 0,251; 0,157 e 0,244 m
3
CH
4
(m
3
reator d)
-1
, com diferença significativa (p<0,01)
entre os ensaios. No ensaio 3 ocorreram os menores valores médios da produção
volumétrica de CH
4
no R1 e no R2, e diferiram significativamente dos demais ensaios.
Deve-se ressaltar que, em virtude de problemas na medida do biogás, como os
entupimentos constantes na tubulação de saída da câmara de gás, nos 6 meses iniciais
de operação, neste ensaio, os menores valores da produção de CH
4
resultaram de
medidas subestimadas, prejudicando a comparação das médias. Na Figura 15 pode-se
observar que a partir dos 181 dias de operação as produções de CH
4
são similares às
observadas às dos outros ensaios.
Para o conjunto de reatores UASB em dois estágios (R1+R2), os valores médios
da produção volumétrica de CH
4
foram de 1,073; 1,217; 0,441 e 0,947 m
3
CH
4
(m
3
reator
d)
-1
, nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente, com diferença significativa (p<0,01) entre
os ensaios. No ensaio 2 ocorreu o maior (p<0,05) valor médio da produção volumétrica de
CH
4
do que no ensaio 4. O mesmo ocorreu para a produção de biogás no R1 e R1 + R2.
104
TABELA 11. Valores médios e coeficiente de variação (cv) da porcentagem de metano (CH
4
) no biogás e das produções diárias de
biogás e volumétrica e específica de CH
4
, obtidos durante a operação dos reatores UASB (R1 e R2) e conjunto de
reatores UASB em dois estágios (R1 + R2) nos ensaios 1, 2, 3 e 4.
Letras minúsculas diferentes na mesma coluna diferem pelo teste de Tukey a 5%; ** p<0,01 (Significativo a 1% de probabilidade); *: p<0,05 (Significativo a 5% de probabilidade); ns:
p>0,05 (não significativo no nível de 5% de probabilidade).
COV
CH
4
Produção diária de biogás
Prod. Volumétrica
de CH
4
(g DQO total
(L d
-1
))
(%)
(
m
3
d
-1
)
(
m
3
CH
4
(m
3
reator)
-1
)
Produção Específica de CH
4
(
m
3
CH
4
(kg DQO
total
)
-1
)
Adicionada Removida
Ensaios
R1 R2 R1 R2 R1 R2 R1 + R2
R1 R2 R1 + R2
R1 R2 R1+R2
R1 R2 R1+R2
1
11c 5 b
82,4a
81,2c 0,908ab
0,070a
0,980ab
1,458a
0,263a
1,073ab
0,169a
0,071a
0,178a
0,240a
0,159a
0,241a
2
19b 15 a
81,5a
83,2ab
1,020a 0,062a
1,078a 1,613a
0,251a
1,217a 0,115b
0,022b
0,122b
0,288a 0,033b
0,286a
3
18bc 12 a
75,1b
80,8c 0,648c 0,036b
0,667c 0,548b
0,157b
0,441c 0,078c
0,019b
0,083c
0,168bc
0,066b
0,110b
4
26a 7 b
82,6a
82,3b 0,783bc
0,063a
0,847b 1,317a
0,244a
0,947b 0,069c
0,058a
0,070c
0,082c 0,192a
0,075b
cv (%)
50,3 58,8 4,6 2,9 42,9 63,0 43,5 48,9 27,4 42,6 87,2 76,3 85,0 128,2 120,0 111,5
Teste F
10,7** 14,6** 10,0** 7,8** 16,6** 14,3** 18,9** 19,4** 12,7** 25,5** 15,8** 56,9** 17,1** 8,85** 27,6** 19,6**
105
Apesar do aumento significativo da COV do ensaio 2 para o ensaio 4, de 19 para
26 g DQO
total
.(L d)
-1
, não houve aumento de produção de CH
4
, em virtude da diminuição
significativa (p<0,05) da temperatura no ensaio 4, limitando a hidrólise e a metanogenêse,
e do aumento da concentração de SST do afluente. Além disso, também houve
diminuição da DQO dissolvida do afluente de 2139 mg L
-1
no ensaio 2 para 1618 mg L
-1
no
ensaio 4.
A maior produção de biogás no ensaio 2, juntamente com o aumento da velocidade
ascencional e a presença de lodo “leve e fino” na manta, também contribuiu para as
instabilidades ocorridas nas remoções de DQO e sólidos suspensos.
Em trabalhos anteriores os valores de produção volumétrica de CH
4
foram
similares ou inferiores aos obtidos neste trabalho. Somente PEREIRA (2003), em escala
de bancada, obteve valores superiores.
TOLEDO & LUCAS JÚNIOR (1997) utilizaram reatores UASB em série com TDH
de 10,32 h em cada reator, para tratar águas residuárias de suinocultura com DQO total
de 0,95 g L
-1
e ST 0,44 g L
-1
a temperatura ambiente média de 20°C, e obtiveram
produção volumétrica de CH
4
média de 0,42 e 0,133 m
3
CH
4
(m
3
reator d)
-1
, para o
primeiro e segundo reatores, respectivamente.
OLIVEIRA (2000), utilizando reatores UASB em série (R1 +R2), com COV de 5 a 8
kg DQO (m
3
d)
-1
de no R1 e com TDH de 14,7 h para cada reator, DQO total de 2514 a
3252 mg L
-1
, no R1 e temperatura média de 23 a 21ºC, obteve produções volumétricas de
0,393 a 0,589 m
3
CH
4
(m
3
reator d)
-1
. OLIVEIRA (2001) utilizando o mesmo sistema, com
COV de 11 a 14 kg DQO (m
3
d)
-1
com TDH de 7,3 h no R1 e concentração de DQO de
3361 e 3731 mg L
-1
e de SST de 1,4 a 2,2 g L
-1
, obteve produções volumétricas de 0,886
e 0,862 m
3
CH
4
(m
3
reator d)
-1
.
PEREIRA (2003) obteve valores da produção volumétrica, de 2,30 L CH
4
(L reator
d
-1
), com reatores UASB em dois estágios (R1+R2), em escala de bancada, tratando
águas residuárias de suinocultura com DQO total de 12306 mg L
-1
e SST de 5490 mg L
-1
no afluente do R1, TDH de 20 h no conjunto de reatores em dois estágios (R1 + R2) e
COV de 18,65 g DQO
total
.(L d)
-1
no R1.
SANTANA & OLIVEIRA (2005) operando reatores UASB em série (R1+R2), para o
tratamento de águas residuárias de suinocultura com SST variando 2216 a 7131 mg L
-1
e
DQO total de 8818 a 18717 mg L
-1
, obtiveram produções volumétricas de metano no
primeiro reator de 0,594; 0,742; 0,899 e 1,130 m
3
CH
4
(m
3
reator d)
-1
com COV de 3,40;
5,33; 7,43; e 14,44 kg DQO total (m
3
d)
-1
no R1.
106
URBINATI (2006), operando dois reatores UASB em série, para o tratamento de
águas residuárias de suinocultura, com DQO total de 3734 a 26707 mg L
-1
e SST de 4589
a 13060 mg L
-1
,
obteve produções volumétricas de metano no primeiro reator de 0,327;
0,455 e 0,813 m
3
CH
4
(m
3
reator d)
-1
com COV de 5,5; 10,4 e 20,7 kg DQO total (m
3
d)
-1
,
respectivamente.
Os valores médios das produções específicas de CH
4
no R1 foram de 0,169; 0,115;
0,078 e 0,069 m
3
CH
4
(kg DQO adicionada)
-1
e de 0,240; 0,288; 0,168 e 0,082 m
3
CH
4
(kg
DQO removida)
-1
, nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente, e houve diferença significativa
(p<0,01) entre os ensaios. No R2, os valores médios das produções específicas de CH
4
foram de 0,071; 0,022; 0,019 e 0,058 m
3
CH
4
(kg DQO adicionada)
-1
e de 0,159; 0,033;
0,066 e 0,192 m
3
CH
4
(kg DQO removida)
-1
, nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente, e
houve diferença significativa (p<0,01).
Segundo HILL & BOLTE (2000) e o IPPC (International Plant Protection Convention)
apud FERNÁNDEZ et al. (2008), a produtividade de CH
4
de águas residuárias de
suinocultura é de 300 a 450 L (kg SV
adicionada
)
-1
, respectivamente, ou seja, 0,203 a 0,304
m
3
CH
4
(g DQO)
-1
, portanto, valores similares aos obtidos nos ensaios 1 e 2.
FERNÁNDEZ et al. (2008) estudaram o tratamento de águas residuárias de
suinocultura com concentrações de ST e DQO total de 26 e 50 g L
-1
, respectivamente.
Durante o tratamento foi adicionado polímero orgânico para promover a separação da
fração sólida e líquida, visando melhorar a digestão anaeróbia e produção do biogás,
usando um frasco de vidro de 1000 mL, como reator anaeróbio. Os autores observaram
porcentagem de CH
4
no biogás entre 68,3 e 79,0% e as produções específicas de CH
4
foram de 0,24 a 0,28 m
3
CH
4
(g DQO adicionada)
-1
com DQO total de 16,8 g L
-1
e SST de
7,7 g L
-1
da fração líquida.Os autores observaram eficiência de remoção da fração líquida
de SST de 98% e DQO de 71%.
SAYED (1987) obteve o maior valor de produção especifica de metano de 0,28 m
3
CH
4
(kg DQO removida)
-1
com COV de 3,5 g DQO
total
(L d)
-1
, atribuindo a maior
participação da DQO dissolvida na DQO total no afluente de abatedouro.
NDEGWA et al. (2005) utilizaram ARBS, de 12 L, com recirculação do lodo (500
mL/min) no tratamento de águas residuárias de suinocultura com DQO de 4816 g L
-1
e ST
de 3560 mg L
-1
, com temperaturas de 20 e 35ºC, e obtiveram produção de biogás 0,14 e
0,16 mL (mg DQO)
-1
com TDH de 5,2 e 6,0 d, respectivamente. Com a maior temperatura
(35ºC) aumentou a produção específica de biogás, no entanto, a porcentagem de metano
no biogás não mudou significativamente com as diferentes temperaturas, sendo 65 e
74%, respectivamente
107
FIGURA 14. Produção volumétrica de metano (CH4) nos reatores UASB (R1 e R2) e no
conjunto de reatores UASB em dois estágios (R1 + R2) nos ensaios 1, 2, 3 e
4.
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
4,0
3 5 101214182024262832343941454753555961636773757781838789919597
Prod. volumétrica de metano
(m
3
CH
4
(m
3
reator d)
-1
)
Tempo de operação (dias)
Ensaio
4
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
4,0
1 22 36 50 64 78 94 111 126 140 153 167 181 196 210 228 243 264 278 294 308
Prod. volumétrica de metano
(m
3
CH
4
(m
3
reator d)
-1
)
Tempo de opercção (dias)
Ensaio
3
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
4,0
3 5 7 15 20 24 26 28 32 34 38 40 42 46 48 55 59 61 63 67 69 73 75 77 81 83 87 89 91
Prod. volumétrica de metano
(m
3
CH
4
(m
3
reator d)
-1
)
Tempo de operação (dias)
R1 R2 R1+R2
Ensaio
1
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
4,0
3 10 13 18 21 26 32 35 40 45 48 53 56 59 62 68 73 76 81 87 90 95102105111116119124
Prod. volumétrica de metano
(m
3
CH
4
(m
3
reator d
)-1
)
Tempo de operção (dias)
Ensaio
2
108
Para o conjunto de reatores UASB em dois estágios (R1+R2) os valores médios
das produções específicas de CH
4
foram de 0,241; 0,286; 0,110 e de 0,075 m
3
CH
4
(kg
DQO removida)
-1
nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente. Os maiores valores médios
das produções específicas de CH
4
foram observadas nos ensaios 1 e 2, com diferença
significativa (p<0,05) dos ensaios 3 e 4. O aumento da COV do ensaio 1 para o ensaio 2
com o afluente com SST de 6647 e 4944 mg L
-1
, respectivamente, não propiciou
acréscimo significativo na produção de CH
4
. No ensaio 3, com COV similar (p>0,05) a do
ensaio 2, com valor significativamente maior (p<0,05) de COV, com aumento do SST do
afluente para 10644 e 9021 mg L
-1
, respectivamente, ocorreu diminuição
significativamente (p<0,05) de produção de metano. Altas concentrações de sólidos
suspensos do afluente podem diminuir a atividade metanogênica do lodo, conforme foi
observado neste trabalho (item 4.12 nas Tabelas 35 e 36). As menores (p<0,05)
temperaturas nos ensaios 3 e 4, de 21,5 e 20,8ºC, respectivamente, podem ter
intensificado a diminuição da produção de CH
4
.
Apesar disso, pode-se concluir que com o sistema de tratamento com os reatores
UASB em dois estágios, nas condições impostas, foi possível obter o potencial de
produção de CH
4
esperado para as águas residuárias de suinocultura e confirmar valores
obtidos em outros trabalhos, com temperaturas médias de 20,8 a 24,
3ºC
mantendo-se ou
aumentando-se as eficiências de remoção de DQO e SST.
4.5. pH, alcalinidade e ácidos voláteis totais
4.5.1. Reatores UASB (R1 e R2)
Na Tabela 12 estão apresentados os valores médios e coeficientes de variação
(CV) do pH, da alcalinidade total (AT), parcial (AP) e intermediária (AI), da relação AI:AP,
concentração de ácidos voláteis totais (AVT) no afluente e nos efluentes, obtidos durante
a operação dos reatores UASB em dois estágios (R1 e R2) nos ensaios 1, 2, 3 e 4. Os
valores destes parâmetros em cada amostragem estão apresentados nas Figuras 15, 16,
17, 18 e 19.
Os valores médios do pH no afluente foram de 5,7; 6,2; 5,9 e 6,4 nos ensaios 1, 2,
3 e 4, respectivamente. Os valores médios nos ensaios 1 e 3 foram significativamente
(p<0,01) menores do que nos ensaios 2 e 4.
Os valores médios de pH foram de 7,0; 7,2; 7,0 e 7,2 no efluente do R1, de 7,2;
7,2; 7,1 e 7,3 no efluente do R2, que nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente, e não
houve diferença significativa (p>0,05) entre os ensaios. Observou-se nos efluentes dos
109
reatores R1 e R2, os valores de pH nos quatro ensaios, foram sempre superiores aos do
afluente, indicando boas condições para a geração de alcalinidade e conseqüentemente
em quantidade suficiente para manter o poder tampão nos reatores.
Segundo CHERNICHARO (2007), a faixa ótima de pH para o desenvolvimento das
arquéias metanogênicas é de 6,6 a 7,4 embora possa ocorrer estabilidade na formação
de metano numa faixa de pH de 6,0 a 8,0.
Os valores médios da AT, AP e AI, no afluente variaram, respectivamente, de 573 a
943 mg L
-1
, de 82 a 309 mg L
-1
e de 491 a 826 mg L
-1
nos ensaios 1, 2, 3 e 4, com
diferenças significativas (p<0,01).
Os valores médios da AT, AP e AI, no efluente do R1 variaram, respectivamente,
de 788 a 1095 mg L
-1
, de 508 a 695 mg L
-1
e de 229 a 402 mg L
-1
, respectivamente, nos
ensaios 1, 2, 3 e 4, com diferenças significativas (p<0,01) entre os ensaios.
Os valores médios da AT, AP e AI, no efluente do R2 variaram, respectivamente,
de 804 a 1156 mg L
-1
, de 555 a 766 mg L
-1
, e de 220 a 309 mg L
-1
, respectivamente, nos
ensaios 1, 2, 3 e 4, com diferenças significativas (p<0,01) entre os ensaios.
Nos efluentes dos reatores R1 e R2, observaram-se valores de AT superiores aos
seus afluentes nos ensaios 1 a 3, indicando que houve acréscimo de alcalinidade parcial e
decréscimo da alcalinidade intermediária proporcionando capacidade tampão aos
reatores, também no ensaio 4, no qual não houve aumento de AT no R1 e R2.
Portanto, observou-se que os valores médios da AP do ensaio 1 ao ensaio 4
aumentaram tanto no R1 como no R2, indicando a predominância do tampão de
bicarbonatos e diminuição da presença de ácidos graxos voláteis (AVT), confirmando a
boa capacidade tampão que garantiu acréscimo e estabilidade do pH.
Os valores médios da relação AI/AP no R1 foram de 0,7; 0,8; 0,7 e 0,4 e no R2 de
0,5; 0,5; 0,6 e de 0,3, nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente, e diferiram
significativamente (p<0,01). O menor (p<0,05) valor ocorreu no ensaio 4 em relação aos
ensaios 1 e 2, para o R1, e 3, para o R2.
De acordo com RIPLEY et al. (1983), valores da relação AI/AP superiores a 0,3
indicam a ocorrência de distúrbios no processo de digestão anaeróbia. No entanto,
segundo FORESTI (1994), é possível ocorrer estabilidade no processo com valores
diferentes de 0,3; sendo necessário a verificação para cada caso em particular.
110
TABELA 12. Valores médios e coeficiente de variação (cv) do pH, alcalinidade total (AT), alcalinidade parcial (AP), alcalinidade
intermediária (AI), ácidos voláteis totais (AVT) e da relação AI/AP, obtidos durante a operação do sistema de tratamento
anaeróbio em dois estágios com os reatores UASB (R1 e R2), nos ensaios 1, 2, 3 e 4.
pH AP A I AT AI:AP
(mg CaCO
3
L
-1
)
AVT
(mg CH
3
COOH L
-1
)
Ensaios
Afl. R1 R2
Afl R1 R2
Aflu. R1 R2
Afl. R1 R2 R1 R2
Afl. R1 R2
1 5,7b 7,0 a
7,2 a
82 b 508 b 555 b
491 b 280 b
249 b
573 c 788 b 804 b 0,7 a 0,5 ab
367 b
142 b 80 b
2 6,2 a 7,2 a
7,2 a
117 b
561 ab 642ab
543 b 356 a
307 b
660 bc
917 ab 949 b
0,8 a 0,5 ab
643 a
257 ab
168 a
3 5,9 b 7,0 a
7,1 a
100 b
695 a 766 a
826 a 402 a
390 a
940 a 1095 a 1156 a
0,7 ab 0,6 a 782 a
298 a 195 a
4 6,4 a 7,2 a
7,3 a
309 a
651 ab 692 ab
634 ab
229 b
220 b
943 ab
879 b 913 b
0,4 b 0,3 b
448 b
156 b 115 b
cv (%) 7,5 4,6 3,9
96,5 44,9 42,0
50,9 36,1 38,0
48,5 36,9 31,0
68,4 56,3
43,5 70,9 39,1
Teste F
14,8** 2,1 ns
1,3 ns
11,2**
3,9* 4,9**
7,8** 12,5**
14,1**
12,7** 6,6** 9,1** 4,9** 4,6**
18,4**
8,1** 21,7**
Letras minúsculas diferentes na mesma coluna diferem pelo teste de Tukey a 5%; ** p<0,01 (Significativo a 1% de probabilidade); *: p<0,05 (Significativo a 5% de probabilidade); ns:
p>0,05 (não significativo no nível de 5% de probabilidade).
111
OLIVEIRA (1997) observou relação AI:AP com valores médios de 0,40 a 0,45.
O autor atribuiu os maiores valores da relação AI:AP as menores TDH e maiores
COV e associou à diminuição na alcalinidade devido à concentração de bicarbonato,
relacionada com AP, e aumento na alcalinidade devido à concentração de ácidos
voláteis, relacionado com AI, ocasionando queda da eficiência dos reatores.
SANTANA & OLIVEIRA (2005), RAMIRES (2005), FERNANDES & OLIVEIRA
(2006) e DUDA (2006), tratando águas residuárias de suinocultura em reatores
anaeróbios em dois estágios, encontraram valores de AI/AP acima de 0,30 e
condições estáveis de operação.
Os valores médios de AVT no afluente foram de 367; 643; 728 e 448 mg L
-1
,
nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente, e diferiram significativamente (p<0,01)
entre os ensaios.
A diminuição do TDH implica em aumento da COV, maior carga orgânica de
material orgânico solúvel e suspenso, provocando aumento na atividade das
bactérias hidrolíticas e acidogênicas e conseqüentemente aumento na concentração
de AVT. É o que normalmente ocorre, no entanto, as variações significativas nos
valores de AVT, entre os ensaios nos efluentes do R1 e R2, foram mais relacionadas
com as oscilações no afluente do que com as mudanças nas condições de operação
dos reatores.
Os valores de AVT no efluente do R1 foram de 143; 257; 298 e 156 mg L
-1
, e
nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente, e diferiram significativamente (p<0,01). No
efluente do R2 os valores foram de 80; 168; 195 e 115 mg L
-1
, nos ensaios 1, 2, 3 e
4, respectivamente, e nos ensaios 2 e 3, foram significativamente (p<0,01) maiores
do que nos demais ensaios.
A concentração de ácidos voláteis totais (AVT) é um parâmetro de extrema
importância para a digestão anaeróbia. Os ácidos graxos voláteis devem estar em
equilíbrio com a alcalinidade do sistema. A inibição do processo anaeróbio por
ácidos graxos voláteis está associada ao pH. Baixos valores de pH estão geralmente
relacionados a altas concentrações de ácidos graxos voláteis, e conseqüentemente,
à falência do processo (KUS & WISMANN, 1995).
Os valores de AVT recomendados por GERARDI (2003) estão na faixa de 50
a 500 mg L
-1
, para que exista estabilidade no processo. Observou-se que para os
reatores R1 e R2 durante os quatro ensaios estiveram dentro da faixa recomendada
112
pelo autor.
No efluente do R1 ocorreram as maiores concentrações de AVT do que no R2
o que indica maior produção de ácidos orgânicos neste reator, confirmando a maior
atividade hidrolítica e acidogênica no primeiro reator.
FIGURA 15. Valores do pH no afluente e dos efluentes nos reatores UASB (R1 e
R2) durante os ensaios 1, 2, 3 e 4.
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
9,0
4 14 26 35 42 49 56 68 75 82 91 98 105 112 119 126
pH
Ensaio 2
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
9,0
5 12 14 19 21 26 28 33 35 40 42 47 54 56 61 63 68 70 74 77 82 84 89 91 95 97
pH
Tempo de operação (dias)
Ensaio 4
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
9,0
5 7 12 14 21 26 28 33 35 40 42 47 49 54 56 61 63 68 70 77 82 84 89 91
pH
Afluente R1 R2
Ensaio 1
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
9,0
1 11 32 58 75 95 114 133 144 161 175 191 210 224 238 261 280 294 310
pH
Ensaio 3
113
FIGURA 16. Valores de alcalinidade total (AT) no afluente e nos efluentes dos
reatores UASB (R1 e R2) durante os ensaios 1, 2, 3 e 4.
0
400
800
1200
1600
2000
2400
2800
3200
4 14 26 35 42 49 56 68 75 82 91 98 105 112 119 126
Alcalinidade total
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Ensaio 2
0
400
800
1200
1600
2000
2400
2800
3200
5 121419 212628333540424754566163687074778284899195 97
Alcalinidade total
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Tempo de operação (dias)
Ensaio 4
0
400
800
1200
1600
2000
2400
2800
3200
5 7 12 14 21 26 28 33 35 40 42 47 49 54 56 61 63 68 70 77 82 84 89 91
Alcalinidade total
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Afluente R1 R2
Ensaio 1
0
400
800
1200
1600
2000
2400
2800
3200
1 11 32 58 75 95 114 133144161 175191210 224238261280 294310
Alcalinidade total
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Ensaio 3
114
0
500
1000
1500
2000
2500
4 14 26 35 42 49 56 68 75 82 91 98 105 112 119 126
Alcalinidade parcial
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Ensaio 2
0
500
1000
1500
2000
2500
5 12 14 19 21 26 28 33 35 40 42 47 54 56 61 63 68 70 74 77 82 84 89 91 95 97
Alcalinidade parcial
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Tempo de operação
Ensaio 4
0
500
1000
1500
2000
2500
1 11 32 58 75 95 114 133 144 161 175 191 210 224 238 261 280 294 310
Alcalinidade parcial
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Ensaio 3
0
500
1000
1500
2000
2500
5 7 12 14 21 26 28 33 35 40 42 47 49 54 56 61 63 68 70 77 82 84 89 91
Alcalinidade parcial
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Ensaio 1
Afluente R1 R2
FIGURA 17. Valores de alcalinidade parcial (AP) no afluente e nos efluentes dos
reatores UASB (R1 e R2) durante os ensaios 1, 2, 3 e 4.
115
FIGURA 18. Valores de alcalinidade intermediária (AI) no afluente e nos efluentes
dos reatores UASB (R1 e R2) durante os ensaios 1, 2, 3 e 4.
0
500
1000
1500
2000
2500
5 12 14 19 21 26 28 33 35 40 42 47 54 56 61 63 68 70 74 77 82 84 89 91 95 97
Alcalinidade intermediária
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Tempo de operação
Ensaio 4
0
500
1000
1500
2000
2500
1 11 32 58 75 95 114 133 144 161 175 191 210 224 238 261 280 294 310
Alcalinidade intermediária
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Ensaio 3
0
500
1000
1500
2000
2500
5 7 12 14 21 26 28 33 35 40 42 47 49 54 56 61 63 68 70 77 82 84 89 91
Alcalinidade intermediária
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Ensaio 1
Afluente R1 R2
0
500
1000
1500
2000
2500
4 14 26 35 42 49 56 68 75 82 91 98 105 112 119 126
Alcalinidade intermediária
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Ensaio 2
116
FIGURA 19. Concentração de ácidos voláteis totais (AVT) no afluente e nos
efluentes dos reatores UASB (R1 e R2), durante os ensaios 1, 2, 3 e
4.
0
500
1000
1500
2000
2500
4 14 26 35 42 49 56 68 75 82 91 98 105 112 119 126
AVT (mg L
-1
)
Ensaio 2
0
500
1000
1500
2000
2500
5 12 14 19 21 26 28 33 35 40 42 47 54 56 61 63 68 70 74 77 82 84 89 91 95 97
AVT (mg L
-1
)
Tempo de operação (dias)
Ensaio 4
0
500
1000
1500
2000
1 11 32 58 75 95 114 133 144 161 175 191 210 224 238 261 280 294 310
AVT (mg L
-1
)
Ensaio 3
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
5 7 12 14 21 26 28 33 35 40 42 47 49 54 56 61 63 68 70 77 82 84 89 91
AVT (mg L
-1
)
Afluente R1 R2
Ensaio 1
117
4.5.2. RBS
Na Tabela 13 estão apresentados os valores do pH, das alcalinidades total
(AT), parcial (AP) e intermediária (AI), da relação AI:AP e dos ácidos voláteis totais
(AVT) no afluente e efluente do RBS, nas fases 1 a 8. Os valores do pH, AT, AP, AI
e AVT em cada amostragem estão apresentados nas Figuras 20 (a e b), 21 (a e b)
22 (a e b), 23 (a e b) e 24 (a e b).
Os valores médios do pH no afluente do RBS foram de 7, 2; 7,2; 7,3; 7,2; 6,9;
7,3; 7,2, e no efluente de 6,9; 6,3; 7,3; 7,2; 7,5; 5,9; 6,3 e 5,5 nas fases 1, 2, 3, 4, 5,
6, 7 e 8, respectivamente, com diferenças significativas (p<0,01) entre as fases. Nas
fases de 1 a 5, o pH no efluente situou-se acima de 6,5, em virtude dos maiores
valores da AT.
Segundo METCALF & EDDY (2003), o controle do pH ocorre através do
balanço da alcalinidade, a qual é consumida durante a nitrificação, e que o pH é
parcialmente aumentado durante a desnitrificação no período anôxico, com o
acréscimo de alcalinidade.
No processo de remoção de nitrogênio é interessante que se mantenha o pH
acima de 6,5, pois é a faixa na qual a nitrificação é mais eficiente (METCALF &
EDDY, 2003). Também CAMPOS (1999) indicaram que a faixa de pH ótima para as
bactérias
Nitrosomonas
está entre 8,5 e 8,8 e para as
Nitrobacter
entre 8,3 e 9,3.
Os valores médios da AT no afluente do RBS foram de 1254; 645; 946; 968;
1072; 953; 856 e 979 mg L
-1
, e no efluente de 340; 154; 281; 212; 325; 14; 79 e 31
mg L
-1
, nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, respectivamente, com diferenças
significativas (p<0,01) entre as fases.
Os valores médios da AP no afluente do RBS foram de 876; 429; 643; 635;
603; 680; 667 e 722 mg L
-1
,
e no efluente de 278; 105; 216; 154; 235; 7; 53 e 16 mg
L
-1
, nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, respectivamente, com diferenças significativas
(p<0,01) entre as fases.
Observa-se na Figura 22 (b) que, ao longo da operação do RBS, ocorreram
valores muito baixos de alcalinidade total, chegando a média de 14 mg L
-1
durante a
fase 6, indicando o consumo da alcalinidade no RBS para o processo de nitrificação.
O decréscimo significativo dos valores médios da alcalinidade no RBS pode ser um
indicativo da alta atividade nitrificante.
No efluente do RBS os valores da relação AI/AP foram de 0,4; 0,7; 0,3; 0,4;
0,4; 1,1; 1,5 e 2,5, nas fases 1, 2, 3, 4,5, 6, 7 e 8, respectivamente, com diferenças
118
significativas (p<0,01) entre as fases. Sendo que a fase 8 foi significativamente
maior entre as demais fases.
As concentrações médias de AVT no afluente do RBS foram de 216; 74; 157;
184; 190; 86; 103 e 128 mg L
-1
, e no efluente de 93; 31; 36; 56; 83; 43; 43 e 58 mg L
-
1
, nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, respectivamente, e com diferenças significativas
(p<0,01) entre as fases.
TABELA 13. Valores médios e coeficiente de variação (cv) dos valores de pH,
alcalinidade total (AT), alcalinidade parcial (AP) e alcalinidade
intermediária (AI) (mg CaCO
3
L
-1
) de ácidos voláteis totais (AVT) (mg
CH
3
COOH L
-1
) e da relação AI/AP, no afluente e efluente do reator
seqüencial em batelada (RBS) aeróbio nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
pH
AP
AI
AT
AI:AP
AVT
(mg CaCO
3
L
-1
)
(mg CH
3
COOH
L
-1
)
Fases
Afluente
RBS
Afluente
RBS
Afluente RBS
Afluente RBS
RBS
Afluente
RBS
1 7,2 a 6,9b
876 a 278 a
378 b 62 ab
1.254 a 340 a
0,4 bc
216 a 93 a
2 7,2 ab 6,3c
429 b 105 ab
225 bcd 49 b
654 c 154 ab
0,7 bc
74 d 31 c
3 7,3 a 7,3ab
643 ab 216 ab
303 bc 64 ab
946 bc 281 ab
0,3 bc 157 abc 36 c
4 7,2 ab 7,2ab
635 ab 154 ab
333 bc 59 ab
968 bc 213 ab
0,4 bc 184 abc 56 c
5 6,9 b 7,5 a
603 b 235 ab
457 a 91 a
1.072 ab
326 a
0,4 bc 190 ab 83 ab
6 7,3 a 5,9 cd
680 ab 7 b
273 bcd 8 b
953 bc 14 b
1,1 b 86 cd 43 c
7 7,3 a 6,3 c
667 ab 53 ab
189 d 26 b
856 bc 79 ab
1,5 b 103 cd 43 c
8 7,2 ab 5,5 d
722 ab 16 b
257 bcd 15 b
979 abc 31 b
2,5 a 128 bcd
58
bc
cv
(%)
3,7 8,7
37,7 125,0
36,5 100,1
28,9 117,0
110,7 50,9 50,7
Teste
F
5,2** 20,9**
5,3** 3,8**
10,9** 4,9**
7,2** 4,2**
20,4** 7,8** 9,9**
Letras minúsculas diferentes na mesma coluna diferem pelo teste de Tukey a 5%; ** p<0,01
(Significativo a 1% de probabilidade); *: p<0,05 (Significativo a 5% de probabilidade); ns: p>0,05 (não
significativo no nível de 5% de probabilidade).
119
FIGURA 20 (a). Valores do pH do afluente e efluente do RBS durante as fases 1, 2,
3 e 4.
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
9,0
3 8 10 15 22 24 29 31 36 38 43 45 50 52 57 59
pH
Fase 3
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
9,0
5 7 12 14 21 26 28 33 35 40 42 47
pH
Fase 2
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
9,0
5 12 19 26 33 42 54 61 68 75 84 89 96 112 124 131 138 145 152 161
pH
Fase 1
Afluente eflu. RBS
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
9,0
4 12 14 19 26 33 35 40 42 47 49 54 56 61 68
pH
Tempo de operação (dias)
Fase 4
120
FIGURA 20 (b). Valores do pH do afluente efluente do RBS durante as fases 5, 6, 7
e 8.
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
9,0
9 17 32 45 66 78 95 108 110 124 136 147
pH
Afluente eflu. RBS
Fase 5
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
9,0
7 9 14 16 21 23 27 30 35 37 42 44 48 50
pH
Fase 7
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
9,0
3 8 10 15 17 22 24 31 36 38 43 45
pH
Fase 6
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
9,0
5 12 14 19 21 26 28 33 35 40 42 47
pH
Tempo de operação (dias)
Fase 8
121
FIGURA 21 (a). Valores da alcalinidade total do afluente e do efluente do RBS nas
fases 1, 2, 3 e 4.
0
500
1000
1500
2000
2500
5 7 12 14 21 26 28 33 35 40 42 47
Alcalinidade total
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Fase 2
0
500
1000
1500
2000
2500
3 8 10 15 22 24 29 31 36 38 43 45 50 52 57 59
Alcalinidade total
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Fase 3
0
500
1000
1500
2000
2500
5 12 19 26 33 42 54 61 68 75 84 89 96 112 124 131 138 145 152 161
Alcalinidade total
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Afluente eflu. RBS
Fase 1
0
500
1000
1500
2000
2500
4 12 14 19 26 33 35 40 42 47 49 54 56 61 68
Alcalinidade total
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Tempo de operação (dias)
Fase 4
122
FIGURA 21 (b). Valores da alcalinidade total do afluente e efluente do RBS nas
fases 5, 6, 7 e 8.
0
500
1000
1500
2000
2500
3 8 10 15 17 22 24 31 36 38 43 45
Alcalinidade total
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Fase 6
0
500
1000
1500
2000
2500
9 17 32 45 66 78 95 108 110 124 136 147
Alcalinidade total
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Afluente eflu.RBS
Fase 5
0
500
1000
1500
2000
2500
7 9 14 16 21 23 27 30 35 37 42 44 48 50
Alcalinidade total
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Tempo de operação (dias)
Fase 7
0
500
1000
1500
2000
2500
7 9 14 16 21 23 27 30 35 37 42 44
Alcalinidade total
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Tempo de operação (dias)
Fase 8
123
FIGURA 22 (a). Valores da alcalinidade parcial do afluente e do efluente do RBS nas
fases 1, 2, 3 e 4.
0
500
1000
1500
2000
2500
5 7 12 14 21 26 28 33 35 40 42 47
Alcalinidade parcial
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Fase 2
0
500
1000
1500
2000
2500
3 8 10 15 22 24 29 31 36 38 43 45 50 52 57 59
Alcalinidade parcial
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Fase 3
0
500
1000
1500
2000
2500
4 12 14 19 26 33 35 40 42 47 49 54 56 61 68
Alcalinidade parcial
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Tempo de operação (dias)
Fase 4
0
500
1000
1500
2000
2500
5 12 19 26 33 42 54 61 68 75 84 89 96 112 124 131 138 145 152 161
Alcalinidade parcial
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Afluente eflu. RBS
Fase 1
124
FIGURA 22 (b). Valores da alcalinidade parcial do afluente e do efluente do RBS nas
fases 5, 6, 7 e 8.
‘
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
3 8 10 15 17 22 24 31 36 38 43 45
Alcalinidade parcial
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Fase 6
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
9 17 32 45 66 78 95 108 110 124 136 147
Alcalinidade parcial
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Afluente eflu. RBS
Fase 5
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
7 9 14 16 21 23 27 30 35 37 42 44 48 50
Alcalinidade parcial
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Tempo de operação (dias)
Fase 7
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
5 12 14 19 21 26 28 33 35 40 42 47
Alcalinidade parcial
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Tempo de operação (dias)
Fase 8
125
FIGURA 23 (a). Valores da alcalinidade intermediária do afluente e do efluente do
RBS nas fases 1, 2, 3 e 4.
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
5 7 12 14 21 26 28 33 35 40 42 47
Alcalinidade intermediária
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Fase 2
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
3 8 10 15 22 24 29 31 36 38 43 45 50 52 57 59
Alcalinidade intermediária
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Fase 3
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
4 12 14 19 26 33 35 40 42 47 49 54 56 61 68
Alcalinidade intermediária
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Tempo de operação (dias)
Fase 4
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
5 12 19 26 33 42 54 61 68 75 84 89 96 112 124 131 138 145 152 161
Alcalinidade intermediária
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Afluente eflu. RBS
Fase 1
126
FIGURA 23 (b). Valores da alcalinidade intermediária do afluente e do efluente do
RBS nas fases 5, 6, 7 e 8.
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
3 8 10 15 17 22 24 31 36 38 43 45
Alcalinidade intermediária
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Fase 6
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
9 17 32 45 66 78 95 108 110 124 136 147
Alcalinidade intermediária
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Afluente eflu. RBS
Fase 5
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
7 9 14 16 21 23 27 30 35 37 42 44 48 50
Alcalinidade intermediária
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Tempo de operação (dias)
Fase 7
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
5 12 14 19 21 26 28 33 35 40 42 47
Alcalinidade intermediária
(mgCaCO
3
.L
-1
)
Tempo de operação (dias)
Fase 8
127
FIGURA 24 (a). Concentrações de ácidos voláteis totais (AVT) do afluente e efluente
do RBS nas fases 1, 2, 3 e 4.
0
100
200
300
400
500
600
700
5 12 19 26 33 42 54 61 68 75 84 89 96 112 124 131 138 145 152 161
AVT (mg L
-1
)
Fase 1
Afluente efl. RBS
0
100
200
300
400
500
600
700
3 8 10 15 22 24 29 31 36 38 43 45 50 52 57 59
AVT (mg L
-1
)
Fase 3
0
100
200
300
400
500
600
700
4 12 14 19 26 33 35 40 42 47 49 54 56 61 68
AVT (mg L
-1
)
Tempo de operação (dias)
Fase 4
0
100
200
300
400
500
600
700
5 7 12 14 21 26 28 33 35 40 42 47
AVT (mg L
-1
)
Fase 2
128
FIGURA 24 (b). Concentrações de ácidos voláteis totais (AVT) do afluente e efluente
do RBS nas fases 5, 6, 7 e 8
0
50
100
150
200
250
300
350
400
9 15 19 32 40 52 66 75 83 95 103 103 110 122 129 136 140
AVT (mg L
-1
)
Fase 5
Afluente efl. RBS
0
50
100
150
200
250
300
350
400
7 9 14 16 21 23 27 30 35 37 42 44 48 50
AVT (mg L
-1
)
Tempo de operação (dias)
Fase 7
0
50
100
150
200
250
300
350
400
3 8 10 15 17 22 24 31 36 38 43 45
AVT (mg L
-1
)
Fase 6
0
50
100
150
200
250
300
350
400
5 12 14 19 21 26 28 33 35 40 42 47
AVT (mg L
-1
)
Tempo de operação (dias)
Fase 8
129
4.6. Sólidos Totais (ST) e Sólidos Voláteis (SV) da manta do lodo
Nas Tabelas 14, 15 e 16 estão apresentados os valores médios das
concentrações de sólidos totais (ST) e sólidos voláteis (SV) do lodo, obtidos das
amostras retiradas nos pontos de coleta de 1 a 4 (pontos de amostragem
eqüidistantes, da região superior da manta, ponto 4, até a base do reator, ponto 1),
na manta dos reatores UASB (R1 e R2), nos pontos 1 ao 5, abrangendo até a altura
correspondente a região intermediária de lodo sedimentado do RBS aeróbio (da
bases até 34 cm abaixo da registro de descarte do efluente) e as taxas de
carregamento orgânico no lodo (TCL) durante os ensaios 1 ao 4 e fases 1 a 8,
respectivamente.
No R1, os valores de sólidos (ST e SV) de lodo diminuíram acentuadamente
da base para o topo da manta de lodo. Os valores de ST do lodo no ponto 1
variaram de 44051 a 76553 mg L
-1
, e de SV de 35168 a 62338 mg L
-1
. No ensaio 2
ocorreram os menores (p<0,05) do que nos ensaios 1 e 3. Os valores de ST e SV
variaram de 2622 a 6676 mg L
-1
e de 1924 a 5304 mg L
-1
no ponto 2, e de 2878 a
5337 mg L
-1
e de 1985 a 3467 mg L
-1
no ponto 4, sem diferenças significativas
(p>0,05) entre os ensaios. No ponto 3 os valores de ST variaram de 3531 a 4451 mg
L
-1
, sem diferenças significativas (p>0,05) entre os ensaios. Os valores SV foram de
3224, 2104, 2877 e 2560 mg L
-1
, com diferença significativa (p<0,05) entre o menor
valor no ensaio 2 e do ensaio 1.
As porcentagens médias de SV do lodo da manta do R1 variaram de 78 a
82%, de 79 a 72%, de 60 a 72% e de 69 a 75% do teor de ST nos pontos 1, 2, 3 e 4,
respectivamente, nos ensaios 1 a 4.
Conforme também foi observado por OLIVEIRA & FORESTI (2004) estes
valores evidenciam a predominância de matéria orgânica no lodo anaeróbio e,
conseqüentemente, pela sua granulação, com alta participação de microrganismos
(bactérias e arquéias) e pequena de minerais. O teor de cinzas tende a aumentar ao
longo do tempo da operação em virtude da precipitação e adsorção de minerais,
atingindo valores próximos a 50% do ST.
A taxa de carregamento orgânico no lodo (TCL) no R1 variou de 0,84 a 3,72 g
DQO (g SV d)
-1
.e diferiu significativamente (p<0,01) entre os ensaios.
No R2 os valores médios de ST e SV, como no R2, diminuíram da base para
o topo da manta de lodo, contudo de forma menos acentuada do que no R1,
130
principalmente no ensaio 4. Os valores de ST no ponto 1 variaram de 57775 a 78732
mg L
-1
, e de SV de 25126 a 62148 mg L
-1
, e no ensaio 3 ocorreram valores de ST e
SV maiores (p<0,05) do que nos ensaios 1 e 4. No ponto 2, os valores de ST e de
SV variaram de 8157 a 27085 mg L
-1
e de 4898 a 18644 mg L
-1
, respectivamente, e
diferiram significativamente (p<0,05). No ensaio 2 ocorreram menores (p<0,05)
valores de ST e SV do que no ensaio 4. No ponto 3 os valores de ST e SV de 11263
e 9619 mg L
-1
no ensaio 4 foram significativamente maiores (p<0,05) do que nos
demais ensaios, e nos quais variaram de 4237 a 5387 mg L
-1
e de 4295 a 2842 mg
L
-1
, respectivamente. No ponto 4, os valores de ST e SV foram de 3817, 2580, 4327
e de 5334 mg L
-1
, e de 2677, 1941, 3398 e 3818 mg L
-1
, respectivamente, nos
ensaios 1, 2, 3 e 4. No ensaio 4, ocorreram valores maiores de ST do que no ensaio
2. Essa melhor distribuição de lodo no R2, resultando em baixa TCL, no ensaio 4,
também contribuiu para o melhor desempenho dos reatores R1, R2 e R1 +R2 em
relação ao ensaio 2.
A TCL no R2 variou de 0,74 a 2,72 g DQO (g SV d)
-1
e o ensaio 2, com maior
valor (2,72 g DQO (g SV d)
-1
diferiu significativamente (p<0,01) dos demais ensaios,
em virtude dos arrastes de sólidos suspensos da manta, provocadas pelas maiores
velocidade ascencional do líquido e produção de biogás, os quais comprometeram
as eficiências de remoção de DQO e sólidos suspensos.
TABELA 14. Valores médios de sólidos totais (ST) e voláteis (SV) e os respectivos
coeficientes de variação (cv), do lodo da manta do reator UASB (R1)
durante os ensaios 1, 2, 3 e 4.
Ponto 1 Ponto 2 Ponto 3 Ponto 4
ST SV ST SV ST SV ST SV
TCL
Ensaios
mg L
-1
1 76553a 62338a
5757a 4453a
4451a
3224a
4606a
3467a
0,84b
2 44052b 35168b
2622a 1924a
3531a
2104b
2879a
1985a
3,72a
3 68711a 56603a
6676a 5304a
4039a
2877ab
5337a
3274a
1,93ab
4 65163ab
51123ab
3975a 2876a
3848a
2560ab
3355a
2424a
3,20ab
CV (%)
36,9 36,1 121,1 143,5 53,4 42,5 89,6 73,7 100,4
Teste F 5,9* 6,6** 1,8 ns 1,5 ns 0,5,ns 2,7* 1,9 ns 1,9ns 4,2**
Letras minúsculas diferentes na mesma coluna diferem pelo teste de Tukey a 5%; ** p<0,01 (Significativo a 1%
de probabilidade); *: p<0,05 (Significativo a 5% de probabilidade); ns: p>0,05 (não significativo no nível de 5% de
probabilidade).
TCL: g DQO (g SV d)
-1
131
As porcentagens médias de SV do lodo da manta do R2 variaram de 43 a
66%, de 60 a 83%, de 59 a 85% e de 70 a 79% do teor de ST nos pontos 1, 2, 3 e 4,
respectivamente, nos ensaios 1 a 4.
TABELA 15. Valores médios de sólidos totais (ST) e voláteis (SV), e os respectivos
coeficientes de variação (cv), do lodo da manta do reator UASB (R2)
durante os ensaios 1, 2, 3 e 4.
Ponto 1 Ponto 2 Ponto 3 Ponto 4
ST SV ST SV ST SV ST SV
TCL
(a)
Ensaios
mg L
-1
1 57775b
25126b
14833ab
12283ab
4237b
2963b
3817ab
2677a
1,22b
2 69958ab
41963ab
8157b 4898b 4809b 2842b
2580b
1941a
2,72a
3 78732a 50148a
16727ab
12244ab
5387b 4295b
4327ab
3398a
1,22b
4 59664b 39249b
27085a
18644a
11263a
9619a
5334a
3818a
0,74b
CV (%)
31,3 41,9 102,8 65,8 70,7 71,2 64,7 68,6 68,8
Teste F 4,1** 6,4** 3,2* 8,4* 7,9* 12,7** 3,0* 2,6 ns 11,9**
Letras minúsculas diferentes na mesma coluna diferem pelo teste de Tukey a 5%; ** p<0,01 (Significativo a 1%
de probabilidade); *: p<0,05 (Significativo a 5% de probabilidade); ns: p>0,05 (não significativo no nível de 5% de
probabilidade).
TCL: g DQO (g SV d)
-1
CHERNICHARO (1997) citou a recomendação de que a TCL durante a partida
de um reator anaeróbio deve ser da ordem de 0,05 a 0,15 g DQO (g SVT d)
-1
,
dependendo do tipo de efluente a ser tratado. Estas cargas devem ser aumentadas,
gradativamente, em função da eficiência do sistema de tratamento. A TCL, durante o
regime permanente, pode atingir, de acordo com o afluente a ser tratado, valores em
torno de 2,0 g DQO (g SVT d)
-1
. Resultados obtidos durante a partida de um reator
UASB, tratando esgoto sanitário doméstico, indicaram que a aplicação da TCL da
ordem 0,30 g DQO (g SVT d)
-1
não prejudicaram a estabilidade do processo em
termos de pH e ácidos graxos voláteis.
Hurshoff-Pol et al. (1983
)
apud OLIVEIRA (2001), num experimento para
verificar o efeito da TCL na granulação do lodo de reatores UASB, observaram que
se formaram grânulos com TCL acima de 0,6 g DQO (g SVT d)
-1
, ao passo que, com
0,3 g DQO (g SVT d)
-1
ocorreram entumescimento e arraste de lodo.
Neste trabalho, nos reatores R1 e R2 com os maiores valores da TCL, no
ensaio 2, foi observado as menores eficiências de remoção de DQO e sólidos
132
suspensos.
No RBS os valores de sólidos (ST e SV) diminuíram de maneira gradativa da
base para o topo da região do lodo sedimentado, indicando boas características e
massa suficiente para atender a DQO e N afluente, resultando em baixos TCL
(Tabela 16). Os valores médios de ST e de SV no ponto 1, variaram de 15211 a
48787 mg L
-1
e de 4634 a 36103 mg L
-1
, respectivamente, e diferiram
significativamente (p<0,01). Nas fases 1 e 5 ocorreram maiores valores de ST e SV
do que nas fases 6, 7 e 8.
TABELA 16. Valores médios de sólidos totais (ST) e voláteis (SV), e os respectivos
coeficientes de variação (cv), obtidos no lodo sedimentado do RBS
aeróbio durante as fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
Ponto 1 Ponto 2 Ponto 3 Ponto 4 Ponto 5
ST SV ST SV ST SV ST SV ST SV
TCL
Fases
mg L
-1
1 29707a 21297ab
18706a
13577a
19520a
10775a
14952a
10750a
10093a
6442a
0,14a
2 25650ab 16063ab
22846a
15355a
18078a
11280a
15766a
8425a
2655a
1827a
0,14a
3 41719ab 27156ab
20258a
13335a
14720a
10969a
10972a
7185a
10335a
5872a
0,29a
4 31458ab 23471ab
19087a
11712a
17173a
12497a
9482a
6822a
7952a
5754a
0,33a
5 48787a 36103a
27267a
19462a
18954a
16020a
14471a
11531a
7295a
5879a
0,26a
6 15211b 10052b
18145a
14259a
18476a
12869a
8535a
6520a
3886a
2933a
0,15a
7 25131ab 8550b 23827a
18041a
12440a
10236a
5215a
3643b
2231a
1495a
0,04a
8 15924b 4634b 20421a
14002a
14528a
10163a
9846a
6441a
2409a
1729a
0,22a
CV (%) 51,8
67,8 47,9 46,3 51,9 62,9 62,5 64,4 80,8 80,5 129,0
Teste
F
4,5** 5,1** 1,1 ns 1,5 ns 0,7 ns 0,8 ns 1,9 ns 2,2* 3,5** 3,0**
1,13
ns
Letras minúsculas diferentes na mesma coluna diferem pelo teste de Tukey a 5%; ** p<0,01 (Significativo a 1%
de probabilidade); *: p<0,05 (Significativo a 5% de probabilidade); ns: p>0,05 (não significativo no nível de 5% de
probabilidade).
TCL: g DQO (g SV d)
-1
Os valores de ST e SV variaram, respectivamente, de 18145 a 27267 mg L
-1
e
de 11712 a 19462 mg L
-1
no ponto 2; de 12440 a 19520 mg L
-1
e de 11236 a 16020
mg L
-1
no ponto 3; de 2231 a 10335 mg L
-1
e de 1495 a 6442 mg L
-1
no ponto 5, sem
diferenças significativas (p>0,05) entre as fases.
No ponto 4 os valores de ST variaram de 5215 a 15766 mg L
-1
e sem
133
diferenças significativas (p>0,05) entre as fases. Já para o SV, os valores variaram
de 3643 a 11561 mg L
-1
, e na fase 7 foi significativamente (p<0,05) menor do que
nas demais fases.
As porcentagens médias de SV do lodo da manta do RBS variaram de 29 a
75%, de 61 a 79%, de 55 a 85%, de 53 a 80% e de 57 a 81% do teor de ST nos
pontos 1, 2, 3, 4 e 5, respectivamente, das fases 1 a 8.
A TCL no RBS variou de 0,04 a 0,33 g DQO (g SV d)
-1
e não houve diferenças
significativamente (p<0,01) entre as fases.
METCALF & EDDY (2003) citaram que a COV, em tanques de aeração, de
processos de lodos ativados, podem variar de 0,3 até mais do que 3,0 kg DBO ou
DQO (m
3
d)
-1
.
4.7. Estimativa do balanço de massa nos reatores UASB em dois
estágios e no RBS.
Na Tabela 17 estão apresentados, para os reatores UASB R1 e R2 e conjunto
de reatores UASB (R1+R2) em dois estágios, nos ensaios 1, 2, 3 e 4, os valores
médios das produções diárias de lodo e de metano, a COV, as médias diárias da
DQO afluente, efluentes e removida, os valores das porcentagens de DQO total do
afluente e removida convertidas em metano e a relação entre a produção de DQO-
CH
4
e DQO dissolvida removida, denominada fator M por SAYED (1987) e o tempo
de retenção de sólidos (TRS). Na Tabela 19 estão apresentados as estimativas da
produção diária de lodo e o TRS no RBS, realizados de acordo com os
procedimentos adotados por METCALF & EDDY (2003).
Na Tabela 18 são apresentados os resultados médios de Y acumulado
obtidos durante a operação dos reatores UASB R1 e R2 e conjunto de reatores
UASB (R1+R2) em dois estágios nos ensaios 1, 2, 3 e 4, por meio do balanço de
massa da produção de metano e da DQO total removida, conforme descrito por
OLIVEIRA & FORESTI (2004).
Os valores médios de DQO total removida convertida em lodo no R1 variaram
na média de 3,4 a 10,0%, e para o conjunto de reatores (R1+ R2) de 4,7 a 16,0%.
Os maiores valores médios da DQO total removida convertida em lodo no R1 (ensaio
3), podem estar relacionadas as baixas conversões dos sólidos suspensos orgânicos
a CH
4
neste ensaio, e conseqüentemente acúmulo de matéria orgânica particulada
na forma de lodo no reator.
134
No R2, foram observados os maiores valores de DQO total removida
convertida em lodo, de 18,7 a 36,5%, em virtude da acumulação do lodo arrastado
com o efluente do R1. Portanto, estes resultados não refletem a formação de lodo no
R2, pois incluem parte do lodo formado no R1.
Observando-se os valores médios de conversão de DQO total removida em
lodo para o conjunto de reatores (R1+R2), os quais variaram de 4,7 a 16,0%, têm-se,
transformando, valores médios de 0,055 a 0,151 g SSV (g DQO removida )
-1
. Estes
valores de produção de lodo estão compreendidos na faixa das constantes teóricas
de mínima e máxima produção específica de lodo, resultantes do crescimento
biológico do lodo, de 0,03 mg SSV (mg DQO removida )
-1
, a 0,18 mg SSV (mg DQO
removida)
-1
, correspondendo as fermentações metanogênicas e acidogênicas,
respectivamente, conforme citado por VAN HAANDEL & LETTINGA (1994).
Os valores de DQO total removida convertida em CH
4
no R1, foram de 49,1;
38,8; 12,0 e 15,8 %, e para o conjunto de reatores (R1 +R2) foram de 47,2; 41,3;
11,7 e de 16,3%, nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente. Verificou-se que com o
aumento da COV, do ensaio 1 para o ensaio 2, houve decréscimo na conversão de
DQO total em CH
4
. Segundo OLIVEIRA & FORESTI (2004) o aumento do TDH e
temperaturas mais altas permitem maior solubilização da matéria orgânica suspensa
e, conseqüentemente, a conversar à metano.
No R2, os valores de DQO total removida convertida em CH
4
foram de 31,4,
9,6 e 30,1%, para os ensaios 1, 3 e 4, respectivamente. Do ensaio 1 para o 2, com o
aumento da COV de 5 para 15 g DQO
total
(L d)
-1
e diminuição do TDH de 11 para 6 h,
e, conseqüentemente, aumento da velocidade ascencional de 0,371 para 0,724 m h
-
1
, ocorreram valores negativos de DQO total removida convertida em CH
4
e em lodo,
em virtude do arraste intenso do lodo “leve” e fino da manta, em virtude de ainda não
ter sido adaptado as maiores velocidades do líquido.
VAN HAANDEL & LETTINGA (1994) citaram que, em virtude das perdas de
metano no efluente e para a atmosfera, a produção de metano medida é bem menor
que aquela prevista com base em considerações estequiométricas, atingindo na
prática valores de 20 a 50% da produção teórica de metano. Portanto, considerando-
se que as somatórias de DQO removida convertida em lodo e em metano dos
reatores UASB (R1+R2) foram de 55,3; 57,3: 24,5 e 21,0%; nos ensaios 1, 2, 3 e 4,
respectivamente, verifica-se que nos ensaios 3 e 4 houve outras perdas, como
conseqüência dos aumentos das concentrações de SST do afluente, da COV e a
135
TABELA 17. Estimativa das porcentagens da DQO total afluente e removida convertidas em metano (CH
4
) e da relação
entre a produção diária de (CH
4
) medida (expressa em g DQO-CH
4
. d
-1
), a DQO dissolvida removida e o
tempo de retenção de sólidos (TRS), a partir das médias diárias de DQO afluente, efluente, removida e
na forma de CH
4
do reator 1 (R1), reator 2 (R2) e do conjunto de reatores UASB (R1 + R2) em dois estágios..
a - unidade: (g DQO
total
(L d
)-1
b- cálculo: a partir da produção diária de CH
4
(L d
-1
) nas CNTP tem-se ((produção diária de CH
4
x16)/22,4)x4=(gDQO-CH
4
.d
-1
)
c- cálculo:SSV do efluente(g/d)/1,48
d- volume do reator (L)*SV do lodo (g L)/SSV
efluente
(g L)
(-) valores negativos
Reator
TDH COV
Prod.Diária Prod. Diária DQO
total
DQO
total
Relação TRS
DQO
total
DQO
diss
DQO
ss
DQO
total
DQO
diss
DQO
ss
DQO
total
DQO
diss
DQO
ss
CH4 lodo removida removida DQO-CH4 por
(b) © convertida convertida DQO dissolvida
(h) (a)
g.d
-1
g.d
-1
g.d
-1
g.d
-1
g.d
-1
g.d
-1
g.d
-1
g.d
-1
g.d
-1
g DQO-CH
4
.d
-1
g DQO-SV.d
-1
em lodo (%) em CH4 (%) removida (d)
28 11 5438,0 660,0 4778,0 1102,0 256,0 846,0 4336,0 404,0 3932,0 2129,2 294,3 6,8 49,1 5,3 16,7
14 19 9569,0 1882,0 7687,0 3524,0 823,0 2701,0 6045,0 1059,0 4986,0 2343,2 487,6 8,1 38,8 2,2 8,3
R1
28 18 9511,0 1073,0 8438,0 2789,0 508,0 2281,0 6722,0 565,0 6157,0 809,3 671,9 10,0 12,0 1,4 10,0
14 26 13148,0 1224,0 11924,0 1477,0 334,0 1143,0 11671,0 890,0 10781,0 1840,7 398,4 3,4 15,8 2,1 40,7
11 5 1102,0 256,0 846,0 578,0 146,0 432,0 524,0 110,0 414,0 164,5 98,1 18,7 31,4 1,5 9,3
6 15 3524,0 823,0 2701,0 3540,0 625,0 2915,0 _ 198,0 _ 147,5 475,7 _ _ 0,7 4,3
R2 11 12 2789,0 508,0 2281,0 1799,0 331,0 1468,0 990,0 177,0 813,0 95,0 315,1 31,8 9,6 0,5 10,2
6 7 1477,0 334,0 1143,0 1004,0 223,0 781,0 473,0 111,0 362,0 142,5 172,4 36,5 30,1 1,3 34,5
39 5438,0 660,0 4778,0 578,0 146,0 432,0 4860,0 514,0 4346,0 2293,7 392,4 8,1 47,2 4,5 26,0
20 9569,0 1882,0 7687,0 3540,0 625,0 2915,0 6029,0 1257,0 4772,0 2490,7 963,2 16,0 41,3 2,0 12,6
R1+R2
39 9511,0 1073,0 8438,0 1799,0 331,0 1468,0 7712,0 742,0 6970,0 904,3 987,0 12,8 11,7 1,2 20,2
20
13148,0
1224,0
11924,0
1004,0
223,0
781,0
12144,0
1001,0
11143,0
1983,2
570,8
4,7
16,3
2,0
75,2
Afluente Efluente Remoção
136
ocorrência de temperaturas em torno de 20ºC, a formação de escuma e flotação de
lodo na superfície do decantador e também da câmara de gás.
No ensaio 1, no R1, foram verificados valores de DQO total removida
convertida em CH
4
superiores aos obtidos por DUDA (2006), tratando águas
residuárias de suinocultura com SST de 10 g L
-1
em reatores RBSAn com COV de
12,7 g DQO
total
(L d)
-1
o qual foi de 18%. RAMIRES (2005), tratando águas
residuárias de suinocultura com SST de 5 a 13 g L
-1
, em reatores UASB com COV
de 5,5 e 34,4 g DQO
total
(L d)
-1
, obteve 46,6 e 21,4%.
Os valores de DQO total removida convertida em CH
4
obtidos por OLIVEIRA
(1997) variaram de 33,8 a 44,1%, para o reator UASB em um estágio tratando águas
residuárias de suinocultura com SST de 1,5 e 2,0 g L
-1
e COV de 5,72 a 6,07 kg
DDO
total
.(m
3
.d
-1
), e de 32,0 a 50,8% para o reator UASB com o afluente com 2,0 g L
-1
de SST e operando com COV de 7,42 a 8,03 kg DDO
total
.(m
3
.d)
-1
, com TDH de 12 h e
temperatura controlada de 25 a 30ºC.
PEREIRA (2003), com reatores UASB em dois estágios (R1+R2) tratando
águas residuárias de suinocultura com SST de 5,0 e 5,5 g L
-1
, obteve valores médios
de DQO total removida convertida em CH
4
na faixa de 33,3 a 44,6% com COV de
4,55 a 18,65 kg DDO
total
.m
3
.d
-1
para o primeiro reator (R1), para o segundo reator
(R2) foi de 27,7 a 35,8% com COV de 2,55 a 21,03 kg DDO
total
.m
3
.d
-1
, e para o
conjunto de reatores (R1 + R2) foi de 32,6 a 44,0%.
A relação DQO-CH
4
por DQO dissolvida removida foi de 5,3; 2,2; 1,4 e 2,1 no
R1, de 1,5; 0,7; 0,5 e 1,3 no R2, e de 4,5; 2,0; 1,2 e 2,0 no conjunto de reatores
UASB (R1+R2), nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente. Observou-se que do
ensaio 1 para o ensaio 2, com o aumento da COV, houve diminuição da relação
DQO-CH
4
por DQO dissolvida removida. No entanto, do ensaio 3 para o ensaio 4,
mesmo com aumento da COV de 18 para 28 g DQO
total
(L d)
-1
no R1, houve
aumento da relação DQO-CH
4
, o que pode ser atribuído as maiores taxas de
hidrólise ocorridas por conseqüência dos maiores TRS observados (Tabela 17).
O TRS foi de 16,7; 8,3; 10,0 e 40,7 d no R1, e de 9,3; 4,3; 10,2 e 34,5 d no
R2, e de 26,0; 12,6; 20,2 e 75,2 d no conjunto de reatores UASB (R1+R2) nos
ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente.
Com o aumento da COV no ensaio 2, houve diminuição do TRS no R1, R2 e
conjunto de reatores UASB (R1+R2). De acordo com NDON & DAGUE (1997), o
aumento da COV provoca a maior produção de microrganismos dispersos e
137
conseqüentemente decréscimo do TRS. Segundo ZHANG et al. (2007), o aumento
da COV diminui o TRS, em virtude do aumento de sólidos suspensos no reator, que
irão diminuir a sedimentação do lodo e conseqüentemente mais lodo será
descartado com o efluente.
O TRS mínimo para o processo metanogênico é de 10 dias com temperatura
de 35ºC (NDON & DAGUE, 1997). No R1, durante o ensaio 2, observou-se valor
abaixo do recomendado de 8,3 d. E no R2, foram observados nos ensaios 1 e 2,
valores de 9,3 e 4,3 d, os quais resultaram em menores valores de eficiência de
remoção de DQO e SST.
TABELA 18. Estimativas de balanço de massa nos reatores UASB R1 e R2 e no
conjunto de reatores UASB (R1+R2) em dois estágios, realizada de
acordo com os procedimentos adotados por OLIVEIRA (1997) com
base em SAYED (1987) e YANG & CHOU (1985).
(a)
- cálculo: a partir da produção diária de CH
4
(L d
-1
) nas CNTP tem-se :((produção diária de CH
4
x16)/22,4)x4=(g DQO-CH
4
.d
-1
)
b)
- denominado :DQO acumulada no reator na forma de lodo, segundo SAYED (1987) YANG & CHOU (1985).
( c)
- denominado : eficiência da remoção física, segundo YANG & CHOU (1985), obtida por meio do valor da DQO acumulada no reator
na forma de lodo dividido pelo valor da DQO total removida
d)
- denominado : fator de acumulação de lodo no reator ( Y acumulado) segundo SAYED (1987), obtido por meio dos valores da III (DQO
acumulada no reator na forma de lodo) divididos por 1,48 g DQO (g.SSV)
-1
e em seguida divididos pela DQO total removida.
Os valores de TRS obtidos neste trabalho foram inferiores aos encontrados
Reator TDH COV
DQO
total
Produção diária I-II (III/I)x100
removida (I)
de CH
4
medida (II)
(a)
(III)
(b)
(c)
(h)
(g DQO
total
(L d)
-1
(g.d
-1
)
(g DQO-CH
4
.d
-1
) (g DQO
total
d
-1
)
(%)
28 11
4336,0 2129,2 2206,8 50,9
0,34
14 19
6045,0 2343,2 3701,8 61,2
0,41
R1
28 18
6722,0 809,3 5912,7 88,0
0,59
14 26
11671,0 1840,7 9830,3 84,2
0,57
11 5
524,0 164,5 359,5 68,6
0,46
6 15
_ 147,5 _ _
_
R2
11 12
990,0 95,0 895,0 90,4
0,61
6 7
473,0 142,5 330,5 69,9
0,47
39
4379,0 2290,9 2088,1 47,7
0,32
20
6934,0 2470,7 4463,3 64,4
0,43
R1+R2
39
4162,0 1020,5 3141,5 75,5
0,51
20
17073,9 1887,0 15186,9 88,9
0,60
(III/1,48)/I
(d)
(gSSV(gDQO total removida)
-1
)
138
por RAMIRES (2005), que observou valores de TRS de 26 a 90 d para COV de 13 a
5 g DQO
total
(L d)
-1
, respectivamente.
Adotando-se os procedimentos semelhantes a Yang & Chou (1985) apud
OLIVEIRA & FORESTI (2004), estimaram-se os valores de acumulação de lodo no
reator, denominado Y acumulado, e da eficiência de remoção física (Tabela 18).
As estimativas de acumulação de lodo (Y acumulado) foram obtidas a partir
da DQO de lodo acumulado no reator, o qual foi a diferença entre a DQO total
removida e a produção de metano (DQO-CH
4
) dividido pelo valor de DQO total
removida. Com este procedimento Sayed (1985) apud OLIVEIRA & FORESTI (2004)
não considerou as possíveis perdas de gás, conseqüentemente incorporando no Y
acumulado.
Os valores médios das eficiências de remoção física no R1 foram de 51, 61,
88 e 84% para COV de 11, 19, 18 e 26 g DQO
total
(L d)
-1
. No R2 foram de 69, 90 e
70%, e que no ensaio 2 ocorreu valor negativo em virtude dos maiores valores de
COV e da velocidade ascencional aplicado neste ensaio, que provocaram perda de
sólidos com o efluente.
OLIVEIRA (1997), com reatores UASB em um estágio, encontrou valores de
eficiência de remoção física de 49 a 68% com COV variando de 5,72 a 8,03 kg
DQO
total
(m
3
d)
-1
. Estes valores foram similares aos obtidos neste experimento no
R1, durante os ensaios 1 e 2. .
PEREIRA (2003), com reatores UASB em dois estágios (R1 +R2), encontrou
valores de eficiência de remoção física variando de 56 a 67%, com COV de 4,55 a
18,65 kg DQO
total
(m
3
d)
-1
no primeiro reator (R1). Neste experimento, os valores
obtidos para o conjunto de reatores (R1 +R2) foram de 48 e 64%, com COV de 11 e
19 g DQO
total
(L d)
-1
no R1, nos ensaios 1 e 2, respectivamente, e nos ensaios 3 e 4
com COV de 18 a 26 g DQO
total
(L d)
-1
, os valores encontrados foram superiores (75
e 89%, respectivamente) aos encontrados por PEREIRA (2003)
OLIVEIRA & FORESTI (2004) observaram valores decrescente de remoção
física de 62 a 49% em reator UASB tratando águas residuarias de suinocultura, com
o aumento da temperatura, o que atribuíram a melhoria das condições de hidrólise e
metanogênese, diminuindo a remoção física nos reatores e, conseqüentemente, a
acumulação de lodo. Outro aspecto que fica evidente, é a relação direta da remoção
física com a concentração de SST do afluente, não só pela intercepção e
entrelaçamento dos sólidos suspensos na manta de lodo, como também pela
139
redução da atividade da microbiota do lodo diminuindo a conversão dos sólidos
suspensos orgânicos biodegradáveis a metano, o que foi acentuado nos ensaios 3 e
4 com a diminuição da temperatura para valores em torno de 20ºC coincidindo com
o aumento da COV.
DUDA (2006), operando RBSAn para o tratamento de águas residuárias de
suinocultura com SST de 10 g L
-1
, obteve valores de remoção física de 45 a 82%
com COV de 4,4 a 12,7 g DQO
total
(L d)
-1
Os valores de Y acumulado no R1, foram crescentes do ensaio 1 ao 3 com
valores médios de 0,34; 0,41 e 0,59 g SSV (g DQO
tota
removida)
-1
e no conjunto de
reatores UASB em dois estágios (R1 + R2) de 0,32; 0,43; 0,51 e 0,60 g SSV (g
DQO
tota
removida)
-1
nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente.
OLIVEIRA & FORESTI (2004) obtiveram valores de Y acumulado de 0,38 a
0,49 g SSV (g DQO
total
removida)
-1
para COV de 0,38 a 1,95 g DQO
total
(L d)
-1
.
RAMIRES (2005) obteve valores de Y acumulado de 0,36 a 0,52 g SSV (g DQO
total
removida)
-1
para COV de 5,5 a 34, 4 g DQO
total
(L d)
-1
.
O TRS no RBS foi de 241, 332, 247, 45, 90, 210, 483 2 225 d nas fases 1, 2,
3, 4, 5, 6, 7 e 8, respectivamente. Comparando a fase 4, de menor TRS (45 d) com a
fase 7, de maior TRS (483 d), não houve diferenças significativas (p>0,05) nas
eficiências de remoção de SST (90 e 93% - Tabela 10), da DQO total (80 e 79% -
Tabela 8) de P-total (53 e 28%-Tabela 24) e do N-am. (91 e 87% -Tabela 22),
respectivamente. Para a eficiência de remoção de NTK (Tabela 22) a fase 4 diferiu
significativamente (p<0,01), com o menor valor (79%) da fase 7 que apresentou
maior valor (89%).
TABELA 19. Estimativas da produção diária de lodo e do tempo de retenção de
sólidos (TRS) no RBS, realizados de acordo com os procedimentos
adotados por METCALF & EDDY (2003).
Fases Massa de SV do lodo SSV
efluente
SV TRS
(g) (g/d) (g/L) (d)
1 1844 7,65 8,78 241
2 1256 3,78 5,95 332
3 1222 4,95 5,82 247
4 1289 28,8 6,14 45
5 1107 12,2 5,27 90
6 909 4,3 4,33 210
7 739 1,5 3,52 483
8 810 3,6 3,86 225
140
4.8. Macronutrientes e micronutrientes
4.8.1. Nitrogênio
4.8.1.1. Reatores UASB (R1 e R2)
Na Tabela 20 estão apresentados os valores médios e os coeficientes de
variação (CV) das concentrações de nitrogênio total Kjeldahl (NTK), nitrogênio
amoniacal (N-am.) e nitrogênio orgânico (N-org.) no afluente e efluentes e das
eficiências de remoção de NTK e N-org. obtidos durante a operação do sistema de
tratamento anaeróbio em dois estágios com os reatores UASB (R1 e R2), nos
ensaios 1, 2, 3 e 4. Na Figura 25, estão apresentados, em cada amostragem os
valores de NTK .
As concentrações médias de NTK no afluente foram de 681; 526; 910 e 517
mg L
-1
para os ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente. No ensaio 3 a média foi
significativamente maior (p<0,01) do que nos demais ensaios.
Segundo CHERNICHARO (2007), são necessários valores mínimos de
relação DQO:N de 200:1 e 70:1 para a biomassa com baixo e alto coeficiente de
produção celular, respectivamente. Nesse experimento, as relações DQO:N para os
ensaios 1, 2, 3 e 4 foram, respectivamente, de 18:1; 21:1; 24:1 e 29:1, indicando que
não houve deficiência de N para os microrganismos.
ABREU NETO (2007), observou concentrações de NTK variando de 602 a
1157 mg L
-1
em águas residuárias de suinocultura com DQO total variando de 21123
a 28770 mg L
-1
. RAMIRES (2005) observou concentrações de NTK variando de 477
a 1588 mg L
-1
em águas residuárias de suinocultura com DQO total variando de
8390 a 26025 mg L
-1
. COSTA & MEDRI (2002) observaram concentrações de NTK
de 1825 mg L
-1
em águas residuárias de suinocultura com DQO total de 15153 mg L
-
1
.
As concentrações médias de NTK no efluente do R1 foram de 267; 347; 414 e
265 mg L
-1
nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente, e acompanhando a variação do
afluente, no ensaio 3 foi significativamente maior (p<0,01) do que nos demais
ensaios.
Houve diferença significativa (p<0,01) entre os valores médios das eficiências
de remoção de NTK, os quais variaram de 33 a 58% no R1, nos ensaios 1 a 4.
Observa-se que maiores eficiências de remoção ocorreram nos ensaios 1 e 3,
141
quando o reator foi operado com TDH de 28h.
No R2, os valores médios das eficiências de remoção de NTK variaram de 7 a
20%, nos ensaios 1 a 4, e nos ensaios 2 e 3 foram significativamente menores.
Observam-se baixas eficiências de remoção de NTK, em virtude de arraste de
sólidos suspensos da manta de lodo.
TABELA 20. Valores médios e coeficientes de variação (cv) das concentrações de
nitrogênio total Kjeldahl (NTK), nitrogênio amoniacal (N-am.), nitrogênio
orgânico (N-org) no afluente e efluentes, e das eficiências de remoção
(E), obtidos durante a operação do sistema de tratamento anaeróbio
com os reatores UASB (R1 e R2) e no conjunto de reatores em dois
estágios (R1+R2) nos ensaios 1, 2, 3 e 4.
Ensaios
Parâmetros
1 2 3 4
CV
(%)
Teste
F
Afluente 681 b 526 b 910 a 517 b 42,4 15,1**
R1 267 c 347 b 414 a 265 c 31,6 16,4**
NTK (mg L
-1
)
R2 219 c 357 b 432 a 205 c 37,9 26,9**
Afluente 152 b 155 b 208 a 189 ab 40,4 5,1**
R1 175 b 204 ab 242 a 194 b 35,9 7,6**
N-am. (mg L
-1
)
R2 180 b 205 b 255 a 161 b 34,6 13,4**
Afluente 529 ab 372 b 702 a 328 b 53,9 13,4**
R1 92 b 142 ab 172 a 71 b 59,2 8,5**
N-org. (mg L
-1
)
R2 39 b 152a 177a 44 b 93,2 11,9**
E (%)
R1 58 a 33 b 49 a 43 ab 41,2 8,8**
R2 17 a 7 b 7 b 20 a 106,5
10,4**
NTK
R1 + R2 65 a 31 c 46 b 55 ab 41,9 15,1**
R1 78 a 61 b 70 ab 64 ab 29,9 3,6*
R2 44 a 19 b 21 b 45 a 91,5 9,1**
N-org
R1 + R2 88 a 59 b 68 b 85 a 31,0 10,6**
Letras minúsculas diferentes na mesma linha diferem pelo teste de Tukey a 5%; ** p<0,01 (Significativo a 1% de
probabilidade); *: p<0,05 (Significativo a 5% de probabilidade); ns: p>0,05 (não significativo no nível de 5% de
probabilidade).
No conjunto de reatores UASB em dois estágios (R1 + R2), os valores médios
das eficiências de remoção de NTK foram de 65, 31, 46 e 55%, nos ensaios 1, 2, 3 e
4, respectivamente. No o ensaio 1, a média foi significativamente maior (p<0,01) do
142
que nos ensaios 2 e 3, indicando que o maior TDH e menor COV no ensaio 1,
favoreceram a retenção de N-org. na manta de lodo, aumentando a remoção de N. A
menor (p<0,05) remoção ocorreu no ensaio 2, quando o arraste de sólidos
suspensos foi intensa com a adaptação do lodo.
Os valores médios no afluente foram de 152; 155; 208 e 189 mg L
-1
, e houve
diferenças significativas (p<0,01) entre os ensaios. Os menores valores nos ensaios
1 e 2 diferiram significativamente (p<0,05) dos observados no ensaio 3.
No efluente do R1, os valores de N-am. foram 175; 204; 242 e 194 mg L
-1
, e
no efluente do R2 de 180; 205; 255 e 161 mg L
-1
nos ensaios 1, 2, 3 e 4,
respectivamente com diferenças significativas (p<0,01) entre os ensaios, mantendo
a maior (p<0,05) concentração no ensaio 3, como no afluente.
Os valores médios do N-org. no afluente variaram de 327 a 702 mg L
-1
, com
diferença significativa (p<0,01) entre os ensaios. Para o efluente do R1, os valores
médios foram 92; 142; 172 e 172 mg L
-1
para os ensaios 1, 2, 3 e 4,
respectivamente, e com diferença significativa (p<0,01) entre os ensaios. No efluente
do R2, os valores médios do N-org. foram 39; 152; 177 e 44 mg L
-1
, e nos ensaios 2
e 3, foram significativamente (p<0,01) maiores do que nos demais ensaios.
As eficiências de remoção do N-org. foram maiores no R1 e variaram de 61 a
78%, com diferenças significativas (p<0,05) entre os ensaios. No R2, assim como
ocorreu para o NTK, os valores médios de N-org. foram significativamente (p<0,01)
menores nos ensaios 2 e 3, com eficiências de remoção de 19 e 21%,
respectivamente.
No conjunto de reatores UASB em dois estágios (R1 + R2), os valores médios
das eficiências de remoção de N-org. foram de 88, 59, 68 e 85%, nos ensaios 1, 2, 3
e 4, respectivamente, com os maiores (p<0,05) valores nos ensaios 1 e 4, de
maneira similar ao que ocorreu com os SSV confirmando a predominância do N-org.
na forma suspensa e a sua remoção por hidrólise e amonificação e também
retenção e/ou imobilização no lodo.
DUDA (2006), utilizando dois reatores em batelada seqüencial anaeróbios
(RBSAn), em série, para o tratamento de águas residuárias de suinocultura com
DQO de 19119 e SST de 9800 mg L
-1
e NTK de 905 mg L
-1
, aplicou COV de 12,75 g
DQO
total
(L d
-1
) e observou valores médios das eficiências de remoção de NTK e de
N-org de 31% e de 59% no primeiro reator, respectivamente.
143
RAMIRES (2005) obteve eficiências de remoção de NTK e N-org. de 28 a
41% e de 65 a 69%, respectivamente, aplicando TDH de 18 h e 36 h em reator
UASB tratando águas residuárias de suinocultura, com DQO total e SST variando de
8390 a 26025 mg L
-1
e de 4940 a 12860 mg L
-1
e NTK com valor médio de 546 mg L
-
1
, respectivamente. PEREIRA (2003) avaliou dois reatores UASB de bancada com
volumes de 39,0 e 10,5 L, instalados em série, alimentados com águas residuárias
de suinocultura com concentração de SST de 5000 mg L
-1
e DQO em torno de
12000 mg L
-1
e NTK variando de 443 a 491 mg L
-1
, com TDH de 62 a 16 h no R1 e
16 a 4 h no R2. Obteve eficiências médias de remoção de NTK e N-org., de 17 a
22% e 76 a 88%, respectivamente, e do P-total de 48 a 62% para o sistema de
tratamento anaeróbio em dois estágios.
ABREU NETO & OLIVEIRA (2008) avaliaram o desempenho do ABR e
UASB, instalados em série, tratando águas residuárias de suinocultura com
concentrações médias de SST variando de 4591 a 13001 mg L
-1
, DQO total de
13350 a 28770 mg L
-1
e NTK variando de 602 a 1156 mg L
-1
, obtiveram eficiências
médias de remoção de NTK, N-org e P-total, de 51 a 71%; de 76 a 94% e de 39 a
61%, respectivamente.
Neste trabalho as eficiências de remoção de NTK e de N-org. no conjunto de
reatores UASB (R1+R2) foram semelhantes aos observados pelos autores citados, o
que evidencia a importância da utilização de reatores anaeróbios em dois estágios
no tratamento de águas residuárias de suinocultura.
4.8.1.2. RBS e sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS)
Na Tabela 21 estão apresentados os valores médios e os coeficientes de
variação (CV) das concentrações de nitrogênio total Kjeldahl (NTK), nitrogênio
amoniacal (N-am.), nitrogênio orgânico (N-org.), nitrito (N-NO
2
-
), nitrato (N-NO
3
-
),
nitrogênio total (NT) e oxigênio dissolvido (O
2
) no afluente e efluente do RBS. Na
Tabela 22 estão as eficiências de remoção de NTK, N-am, N-org. e N-total, obtidos
durante a operação do RBS e do sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS)
nas fases 1 a 8. Os valores de NTK em cada amostragem estão apresentados nas
Figuras 26 (a e b).
Os valores das concentrações médias de NTK no afluente do RBS variaram
de 189 a 479 mg L
-1
, com diferenças significativas (p<0,01) e os maiores (p<0,05)
144
valores foram observados nas fases 1 e 4. Os valores do N-org. no afluente do RBS
variaram de 44 a 222 mg L
-1
, com diferenças significativas (p<0,01) entre as fases.
No efluente do RBS, os valores de NTK diminuiram para 94, 23, 115, 110, 95,
40, 55 e 50 mg L
-1
, resultando em eficiências de remoção do NTK de 80, 89, 64, 69,
70, 86, 80 e 77%, nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, respectivamente, com diferenças
significativas (p<0,01) entre as fases.
Para o sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS), os valores médios
de eficiência de remoção de NTK e N-org. variaram de 76 a 97% e de 69 e 97%,
respectivamente, e com diferenças significativas (p<0,01) entre as fases, com o
maior (p<0,05) na fase 2.
Para o N-am., os valores médios no afluente do RBS foram de 257, 142, 201,
209, 252, 203, 146 e 180 mg L
-1
nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, respectivamente
No efluente do RBS os valores médios de N-am. decresceram para 16, 6, 7,
12, 26, 17, 22 e 22 mg L
-1
nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, respectivamente, e com
diferenças significativas (p<0,01) entre as fases, com o maior (p<0,05) valor na fase
2 diferente do menor valor na fase 4. Nas fases 2 e 3 os valores foram menores
(p<0,05) do que na fase 5.
Com exceção das fases 5, 7 e 8, as concentrações médias de N-am. foram
abaixo de 20 mg L
-1
, atendendo ao padrão de lançamento de efluentes, de 20 mg L
-
1
, contido na Resolução 357 do Conselho Nacional de Meio Ambiente (CONAMA)
(BRASIL, 2005). Mesmo das fases 5, 7 e 8, os valores médios não diferiram
significativamente (p>0,05) dos menores valores de 20 mg L
-1
de N-am.
As eficiências médias de remoção de N-am. no RBS variaram de 82 a 96 %.
Observou-se que no RBS, mesmo com COV de 3,6 g DQO
total
(L d)
-1
, a eficiência de
remoção permaneceu acima de 90% (fase 4). No sistema de tratamento combinado
(R1+R2+RBS), as eficiências de remoção de N-am. foram de 92, 94, 95, 91, 87, 90,
87 e 89%, nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, respectivamente, e não houve diferença
significativa (p>0,05).
As concentrações médias de NT no efluente do RBS variaram de 74 a 149 mg
L
-1
, valores médios inferiores aos do afluente, os quais variaram de 189 a 478 mg L
-1
(NTK). As eficiências médias de remoção de NT no RBS variaram de 41 a 71%.
Observou-se que, quando o RBS foi operado com o menor valor de COV aplicado
(0,4 g DQO
total
(L d)
-1
), na fase 7, ocorreu a menor (p<0,05) eficiência de remoção de
145
TABELA 21. Valores médios e coeficientes de variação (cv) das concentrações (em mg L
-1
) de nitrogênio total Kjeldahl (NTK),
nitrogênio amoniacal (N-am.), nitrogênio orgânico (N-org.), nitrogênio total (NT), nitrito (N-NO
2
-
), nitrato (N-NO
3
-
) e
oxigênio dissolvido (OD) no afluente e efluente durante a operação do reator em batelada seqüencial (RBS) aeróbio,
nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
Parâmetros (mg L
-1
)
Fases
TDH
(h)
Temp.
(
o
C)
COV
(g DQO
total
(L d
-1
))
NTK N-org
N-am. N-NO
2
-
N-NO
3
-
NT OD
RBS
afluente efluente
afluente
efluente
afluente efluente
Efluente (RBS)
1 56 21,1 b 1,3 b
479 a 94 abc 222 a 79 ab
257 a 16 ab
11 a
44 a 149 a 2,6 ab
2 28 23,1 ab 1,2 b
189 d 23 d 47 b 16 c
142 b 6 b
6 a
45 a 74 b 2,4 ab
3 56 25,3 a 1,9 b
340 bc 115 a 139 ab 108 a
201 ab 7 b
5 a
25 b 145 a 2,0 bc
4 28 24,4 ab 3,6 a
379 ab 110 a 170 ab 98 a
209 ab 12 ab
7 a
33 ab 148 a 1,8 bc
5 56 22,0 b 1,4 b
361 b 95 ab 109 b 69 abc
252 a 26 a
6 a
42 a 143 a 1,5 c
6 28 23,8 ab 1,0 b
247 bcd 35 d 44 b 18 c
203 ab 17 ab
4 a
33 ab 72 b 2,5 ab
7 56 19,7 c 0,4 b
192d 51 bcd 46 b 29 bc
146 b 22 ab
7 a
44 a 99 ab 3,0 ab
8 28 22,3 b 1,2 b
219 d 50bcd 39b 28 bc
180 ab 22 ab
6 a
48 a 104ab 3,6a
cv (%) 12,7 89,9 36,7 71,2 92,6 86,5
34,3 80,8
127,0
32,5 48,6 49,3
Teste F 7,8** 4,9**
14,4** 5,5** 8,1** 6,7**
5,6** 5,1**
1,6 ns
6,0** 4,7** 5,2**
Letras minúsculas diferentes na mesma coluna diferem pelo teste de Tukey a 5%; ** p<0,01 (Significativo a 1% de probabilidade); *: p<0,05 (Significativo a 5% de
probabilidade); ns: p>0,05 (não significativo no nível de 5% de probabilidade).
146
NT (41%) do que nos ensaios 1 e 6, quando a COV foi maior (1,3 e 1,0 g DQO
total
(L
d)
-1
, respectivamente).
No sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS), as eficiências de
remoção de NT foram de 79, 89, 73, 68, 84, 87, 79 e 75%, respectivamente, nas
fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, com diferenças significativas (p<0,01) entre as fases. Na
fase 4, a média de remoção de NT foi significativamente menor (p<0,05) do que as
médias das fases 1, 2, 5 e 6.
TABELA 22. Valores médios e coeficientes de variação (cv) das eficiências de
remoção (E) de nitrogênio total Kjeldahl (NTK), nitrogênio amoniacal
(N-am.), nitrogênio orgânico (N-org.), nitrogênio total (NT) no reator
em batelada seqüencial (RBS) aeróbio e no sistema de tratamento
combinado (R1+R2+RBS) nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
Letras minúsculas diferentes na mesma coluna diferem pelo teste de Tukey a 5%; ** p<0,01 (Significativo a 1%
de probabilidade); *: p<0,05 (Significativo a 5% de probabilidade); ns: p>0,05 (não significativo no nível de 5% de
probabilidade).
E (%)
NTK N-org.) N-am. NT
Fases
RBS sistema
RBS sistema
RBS
sistem
a
RBS sistema
1 80 ab 87b c 62 a 83 a 94 ac 92 a 67 a 79 ab
2 89 a 97 a 70 a 97 a 96 a 94 a 62 ab
89 a
3 64 c 79 ce 20 b 72 bc 96 a 95 a 55 ab
73 bc
4 69 bc 76 e 36 ab 69 c 94 ab 91 a 58 ab
68 c
5 70 bc 89 ab 45 ab 89 a 89 bd 87 a 58 ab
84 a
6 86 ab 93 ab 49 ab 90 a 92 abc
90 a 71 a 87 a
7 80 bc 89 ab 37 ab 91 a 82 e 87 a 41 b 79 abc
8 77 abc
88 abc
30ab 80abc 88 de 89 a 51 ab
75 abc
cv (%) 19,5 10,0 75,6 18,6 6,3 8,3 28,9 13,2
Teste F
5,3** 8,8** 3,9** 6,3** 11,4** 2,2ns
4,8** 6,6**
147
Com base nesses resultados, pode-se inferir que houve atividade nitrificante e
desnitrificante durante as fases de operação do RBS, confirmadas pela redução
acentuada nos valores de NTK, N-am. e NT.
A relação NTK:DQO tem sido considerado de interesse para a análise de
sistemas de lodos ativados, por estar relacionado com a ocorrência do processo de
nitrificação. No esgoto sanitário, a relação NTK:DQO varia na faixa de 0,05 a 0,12
mg N (mg DQO)
-1
, dependendo dos hábitos sócio-econômicos da população
contribuinte e do pré-tratamento dado ao esgoto (TORRES, 2000). De acordo com
VAN HAANDEL & LETTINGA (1994), quando esta relação é maior que 0,15 a 0,20;
o processo de nitrificação pode ser comprometido. No RBS estudado encontraram-
se, em todos os ciclos, com exceção a fase 2 e 5, valores superiores (0,18; 0,10;
0,29; 0,24; 0,15; 0,24; 0,33 e 0,23) aos limites recomendados para a nitrificação no
tratamento de esgoto doméstico. Entretanto, observaram-se valores de eficiência de
remoção de NTK acima de 64% no RBS e acima de 76% no sistema de tratamento
combinado (R1+R2+RBS)
Segundo Carvalho et al. (2000) apud LIMA (2006), a relação NTK:DQO é uma
variável importante em sistemas de tratamento, nos quais ocorre o crescimento
simultâneo das colônias nitrificantes e heterotróficas, e conseqüentemente há
competição pelo O
2
. Uma alta relação DQO:NTK favorece o crescimento das
heterotróficas, em virtude da sua maior taxa de crescimento específica quando
comparada com as nitrificantes.
YANG & WANG (1999) operaram unidade de aeração intermitente com 4
ciclos, com tempos de aeração: não aeração de 4:2 h e 3:3 h (com descarte ao final
do dia e alimentação em cada início de aeração), aplicando COV de 1,28 e 1,09 g
DQO (L d)
-1
com o afluente (águas residuárias de suinocultura provenientes de
reator anaeróbio) com concentração de DQO de 4,10 e 3,47 g L
-1
, SST de 3,35 e
2,07 g L
-1
e NTK de 0,79 e 0,82 g L
-1
, respectivamente. As eficiências de remoção de
NT foram de 89 e 92 %, respectivamente.
BERNET et al. (2000) estudaram o tratamento de águas residuárias de
suinocultura com a combinação de dois reatores (RBS), em série. O RBS anaeróbio
foi alimentado com o afluente com COV de 4,8 g DQO (L d)
-1
, de SST variando de
148
2,84 a 18,00 g L
-1
. Ambos os reatores foram operados com 1 ciclo por dia (22 h de
reação e o tempo de alimentação variando com a taxa de recirculação aplicada). Os
autores observaram que as eficiências de remoção de NTK foram de 85 a 91 %.
Os valores médios do teor de nitrito no efluente do RBS foram de 11, 6, 5, 7,
6, 4, 7 e 6 mg L
-1
nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, respectivamente, e não houve
diferença significativa (p>0,05).
PEREIRA-RAMIRES et al. (2003) avaliaram o desempenho de um reator
biológico aerado (RBA) com volume de 20 L e TDH de 4 d, para o pós-tratamento de
águas residuárias de suinocultura com DQO total de 854 mg L
-1
, provenientes de um
sistema composto por reator UASB (TDH 12 h) e filtro anaeróbio (TDH 8,5 h) em
série, para a remoção da carga orgânica remanescente e nitrificação. As eficiências
da remoção foram de 66% para a DQO total e de 98 a 99% para a remoção de NTK
e N-NH
4
+
. Não foram encontradas diferenças significativas da concentração de nitrito
no efluente, durante a operação do RBA. Os autores atribuíram ao fato de que a
taxa de oxidação do nitrito pela
Nitrobacter
é maior do que a taxa de oxidação do
nitrogênio amoniacal pela
Nitrosomonas
, concluindo que a taxa de conversão a
nitrato controla a taxa global da reação, para a qual não houve limitação
Neste trabalho os valores médios de nitrito, nas oito fases de operação, foram
menores do que os valores médios de nitrato, e indicam que a maior parte do N-am.
do efluente e do N-org. amonificado do RBS foi oxidada até nitrato.
Para os teores de nitrato (N-NO
3
-
) no efluente do RBS, os valores médios
foram de 44, 45, 25, 33, 42, 33, 44 e 48 mg L
-1
nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8,
respectivamente, e houve diferença significativa (p<0,01). Na fase 3 ocorreu menor
(p<0,05) concentração média de nitrato no efluente do RBS do que nas fases 1, 2, 5,
7 e 8, nas quais as COV ficaram inferiores, confirmando que pode ter ocorrido menor
disponibilidade de matéria orgânica para a desnitrificação. Esses valores de N-NO
3
-
no efluente do RBS evidenciam uma boa nitrificação, entretanto como citado, podem
ter ocorrido limitações para a nitrificação. Mesmo com as altas concentrações de N-
NO
3
-
verificadas no efluente do RBS, considerando-se o remanescente de NTK,
evidencia-se que houve limitação para completar a nitrificação. Dentre alguns fatores
que podem ter influenciado, a temperatura média permaneceu na maior parte do
149
tempo acima de 20ºC, a qual não é limitante para a nitrificação de acordo com
METCALF & EDDY (2003). A quantidade de O
2
transferido, de acordo com
estimativas feitas baseados em parâmetros obtidos em METCALF & EDDY (2003) e
CHERNICHARO et al. (2001), sempre esteve acima (de 2,6 a 13,2; vezes) do O
2
requerido para atender as demandas carbonácea, do lodo e da nitrificação, o que
pode ser confirmado pelo OD remanescente no efluente do RBS, o qual variou de
1,5 a 3,6 mg L
-1
(Tabela 21), após a sedimentação de 2 e 6 h. Compostos orgânicos
tóxicos normalmente não estão presentes em águas residuárias de suinocultura
METCALF & EDDY (2003) citaram que concentrações de Cu de 0,10 mg L
-1
causam inibição da oxidação da amônia. As concentrações médias de Cu no
efluente do RBS foram de 0,22 a 0,46 mg L
-1
(Tabela 29). Além disso, concentrações
de N-amoniacal de 100 mg L
-1
e 20 mg L
-1
, a 20ºC e pH 7, podem inibir as oxidações
de amônia e de nitrito, respectivamente, (METCALF & EDDY, 2003 e WU et al.,
2007). Os valores médios no afluente do RBS de 142 a 257 mg L
-1
de N-am. foram
acima do recomendado, e o pH no afluente e efluente variou de 6,9 a 7,3 e de 5,5 a
7,6, respectivamente.
Outro fator ambiental é o pH, que interfere significativamente na nitrificação,
principalmente, com valores abaixo de 6,8 (METCALF & EDDY, 2003). Neste
trabalho, os valores médios de pH variaram de 6,9 a 7,3 no afluente e de 5,5 a 7,5
no efluente do RBS; indicando que a alcalinidade do afluente do RBS foi consumida
provocando condições abaixo das quais devem ser utilizadas para manter taxas de
nitrificação razoáveis (pH de 7,0 a 7,2, segundo METCALF & EDDY, 2003). A
quantidade de alcalinidade requerida depende da concentração inicial e da
quantidade de N-am. para ser oxidado. A alcalinidade requerida para a nitrificação,
descontando-se a parte do N-amoniacal convertido em nitrogênio celular, é de 7,07
g CaCO
3
por g de N-am. convertido a nitrato (METCALF & EDDY 2003). Dessa
forma, as quantidades de alcalinidade requerida para a nitrificação do NTK removido
no RBS foram de 2722, 1174, 1591, 1902, 1880, 1464, 969 e 1174 mg CaCO
3
nas
fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, respectivamente, valores superiores a alcalinidade do
efluente do reator UASB (R2), ou seja do afluente do RBS, as quais foram de 1254,
150
654, 946, 968, 1072, 953, 856 e 979 mg L
-1
nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8,
respectivamente (Tabela 13).
Assim, a alcalinidade necessária para completar até o valor requerido foi
proporcionado pela desnitrificação, na qual são produzidos 3,57 g CaCO
3
por g N-
NO
3
-
reduzido (METCALF & EDDY, 2003). Considerando-se que o N disponível para
a desnitrificação é a diferença entre o NTK removido o N - (NO
2
-
+ NO
3
-
) do efluente
do RBS e o N incorporado no lodo (estimado conforme descrito por METCALF &
EDDY (2003), Anexo 21) do RBS, as estimativas da alcalinidade produzida na
desnitrificação foram de 1060, 334, 577, 550, 618, 566, 284 e 312 mg CaCO
3
L
-1
,
nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, respectivamente, as quais somadas com a
alcalinidade do afluente do RBS resultaram em 2314, 788, 1523, 1518, 1690, 1519,
1140 e 1291 mg L
-1
de alcalinidade disponível para a nitrificação, nas fases 1, 2, 3, 4,
5, 6, 7 e 8, respectivamente, as quais foram similares a alcalinidade requerida para a
nitrificação do NTK removido.
Segundo DENG et al. (2007), pode-se melhorar o processo de desnitrificação
com o fornecimento de uma parcela de água residuária bruta junto ao afluente que
foi pré-tratado por processo anaeróbio.
As concentrações médias de oxigênio dissolvido no efluente do RBS aeróbio
variaram de 1,5 a 3,6 mg L
-1
, após a sedimentação, durante as oito fases de
operação. Na fase 8, o OD foi maior (p<0,05) do que nas fases 3, 4 e 5, quando a
COV foi mais alta (principalmente na fase 4).
A concentração mínima de oxigênio no interior do líquido para manter um
ambiente aeróbio para os microrganismos depende de vários fatores: tamanho do
floco, intensidade de agitação, temperatura e, principalmente, taxa de consumo de
oxigênio (VAN HAANDEL & MARAIS, 1999). Os autores citaram que a concentração
mínima de OD para que ocorra a nitrificação é de 2 mg L
-1
, também citado por
METCALF & EDDY (2003).
As concentrações de OD no efluente do RBS indicam que não houve
condições para a desnitrificação na etapa de sedimentação, o que pode ser
confirmado no item 4.10. (perfil temporal do RBS). Com concentrações de OD de 0,2
151
mg L
-1
, a taxa de desnitrificação pode decrescer para 10 a 50% da taxa máxima
(METCALF & EDDY, 2003).
Assim, a desnitrificação ocorreu somente na etapa de reação anaeróbia
(anóxica) após a entrada do afluente e com a mistura, mas não foi suficiente para
remover todo o N-NO
3
-
e N-NO
2
-
, conforme pode também ser observado na Figura
32 (item 4.10. Perfil temporal do RBS). A diminuição da temperatura pode reduzir as
taxas de desnitrificação, resultando na remoção de zonas anóxicas maiores e/ou na
redução de N (GRADY et al.,1999). As temperaturas médias durante a operação do
RBS variou de 19,7 a 25,3ºC, as quais não são limitantes para a atividade de
bactérias heterotróficas desnitrificantes visto que, a desnitrificação ocorre apenas em
uma faixa de temperatura de 0ºC a 50ºC, com ótimo na faixa de 35 a 50ºC (Barnes &
Bliss, 1983 apud VON SPERLING, 2002). O pH entre 7 e 8 não causa efeitos
significativos na taxa de desnitrificação, a qual diminui com o decréscimo de pH de 7
para 6 (METCALF & EDDY, 2003), concluindo-se que o pH deve situar-se próximo a
neutralidade, evitando-se valores inferiores a 6,0 e superiores a 8,0 (VON
SPERLING, 2002). Dessa forma, os valores de pH do afluente do RBS, de 6,9 a 7,3;
foram adequados para a desnitrificação. Quanto ao efeito de substâncias tóxicas ou
inibidoras, é pouca provável a ocorrência nas águas residuárias de suinocultura e,
além disso, as bactérias desnitrificantes encontram-se presentes em maior
diversidade de espécies, o que reduz o impacto de algum agente inibidor específico
(VON SPERLING, 2002).
A concentração de matéria orgânica biodegradável em relação a
concentração de nutrientes no afluente pode afetar significativamente a
desnitrificação (GRADY et al., 1999). Para essa concentração, GRADY et al., (1999),
sugeriu que relações de DQO/NTK menores que 5 poderão conduzir a baixas
eficiências de remoção de nitrogênio e valores maiores que 9 a excelentes
remoções. Neste trabalho, as relações DQO total/NTK do afluente do RBS variaram
de 4,6 a 11,3 e não se correlacionam com as eficiências de remoção de NTK e NT
no RBS. Para a remoção de N-am., a menor relação DQO total/NTK (de 4,6), no
ensaio 7, e valores mais altos (de 7,3 a 11,3) nos ensaios 1 a 4 coincidiram com as
152
FIGURA 25. Concentração de nitrogênio total Kjeldahl (NTK) no afluente e
efluentes dos reatores UASB (R1 e R2) nos ensaios 1, 2, 3 e 4.
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
5 7 12 14 21 26 28 33 35 40 42 47 49 54 56 61 63 68 70 77 82 84 89 91
NTK (mg L
-1
)
Tempo de operação (dias)
Ensaio 1
afluente R1 R2
0
200
400
600
800
1000
4 12 19 33 40 47 54 61 70 77 89 96 103 110 117 124
NTK (mg L
-1
)
Tempo de operação (dias)
Ensaio 2
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
2000
2200
6 37 65 96 126 157 187 218 249 279 310
NTK (mg L
-1
)
Tempo de operação (dias)
Ensaio 3
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
2000
5
12
14
19
21
26
28
33
35
40
42
47
54
56
61
63
68
70
74
77
82
84
89
91
95
97
NTK (mg L
-1
)
Tempo de operação (dias)
Ensaio 4
153
FIGURA 26 (a). Concentração de nitrogênio total Kjeldahl (NTK) no afluente e
efluente do RBS, nas fases 1, 2, 3 e 4.
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
5 14 26 40 54 63 75 86 96 112 133 147 161
NTK (mg L
-1
)
Tempo de operação (dias)
Fase 1
Afluente eflu. RBS
0
100
200
300
400
500
600
700
800
5 7 12 14 21 26 28 33 35 40 42 47
NTK (mg L
-1
)
Tempo de operação (dias)
Fase 2
0
100
200
300
400
500
600
700
800
3 8 10 15 22 24 26 29 31 36 38 43 45 50 52 57 59
NTK (mg L
-1
)
Tempo de operação (dias)
Fase 3
0
100
200
300
400
500
600
700
800
4 12 14 19 26 33 35 40 42 47 49 54 56 61 68
NTK (mg L
-1
)
Tempo de operação (dias)
Fase 4
154
FIGURA 26 (b). Concentração de nitrogênio total Kjeldahl (NTK) no afluente e
efluente do RBS, nas fases 5, 6, 7 e 8.
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
9 15 19 32 40 52 66 75 83 95 103 103 110 122 129 136 140
NTK (mg L
-1
)
Tempo de operação (dias)
Fase 5
Afluente eflu. RBS
0
50
100
150
200
250
300
350
400
3 8 10 15 17 22 24 31 36 38 43 45
NTK (mg L
-1
)
Tempo de operação (dias)
Fase 6
0
50
100
150
200
250
300
350
400
7 9 14 16 21 23 27 30 35 37 42 44 48 50
NTK (mg L
-1
)
Tempo de operação (dias)
Fase 7
0
50
100
150
200
250
300
350
400
5 12 14 19 21 26 28 33 35 40 42 47
NTK (mg L
-1
)
Tempo de operação (dias)
Fase 8
155
médias de eficiências de remoção menores (82% no ensaio 7) e maiores (de 94 a
96% nos ensaios 1 a 4) que diferiram significativamente (p<0,05).
GRADY et al. (1999) citaram que pode ocorrer desempenho adequado com
valores de relação DQO/NTK menores do que os recomendados, entre outros
fatores, em virtude da incorporação de matéria orgânica e N na biomassa na
dificuldade de biodegradação da matéria orgânica do afluente e das diferenças das
configurações dos sistemas de tratamento resultaram em diferentes eficiências de
utilização da matéria orgânica
Conforme já citado, concentrações de OD de até 0,2 mg L
-1
reduzem a
desnitrificação. Contudo, com longos tempos de retenção sólidos (TRS) nos
sistemas com TDH na faixa de 18 a 30 h, o tempo disponível pode ser suficiente
para altas eficiências de remoção de nitrato, mesmo que a taxa de desnitrificação
esteja sendo inibida pela presença inibida pela presença de baixas concentrações
de OD (METCALF & EDDY, 2003). Neste trabalho, ocorreram concentrações de OD
em torno de 0,4 mg L
-1
(item 4.10 e Figura 28) no período de reação anaeróbia
(anóxica), que foi de 8,5 e 4,5 h, indicando que estas condições podem também ter
limitado a remoção completa do nitrato nesse período e, conseqüentemente,
dificultando a diminuição das concentrações de N-(NO
3
-
+NO
2
-
) no efluente do RBS.
4.8.2. Fósforo
4.8.2.1. Reatores UASB (R1 e R2)
Na Tabela 23 estão apresentados os valores médios e os coeficientes de
variação (cv) das concentrações de fósforo total (P-total) no afluente e nos efluentes,
e das eficiências de remoção nos reatores UASB (R1 e R2) e no conjunto de
reatores UASB em dois estágios (R1 + R2), nos ensaios 1, 2, 3 e 4.
Os valores médios da concentração de P-total no afluente variaram de 260 a
616 mg L
-1
, e diferiram significativamente (p<0,01), com o maior (p<0,05) valor
ocorrendo no ensaio 3 e os menores nos ensaios 1 e 2. Esses valores são próximos
aos encontrados por DUDA & OLIVEIRA (2007), os quais observaram variação de
156
338 a 426 mg L
-1
, para águas residuárias de suinocultura com concentrações médias
de DQO total de 19459 mg L
-1
.
Segundo CHERNICHARO (2007), são necessários valores mínimos da
relação DQO:P de 1000:1 e 350:1 para a biomassa com baixa e alto coeficiente de
produção celular, respectivamente. Nesse experimento, as relações DQO:P para os
ensaios 1, 2, 3 e 4 foram de, respectivamente, 37:1; 42:1; 35:1; e 36:1, indicando
que não houve falta desse macronutriente para os microrganismos.
No efluente do R1, as concentrações médias de P-total foram de 96, 115, 289
e 136 mg L
-1
, nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente, com a média no ensaio 3
significativamente (p<0,01) maior entre os outros ensaios.
TABELA 23. Valores médios e coeficientes de variação (CV) das concentrações de
P-total, no afluente e efluentes, e da eficiência de remoção (E) nos
reatores UASB (R1 e R2) e no conjunto de reatores UASB em dois
estágios (R1+R2) nos ensaios 1, 2, 3 e 4.
Ensaios
Parâmetros
1 2 3 4
CV
(%)
Teste F
Afluente 337 b 260 b 616 a 410 ab 80,6 8,4**
R1 96 b 115 b 289 a 136 b 95,4 10,8**
P-total (mg L
-1
)
R2 82 b 99 b 284 a 104 b 94,5 14,9**
E (%)
R1 66 a 52 ab 48 b 64 a 38,1 7,4**
R2 17 a 18 a 13 a 22 a 107,6
1,6ns
P-total
R1 + R2 71 a 60 a 48 b 73 a 38,0 12,6**
Letras minúsculas diferentes na mesma linha diferem pelo teste de Tukey a 5%; ** p<0,01 (Significativo a 1% de
probabilidade); *: p<0,05 (Significativo a 5% de probabilidade); ns: p>0,05 (não significativo no nível de 5% de
probabilidade).
As eficiências de remoção de P-total no R1 foram de 66, 52, 48 e 64%, e
diferiram significativamente (p<0,01) com as maiores (p<0,05) eficiências ocorrendo
nos ensaios 1 e 4, diferindo da menor no ensaio 3.
157
No efluente do R2, as concentrações médias de P-total foram de 82, 99, 284
e 104 mg L
-1
, nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente. No ensaio 3, novamente a
média foi significativamente (p<0,01) maior do que os ensaios 1, 2 e 4. As eficiências
de remoção variaram de 13 a 22% e não houve diferença significativa (p>0,05) entre
os ensaios.
Para o conjunto de reatores UASB em dois estágios (R1+R2) as eficiências
de remoção de P-total variaram de 48 a 73%, com o menor (p<0,01) valor no ensaio
3 diferindo dos demais ensaios.
RAMIRES (2005) obteve valores médios de remoção de P-total de 61 a 74%,
utilizando reatores UASB em dois estágios no tratamento de águas residuárias de
suinocultura, o que atribuiu com base em resultados obtidos por PEREIRA (2003) e
OLIVEIRA (1997) à retenção de sólidos no lodo dos reatores e a possibilidade de
remoção por imobilização na biomassa e precipitação do fósforo na manta de lodo.
O P corresponde de 2,0 a 2,6% do peso seco dos microrganismos (METCALF &
EDDY, 2003). GRADY et al. (1999) citaram que parte do fósforo liberado durante a
fase de digestão anaeróbia de processo de remoção biológica de fósforo de
resíduos sólidos pode precipitar e ser retido com os sólidos. Os precipitados incluem
a estrovita (MgNH
4
PO
4
) “brushita” (CaHPO
4
.2H
2
O) e vivianita (Fe
2
(PO
4
)
3
.H
2
O).
OLIVEIRA et al. (1997), examinando o lodo granulado de reatores UASB utilizado
para o tratamento de águas residuárias de suinocultura, observaram minerais,
incrustados nos grânulos, compostos de Ca, Fe, S, Mg e Al (o analisador de raio X
não detectava C, N, H e O).
Valores elevados de pH podem também resultar na precipitação de fósforo,
removendo-o da fase líquida (GRADDY et al, 1999). Teoricamente, a solubilidade
mínima de ALPO
4
ocorre com pH 6,3 e de FePO
4
com pH 5,3; entretanto em
aplicações práticas boas remoções de P tem ocorrido na faixa de pH 6,5 a 7,0, a
qual é compatível com a maior parte dos processos biológicos de tratamento
(METCALF & EDDY, 2003). Neste trabalho, no afluente e nos efluentes dos reatores
UASB (R1 e R2) os valores de pH variaram de 5,7 a 6,4; de 7,0 a 7,2 e de 7,1 a 7,3,
os quais não foram limitantes para a precipitação do P.
158
4.8.2.2. RBS e sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS)
Na Tabela 24 estão apresentados os valores médios e os coeficientes de
variação (cv) das concentrações de fósforo total (P-total), no afluente e no efluente
do RBS, e das eficiências de remoção no RBS e no sistema de tratamento
combinado (R1 + R2+ RBS), nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
Os valores médios da concentração P-total no afluente variaram de 78 a 457
mg L
-1
, e na fase 5 a média foi significativamente (p<0,01) maior do que nas demais
fases.
No efluente do RBS os valores médios da concentração P-total variaram de
39 a 151 mg L
-1
, e na fase 5, a média foi significativamente (p<0,01) maior do que as
demais fases, acompanhando a maior concentração média no afluente.
As eficiências de remoção de P-total no RBS variaram de 28 a 61% e houve
diferença significativa (p<0,01) entre as fases. A menor (p<0,05) eficiência ocorreu
na fase 7 e diferiu das maiores nas fases 1, 3 e 5.
VON SPERLING (2002), citaram que as eficiências de remoção de P-total de
esgoto doméstico podem variar entre 25 e 30% nos sistemas de lodos ativados
convencionais e entre 10 e 20% nos sistemas de aeração prolongada e com UASB-
lodos ativados. Esses valores podem ser melhorados de acordo com as condições
operacionais dos reatores..
TORRES & FORESTI (2001) avaliou um sistema de tratamento composto por
sistema combinado UASB-RBS, visando nitrificação e remoção de fósforo. O reator
UASB operou com TDH de 6 h e o RBS aerado teve seu tempo de aeração variando
entre 2 e 22 h. A remoção do nitrogênio variou em função do tempo de aeração.
Com 10 h de aeração houve conversão de 100 % de NH
4
+
e 89 % de NTK. Para um
período de aeração de 4 h houve conversão de 98% de NH
4
+
e 80% de NTK. Com
aeração de 2 h alcançou-se conversão de 68% de NH
4
+
e 64 % de NTK. A
concentração de oxigênio foi mantida sempre acima de 3,5 mg L
-1
.
OBAJA et al. (2005) avaliaram RBS em escala de bancada, com volume de 3
L, com TDH de 0,87 d e com ciclos de 4, 8, 12 e 24 h por dia, na remoção biológica
de nitrogênio e fósforo de águas residuárias de suinocultura, brutas e diluídas, com
concentrações de SST de 3,10 e 2,58 g L
-1
, de DQO total de 7450 e 3085 mg L
-1
, NT
159
de 1650 e 785 mg L
-1
e P de 147 a 120 mg L
-1
, respectivamente. Observaram
eficiências de remoção nos ciclos de 12 e 24 h com 99,8 e 99,6% para o nitrogênio
(N-NH
4
+
) e de 98,6 e 98,8% para o fósforo, respectivamente, no RBS aeróbio.
DENG et al. (2007) avaliaram sistemas combinados usando reator UASB,
com volume total de 17,7 L, seguidos de RBS aeróbio, com volume total de 12,5 L e
volume de trabalho de 10 L; para o tratamento de águas residuárias de suinocultura
com DQO de 6561 mg L
-1
; N-NH
3
de 720 mg L
-1
, NT de 997 mg L
-1
e P-total de 125
mg L
-1
, respectivamente. O RBS foi operado com ciclos de 8 h, com 4 h de aeração,
2 h de sedimentação, 1 h de repouso e 1 h da retirada do sobrenadante. Os autores
verificaram no sistema de tratamento combinado eficiências de remoção de DQO,
nitrogênio amoniacal, fósforo e nitrogênio total de 94,3; 98,8; e 70,6%,
respectivamente.
GASPAR et al. (2006) operaram uma unidade piloto de lodo ativado para o
pós-tratamento de esgoto doméstico, pré-tratado por processo anaeróbio em reator
UASB, visando a remoção de nitrogênio e fósforo. Foi adicionado coagulante
(cloreto férrico nas concentrações de 80 a 150 mg FeCl
3
L
-1
), visando obter melhores
eficiências na remoção do fósforo. No sistema de lodos ativados, as eficiências na
remoção de P-total variaram de 63 a 94%. O uso de cloreto férrico para a remoção
físico-química de fósforo mostrou-se eficaz somente com elevadas relações Fe/P-
total. As eficiências médias de remoção de DQO total variaram de 73 a 87% no
sistema de lodo ativado.
Neste trabalho, as remoções de P no RBS foram pouco inferiores aos obtidos
por TORRES (2000) e muito abaixo das alcançadas por OBAJA et al. (2005). Alguns
outros fatores não causaram prejuízo para a remoção de P no RBS A remoção
biológica de P tem sido aplicada com sucesso em uma ampla faixa de temperaturas,
e afigura-se que a capacidade de remoção de P não seja afetada por baixas
temperaturas (VON SPERLING, 2002).
Mamais & Jenkins (1992) apud METCALF & EDDY (2003) demonstraram que
a remoção biológica de P pode ser mantida em sistemas anaeróbios/aeróbios com
TRS maior do 2,5 d a 20ºC. A menor temperatura média durante a operação do RBS
foi a 20ºC e o TRS foi de 45 d.
160
O desempenho da remoção biológica de P não é afetada pela concentração
de OD desde que na zona aeróbia esteja acima de 1,0 mg L
-1
(METCAL & EDDY,
2003), o que foi observado no efluente do RBS.
A remoção de P é mais eficiente no pH entre 7,5 e 8,0; é bastante reduzida
com valores de pH inferiores a 6,5 e é perdida no pH próximo a 5,0 (VON
SPERLING, 2002). O pH no efluente do RBS variou de 5,5 a 7,5 e observou-se que
na fase 7 quando ocorreu a menor eficiência de remoção de P-total (28%) o pH era
de 6,3; e nas fases 1,3 e 5 quando as eficiências (54, 59 e 61%, respectivamente)
foram significativamente maiores (p<0,05) os valores de pH eram de 6,9; 7,3 e 7,5.
No sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS) as eficiências de
remoção de P-total variaram de 77 a 85%, e não houve diferença significativa
(p>0,05) entre as fases.
A entrada de nitrato na zona anaeróbia diminui a eficiência de remoção de P.
A razão é que a redução de nitratos na zona anaeróbia utiliza substrato que de outra
forma, estaria disponível para assimilação pelos organismos armazenadores de
fósforo. Em decorrência, o nitrato tem efeito de reduzir a relação DBO/P no sistema
(VON SPERLING, 2002). Neste sentido o autor apresentou valores da relação
DQO/P e relacionou com a possibilidade de remoção biológica de P. Neste trabalho
as relações DQO total removida/AP variaram de 8,3 a 69,0. Conforme já citado as
relações DQO/NTK no afluente do RSB foram de 4,6 a 11,3 e observou-se que a
menor remoção de P na fase 7, coincidiu com a menor relação DQO/NTK (4,6), e
diferiu significativamente (p<0,05) da remoção nas fases 1, 3 e 5 quando as relações
de DQO/NTK foram 7,33; 11,3 e 9,0, respectivamente. VON SPERLING (2002) citou
que com relação DQO/NTK<7 é pouco provável que se alcance a remoção biológica
de P em sistemas com nitrificação. Isto indica que na entrada anaeróbia (anóxica)
houve limitação de matéria orgânica para manter a desnitrificação e remoção
biológica de P, principalmente, nas fases 2, 6, 7 e 8 quando a DQO total do afluente
do RBS foi menor e limitou mais a redução de P (eficiência).
PEREIRA-RAMIRES et al. (2003) avaliaram o desempenho de um reator
biológico aerado (RBA), também conhecido como reator de lodo ativado no pós-
tratamento de águas residuárias de suinocultura provenientes de um sistema
161
composto por reator UASB e filtro anaeróbio em série, com TDH de 20 h, e observou
26% da remoção do P-total no RBA. Os autores atribuíram a remoção,
provavelmente por incorporação à biomassa e deposição de sais de fosfato
precipitado no reator.
TABELA 24. Valores médios e coeficientes de variação (cv) das concentrações de
P-total, do afluente e efluente do RBS, e das eficiências de remoção
(E) no RBS e no sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS) nas
fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
P-total
mg L
-1
Eficiência (%)
Fases COV
afluente RBS RBS sistema
1 1,3 b 166 b 70 b 54 a 77 a
2 1,2 b 78 b 45 b 39 ab 81 a
3 1,9 b 89 b 39 b 59 a 84 a
4 3,6 a 110 b 42 b 53 ab 82 a
5 1,4 b 457 a 141 a 61 a 82 a
6 1,0 b 86 b 52 b 37 ab 84 a
7 0,4 b 90 b 63 b 28b 85 a
8 1,2 b 117 b 63 b 45 ab 83 a
cv (%) 89,9 78,5 54,2 47,8 15,5
Teste F 4,9**
19,8** 18,0** 3,8** 1,3 ns
Letras minúsculas diferentes na mesma coluna diferem pelo teste de Tukey a 5%; ** p<0,01 (Significativo a 1%
de probabilidade); *: p<0,05 (Significativo a 5% de probabilidade); ns: p>0,05 (não significativo no nível de 5% de
probabilidade).
ZHANG et al. (2006) também operaram um RBS (volume de trabalho de 11
L), sendo que durante o ciclo de 8 h, o RBS foi alimentado com 200 mL (I ciclo) e
600 mL (II ciclo), no período de reação anaeróbia, para o tratamento de águas
residuárias de suinocultura com concentrações de DQO total de 7040 mg L
-1
, NTK
de 918 mg L
-1
e P-total de 92 mg L
-1
. O reator foi operado com TDH de 3,3 d e com
ciclos de 8 h, alternando ciclos anaeróbio-anóxico-anóxico/anaeróbio-
162
anóxico/aeróbio, usando taxa de aeração de 1,0 L (m
3
s)
-1
. Os autores observaram
eficiências médias de remoção de NT, P-total e DQO de 98; 95 e 96%,
respectivamente.
Neste estudo foram observados valores médios de eficiências de remoção de
DQO, NTK, N-am. NT e P-total, inferiores e similares aos obtidos por ZHANG et al.
(2006), OBAJA et al. (2005) e similares ou superiores aos verificados por TORRES
(2000), PEREIRA RAMIRES et al. (2003), GASPAR et al. (2006) e DENG et al.
(2007). As diferenças entre as características do afluente, configurações do sistema
de tratamento e condições operacionais aos trabalhos citados são variáveis. De
maneira geral, observa-se que com ciclos mais curtos, como os utilizados por
OBAJA et al. (2005), ZHANG et al. (2006) e DENG et al. (2007) foi possível obter
remoções de N e P mais elevadas.
Outro aspecto, além dos citados, que pode ter contribuído para limitar a
remoção de P foi a operação com TRS mais elevados. Segundo VON SPERLING
(2002), sistemas operados com idade de lodo mais elevadas produzem menor lodo
excedente. A principal rota de retirada de fósforo do sistema é através do lodo
excedente, já que o fósforo encontra-se acumulado em elevadas concentrações nas
células bacterianas. Assim, quanto maior a idade do lodo, menor a produção de
lodo, menor o descarte de lodo excedente, e menor a retirada de fósforo do sistema.
Portanto, sistemas de aeração prolongada são menos eficiente na remoção de
fósforo do que sistemas de lodos ativados convencional.
4.8.3. Potássio, cálcio, magnésio e sódio
4.8.3.1. Reatores UASB (R1 e R2)
Na Tabela 25 estão apresentados os valores médios e os coeficientes de
variação (cv) das concentrações de cálcio (Ca), magnésio (Mg), potássio (K) e sódio
(Na), do afluente e efluentes, e das eficiências de remoção nos reatores UASB R1 e
R2 e no conjunto de reatores UASB em dois estágios (R1 + R2), nos ensaios 1, 2, 3
e 4.
163
De acordo com LUDKE & LUDKE (2002), os dejetos de suínos apresentam
considerável variação na sua composição, devido ao manejo nutricional adotado
para os animais, porcentagem de diluição do dejeto e a fase da vida em que os
animais se encontram. É necessária uma adequação nutricional na dieta de suínos e
a correta formulação, para reduzir a quantidade de nutrientes na alimentação, e
conseqüentemente reduzir suas quantidades nos dejetos e ao mesmo tempo
aumentar a eficiência da utilização de muitos outros.
Tabela 25 Valores médios (em mg L
-1
) e coeficientes de variação (cv) das
concentrações de cálcio (Ca), potássio (K), magnésio (Mg) e de sódio
(Na), do afluente e dos efluentes, e das eficiências de remoção (E) nos
reatores UASB R1 e R2 e do conjunto de reatores UASB em dois
estágios (R1+ R2) nos ensaios 1, 2, 3 e 4.
Ensaios CV Teste F
Parâmetros Reator
1 2 3 4 (%)
Afluente 818 a 115 c 388 b 674 a 82,6 21,1**
R1
199
a
86
b
134
b
90
b
75,4
7,8**
Ca
R2
105
ab
85
ab
116
a
68
b
60,1
4,8**
Afluente
412
a
377
a
296
b
365
a
b
36,1
7
,
6**
R1
299
a
296
a
173
b
289
a
37,5
25,6
K
R2
268
a
247
a
182
b
256
a
42,2
9,0**
Afluente
53
b
59
b
80
a
71
ab
51,6
4,5**
R1
23
b
3
4
ab
39
a
21
b
53,6
9,4**
Mg
R2
12
c
33
b
45
a
21
c
51,6
26,2**
Afluente
64
a
59
a
65
a
61
a
51,7
0,3ns
R1
34
b
50
a
43
b
48
a
38,3
4,7**
Na
R2
31
c
46
a
37
bc
45
ab
39,5
6,4**
E (%)
R1 73 a 24 c 48 b 70 a 47,1 26,7**
R2 42 a 6 b 17 b 16 b 100 6,6** Ca
R1+ R2 86 a 25 c 51 b 79 a 41,7 42,6**
R1
25
ab
21
b
36
a
21
b
70,3
6,6**
R2 14 a 18 a 8 a 12 a 123,0
1,5ns
K
R1+ R2
32
a
33
a
30
a
30
a
63,2
1,0 ns
R1
48
ab
42
b
46
b
60
a
46,9
3,3*
R2 45 a - - 4 b 99,0 7,2**
Mg
R1+ R2
74
a
42
bc
36
c
61
ab
58,2
15,5**
R1 43 a 15 c 30b 20bc 67,6 12,1**
R2 10 a 7,7 a 14a 10a 111,0
2,3 ns
Na
R1+ R2 44 a 21 b 39a 25b 63,0 8,5**
Letras minúsculas diferentes na mesma linha diferem pelo teste de Tukey a 5%; ** p<0,01 (Significativo a 1% de
probabilidade); *: p<0,05 (Significativo a 5% de probabilidade); ns: p>0,05 (não significativo no nível de 5% de
probabilidade).
164
As maiores (p<0,05) concentrações de cálcio no afluente foram verificadas
nos ensaios 1 e 4 com, respectivamente, 818 e 674 mg L
-1
, e diferiram
significativamente (p<0,05) dos ensaios 2 e 3, nos quais os valores foram de,
respectivamente, 115 e 388 mg L
-1
. Nos efluentes dos reatores R1 e R2, houve
diminuição em relação ao afluente, e os valores variaram de 86 a 199 mg L
-1
e de 68
a 116 mg L
-1
, respectivamente, com diferença significativa (p<0,01) entre os
ensaios. Considerando-se os valores das concentrações de Ca apresentados por
GRADY et al. (1999), com relação a resposta do processo de anaeróbio na presença
de nutrientes de 100 a 200 mg L
-1
como estimulante e de 2500 a 4500 mg L
-1
com
moderadamente inibidora, observa-se que no R1, nos ensaios 1, 3 e 4, não
atingiram valores para inibição, e no ensaio 2, quando foram observados maiores
produções de biogás, ficou na faixa de estimulação da digestão anaeróbia. No
efluente do R2 permaneceu na faixa de estimulação.
As eficiências de remoção de cálcio no R1, nos ensaios 1 e 4, foram de 73 e
70%, respectivamente, e diferiram significativamente (p<0,05) dos ensaios 2 e 3.
Observou-se que apesar da aplicação de menores TDH (14 h) no ensaio 4,
não houve diferença em termos de eficiência de remoção de cálcio do ensaio 1, com
TDH de 28 h.
Os valores de eficiência de remoção de cálcio no R2 foram muito baixos e
apresentaram altos valores de cv, em virtude da ausência de remoções em algumas
amostragens. Portanto, as médias de eficiência apresentadas são provenientes das
amostragens nas quais houve remoção. As eficiências de remoção variaram de 6 a
42%, e no ensaio 1 foi significativamente (p<0,01) maior do que os outros ensaios.
Os valores médios de eficiência de remoção de cálcio no conjunto de reatores
UASB em dois estágios (R1 +R2) variaram de 25 a 86%, e nos ensaios 1 e 4, foram
significativamente maiores (p<0,05) do que nos ensaios 2 e 3. Esse comportamento
coincide com os valores dos SST, indicando que os mecanismos de remoção podem
ser similares, como a interceptação, adsorção, precipitação e sedimentação na
manta de lodo.
As concentrações médias de potássio no afluente variaram de 296 a 412 mg
L
-1
, com diferenças significativas entre os ensaios (p<0,01). No efluente do R1, as
165
variações foram de 173 a 299 mg L
-1
, e no ensaio 3, ocorreu valor médio
significativamente (p<0,01) menor. No efluente do R2 as concentrações de potássio
foram de 268, 247, 182 e 256 mg L
-1
, nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente, e
apresentou comportamento similar ao R1, com os menores valores no ensaio 3,
diferindo significativamente (p<0,01) dos demais ensaios. Nos afluentes do R1 e do
R2 a concentração de potássio foi característica da faixa de estimulação (de 200 a
400 mg L
-1
, segundo GRADY et al. 1999) de processos anaeróbios.
As eficiências de remoção de potássio no R1 variaram de 21 a 36%, e foram
significativamente diferentes (p<0,01). Nos ensaios 2 e 4 ocorreram remoções de
potássio similares com 21%, indicando que, com a aplicação do mesmo TDH (14 h)
e com concentrações de SST diferentes, não houve diferença de remoção para esse
mineral, nesses dois ensaios. No R2 não houve diferença significativa (p>0,05) para
a remoção de potássio, e os valores de eficiência variaram de 8 a 18%.
No conjunto de reatores em dois estágios (R1 + R2) as eficiências de
remoção do potássio variaram de 30 a 33%, e não houve diferença significativa
(p>0,05) entre os ensaios.
As concentrações de magnésio no afluente variaram de 53 a 80 mg L
-1
, e no
efluente do R1 os valores de magnésio variaram de 21 a 39 mg L
-1
, e houve
diferença significativa (p<0,01) entre os ensaios. No efluente do R2, os valores
médios foram de 12, 33, 45 e 21 mg L
-1
, nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente, e
no ensaio 3, foi significativamente (p<0,05) maior do que nos demais ensaios. Para o
magnésio, as concentrações para estimulação da digestão anaeróbia são de 75 a
150 mg L
-1
(GRADY et al., 1999). No afluente do R1, os valores médios foram
próximos de 75 mg L
-1
, e no afluente do R2 estiveram abaixo da metade do limite
inferior
As eficiências de remoção de magnésio no R1 foram maiores no ensaio 4,
com 60%, diferindo significativamente (p<0,05) dos ensaios 2 e 3. No R2, no ensaio
1, a média foi significativamente (p<0,01) maior, com 45%, do que no ensaio 4. Nos
ensaios 2 e 3, não houve remoção.
As concentrações de sódio no afluente variaram de 59 a 65 mg L
-1
, e não
ocorreu diferença significativa (p<0,05) entre os ensaios No efluente do R1, os
166
valores foram de 34, 50, 43 e 48 mg L
-1
, nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente, e
nos ensaios 2 e 4, foram significativamente (p<0,05) maiores do que nos ensaios 1 e
3. No efluente do R2, os valores da concentração de sódio foram de 31, 46, 37 e 45
mg L
-1
, nos ensaios 1, 2, 3, e 4, respectivamente, e diferiram significativamente
(p<0,01) entre os ensaios. As concentrações médias de sódio nos afluentes do R1 e
do R2 foram abaixo da faixa de 100 a 200 mg L
-1
, considerada estimulante para o
processo de anaeróbio de acordo com GRADY et al. (1999).
A eficiência de remoção de sódio no R1 foi significativamente (p<0,01) maior
no ensaio 1, com 43%, em relação aos outros ensaios, os quais apresentaram
médias de 15, 30 e 20%, nos ensaios 2, 3 e 4, respectivamente. Verificou-se que,
para este mineral a maior eficiência de remoção foi alcançada quando o reator foi
operado com maiores TDH (28 h) e com concentrações de SST em torno de 5 g L
-1
.
No R2, não houve diferença significativa (p>0,05) quanto a remoção do sódio.
No conjunto de reatores UASB em dois estágios (R1 + R2) observaram-se
maiores valores de eficiência de remoção de sódio nos ensaios 1 e 3, com diferença
significativa (p<0,05) dos ensaios 2 e 4. Nos ensaios 1 e 3, os reatores foram
operados com maiores TDH.
DUDA (2006), tratando águas residuárias de suinocultura com SST em torno
de 10000 mg L
-1
, observou valores de K no afluente variando de 59 a 292 mg L
-1
, Mg
de 46 a 79 mg L
-1
e de Ca de 159 a 676 mg L
-1
. RAMIRES (2005), tratando águas
residuárias de suinocultura com SST variando de 4940 a 12860 mg L
-1
, observou
concentrações médias de K no afluente variando de 3 a 15 mg L
-1
, Mg de 6 a 11 mg
L
-1
e Ca de 20 a 50 mg L
-1
, e eficiências de remoção de K de 8 a 40%, Mg de 11 a
15% e Ca de 5 a 24%.
4.8.3.2. RBS e sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS)
Na Tabela 26 estão apresentados os valores médios e os respectivos
coeficientes de variação (cv) das concentrações de ferro (Fe), zinco (Zn), cobre (Cu)
e manganês (Mg) no afluente e efluente do RBS. Na Tabela 27 estão as eficiências
de remoção (E) no RBS e no sistema de tratamento combinado (R1+ R2+RBS), nas
fases 1, 2, 3, 4, 5, 6,7 e 8.
167
As maiores concentrações de cálcio no afluente do RBS foram verificadas nas
fases 5 e 6 com, respectivamente, 155,3 e 105,4 mg L
-1
, e houve diferença
significativa (p<0,01) entre as fases. No efluente do RBS, os valores variaram de 3,4
a 63,5 mg L
-1
. Na fase 5 o valor foi significativamente (p<0,01) maior do que nas
demais fases.
As eficiências de remoção do cálcio no RBS e no sistema de tratamento
combinado (R1 +R2+RBS) variaram de 50 a 93% e de 73 a 99%, respectivamente, e
diferiram significativamente (p<0,01) entre as fases. Os maiores (p<0,05) valores
(99%) nas fases 2, 6 e 7 diferiram das fases 1, 3, 4 e 5 (de 73 a 85%).
A maior concentração de potássio no afluente (331,9 mg L
-1
) do RBS na fase
6 diferiu significativamente (p<0,05) das fases 1, 2, 4 e 5. No efluente do RBS na
fase 5 ocorreu valor significativamente maior (p<0,01), com concentrações de 75,6
mg L
-1
, do que nas demais fases, quando foram de 14,2 a 32,0 mg L
-1
. Observaram-
se reduções significativas na concentração de potássio no efluente do RBS,
resultando em eficiências de remoção acima de 83 a 89%, com exceção da fase 5,
na qual foi significativamente (p<0,01) menor (48%). No sistema de tratamento
combinado (R1+R2+RBS) as eficiências variaram de 69 a 96%, e houve diferença
significativa (p<0,05) com o menor valor na fase 5 e os maiores de 90 a 96% nas
demais fases.
As concentrações de magnésio no afluente variaram de 7,1 a 45,1 mg L
-1
,
com diferenças significativas (p<0,01) entre as fases. No efluente do RBS, os
valores variaram de 0,7 a 22,0 mg L
-1
, e na fase 5 ocorreu o maior (p<0,05) valor
que diferiu das menores, de 0,7 a 8,8 mg L
-1
, nas fases 2, 3, 6, 7 e 8. As eficiências
de remoção no RBS variaram de 42 a 95% e no sistema de tratamento combinado
(R1+R2+RBS) de 70 a 99%, e foram significativamente (p<0,01) diferentes. Os
menores valores (p<0,05) nas fases 1 e 5 (70%) diferiram dos maiores nas fases 6,
7 e 8 (97 a 99%). Os menores (p<0,05) valores médios de eficiência de remoção de
Ca, K e Mg ocorreram na fase 5, quando foi observado o menor valor médio de pH
no efluente do RBS, associado com baixos valores de AP e maior valor de AI. De
acordo com METCALF & EDDY (2003), quando a cal á adicionada a água ela reage
com a alcalinidade de bicarbonato existente para precipitar CaCO
3
. Como o valor de
168
pH da água residuária aumenta até em torno de 10, o excesso de íons de cálcio
reagirão como fosfato para precipitar hidroxiapatita Ca
10
(PO
4
)
6
(OH)
2
.
Tabela 26. Valores médios e coeficientes de variação (cv) das concentrações de
cálcio (Ca), potássio (K), magnésio (Mg) e sódio (Na) no afluente e
efluente do RBS, nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
Parâmetros
Ca K Mg Na
Fases
(mg L
-1
)
afluente
RBS afluente RBS afluente
RBS afluente
RBS
1 87,7 b 36,3 b
197,2 cd 14,2 b
45,1 a 20,9 ab
42,7 a 18,4 bcd
2 104,1 b
5,1 c 204,0 bcd
32,0 b
7,1 d 0,8 c 20,8 b 15,9 cd
3 80,4 b
29,2
bc
265,9 abc
29,1 b
27,7 bc 8,8 bc 46,4 a 19,7 abcd
4 91,3 b
24,5
bc
226,2 bcd
18,8 b
40,5 ab
10,3 abc
46,5 a 22,8 abc
5 155,3 a
63,5 a
160,6 d 75,6 a
44,6 a 22,0 a 29,4 b 12,6 d
6
105,4
ab
5,1 c 331,9 a 26,7 b
17,9 cd 0,8 c 41,4 a 21,3 abcd
7 56,0 b 3,4 c 214,2 bcd
24,9 b
15,8 cd 0,7 c 42,9 a 26,7 ab
8 79,7 b 6,0 c 297,7 ab 30,6 b
26,2 bcd
1,2 c 48,3 a 27,6 a
cv (%)
55,7 82,8 39,8 78,1 50,9 109,8 36,6 44,9
Teste F
6,7** 15,5**
7,8** 17,6**
12,8** 9,3** 7,5** 6,7**
Letras minúsculas diferentes na mesma coluna diferem pelo teste de Tukey a 5%; ** p<0,01 (Significativo a 1%
de probabilidade); *: p<0,05 (Significativo a 5% de probabilidade); ns: p>0,05 (não significativo no nível de 5% de
probabilidade).
As concentrações de sódio no afluente variaram de 20,8 a 48,3 mg L
-1
, com
diferenças significativas (p<0,01) entre as fases. No efluente do RBS, os valores
variaram de 12,6 a 27,6 mg L
-1
, entre as fases. As eficiências de remoção no RBS
variaram de 19 a 59% e no sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS) de 52 a
72%, e foram significativamente (p<0,01) diferentes. Os maiores valores (p<0,05)
nas fases 1, 3, 5 e 6, (66 a 77%) diferiram dos menores nas fases 2, 4, 7 e 8 (52 a
59%) Os valores médios de eficiência de remoção do sódio no RBS variaram de 19
169
a 59% e no sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS) variaram de 52 a 72%,
e foram significativamente (p<0,01) diferentes entre as fases.
Tabela 27. Valores médios das eficiências de remoção (E) de cálcio (Ca), potássio
(K), magnésio (Mg) e sódio (Na) no RBS e no do sistema de tratamento
combinado (R1+ R2+RBS) nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
Parâmetros
Ca K Mg Na
Fases
E (%)
RBS sistema RBS sistema RBS sistema
RBS sistema
1 56 bc 73 d 89 a 94 a 54 cd 70 b 59 a 72 ab
2 92 a 99 a 83 a 90 a 88 ab 98 ab 19 c 52 c
3 62 bc 74 cd 89 a 92 a 66 bc 83 ab 57 ab 68 abc
4 73 ab 77 cd 88 a 96 a 75 ab 83 ab 50 ab 59 bc
5 50 c 85 bc 48 b 69 b 42 d 70 b 54 ab 77 a
6 93 a 99 a 92 a 94 a 93 a 98 a 33 bc 66 abc
7 93 a 99 a 88 a 93 a 94 a 99 a 37 bc 52 c
8 90 a 97 ab 89 a 91 a 95 a 97 a 41 abc
55 c
cv (%) 32,8 16,2 21,1 14,8 33,3 21,6 43,4 25,1
Teste F
13,6** 12,5** 22,4** 1,1 ns 18,4** 11,1** 7,4** 6,4**
Letras minúsculas diferentes na mesma coluna diferem pelo teste de Tukey a 5%; ** p<0,01 (Significativo a 1%
de probabilidade); *: p<0,05 (Significativo a 5% de probabilidade); ns: p>0,05 (não significativo no nível de 5% de
probabilidade).
4.8.4. Cobre, ferro, manganês e zinco;
4.8.4.1. Reatores UASB (R1 e R2)
Na Tabela 28 estão apresentados os valores médios das concentrações de
cobre (Cu), ferro (Fe), manganês (Mg) e zinco (Zn), e os respectivos coeficientes de
variação (cv), no afluente e nos efluentes, e das eficiências de remoção (E) nos
reatores UASB R1 e R2 e no conjunto de reatores UASB em dois estágios (R1+ R2),
nos ensaios 1, 2, 3 e 4.
170
As concentrações médias de cobre no afluente variaram de 1,8 a 2,4 mg L
-1
; e
não diferiram significativamente (p>0,05). No efluente do R1, houve redução da
concentração do cobre para 0,6; 0,5; 1,0 e 0,6 mg L
-1
, nos ensaios 1, 2, 3 e 4,
respectivamente, e diferiram significativamente (p<0,05) com o menor (p<0,05) valor,
no ensaio 2, diferindo do maior no ensaio 3. As eficiências de remoção no R1
variaram de 49 a 70%, e no ensaio 3, foi significativamente (p<0,01) menor do que
nos demais ensaios. Nos ensaios 1 e 2, as eficiências de remoção foram idênticas
(65%), evidenciando que mesmo operando o R1 com TDH de 28 e 14 h, e
procurando manter as concentrações de SST em torno de 5 g L
-1
, houve similaridade
nas eficiências de remoção.
As concentrações de cobre no efluente do R2 variaram de 0,2 a 0,5 mg L
-1
;
diferindo significativamente (p<0,01) entre os ensaios. As eficiências de remoção de
cobre variaram de 30 a 50%, diferindo significativamente (p<0,05) entre os ensaios,
e no ensaio 1, ocorreu o maior (p<0,05) valor de remoção diferindo
significativamente do ensaio 2.
No conjunto de reatores UASB em dois estágios (R1 +R2) a menor eficiência
de remoção de 59%, ocorreu no ensaio 3 e diferiu significativamente (p<0,01) dos
ensaios 1, 2 e 4, com valores de 77 a 83%.
As concentrações médias de ferro no afluente variaram de 23,2 a 35,3 mg L
-1
;
e não houve diferença significativa (p>0,05) entre os ensaios. No efluente do R1 as
concentrações de ferro variaram de 6,4 a 12,0 mg L
-1
e houve diferença significativa
(p<0,05) com o maior valor no ensaio 3 diferindo (p<0,05) do menor no ensaio4. As
eficiências de remoção no R1 foram de 40, 52, 60 e 74%, nos ensaios 1, 2, 3 e 4,
respectivamente, e diferiram significativamente (p<0,01), com o maior valor no
ensaio 4 diferindo (p<0,05) do menor no ensaio 1..
As concentrações médias de ferro no efluente do R2 variaram de 3,3 a 11,2
mg L
-1
. As eficiências de remoção no R2 foram de 33, 19, 20 e 40%, nos ensaios 1,
2, 3 e 4, respectivamente, e diferiram significativamente (p<0,01).
No conjunto de reatores UASB em dois estágios (R1 + R2), as maiores
eficiências de remoção de ferro foram observadas no ensaio 4 (88%), com diferença
significativa (p<0,01) dos demais ensaios (de 57 a 63%).
171
Tabela 28. Valores médios (em mg L
-1
) e coeficiente de variação (cv) das
concentrações de cobre (Cu), ferro (Fe), manganês (Mn) e zinco (Zn), e
das eficiências de remoção (E) nos reatores UASB R1 e R2 e no
conjunto de reatores UASB em dois estágios (R1+ R2) nos ensaios 1,
2, 3 e 4.
Letras minúsculas diferentes na mesma linha diferem pelo teste de Tukey a 5%; ** p<0,01 (Significativo a 1% de
probabilidade); *: p<0,05 (Significativo a 5% de probabilidade); ns: p>0,05 (não significativo no nível de 5% de
probabilidade).
As concentrações médias de manganês no afluente variaram de 2,3 a 3,3 mg
L
-1
, com diferença significativa (p<0,05) e os valores dos ensaios 1 e 2 maiores do
que os dos ensaios 3 e 4. No efluente do R1 os valores variaram de 0,7 a 1,3 mg L
-1
,
sem diferença significativa (p>0,05) entre os ensaios. As maiores eficiências de
remoção ocorreram no ensaio 1 com 74%, o qual diferiu significativamente (p<0,01)
dos demais ensaios (de 34 a 57%).
Ensaios CV Teste F
Parâmetros Reator
1 2 3 4 (%)
Afluente 2,1 a 1,8 a 2,1 a 2,4 a 56,2 1,0 ns
R1
0,6
ab
0,5
b
1,0
a
0,6
ab
113,0
3,3*
Cu
R2
0,2
b
0,4
a
0,5
a
0,3
ab
61,3
6,6**
Afluente 23,2 a 24,7 a 35,3 a
30, 2 a
69,2 1,7ns
R1
9,7
ab
11,4
ab
12,0
a
6,4
b
81,4
3,2*
Fe
R2 6,9 bc 8,7 ab 11,2 a
3,3 c 71,5 10,6**
Afluente 3,3 a 3,0 a 2,3 b 2,7 b 63,6 3,8*
R1
0,7
a
1,0
a
1,3
a
1,3
a
84,3
2,4ns
Mn
R2
0,5
b
0,9
ab
1,0
a
0,9
ab
60,1
5,1**
Afluente
4,0
b
4,5
ab
5,2
a
5,6
a
38,5
4,2**
R1
2,2
b
2,1
b
1
,7
b
3,6
a
64,2
11,7**
Zn
R2
1,5
b
1,2
b
1,4
b
2,5
a
70,9
7,7**
E (%)
R1 65 a 65 a 49 b 70 a 45,4 6,7**
R2 50 a 30 b 36 ab 37 ab 69,9 3,2* Cu
R1+ R2 82 a 77 a 59 b 81 a 35,9 9,1**
R1
40
b
52
ab
60
ab
74
a
65,7
3,6**
R2 33 ab 19 b 20 b 40 a 88,1 6,5**
Fe
R1+ R2
63
b
62
b
57
b
88
a
41,9
8,3**
R1 74 a 57 b 42 c 34 c 48,6 15,5**
R2 23 a 20 a 21 a 33 a 114,0
1,5ns
Mn
R1+ R2
80
a
60
b
46
b
56
b
49,6
9,8**
R1 44 b 49 b 65 a 33 b 44,9 12,8**
R2 35 a 34 a 29 a 28 a 77,3 0,59ns
Zn
R1+ R2 62 a 69 a 67 a 54 a 37,2 2,3ns
172
As concentrações médias de manganês no efluente do R2 variaram de 0,5 a
1,0 mg L
-1
, com diferença significativa (p<0,01) entre os ensaios. As eficiências de
remoção variaram de 20 a 33% sem diferença significativa (<0,05) entre os ensaios.
No conjunto de reatores UASB em dois estágios (R1 + R2) a maior eficiência
média de remoção de manganês foi observada no ensaio 1 (80%) a qual diferiu
significativamente (p<0,01) dos demais ensaios (de 46 a 60%).
As concentrações médias de zinco no afluente variaram de 4,0 a 5, 6 mg L
-1
,
Nos efluentes dos reatores R1 e R2 os valores variaram de 1,7 a 3,6 mg L
-1
e de 1,2
a 2,5 mg L
-1
, respectivamente. As maiores concentrações ocorreram no ensaio 4
(p<0,01). A eficiência de remoção no R1 variou de 33 a 65%, e foi significativamente
(p<0,01) maior no ensaio 3. No R2 as eficiências variaram de 28 a 35%, sem
diferença significativa (p>0,05), comportamento similar observado para o manganês.
No conjunto de reatores UASB em dois estágios (R1 + R2) as eficiências de
remoção de zinco variaram de 54 a 69% e não houve diferença significativa (>0,05)
entre os ensaios.
RAMIRES (2005), tratando águas residuárias de suinocultura com SST 12788
mg L
-1
, em reatores UASB em dois estágios e com TDH de 36 h no R1 e 7,5 h no
R2, obteve eficiências de remoção para o Fe de 94%, de 77% para o Zn, de 89%
para o Cu e de 59% e para o Mn no conjunto de reatores UASB (R1+R2). DUDA
(2006) tratando águas residuárias de suinocultura com SST em torno de 10000 mg
L
-1
, em RBA anaeróbio em dois estágios, observou eficiências médias de remoção
de 50 a 82% para o Fe; 64 a 81% para o Zn; 61 a 72% para o Cu e 42 a 65% para o
Mn.
4.8.4.2. RBS e sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS)
Na Tabela 29 estão apresentados os valores médios das concentrações de
ferro (Fe), cobre (Cu), manganês (Mn) e zinco (Zn) e os respectivos coeficientes de
variação (cv), do afluente e efluente do RBS, e na Tabela 29 estão os valores
médios das eficiências de remoção (E) no RBS e no sistema de tratamento
combinado (R1+ R2+RBS), nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6,7 e 8.
173
As concentrações de cobre no afluente do RBS variaram de 0,22 a 0,52 mg L
-
1
e no efluente de 0,05 a 0,17 mg L
-1
, e foram significativamente (p<0,01) diferentes
entre as fases com o maior (p<0,05) valor na fase 1. As eficiências de remoção de
cobre no RBS variaram de 49 a 78%, porém não houve diferença significativa
(p>0,05) entre as fases. No sistema de tratamento combinado (R1+R2+ RBS) as
remoções foram de 83 a 97%, sem diferença significativa (p>0,05) entre as fases.
Observa-se que para a eficiência de remoção de cobre no RBS e no sistema
de tratamento combinado (R1+R2+RBS) não houve efeito (p>0,01) significativo dos
ciclos de 24 e 12 h e das diferentes cargas orgânicas volumétricas aplicadas.
Tabela 29. Valores médios e coeficientes de variação (cv) das concentrações de
cobre (Cu), ferro (Fe), manganês (Mn) e de zinco (Zn) do afluente e do
efluente do RBS, nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
Parâmetros
Cu Fe Mn Zn
Fases
(mg L
-1
)
afluente RBS afluente RBS afluente
RBS afluente
RBS
1 0,52 a 0,17 a 13,71 a 2,13 a 1,10 a 0,16 bc
1,14 bc 0,20 a
2 0,22 b 0,09 b 6,02 bc 0,36 b 0,73 ab
0,07 bc
0,92 c 0,05 a
3 0,38 ab 0,11 ab
7,42 bc 0,55 b 0,70 ab
0,08 bc
1,03 c 0,08 a
4 0,36 ab 0,15 ab
10,20 ab 1,18 ab
1,09 a 0,16 bc
1,54 abc
0,19 a
5 0,46 ab 0,07 b 7,83 bc 1,30 ab
0,96 a 0,19 b 1,42 bc 0,17 a
6 0,28 ab 0,05 b 7,94 abc 0,55 b 0,41 b 0,03 c 2,06 abc
0,19 a
7 0,41 ab 0,10 ab
4,21 bc 0,79 ab
0,92 ab
0,21 ab
2,34 ab 0,15 a
8 0,31 ab 0,14 ab
2,33 c 0,63b 0,83 ab
0,35 a 2,71 ab 0,21 a
cv (%) 61,6 90,8 67,8 112,2 59,4 74,0 70,3 97,7
Teste F
3,1** 3,6** 8,1** 5,0** 3,4** 8,9** 4,6** 2,3*
Letras minúsculas diferentes na mesma coluna diferem pelo teste de Tukey a 5%; ** p<0,01 (Significativo a 1%
de probabilidade); *: p<0,05 (Significativo a 5% de probabilidade); ns: p>0,05 (não significativo no nível de 5% de
probabilidade).
As maiores (p<0,05) concentrações de ferro no afluente e efluente do RBS
ocorreram na fase 1, com concentrações de 13,71 e 2,13 mg L
-1
, respectivamente, e
174
foram diferentes (p<0,05) dos valores das fases 2, 3, 5, 7 e 8 no afluente (de 2,33 a
7,83 mg L
-1
), e fases 2, 3, 6 e 8 no efluente (de 0,36 a 0,63 mg L
-1
). As eficiências de
remoção no RBS foram de 69 a 92% como menor (p<0,05) valor na fase 5 e os
maiores nas fases 2, 3 e 6. No sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS) as
eficiências variaram de 77 a 98%, e não houve diferença significativa entre as fases.
Tabela 30. Valores médios das eficiências de remoção (E) de cobre (Cu), ferro (Fe),
manganês (Mn) e de zinco (Zn) no RBS e do sistema de tratamento
combinado (R1 +R2+RBS) nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
Parâmetros
Cu Fe Mn Zn
Fases
E (%)
RBS sistema RBS sistema RBS sistema
RBS sistema
1 63 a 87 a 82 ab 93 a 83 a 94 a 83 ab 96 a
2 49 a 85 a 92 a 97 a 80 a 97 a 95 a 99 a
3 65 a 94 a 92 a 97 a 87 a 98 a 93 a 98 a
4 62 a 89 a 87 ab 94 a 84 a 95 a 87 ab 97 a
5 78 a 83 a 68 b 77 a 71 ab 62 b 74 b 94 a
6 70 a 97 a 92 a 98 a 93 a 99 a 91 ab 96 a
7 71 a 94 a 78 ab 98 a 73 ab 90 a 94 a 97 a
8 56 a 92 a 71 ab 97 a 58 b 80 ab 90 ab 96 a
cv (%) 49,9 22,4 26,2 22,1 27,6 21,3 22,2 8,9
Teste F
1,5 ns 1,1 ns 4,2** 1,2ns 3,7** 12,3** 3,3** 0,83ns
Letras minúsculas diferentes na mesma coluna diferem pelo teste de Tukey a 5%; ** p<0,01 (Significativo a 1%
de probabilidade); *: p<0,05 (Significativo a 5% de probabilidade); ns: p>0,05 (não significativo no nível de 5% de
probabilidade).
As concentrações de manganês no afluente do RBS variaram de 0,41 a 1,10
mg L
-1
com os maiores (p<0,05) valores nas fases 1, 4, 5 e o menor (p<0,05) na fase
6 e no efluente variaram de 0,03 a 0,35 mg L
-1
, e com menor (p<0,05) na fase 6 e o
maior (p<0,05) na fase 8. As eficiências de remoção de manganês no RBS variaram
de 58 a 93% com o menor (p<0,05) valor na fase 8, e no sistema de tratamento
175
combinado (R1+R2+RBS) as remoções variaram de 62 a 99%, com o menor
(p<0,05) valor na fase 5, e diferiram significativamente (p<0,01) entre as fases.
As concentrações de zinco no afluente do RBS variaram de 0,92 a 2,71 mg L
-1
e foram significativamente (p<0,01) diferentes entre as fases com os menores
(p<0,05) valores nas fases 1, 2, 3 e 5. No efluente do RBS, os valores variaram entre
0,05 e 0,21 mg L
-1
, e não diferiram (p>0,05) entre as fases. As eficiências de
remoção de zinco no RBS variaram de 74 a 95% com o menor valor na fase 5
diferindo (p<0,05) dos maiores da fase 2, 3 e 7. No sistema de tratamento
combinado (R1+R2+RBS) as remoções variaram de 96 a 99%, e não diferiram
significativamente (p>0,05) entre as fases. As remoções de metais nos processos
biológicos de tratamento ocorre, principalmente, pela adsorção e complexação dos
metais com os microrganismos. Além disso, são possíveis processos que resultam
na transformação e precipitação de metais. Os microrganismos associam-se aos
metais adsorvendo-os a superfície celular em virtude das interações entre os íons
metálicos e a superfície microbiana carregada negativamente. Os metais também
podem ser complexados por grupos carboxilas de polissacarídeos microbianos e
outros polímeros ou adsorvido por materiais protéicos de células. Tem sido
observadas remoções de quantidades significativas de metais solúveis em
processos biológicos. As eficiências de remoção têm variado de 50 a 98%
dependendo da concentração inicial do metal, da concentração de sólidos no reator
biológico e do tempo de retenção de sólidos (TRS) no sistema (METCALF & EDDY,
2003).
As concentrações de metais nos afluentes, de SV do lodo (Tabelas 14, 15 e
16) e o TRS (Tabela 17) do sistema de tratamento combinado (UASB e RBS) foram
altas, o que normalmente resultou em eficiências de remoção de Ca, Mg, Cu, Fe, Mn
e Zn, altas de até 99%.
Além disso, em processos anaeróbios a redução de sulfato de hidrogênio
pode promover a precipitação de sulfetos metálicos (METCALF & EDDY, 2003).
Ainda, quando o pH for 6,4 ou mais alto, qualquer excesso de Fe poderá precipitar
como cobalto de ferro e prevenir qualquer inibição causada por ferro solúvel
(GRADY et al. 1999). Nas águas residuárias de suinocultura os teores de N-protéico
176
são altos e conseqüentemente há disponibilidade de sulfeto nos reatores. Os valores
médios de pH nos reatores UASB e RBS na etapa anaeróbia foram sempre acima
de 6,9 e com concentrações de alcalinidade de bicarbonato (AP) em torno de 400 a
850 mg Ca CO
3
L
-1
. Dessa forma, ocorreram condições favoráveis também para a
precipitação de metais. As menores (p<0,05) eficiências de remoção de Fe (68%) e
de Zn (74%), no RBS, e de Mn (62%), no sistema de tratamento foram na fase 5
quando o pH do afluente do RBS foi menor (p<0,05).
Não houve toxicidade evidente por metais pesados, apesar de altas
concentrações de Cu, Fe, Mn e Zn, porque, de acordo com GRADY et al. (1999),
somente os metais solúveis é o que causam inibição e os sulfetos metálicos são
extremamente insolúveis, resultando em concentrações residuais de metais pesados
muito menores do que, por exemplo, as concentrações de metais solúveis que
causam 50% de inibição em digestores anaeróbios: 1 a 10 mg L
-1
de Fe
+2
, 10
-4
mg L
-
1
de Zn
+2
, 10
-7
mg L
-1
de Cd
+2
e 10
-16
mg L
-1
de Cu
+2
.
O CONAMA, na Resolução 357 de 2005, estabeleceu o limite máximo de
lançamento dos efluentes com 15 mg L
-1
para o Fe; 5,0 mg L
-1
para o Zn; 1,0 mg L
-1
para Cu e de 1,0 mg L
-1
para o Mn. E os limites máximos estabelecidos para as
concentrações em cursos d´água doce de classe 3 são de 5,0 mg L
-1
para o Fe; 5,0
mg L
-1
para o Zn; 0,013 mg L
-1
para Cu e de 0,5 mg L
-1
para o Mn (BRASIL, 2005).
Portanto, os efluentes obtidos durante a operação do sistema de tratamento
combinado (R1+R2+RBS), para esses metais, atendem aos padrões de lançamento
de efluentes e de qualidade de cursos d´água doce de classe 3 (exceto o Cu) nas
fases 1, 3, 4, 7 e 8 e poderiam ser utilizados na irrigação de culturas arbóreas,
cerealíferas e forrageiras.
4.9. Nutrientes no lodo dos reatores UASB e do RBS
Na Tabela 31 estão apresentados os valores médios das concentrações de
NTK, K, P, Ca, Mg, Na, Cu, Fe, Mn e Zn no lodo coletado no ponto intermediário dos
reatores UASB R1 e R2 ao final dos ensaios 1, 2, 3 e 4, e na Tabela 32 para o lodo
do RBS no final das fases 1, 4, 5 e 8.
177
Comparando-se as concentrações de nutrientes no lodo dos reatores UASB e
RBS com os valores típicos da composição de células bacterianas, apresentados
por METCALF & EDDY (2003) observa-se que as concentrações no lodo dos
reatores UASB e RBS, respectivamente, de 52000 a 84600 mg/kg de base seca de
lodo e de 49300 a 65100 mg/kg de base seca para o N, de 4930 a 8040 mg/kg e de
8590 a 13160 para o P, de 303. a 700 mg/kg e de 2820 a 5310 mg/kg para o K, de
640 a 3850 mg/kg e de 1300 a 3170 mg/kg para o Na, de 1050 a 1910 mg/kg e de
1240 a 1910 mg/kg para o Ca, de 3120 a 6920 mg/kg e de 4690 a 5460 mg/kg para
o Mg, e de 4460 a 4800 mg/kg e de 4190 a 4780 mg/kg para o Fe, foram inferiores
aos 120000 mg/kg de N, 20000 mg/kg de P, 10000 mg/kg de Na e 5000 mg/kg de
Ca de células bacterianas em virtude da incorporação no lodo de sólidos orgânicos
carbonáceos do afluente, principalmente, sólidos suspensos contidos em altas
concentrações nas águas residuárias de suinocultura e produzidos pelos
microrganismos. As concentrações de Mg no lodo foram similares e as de Fe
superiores aos 5000 mg/kg de Mg e 2000 mg/kg de Fe da célula bacteriana, e
podem ser atribuída das altas concentrações no afluente e remoções com
incorporação no lodo.
Observa-se que as concentrações de nutrientes foram similares entre os
reatores UASB (R1+R2) e o RBS somente o P teve concentrações mais altas no
lodo do RBS, o que está relacionado ao mecanismo de remoções de P nas bactérias
armazenadoras de P com a estimulação no interior da célula, que proporcionaram
altas remoções de P de 28 a 61% no RBS.
As concentrações no lodo dos reatores (UASB e RBS), respectivamente, de
300 a 500 mg/kg e de 440 a 500 mg/kg para o Cu, de 220 a 450 mg/kg e de 350 a
650 mg/kg para o Mn, e de 680 a 850 mg/kg e de 350 a 650 mg/kg para o Zn
representaram de 870 a 2060 mg/kg dos 300 mg/kg correspondente aos outros
elementos traços da célula bacteriana (METCALF & EDDY, 2003). As concentrações
de Cu, Mn e Zn também foram similares nos lodos dos reatores UASB (R1 e R2) e
do RBS.
O N, o P, o Mg, o Fe, o K, o Na e o Ca, foram encontrados em maiores
concentrações no lodo dos reatores R1, R2 e RBS.
178
Segundo a Resolução do CONAMA, nº359, o lodo de esgoto e de produtos
derivados, para o uso agrícola, deve respeitar os limites máximos de concentração
de Cu e Zn de 1500 e 2800 mg/kg base seca de lodo, respectivamente. O lodo
proveniente dos reatores UASB (R1 e R2) e do RBS podem ter uso agrícola, quanto
aos limites de Cu e Zn.
Segundo OLIVEIRA (1997) um dos mecanismos de precipitação observado e
o lodo granulado de reatores UASB pode ser a formação da estrovita (MgNH
4
PO
4
) e
vivianita (Fe
3
PO
4
8H
2
O), que podem representar a forma de remoção de nutrientes,
principalmente, N e P das águas residuárias, como as provenientes da suinocultura.
SOUSA (1996) operando reator UASB, em escala de bancada tratando
esgoto doméstico sintético, encontrou que a composição do grânulo, apesar de ser
bem ampla (12 componentes), apresentou como principais constituintes ferro (56%),
fósforo (24%), cálcio (12%) e enxofre (4%). Os outros componentes apareceram em
proporções bem menores.
TABELA 31. Valores das concentrações de NTK, P, Ca, Mg, Na, Cu, Fe, Mn e Zn na
massa seca de lodo sedimentados coletado no ponto intermediário dos
reatores UASB (R1 e R2) no final dos ensaios 1, 2, 3 e 4.
Ensaio 1 Ensaio 2 Ensaio 3
Ensaio 4
mg/kg de base seca
Nutrientes
R1 R2 R1 R2 R1 R2 R1 R2
NTK
61.000
50.700
72.300
60.200
84.600 61.000 59.400 52.000
P
5.830 8.040 6.180 4.930 5.250 5.830 4.980 7.200
Ca
1.840 1.450 1.240
1.050 1.140 1.840 1.910 1.780
Mg
4.610 3.330 4.790 3.550 4.910 4.610 3.120 6.920
Na
3.850 1.250 960 670 1.110 3.850 640 1.380
K 3.030 3.910 3.890 7.000 5.150 3.030 5.910 3.230
Fe 4.490 4.470 4.670 4.630 4.800 4490 4.640 4.460
Cu 420 300 360 310 300 420 300 560
Zn 830 820 680 790 710 830 780 850
Mn 350 280 350 280 220 350 260 450
179
Segundo TIWARI et al. (2006), os requerimentos nutricionais de, nitrogênio e
fósforo são essenciais durante a formação dos grânulos, e também o nitrogênio,
fósforo e potássio foram indicados para retardar o efeito de cargas de choque e
prevenir a flotação de grânulos nos reatores UASB. Segundo LETTINGA &
HUSLHOLFF-POL (1991) durante o processo de metanogênese os microrganismos
requerem magnésio para estimulação do crescimento celular e o sódio para o
transporte de aminoácidos e regulação interna.
YU et al. (2001) verificaram que a concentração ótima de cálcio para a
granulação está em torno de 150 a 300 mg L
-1
. Altas concentrações de cálcio,
formam o CaCO
3
precipitado, o qual poderá obstruir os poros, levando a limitação de
transferência de massa.
TABELA 32. Valores das concentrações de NTK, P, Ca, Mg, Na, Cu, Fe, Mn e Zn na
massa seca de lodo coletado no ponto intermediário do RBS ao final
das fases 1, 4, 5 e 8.
Fase 1 Fase 4 Fase 5 Fase 8
mg/kg de base seca
Nutrientes
NTK
49.300 64.900 64.900 65.100
P
13.160 10.640 8.590 8.770
Ca
1.910 1.240 1.710 1.450
Mg
5.460 6.040 5.100 4.690
Na
1.350 3.170 1.300 2.810
K 5.310 5.260 2.820 4.710
Fe 4.780 4.190 4.270 4.610
Cu 490 500 450 440
Zn 760 820 860 870
Mn 650 350 580 380
4.10. Perfil temporal do RBS operado com ciclo de 12 h.
Realizou-se perfil de 12 h, no final da fase 6, com amostras retiradas, na
torneira de descarte do efluente do RBS aeróbio, a cada 1 h, com a finalidade de
180
estabelecer relações mais detalhadas entre os parâmetros envolvidos: oxigênio
dissolvido (OD), temperatura, pH, alcalinidade total (AT), alcalinidade parcial (AP) e
alcalinidade intermediária (AI), sólidos suspensos totais (SST), sólidos suspensos
voláteis (SSV), demanda química de oxigênio total (DQO total), nitrogênio total
Kjeldahl (NTK), nitrogênio amoniacal (N-am.), nitrito (NO
2
-
) e nitrato (NO
3
-
) durante a
etapa do ciclo. O RBS foi alimentado com o efluente do UASB (R2), o qual
apresentou valores de SST e DQO total de 906 e 1430 mg L
-1
, respectivamente.
Durante a realização do perfil a temperatura do líquido variou de 22,0 a
23,2ºC. Com relação à variação da concentração do OD, pode ser observado na
Figura 28, que durante o período de descarte o efluente tinha concentração de OD
em torno de 2,0 mg L
-1
, e após a alimentação no período de reação anaeróbia, a
concentração de OD, diminui para valor médio em torno de 0,40 mg L
-1
. No período
de reação aeróbia, as medidas das concentrações de OD situaram-se na faixa de
0,50 mg L
-1
. Vale ressaltar que em virtude do rápido decaimento das concentrações
de OD durante as medições, os valores apresentados na Figura 27, correspondem
às medidas de OD estabilizadas e, portanto, menor do que o OD no interior do RBS.
No final da fase de reação aeróbia o OD aumentou para concentrações em torno de
4,0 mg L
-1
e no final do período de sedimentação diminui de 4,4 para 3,4 mg L
-1
, no
início do descarte do efluente.
O valor do pH, no período de descarte foi em média de 6. No período de
reação anaeróbia o pH manteve-se ao redor de 7,2. A alcalinidade total (AT) após a
alimentação e no início do período de reação anaeróbia aumentou para 645 mg
CaCO
3
L
-1
, em virtude, principalmente, do aumento da AP. Durante a etapa
anaeróbia a alcalinidade continuou aumentando até em torno de 750 mg L
-1
.
Observou-se o comportamento padrão de pH durante o perfil, ou seja, aumento no
período anaeróbio, com a alcalinidade do afluente e da desnitrificação, e decréscimo
no período aeróbio, em decorrência do consumo de alcalinidade no processo de
nitrificação (Figura 28). Recomenda-se que seja mantido o pH acima de 6,5
(METCALF & EDDY, 2003) que é a faixa na qual a nitrificação é mais eficiente
Ocorreu a diminuição nos valores de AP, AI e AT no período de reação
aeróbia, para valores médios de 47, 86 e 133 mg (CaCO
3
) L
-1
, respectivamente, com
181
conseqüente queda nos valores de pH de 7,2 para 5,5 no final da reação aeróbia,
coincidindo com a oxidação do N-am. e a elevação das concentrações de nitrito e
nitrato (Figura 31).
Os valores médios de AVT no início e durante a maior parte do período de
reação anaeróbia foram em torno de 150 mg L
-1
, e no final do período de reação
anaeróbia diminuíram para 90 mg L
-1
, em virtude da absorção pelas bactérias
armazenadoras de fósforo que nesta fase acumulou os ácidos graxos voláteis para a
formação de polihidroxibutirato (PHB) o qual será utilizado (oxidado) na reação
aeróbia durante a absorção e acúmulo de P nas bactérias armazenadoras de P,
conforme pode ser observado na Figura (30).
Quanto ao teor de SST, SSV e DQO total (Figura 28), pode-se observar que
no início período da reação anaeróbia os valores de SST, SSV e DQO foram em
torno de 9627, 6607 e de 22254 mg L
-1
, respectivamente. Durante os períodos de
reação anaeróbia e aeróbia os valores de SST, SSV e DQO total diminuíram para
em torno de 8851, 5992 e de 10106 mg L
-1
, respectivamente, em virtude do consumo
durante o processo da desnitrificação e oxidação na etapa aeróbia. No período de
sedimentação ocorreram reduções mais significativas para valores em torno de 76,
69 e 214 mg L
-1
de SST, SSV e DQO total, respectivamente. No período de descarte
os valores foram pouco menores, de 55, 50 e 155 mg L
-1
.
Vale ressaltar que o valor de DQO total no efluente do RBS atendeu aos
padrões de lançamento de efluentes contidos nas legislações estaduais de controle
de poluição da água de 200 mg L
-1
em Vitória/ES e de 150 a 400 mg L
-1
no Rio
Grande do Sul. Os valores médios de N-am. (Figura 31) nos períodos de
sedimentação e de descarte do efluente do RBS foram em média 13 e 17 mg L
-1
,
respectivamente, atendendo ao padrão de lançamento de efluentes, de 20 mg L
-1
,
contido na Resolução 357 do Conselho Nacional de Meio Ambiente (CONAMA)
(BRASIL, 2005). Esses dados corroboram com os dados apresentados no RBS
durante as fases de operação.
A concentração de NTK, no período alimentação aumentou para valores em
torno de 700 mg L
-1
na reação anaeróbia ao atingir até 850 mg L
-1
, com média de
733 mg L
-1
. Ocorreu redução do NTK no período de reação aeróbia, e nos períodos
182
de sedimentação e descarte até os valores médios de 50 e 48 mg L
-1
,
respectivamente, com a separação de lodo (Figura 30). Com base nesses resultados
pode-se inferir que houve atividade nitrificante e de oxidação do N-org. durante a
etapa de reação aeróbia do ciclo, quando foi observada a redução acentuada dos
valores de NTK. O NT apresentou variação similar com valores pouco superiores. Os
valores de nitrito apresentou comportamento variável, com valores de 4 a 6 mg L
-1
,
nas etapas de reação anaeróbia e início da reação aeróbia, depois estabilizou com
valor médio em torno de 4 mg L
-1
. As concentrações de nitrato nos períodos de
aeração, sedimentação de descarte, aumentou para 40 mg L
-1
, com a atividade
nitrificante na etapa aeróbia, e no período de reação anaeróbia decresceu para 13
mg L
-1
com a atividade desnitrificação.
O N-amoniacal aumentou até 120 mg L
-1
com a alimentação, a hidrólise e a
amonificação do N-org. na fase anaeróbia. Na metade até o final da reação
anaeróbia houve diminuição da concentração de N-amo., até valores em torno de 70
mg L
-1
. É possível que tenha ocorrido a oxidação da amônia, com utilização do
nitrato, e produção de N-gasoso. METCALF & EDDY (2003) descreveram essa via
de remoção de N, em condições anaeróbias, realizadas por bactérias autotróficas
nitrificantes (
Nitrosomonas europeae
) ou por bactérias em processos Annamox, o
qual pode ser de 6 a 10 vezes mais rápido.
Com relação ao perfil do P-total observaram-se valores médios de 230 e 103
mg L
-1
, para o período de reação anaeróbia e aeróbia, respectivamente, e nos
períodos de sedimentação e descarte os valores decresceram para 91 e 55 mg L
-1
,
respectivamente.
O aumento do P-total na fase anaeróbia é proveniente da alimentação e da
liberação pelas bactérias armazenadora de fósforo. O decréscimo na fase aeróbia
deu-se com a absorção e formação de polifosfatos estocados nas células bacteriana
armazenadoras de fósforo. A diminuição nas etapas de sedimentação e descarte
ocorreu com a retirada das bactérias armazenadoras de fósforo com o lodo
sedimentado, reduzindo a concentração na fração líquida.
183
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
0
100
200
300
400
500
600
700
800
8:30 9:00 9:30 10:30 11:30 12:30 13:30 14:30 15:30 16:30 17:30 18:30 19:30 20:30
pH
Alcalinidade (mg CaCO
3
.L
-1
)
e AVT (mg L
-1
)
Tempo (h)
AP AI AT AVT pH
Descarte (0,5h) Alimentação (0,5h) Reação anaeróbia (4,5 h) Rea. aeróbia (4,5 h) sedimentação (2,0 h) Descarte(0,5 h)
0
5000
10000
15000
20000
25000
30000
35000
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
8:30 9:00 9:30 10:30 11:30 12:30 13:30 14:30 15:30 16:30 17:30 18:30 19:30 20:30
DQO total (mg L
-1
)
Sólidos suspensos
(mg L
-1
)
Tempo (h)
Perfil da matéria orgânica
SST SSV DQO total
Descarte (0,5h) Alimentação (0,5h) Reação anaeróbia (4,5 h) Reacão aeróbia (4,5 h) Sedimentaçao (2,0 h) Descarte (0,5h)
21,4
21,6
21,8
22,0
22,2
22,4
22,6
22,8
23,0
23,2
23,4
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
4,0
4,5
5,0
8:30 9:30 10:30 11:30 12:30 13:30 14:30 15:30 16:30 17:30 18:30 19:30 20:30
Temperatura
o
C
Oxigênio dissolvido
(mg L
-1
)
Tempo (h)
OD Temperatura
Descarte (0,5h) Alimentação (0,5h) Reação anaeróbia (4,5 h) Reacão aeróbia (4,5 h) Sedimentaçao (2,0 h) Descarte (0,5 h)
FIGURA 27. Concentração de oxigênio dissolvido e temperatura do efluente do RBS
durante o ciclo de 12 h.
FIGURA 28. Valores de pH, alcalinidade total (AT), parcial (AP) e intermediária (AI) e
ácidos voláteis totais (AVT) no efluente do RBS durante o ciclo de 12 h.
FIGURA 29. Valores de SST, SSV e DQO total no efluente no RBS durante o ciclo
de 12 h.
184
0
20
40
60
80
100
120
140
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
7,0
8:30 9:00 9:30 10:30 11:30 12:30 13:30 14:30 15:30 16:30 17:30 18:30 19:30 20:30
N-am. e N-NO
3
-
(mg L
-1
)
N-NO
2
-
(mg L
-1
)
Tempo (h)
N-NO2 N-am. N-NO3
Descarte (0,5 h) Alimentação (0,5h) Reação anaeróbia (4,5 h) Reacão aeróbia (4,5 h) Sedimentaçao (2,0 h) Descarte (0,5h)
FIGURA 30. Concentrações de NTK, N-org., NT e P-total no efluente do RBS
durante o ciclo de 12 h.
FIGURA 31. Concentração de N-am., N- NO
2
-
e N-NO
3
-
no efluente do RBS durante o
ciclo de 12 h.
4.11 Taxa de consumo de oxigênio (TCO)
Nas Figuras 23 e 24, está ilustrado o decaimento de OD durante as
realizações do teste com o lodo do RBS das fases de operação. A TCO foi
determinada pelo coeficiente angular da reta, obtido por regressão linear dos dados
de OD em função do tempo e a TCOe dividindo-se o valor da TCO pela
concentração de SSV do lodo durante o teste.
Na Tabela 33 estão apresentados os valores da taxa de consumo de oxigênio
(TCO) específica de consumo de oxigênio (TCOc) do lodo do RBS. A faixa de
0
50
100
150
200
250
300
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
8:30 9:00 9:30 10:30 11:30 12:30 13:30 14:30 15:30 16:30 17:30 18:30 19:30 20:30
P-total (mg L
-1
)
NTK e NT
(mg L
-1
)
Tempo (h)
NTK N-org. NT P-total
Descarte (0,5h) Alimentação (0,5h) Reação anaeróbia (4,5 h) Reacão aeróbia (4,5 h) Sedimentaçao (2,0 h) Descarte (0,5)
185
concentração de oxigênio dissolvido (OD) mantida no reator biológico é fundamental
para garantir o crescimento das bactérias heterotróficas e nitrificantes. São indicados
diferentes valores de concentração mínima, ou critica, de OD, de 0,5 a 1,0 mg L
-1
para a remoção do material orgânico e de 1,0 a 2,0 mg L
-1
para a nitrificação
(METCALF E EDDY, 2003; GRADY et al. 1999; VAN HAANDEL & MARAIS, 1999;
VON SPERLING, 2005).
Durante os ensaios de TOC o OD inicial variou de 0,13 a 6,4 mg L
-1
de O
2
,
atendendo as necessidades para a oxidação da matéria orgânica e/ou nitrificação, e
o requisito para a determinação confiável de TCO, o qual é de um consumo de
oxigênio de 2,0 a 3,0 mg L
-1
num teste com duração mínima de 2 a 3 minutos (VAN
HAANDEL & MARAIS, 1999).
TABELA 33. Taxas de consumo de oxigênio (TCO) e específica de consumo de
oxigênio (TECo) do lodo do RBS nas as fases 1, 2, 3, 4 5, 6, 7 e 8
Fases SSV
(mg L
-1
)
TCO
(mg O
2
(L h)
-1
)
TCOe
(mg O
2
(mg SSV h)
-1
)
1 3935 230 0,059
2 4990 295 0,059
3 3360 241 0,072
4 2530 245 0,096
5 7160 202 0,028
6 6570 180 0,027
7 7053 335 0,048
8 8560 274 0,032
No entanto, para avaliar a velocidade dos processos metabólicos e a condição
do lodo é importante determinar experimentalmente a TCO e TCOe. A determinação
tem vários objetivos, dentre eles, determinar a toxicidade de efluentes industriais, a
atividade do lodo em termos de taxa máxima de utilização de material orgânico e do
grau de estabilização de lodo em digestores aeróbios (VAN HAANDEL & MARAIS,
1999). METCALF & EDDY (2003), citaram que a taxa específica de respiração do
lodo (SOUR) em g O
2
(g SSV h)
-1
) pode ser correlacionada com a DQO do efluente
final de sistemas de lodos ativados, permitindo, inclusive, prever a qualidade do
186
efluente final durante condições transientes de carregamento. Alterações na taxa
específica de respiração do lodo podem também ser usadas para detectar a
presença na água residuária afluente de substâncias tóxicas ou que causam a
inibição.
Os valores de TCO variaram de 180 a 335 mg O
2
(L h)
-1
durante as fases de
operação do RBS.
VAN HAANDEL & MARAIS (1999) citaram que o valor da TCO, na maioria
dos sistemas de lodos ativados tratando esgoto sanitário doméstico, está situado
entre 30 a 100 mg O
2
(L h)
-1
, correspondentes à taxa baixa e alta, respectivamente.
Nesta pesquisa, os valores foram acima, em virtude das altas concentrações de SSV
no RBS, e as TCO podem ser consideradas altas.
Os valores de TCOe variaram de 0,027 a 0,096 mg O
2
(mg SSV h )
-1
, ou seja,
de 27 a 96 g O
2
(kg SSV h)
-1
durante as fases de operação do RBS. Os menores
valores da TCOe, de 28 e 27 g O
2
(g SSV h)
-1
foram observados nas fases 5 e 6, e
os maiores, de 72 e 96 g O
2
(g SSV h)
-1
, nas fases 3 e 4. HENZE et al. (1997)
citaram que a taxa de respiração do lodo para águas residuárias brutas são de
aproximadamente 50 g O
2
(kg SSV h)
-1
. Valores na faixa de 20 a 40 g O
2
(kg SSV h)
-
1
corresponderam o lodo ativo, ou seja, com muitos microrganismos vivos e com
substrato (matéria orgânica) suficiente, ao passo que, valores baixos, de 5 a 10 g O
2
(kg SSV h)
-1
, podem significar que o lodo está “envenenado”, não há matéria
orgânica facilmente degradável presente, ou que o lodo está sendo estabilizado.
Nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8 os valores de TCOe foram similares ou
superiores aos valores que correspondem a lodo ativo. Na fase 5 ocorreram as
menores eficiências de remoção de DQO total e DQO dissolvida, o que pode ter
ocorrido, em virtude do baixo valor de TCOe no lodo do RBS. Nas fases 3 e 4,
quando foram observados as menores eficiências de remoção de DQO total e DQO
dissolvida, respectivamente, diferindo significativamente (p<0,05) das eficiências
obtidas na fase 5, em decorrência das melhores características do lodo no RBS nas
fases 3 e 4.
187
FIGURA 32. Concentração de oxigênio dissolvido (OD) durante o ensaio para a
verificação da TCO no lodo do reator seqüencial em batelada (RBS)
aeróbio durante as fases 1, 2, 3 e 4.
y = -0,068x + 2,476
R² = 0,957
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
2 5 14 22 28 34 43 53 58 64 70 76 82 88 94 100106112118124
OD (mgL
-1
)
Tempo (s)
Fase 4
y = -0,067x + 2,262
R² = 0,924
0,0
1,0
2,0
3,0
4 10 7 13 17 27 33 37 40 46 50 59 122 126 134 140 146 151
OD (mgL
-1
)
Tempo (s)
Fase 3
y = -0,082x + 2,631
R² = 0,932
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
1 10 16 21 29 35 41 49 54 59 75 83 93 109 117 135
OD (mL
-1)
Tempo (s)
Fase 2
y = -0,064x + 1,166
R² = 0,582
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
1 2 3 8 14 19 25 33 39 45 50 55 58 67 78 97 124 155 193
OD (mgL
-1
)
Tempo (s)
Fase 1
188
FIGURA 33. Concentração de oxigênio dissolvido (OD) durante o ensaio para a
verificação da TCO no lodo do reator seqüencial em batelada (RBS)
aeróbio durante as fases 5, 6, 7 e 8.
y = -0,076x + 2,338
R² = 0,914
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
0 10 18 32 43 51 56 65 72 79 88 97 104 113 121
OD (mgL
-1
)
Tempo (s)
Fase 8
y = -0,050x + 3,392
R² = 0,977
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
0 19 35 52 58 58 117 117 124 130 133 139 146 151
OD (mg L
-1
)
Tempo (s)
Fase 6
y = -0,093x + 5,722
R² = 0,976
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
7,0
0 18 43 56 72 88 104 121 138 155 171 185 200 219 237 253 271
OD (mgL
-1
)
Tempo (s)
Fase 7
y = -0,056x + 1,455
R² = 0,856
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
1,6
1,8
0 6 10 18 30 37 45 52 55 67 91 131 184
OD (mgL
-1
)
Tempo (s)
Fase 5
189
4.12. Coliformes totais, termotolerantes e bactérias heterotróficas
Na Tabela 34 estão apresentados os valores médios do número mais
provável (NMP) de coliformes totais e termotolerantes e de bactérias heterotróficas
no afluente e efluentes, e das eficiências de remoção nos reatores UASB R1, R2 e
no conjunto de reatores UASB em dois estágios (R1+R2) durante os ensaios 1, 2, 3
e 4. Na Tabela 35 estão os valores do número mais provável (NMP) de coliformes
totais e termotolerantes e de bactérias heterotróficas no afluente e efluente do RBS,
e das eficiências de remoção no RBS e no sistema de tratamento combinado
(R1+R2+RBS) durante as fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
Segundo METCALF & EDDY (2003), a quantidade de coliformes totais em
águas residuárias domésticas varia entre 10
6
a 10
9
NMP/100 mL. O valor obtido para
águas residuárias de suinocultura, neste estudo, ficou em quantidade similar a do
esgoto sanitário doméstico. A ordem de grandeza dos coliformes totais e
termotolerantes foram de 10
6
a 10
7
e de 10
8
a 10
8
, respectivamente, no afluente
durante os ensaios do experimento.
DUDA & OLIVEIRA (2007) encontraram, em águas residuárias de
suinocultura com SST entre 5000 a 13000 mg L
-1
, coliformes termotolerantes da
ordem de 10
6
a 10
8
NMP/100 mL, valores similares aos encontrados neste estudo.
No efluente do R1, os coliformes termotolerantes foram 4,3x10
5
; 4,6x10
6
; 2,4x
10
7
e 1,5x10
6
NMP/100 mL, e no efluente do R2 2,3x10
5
; 3,5 x10
6
; 2,4x 10
7
e 1,9x10
6
NMP/100 mL,
nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente.
No R1, as eficiências de remoção de coliformes totais (79,76 a 90,00%) e
termotolerantes (85,88 a 94,88%) foram maiores do que no R2 (23,91 a 92,08% e de
23,91 a 92,08%, respectivamente).
Observa-se que com a diminuição do TDH de 28 para 14h, no R1 e de 11
para 6h no R2, do ensaio 1 para o ensaio 2, houve diminuição da eficiência de
remoção de coliformes termotolerantes nos reatores R1, R2 e no conjunto de
reatores UASB em dois estágios (R1+R2), em virtude provavelmente das baixas
eficiências de remoção de SST, DQO total e menor TRS observados no ensaio 2, e
conseqüentemente, de coliformes arrastados junto com e efluente.
190
No conjunto de reatores UASB em dois estágios (R1+R2) obteve-se
eficiências de remoção de coliformes totais e termotolerantes de 97,26; 92,39; 89,09;
98,88% nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente. As maiores eficiências de remoção
de coliformes totais e termotolerantes ocorreram no conjunto de reatores rm dois
estágios (R1+R2) nos ensaios 4 e 1, quando os TRS foram mais longos (de 75 e 26
d, respectivamente).
O controle de patógenos é um requisito relativamente recente para a digestão
anaeróbia. Dessa forma, o projeto de digestores para alcançar um determinado nível
de controle de patógenos é novo e existem poucos dados para serem utilizados no
projeto. Nas normas americanas há o requisito de no mínimo 15 d de TRS, para
digestores anaeróbios operados a 35ºC, visando redução definitiva de patógenos em
sólidos de águas residuárias municipais. A operação de digestores anaeróbios em
série também pode incrementar a destruição de patógenos (GRADY et al., 1999).
Tabela 34. Valores médios de número mais provável (NMP/100 mL) de coliformes
totais e termotolerantes e de bactérias de heterotróficas (UFC/mL), no
afluente e efluentes, e das eficiências de remoção nos reatores UASB
R1 e R2 e no conjunto de reatores em dois estágios UASB (R1+R2), nos
ensaios 1, 2, 3 e 4.
Coliformes
Totais
Coliformes
Termotolerantes
Contagem de
Heterotróficos
Ensaios
Local de
amostragem
NMP/
100 mL
Eficiência de
Remoção
(%)
NMP/
100 mL
Eficiência de
Remoção
(%)
UFC/mL
Afluente 8,4 x 10
6
- 8,4 x 10
6
- 6,1 x 10
7
R1 1,7 x 10
6
79,76
4,3 x 10
5
94,88 1,4 x 10
6
R2 3,4 x 10
5
80,00
2,3 x 10
5
46,51 1,9 x 10
5
1
R1+R2
95,95
- 97,26 -
Afluente 4,6 x 10
7
-
4,6x10
7
- 2,4 x 10
7
R1 4,6 x 10
6
90,00
4,6x10
6
90,00 9,8 x 10
6
R2 3,5 x 10
6
23,91
3,5 x 10
6
23,91
1,0 x 10
7
2
R1+R2 -
92,39
-
92,39
-
Afluente 2,2 x 10
8
- 2,2 x 10
8
- 4,5 x 10
7
R1 2,4 x 10
7
89,09 2,4 x 10
7
89,09 9,5 x 10
6
R2 2,4 x 10
7
-
2,4 x 10
7
- 4,2 x 10
7
3
R1+R2 - 89,09 - 89,09 -
Afluente 1,7 x 10
8
1,7 x 10
8
- 3,0 x 10
7
R1 2,4 x 10
7
85,88 1,5x10
6
85,88 5,8 x 10
6
R2 1,9 x 10
6
92,08 1,9 x10
6
92,08 1,3 x 10
6
4
R1+R2 - 98,88 - 98,88 -
191
FERNANDES (2004) trabalhando com reatores anaeróbios compartimentados
(ABR) e UASB, com TDH de 28 e 18 h no primeiro reator e 6,5 e 4 h no segundo
reator, no tratamento de águas residuárias de suinocultura com concentrações de
SST de 6000 mg L
-1
, obteve eficiências de remoção de coliformes totais e
termotolerantes para o sistema de tratamento (ABR+UASB) próximos a 99,99%. As
concentrações de coliformes totais e termotolerantes no efluente do sistema de
tratamento ficaram entre 8,2 x 10
4
a 4,3 x 10
6
NMP/100 mL
e 2,0 x 10
4
a 8,4 x 10
5
,
NMP/100 mL,
respectivamente
RAMIRES (2005) tratou águas residuarias de suinocultura com concentrações
de SST entre 4940 a 12860 mg L
-1
em reatores UASB em dois estágios, com TDH
de 36 e 18 h para o primeiro reator e de 7,5 e 3,7 h para o segundo, e obteve
eficiências de remoção para coliformes totais e fecais no conjunto de reatores UASB
em dois estágios (R1+R2) acima de 99,7%. As concentrações de coliformes totais e
termotolerantes no efluente do sistema ficaram entre 2,06 x 10
5
a 1,32 x10
6
NMP/100 mL e 4,74 x 10
4
a 1,37x10
6
NMP/100 mL, respectivamente.
Apesar de apresentar bons resultados de remoção de carga orgânica e das
elevadas porcentagens de redução de coliformes, o tratamento das águas
residuárias de suinocultura nos reatores UASB em dois estágios não permitiu obter
valores de microrganismos indicadores que possibilitou a sua utilização na irrigação
de culturas agrícolas alimentícias atendendo os regulamentos brasileiros e
internacionais. Esses resultados confirmam o que é citado na literatura, ou seja, que
o efluente de reatores UASB necessita de um pós-tratamento para alcançar esse
fim.
Com a utilização do RBS para o pós-tratamento do efluente dos reatores
UASB obtiveram-se eficiências de remoção de 78,37 a 99,95% de coliformes
termotolerantes e concentrações no efluente final de 2,3x 10
3
a 9,3x10
5
NMP/100 mL
(Tabela 35).
192
Tabela 35. Valores médios do número mais provável (NMP/100 mL) de coliformes
totais e termotolerantes e de bactérias heterotróficas (UFC/mL), no
afluente e efluente, e das eficiências de remoção no RBS e no sistema
de tratamento combinado (R1+R2+RBS).
* sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS)
Esses resultados se assemelham aos valores encontrados por PEREIRA-
RAMIRES et al. (2003) que trataram águas residuarias de suinocultura em sistema
composto por um reator UASB com TDH de 12 h, seguido por um filtro anaeróbio
com TDH de 8,5 h e um reator biológico aerado (RBA) como pós- tratamento do
efluente dos reatores anaeróbios, e obtiveram valores de coliformes fecais de
1,8x10
3
NMP 100 mL
-1
. Os autores enfatizaram a importância de possibilidade de
reutilização do efluente em casos de demanda hídrica.
Coliformes
Totais
Coliformes
Termotolerantes
Contagem de
Heterotróficos
Fases
Local de
amostragem
NMP/
100 mL
Eficiência de
Remoção
(%)
NMP/
100 mL
Eficiência de
Remoção
(%)
UFC/mL
Afluente 4,3 x 10
7
-
4,3x10
7
- 2,1 x 10
6
RBS 2,3 x 10
4
99,95
2,3 x10
4
99,95 7,0 x 10
5
1
Sistema* -
99,99
99,99 -
Afluente 4,3 x 10
5
2,3 x 10
5
8,6x10
4
RBS 2,4x 10
3
99,44
2,4x10
3
98,96 1,3x10
5
2
Sistema* -
99,97
- 99,97 -
Afluente 2,4 x 10
6
2,4 x 10
6
- 2,1 x 10
5
RBS 1,10x 10
4
99,54 9,3 x 10
3
99,61 1,3 x 10
4
3
Sistema* - 99,98 99,98 -
Afluente 4,3 x 10
6
4,3 x10
6
1,8 x 10
5
RBS 1,10 x 10
4
97,44 9,3x 10
3
99,78 2,0 x 10
4
4
Sistema* - 99,76 99,98 -
Afluente 4,3 x 10
6
- 4,3 x 10
6
- 1,9 x 10
7
RBS 9,3x 10
5
78,37 9,3x10
5
78,37 2,3 x 10
4
5
Sistema* - 93,80 - 93,80
Afluente 2,4 x 10
5
- 2,3x10
5
- 8,1x10
6
6
RBS 2,3 x 10
3
99,00 2,3 x10
3
99,00 8,6x10
3
Sistema* - 99,97 99,78 -
Afluente 2,4 x 10
6
- 2,1 x 10
6
- 1,1x10
6
7
RBS 2,4x 10
5
90,00 2,4 x 10
5
88,57 9,0x10
4
Sistema* - 90,90 - 99,00 -
Afluente 1,5 x 10
6
- 1,5 x10
6
- 1,6x10
6
8
RBS 2,3 x 10
3
99,85 2,3x 10
3
99,85 3,0x10
3
Sistema* - 99,99 - 99,99 -
193
FERREIRA et al. (2003), operando dois reatores UASB, em série, com TDH
de 14 h cada um e com volume de 705 L, seguidos de tanque de estabilização (TDH
de 96 h), no tratamento de águas residuárias de suinocultura, pré-decantadas com
concentração de sólidos totais de 2934 mg L
-1
, verificaram eficiências de remoção de
coliformes totais e termotolerantes no tanque de estabilização aerado de 85 e 96%,
respectivamente. A redução dos coliformes nos reatores UASB e no tanque de
estabilização foram significativas, embora a concentração de coliformes
termotolerantes do efluente do tanque de equalização aerado estivesse em torno de
2,0x 10
3
a
6,7x 10
4
NMP/100 mL, valores similares aos encontrados neste estudo
para os efluentes do RBS aeróbio.
VANOTTI et al. (2005), operaram um sistema de tratamento em escala piloto
constituído por três reatores em série, composto por um tanque separador de sólidos
e líquidos, enriquecido com polímeros orgânicos, um tanque para a remoção
biológica do nitrogênio e um tanque para a extração alcalina do fósforo, para o
tratamento de águas residuárias de suinocultura com concentrações de SST de
10.59 g L
-1
e DQO total de 8.27 g L
-1
, com concentrações de 6,79 e 6,23 log
10
UFC/mL de coliformes totais e termotolerantes, respectivamente. Os autores
observaram reduções maiores do que 98% no sistema de tratamento. No reator para
remoção biológica de nitrogênio, em condições alternadas anóxicas-aeróbias,
ocorreu redução de coliformes totais e termotolerantes para 4,5 e 4,4 log
10
UFC/mL,
respectivamente, e no reator alcalino (pH 10,3) decresceu para concentrações <0,3
log
10
UFC/mL. Os autores concluíram que o processo de nitrificação e desnitrificação
foi eficiente na remoção de patógenos em águas residuárias de suinocultura, e que a
remoção de fósforo via alcalina resulta em efluente com boas condições sanitárias.
DUDA & OLIVEIRA (2007) operaram dois reatores RBSAn instalados em
série (280 e 140 L), com TDH variando de 1,5 a 4,0 d no R1, seguidos de duas
lagoas de polimento (1000 L cada), com TDH variando de 8,3 a 16,6 d cada, no
tratamento de águas residuárias de suinocultura com SST em torno de 10000 mg L
-
1
. As eficiências de remoção de coliformes totais e termotolerantes foram acima de
96,87% para o conjunto de reatores em dois estágios (R1+R2) e acima de 99,41%
194
para o sistema de tratamento, com concentrações de coliformes termotolerantes no
efluente do sistema de tratamento entre 10
3
e 10
5
NMP/100 mL.
No efluente do RBS, nas fases 2, 6 e 8, ocorreram menores valores de
coliformes termotolerantes de 2,3 x10
3
NMP/100 mL, o que pode estar relacionado
ao menor pH e aos maiores valores de OD no efluente, o que certamente contribuiu
para explicar o decaimento mais acentuado nestas fases. Estes fatores parecem
atuar conjuntamente, criando condições desfavoráveis para a sobrevivência dos
coliformes.
As eficiências médias de remoção no sistema de tratamento combinado
(R1+R2+RBS) variaram de 90,90 a 99,99% para os coliformes totais e de 93,80 a
99,99% para os coliformes termotolerantes. Valores semelhantes aos observados
por MENDONÇA (2002) operando sistema de tratamento com reator anaeróbio de
leito expandido seguido por um sistema de lodos ativados, tratando esgoto
doméstico, no qual observou eficiência de remoção de coliformes termotolerantes no
sistema de tratamento combinado anaeróbio-aeróbio de 99,6 a 99,9%.
A contagem do número de heterotróficos no afluente variou de 2,2x10
7
a
6,1x10
7
UFC/mL durante o experimento. Nos efluentes dos reatores R1 e R2,
variaram de 1,4x10
6
a 9,8x10
6
UFC/mL e 1,9x10
5
a 4,2x10
6
UFC/mL,
respectivamente, durante o experimento. No RBS a contagem de heterotróficos
variou de 3,3 x 10
3
a 7 x 10
5
UFC/mL durante o experimento.
Tomando-se como base os limites estabelecidos pela Resolução CONAMA
nº
357 (BRASIL, 2005)
, o efluente do RBS nas fases, 2, 6 e 8, alcançou valores
abaixo do limite estabelecido de coliformes termotolerantes, de 4000 NMP/ 100 mL,
para água doce em corpos d´ água de classe 3, dos quais pode ser utilizada para
irrigação de cultivos de arbóreos, ceralíferas e forragiculturas. .
Para a utilização de águas residuárias tratadas na irrigação, a Organização
Mundial da Saúde (OMS) estabelece os seguintes critérios: (i) irrigação irrestrita:
10
3
coliformes termotolerantes (Cter)/100 mL; (ii); para a irrigação restrita
10
4
E.coli
/100 mL; para a piscicultura adotam-se as seguintes recomendações:
10
4
Cter /100
mL no tanque de piscicultura ou 10
3
Cter/100 mL no afluente do tanque de
piscicultura. O padrão bacteriológico deve ser observado em termos de média
195
geométrica (WHO, 2006a, 2006b).
De acordo com os cenários de exposição considerados pela OMS (WHO,
2006a, WHO, 2006b), verifica-se que o efluente final (RBS) nas fases 2, 3, 4, 6 e 8
poderia ser utilizado com restrições para a irrigação e para a piscicultura.
4.13. Avaliação da atividade microbiana
Nas Tabelas 36 e 37, estão apresentados os valores médios da atividade
metanogênica específica (AME) do lodo dos reatores UASB (R1 e R2), nos ensaios
1 e 2, e 3 e 4, respectivamente. As curvas da produção de metano ao longo do
tempo do ensaio estão apresentadas no item Anexo (1 a 12).
As cargas orgânicas (So/Xo) aplicadas no lodo, coletado do reator UASB, R1
durante os ensaios de AME variaram de 0,37 a 0,71; de 0,45 a 0,66; de 0,51 a 0,76
e de 0,51 a 0,57 g DQO (g SV)
-1
, e no lodo do R2, variaram de 0,51 a 0,57; de 0,38 a
0,68; de 0,56 a 0,68 e de 0,50 a 0,56 g DQO (g SV)
-1
, respectivamente, nos ensaios
1, 2, 3 e 4.
A AME dos frascos-reatores controle do lodo do reator R1 variaram entre
0,018 a 0,009 mmol CH
4
(g SV h)
-1
e do R2 entre 0,018 a 0,006 mmol CH
4
(g SV h)
-1
e não ficou tão evidente a fase lag, pois a produção de metano apresentou
comportamento linear, diferente da maioria dos frascos-reatores com os substratos
estudados, que apresentaram padrão de crescimento sigmoidal. Os resultados dos
frascos-controles do R1 e R2 estão expressos graficamente nos Anexos (1 e 2).
Com relação as fontes de substrato utilizados para avaliar a atividade das
populações de microrganismos presentes no lodo dos reatores UASB R1 e R2, no
ensaio 1 observou-se que para o lodo do R1, os maiores valores de AME foram de
0,443; 0,189 e 0,165 mmol CH
4
(g SV h)
-1
, com o propionato + butirato, formiato e
acetato, respectivamente, seguido de AME de 0,141 e 0,102 mmol CH
4
(g SV h)
-1
,
com a glicose e o amido, respectivamente. No ensaio 2, observou-se também que
com as fontes propionato + butirato e acetato foram obtidos os maiores valores de
AME, de 0,304 e 0,160 mmol CH
4
(g SV h)
-1
, respectivamente, no lodo do R1.
Com o lodo do R2, no ensaio 1, os valores médios de AME foram de 0,206;
196
0,131; 0,054, 0,039 e 0,014 mmol CH
4
(g SV h)
-1
, para os substratos propionato +
butirato, acetato, glicose, formiato e amido, respectivamente. No ensaio 2 os
maiores valores da AME foram com as fontes propionato + butirato e glicose; 0,148
e 0,108 mmol CH
4
(g SV h)
-1
, respectivamente.
Comparando-se os valores da AME obtidos com o lodo dos reatores 1 e 2,
tanto no ensaio 1 como no ensaio 2, observa-se que no lodo do R1 os valores de
AME foram maiores do que do R2.
TABELA 36. Valores médios de atividade metanogênica específica (AME), com as
diferentes fontes de substrato, e da carga orgânica aplicada (S
0
/X
0
) no
lodo proveniente dos reatores UASB em dois estágios (R1 e R2), nos
ensaios 1 e 2, com concentrações de SST do afluente em torno de 5
g L
-1
.
AME (mmol CH
4
(g SV h)
-1
)
Ensaio 1 Ensaio 2
R1 R2 R1 R2
Fontes de
substrato
Atividade
TDH=28 h TDH=11 h TDH=14 h TDH=6 h
SST 5 g L
-
1
Amido
0,102
±
0,03
0,054
±
0,04
0,043
±
0,007
0,030
±
0,003
S
0
/X
0
Hidrolítica
0,50 0,51 0,59 0,38
Glicose
0,141
±
0,03
0,014
±
0,05
0,133
±
0,070
0,108
±
0,011
S
0
/X
0
Acidogênica
0,57 0,55 0,66 0,68
Propionato
+ butirato
0,443
±
0,13
0,206
±
0,02
0,304
±
0,090
0,148
±
0,016
S
0
/X
0
Acetogênica
0,71 0,52 0,50 0,59
Acetato
0,165
±
0,17
0,131
±
0,053
0,160
±
0,010
0,081
±
0,053
S
0
/X
0
Metanogênica
acetotrófica
0,37 0,54 0,45 0,55
Formiato
0,189
±
0,03
0,039
±
0,005
0,084
±
0,082
0,034
±
0,005
S
0
/X
0
Metanogênica
hidrogenotrófica
0,59 0,57 0,59 0,57
AME- atividade metanogênica específica (mmol CH
4
(g SV h)
-1
), S
0
/X
0
- Carga orgânica aplicada no lodo (g DQO (g SV)
-1
)
No ensaio 3, observou-se que para o lodo do R1, os maiores valores de AME
foram de 0,162; 0,121 e 0,102 mmol CH
4
(g SV h)
-1
, com o propionato + butirato,
acetato e formiato, respectivamente, seguido de 0,076 e 0,075 mmol CH
4
(g SV h)
-1
,
com a glicose e o amido, respectivamente. No ensaio 4, observou-se também que
com as fontes propionato + butirato e acetato foram obtidos os maiores valores de
197
AME, de 0,179 e 0,112 mmol CH
4
(g SV h)
-1
, respectivamente, no lodo do R1.
Com o lodo do R2, no ensaio 3, os valores médios de AME foram de 0,154;
0,096; 0,092, 0,082 e 0,081 mmol CH
4
(g SV h)
-1
, para os substratos propionato +
butirato, amido, acetato, glicose e formiato, respectivamente. No ensaio 4 os
maiores valores da AME foram com as fontes propionato + butirato, e acetato; 0,137
e 0,101 mmol CH
4
(g SV h)
-1
, respectivamente.
TABELA 37. Valores médios de atividade metanogênica específica (AME), com as
diferentes fontes de substrato, e da carga orgânica aplicada (S
0
/X
0
) no
lodo proveniente dos reatores UASB em dois estágios (R1 e R2), nos
ensaios 3 e 4, com concentrações de SST do afluente em torno de 10
g L
-1
.
AME (mmol CH
4
(g SV h)
-1
)
Ensaio 3 Ensaio 4
R1 R2 R1 R2
Fontes de
substrato
Atividade
TDH=28 h TDH=11 h TDH=14 h TDH=6 h
SST 10 g L
-
1
Amido Hidrolítica
0,075
±
0,005
0,096
±
0,028
0,068
±
0,005
0,043
±
0,008
S
0
/X
0
0,64 0,63 0,57 0,56
Glicose Acidogênica
0,076
±
0,005
0,082
±
0,007
0,063
±
0,011
0,057
±
0,006
S
0
/X
0
0,51 0,56 0,51 0,50
Propionato
+ butirato
Acetogênica
0,162
±
0,004
0,154
±
0,05
0,179
±
0,026
0,137
±
0,03
S
0
/X
0
0,56
0,57 0,52
0,53
Acetato
0,121
±
0,003
0,092
±
0,002
0,112
±
0,015
0,101
±
0,002
S
0
/X
0
Metanogênica
acetotrófica
0,76
0,68 0,57
0,54
Formiato
0,102
±
0,007
0,081
±
0,003
0,050
±
0,007
0,062
±
0,005
S
0
/X
0
Metanogênica
hidrogenotrófi
0,59
0,58 0,50
0,51
Comparando-se os valores da AME obtidos com o lodo dos reatores 1 e 2,
para todos os ensaios, observou-se- que no lodo do R1 os valores de AME foram
maiores do que do R2 com a fonte de propionato+ butirato, acetato e formiato.
Para ambos os testes de AME, realizados com o lodo dos reatores R1 e R2,
observou-se que com a fonte de substrato propionato + butirato ocorreram maiores
valores de AME, indicando alta atividade acetogênica em ambos os reatores.
Observa-se que a atividade hidrolítica, utilizando como substrato o amido, foi
198
predominante no lodo do R1, com exceção no ensaio 3, os quais observaram-se
maiores valores no lodo do R2, o que deve estar relacionado ao arraste de sólidos
suspensos e ou/ floculados do afluente do R1 para o R2, promovendo o aumento da
atividade das populações hidrolíticas também no lodo do R2.
Os resultados de atividade acetogênica, utilizando o propionato + butirato
como fonte de substrato, foram maiores com as menores concentrações de SST,
nos ensaios 1 e 2 com valores de 0,443 e 304 mmol CH
4
(g SV h)
-1
no lodo do R1, e
de 206 e 148 mmol CH
4
(g SV h)
-1
no lodo do R2, respectivamente.
Comparando-se os valores de AME obtidos com o lodo dos reatores R1 e R2,
observou-se que em geral os valores de AME foram maiores quando os reatores
estavam sendo operados com maiores TDH (28 h no R1 e 11 h no R2),
possivelmente devido ao arraste dos sólidos causado pelo aumento da velocidade
ascensional. E para o mesmo TDH os maiores valores de AME foram obtidos
quando os reatores eram alimentados com o afluente com menores concentrações
de SST, em torno de 5 g L
-1
, sendo mais evidente esta constatação no lodo do R1,
considerando-se que os sólidos suspensos do afluente podem prejudicar a atividade
do lodo, conforme destacado por LETTINGA & HULSHOFF-POL (1991). Isto pode
ser confirmado observando-se o decréscimo significativo da produção específica de
metano no R1 e (R1+R2) nos ensaios 3 e 4 em relação aos ensaios 1 e 2 (Tabela
17)
OLIVEIRA et al. (1997) avaliaram a AME de lodo proveniente de reator UASB,
tratando águas residuárias de suinocultura com SST de 0,5 a 2,0 g L
-1
, utilizando
como fonte de substrato o acetato de sódio, propionato de sódio, butirato de sódio e
formiato de sódio de forma conjunta e aplicando-se a relação S
0
/X
0
de 0,13 a 0,24 g
DQO (g SV)
-1
, e obtiveram valores menores de AME de 0,01 a 0,13 mmol CH
4
(g
SSV h)
-1
, do que os encontrados neste trabalho mesmo com COV e SST do afluente
menores. Isto pode estar associado as menores relações de So/Xo, que segundo
CHO et al. (2005) diminuem a AME e de acordo com sua recomendação devem ser
0,5; conforme foi utilizado neste trabalho.
STEIL (2001) determinou a AME do lodo de biodigestor em batelada tratando
resíduos de aves de postura, frangos de corte e suínos, usando conjuntamente os
199
substratos acetato, propionato, butirato e formiato de sódio em cargas orgânicas que
variaram de 0,25; 0,50; 0,75 e 1,00 gDQO/g SV. Os valores médios encontrados
para o lodo de biodigestores com esterco de aves de postura, foram de 0,1984;
0,1901; 0,1008 e de 0,0541 mmol CH
4
(g SSV h)
-1
para valores crescentes de
cargas orgânicas, respectivamente. Para lodo de biodigestores com estercos de
frangos de corte, os valores foram de 0,2109; 0,0973; 0,0558 e 0,0372 mmol CH
4
(g
SSV h)
-1
, e para lodo de biodigestores com estercos de suínos, os valores foram
0,2532; 0,0941; 0,0542 e 0,1105 mmol CH
4
(g SSV h)
-1
, respectivamente. Os
efluentes (lodo) de biodigestores contêm menor massa de microrganismos, e dessa
forma apresentaram maiores AME com a menor relação So/Xo, de 0,25 g DQO (g
SV)
-1
.
4.14. Microscopia eletrônica de varredura
Durante a operação dos reatores UASB (R1 e R2) e do RBS aeróbio, foram
coletadas amostras de lodo no final de cada ensaio e submetidas a observação em
microscópio eletrônico de varredura (MEV).
As morfologias observadas no grânulo da manta de lodo do R1 foram
praticamente semelhantes no início e no final do experimento e houve
predominância de morfologias das arquéias semelhantes a
Methanosaeta
sp.
na
parte inferior do reator. E na parte superior, embora tenha sido observado esse tipo
de microrganismo, ocorreu maior quantidade de bacilos e cocos, no ensaio 1 (Figura
34) e no ensaio 2 (Figura 35). Nos ensaios 3 e 4, (Figura 36) observaram-se
predominância de morfologias das arquéias semelhantes a
Methanosaeta
sp
.
TORRES (2000) verificou, na manta de lodo do reator UASB, tratando esgoto
doméstico, que a maior concentração de lodo ativo encontrava-se nos três pontos
inferiores do reator, sempre com poucos tipos morfológicos de microrganismos. A
autora verificou predominância das arquéias metanogênicas semelhantes a
Methanosaeta
sp. sobre
Methanosarcina
sp. (presentes em quantidade mínima).
Ainda na sua pesquisa a autora, constatou que a principal diferença entre os lodos
das diferentes profundidades do reator esteve relacionada com o tamanho dos
200
grânulos, mantendo-se sempre os de maior tamanho no fundo do reator e com
predominância das arquéias semelhantes a
Methanosaeta
sp.
DEL NERY et al (2008) monitorou as características dos grânulos em um
reator UASB de 450 m
3
tratando águas residuárias de abatedouro de aves. Os
grânulos foram coletados de três pontos de amostragem distintos (P1: 0,6 m; P2: 1,2
m e P3: 1,8 m de altura do reator) no final de operação do reator (1228 dias), com
eficiência média de remoção de DQO de 85%. Os grânulos com diâmetros médios
de 0,6 a 1,5 mm predominaram no P1; e os de 0,5 a 1,0 mm nos P2 e P3,
respectivamente. Os autores verificaram predomínio de arquéias metanogênicas nas
três amostras de grânulos. Dentre estas populações metanogênicas, as
porcentagens de
Methanosaeta
sp. foram maiores no P1.
As morfologias observadas nas amostras de lodo do R2, no ensaio 1 (Figura
37) foram semelhantes às observadas no R1. Verificou-se que houve presença de
poucos tipos morfológicos e com predominância de morfologias de organismos
semelhantes a
Methanosaeta.
Entretanto, no
ensaio 2, (Figura 38) com TDH de 6 h,
observou-se que houve seleção de alguns grupos microbianos tais como bacilos
com extremidades retas e arredondadas, bacilos curvos e cocos.. PEREIRA (2003)
também observou comportamento semelhante em reatores UASB em dois estágios,
tratando águas residuárias de suinocultura com COV de 18,65 kg DQO
total
(L d)
-1
no
primeiro reator e TDH de 16 e 4 h, no primeiro e segundo reator, respectivamente.
Segundo SAMSON et al. (1990) e HULSHOFF-POL (1989) apud PEREIRA
(2003), composições com elevadas frações de sólidos em suspensão ou materiais
refratários e o aumento na velocidade ascensional do líquido e do volume de gás,
levam à seleção dos componentes das partículas do lodo e podem prejudicar a
formação dos grânulos.
Nos ensaios 3 e 4, (Figura 39) nas amostras de lodo do R2, as morfologias
observadas foram semelhantes a
Methanosaeta
sp.
OLIVEIRA et al. (1997), operando reator UASB com TDH de 12 h para o
tratamento de águas residuárias de suinocultura com SST de 0,5 a 2,0 g L
-1
,
observou predominância no lodo das arquéias metanogênicas do gênero
M
ethanosaeta.
Segundo o autor essa predominância da M
ethanosaeta
nos grânulos
201
observados pode estar relacionada, entre outros fatores, com a origem do lodo de
inóculo e a manutenção no reator de concentrações de ácidos voláteis totais abaixo
de 100 mg L
-1
. Neste trabalho, as concentrações de AVT variaram de 142 a 298 mg
L
-1
no R1 e de 80 a 195 mg L
-1
no R2, nos ensaios 1 a 4, valores que podem ser
considerados baixos e que devem favorecer o crescimento das arqué
ias
Methanosaeta
, as quais tem maior afinidade pelo acetato, ou seja, maior taxa de
crescimento com menores concentrações acetato,ou seja, menor Ks.
ANGENENT et al. (2002) caracterizou a população microbiana do lodo de
reator seqüencial em batelada anaeróbio (RBSAn) tratando água residuária de
suinocultura. Os autores observaram que concentrações de N-amoniacal na faixa de
3600 mg L
-1
não afetaram a produção de biogás. Embora, com essa condição, as
metanogênicas utilizadoras de acetato do gênero
Methanosarcina
diminuiu. Já, as
metanogênicas utilizadoras do hidrogênio da ordem
Methanomicrobiales
aumentaram, sugerindo que a produção de metano foi obtida por meio da relação
sintrófica entre os organismos oxidadores do acetato e utilizadores do hidrogênio. E
isto mostrou que, a digestão anaeróbia de águas residuárias de suinocultura
contendo altas concentrações de N-amoniacal (3500 mg L
-1
) é sustentável em
virtude da habilidade das metanogênicas utilizadoras de hidrogênio serem ativas em
altas concentrações de N-amoniacal.
a) b)
FIGURA 34. Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de grânulos coletados na
manta de lodo do reator UASB (R1) no ensaio 1: (a) bacilos retos
semelhantes a
Methanosaeta,
na região inferior do reator e (b) cocos e
bacilos na região superior.
PADMASIRI et al. (2007) avaliaram a dinâmica da população metanogênica
no lodo de reatores anaeróbios com membrana (AnMBR) durante 300 dias de
A
B
202
operação tratando águas residuárias de suinocultura. Os autores observaram a
predominância da
Methanosaeta
sp
a) b)
FIGURA 35. Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de grânulos coletados na
manta de lodo do reator UASB (R1) no ensaio 2: (a) bacilos retos
semelhantes a
Methanosaeta,
na região inferior do reator e (b)
predomínio de cocos na região superior.
a) b)
FIGURA 36. Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de grânulos coletados na
região inferior da manta de lodo do reator UASB (R1): morfologias
semelhantes a
Methanosaeta
(a) no ensaio 3 e (b) no ensaio 4
.
a) b)
FIGURA 37. Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de grânulos coletados na
manta de lodo do reator UASB (R2) no ensaio 1: (a) bacilos reto
semelhantes a
Methanosaeta,
região inferior do reator e (b) cocos e
bacilos na região superior.
A
B
A
B
A
B
A
B
203
a) b)
FIGURA 38. Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de grânulos coletados na
manta de lodo do reator UASB (R2) no ensaio 2 na região inferior: (a)
bacilos com extremidades retas e arredondadas e cocos, (b) bacilos
curvos e cocos.
a) b)
FIGURA 39. Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de grânulos coletados na
manta de lodo do reator UASB (R2) na região inferior: (a) bacilos,
cocos e bacilos reto semelhantes a
Methanosaeta,
no ensaio 3 e (b)
predomínio de bacilos semelhantes a
Methanosaeta,
no ensaio 4.
No início da operação do RBS aeróbio, observou-se predominância de bacilos
e cocos (Figuras 41). Posteriormente, a composição da biomassa foi alterada,
predominando os protozoários (Figuras 41 e 42). Esses organismos são indicadores
de lodo de boa qualidade e alto grau de estabilidade Segundo JENKINS et al. (2003)
apud ONO (2007), os protozoários flagelados são indicadores de alta relação F/M.
TORRES (2000) verificou no lodo aeróbio do RBS tratando esgoto doméstico,
nos ciclos de 24 e 12 h, morfologias similares, observando-se predominância e a
permanência de protozoários ciliados rastejantes semelhantes a
Aspidisca,
ciliados
A
B
A
B
204
fixos coloniais semelhantes a
Opercularia
. Segundo a autora esses microrganismos
são indicadores de lodo de boa qualidade e estabilizado.
Foram observados nas fases 7 e 8 (Figura 43a, b, c e d), no lodo do RBS
agrupamento de cocos dispostos em tétrade.
a) b)
c) d)
FIGURA 40. Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de amostras do lodo do
reator em batelada seqüencial (RBS) coletada na região inferior: (a)
bacilos, cocos e filamentos, (b) amostras com predomínio de bacilos
arredondados e (c e d) cocos e filamentos..
a) b)
FIGURA 41. Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de amostras do lodo do
reator em batelada seqüencial (RBS) coletada na região inferior: (a)
cocos e protozoários flagelados, na fase 5 e (b) presença de
protozoários fixos.
A
B
A
B
205
Geralmente, as arquéias metanogênicas, tais como
Methanosaeta.
sp. são
consideradas menos sensíveis ao oxigênio, fixando-se nas camadas interiores dos
grânulos. No entanto, foi verificado no lodo do RBS na Fase 6, presença de
microrganismos semelhantes a
Methanosaeta.
sp. (Figura 44)
a) b)
FIGURA 42. Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de amostras do lodo do
reator em batelada seqüencial (RBS) coletada na região inferior na fase
6: colônias de protozoários (a) e (b) - aumento de 500 e 3000x,
respectivamente.
a) b)
c) d)
FIGURA 43. Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de amostras do lodo do
reator em batelada seqüencial (RBS) coletada na região inferior: (a)
agrupamento de cocos dispostos em tétrade nas fase 7 (a) e 8 (b, c e
d).
De acordo com KATO et al. (1999), a espessura e arquitetura do biofilme dos
grânulos representam barreira física para a difusão do oxigênio na sua região
central. Desse modo, pode existir nesses micronichos, a limitação de oxigênio, a
A
B
A
B
206
qual estará correlacionada ao substrato disponível e concentração de oxigênio na
camada superficial em contato com o microrganismo.
HIRASAWA (2007) constatou presença de
Methanosaeta
sp. nas amostras do
lodo granulado proveniente da manta inferior e superior do reator UASB (10,5L)
operado sob condições mesofílicas (30ºC) com TDH de 12 h, na presença de
oxigênio dissolvido (3,0± 0,7 mg L
-1
). A análise de hibridização
in situ
fluorescente
(FISH) demonstrou que houve predomínio de arquéias metanogênicas. A
Methanosaeta
sp. foi a arquéia metanogênica acetoclástica predominante. A autora
relata que a presença de oxigênio na concentração aplicada, não afetou
severamente o metabolismo dos microrganismos comumente considerados
estritamente anaeróbios.
Observou-se presença de flocos no lodo do RBS, os quais apresentaram-se
como flocos bem formados, estrutura compacta e bastante densos (Figura 45).
FIGURA 44. Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de amostras do lodo do
reator em batelada seqüencial (RBS) coletada na região inferior:
bacilos retos semelhantes a
Methanosaeta.
FIGURA 45. Foto dos flocos coletados no lodo do reator em batelada seqüencial
(RBS).
A
B
A
B
3
m
m
207
4.15. Considerações Finais
Na Tabela 38 estão apresentados os valores médios das cargas orgânicas
volumétricas (COV), das eficiências de remoção da DQO total, DQO dissolvida,
DQOss, SST, SSV, NTK e P-total; da produção volumétrica de CH
4
e do TRS nos
reatores UASB (R1 e R2) e no conjunto de reatores UASB em dois estágios (R1+R2)
obtidos durante os ensaios 1, 2, 3 e 4. Na Tabela 39, estão apresentados os valores
médios desses parâmetros obtidos durante a operação do RBS e do sistema de
tratamento combinado (R1+R2+RBS) nas fases 1 a 8.
Como resultado deste trabalho, foi constatado a viabilidade técnica da
aplicação do sistema combinado (R1+R2+RBS), com baixos TDH e altas COV, para
o tratamento de águas residuárias de suinocultura contendo altas concentrações de
sólidos suspensos, matéria orgânica, nutrientes e patógenos, e com a obtenção de
efluente com qualidade para atendimento de padrão de lançamento (para DQO, N-
am., Cu, Fe, Mn e Zn) e o uso na irrigação e piscicultura com restrições. Foi possível
obter concentrações mínimas de coliformes termotolerantes de 2,3 x10
3
NMP/100
mL. Nas águas residuárias de classe 3, as quais podem ser utilizadas para irrigação
de culturas arbóreas, cerealíferas e forrageiras, a concentração máxima permitida
para coliformes termotolerantes é de 4000 NMP/100 mL (BRASIL, 2005).
Isso foi possível, pois ao longo da operação dos reatores UASB observou-se
gradativa adaptação do lodo, refletindo na melhoria das eficiências de remoção dos
parâmetros analisados.
Os mecanismos de remoção da matéria orgânica forão físicos e biológicos.
Em virtude das altas frações da DQOss na DQO total, verificaram-se altas eficiências
de remoção de DQO total associadas à diminuição de DQOss no efluente e da
correlação com os maiores TRS. A DQO dissolvida e a DQOss foram convertidas em
CH
4
, evidenciando-se relações DQO-CH
4
por DQO dissolvida de 1,2 a 4,5. Portanto,
ocorreu hidrólise da DQOss, confirmanda pela constatação da alta atividade
hidrolítica no lodo, principalmente, do primeiro reator UASB (R1)
A atividade da microbiota (acidogênica, acetogênica e metanogênica) do lodo
dos reatores UASB, principalmente do R1, diminuiu com o aumento da concentração
de sólidos suspensos do afluente, implicando em menores produções específicas de
CH
4
e, porcentagens de DQO total removida convertid em CH
4.
A melhor condição operacional dos reatores UASB foi obtida no ensaio 4,
aplicando-se COV de 26 e 7 g DQO total (L d)
-1
no R1 e R2, respectivamente,
verificando-se eficiências da remoção de DQO total, DQO dissolvida, DQOss, SST,
SSV, NTK e P-total de 90, 82, 92, 96, 96, 55 e 73%, respectivamente, no conjunto de
reatores UASB (R1+R2). Vale ressaltar que nestas condições de operação ocorreu
maior estabilidade nas características do afluente, e foi observado maior TRS.
As remoções de P tiveram tendência similar as das remoções de NTK, Ca, Mg
e Fe, evidenciando que, além da imobilização no lodo para crescimento, ocorreu
preciptação na forma de estrovita, hidroxiapatita e vivianita.
O RBS aeróbio como pós-tramento do efluente dos reatores UASB (R1 e R2)
em dois estágios, foi estável quanto a remoção de DQO total (principalmente, a
remoção de SSV) e de nutrientes.
As eficiências de remoção de DQO total não diferiram estatisticamente no
208
sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS) e variaram na média de 95 a 99%.
O mesmo ocorreu para a remoção de SST e SSV, os quais não diferiram
estatisticamente entre as oito fases de operção. A remoção de DQO total ocorreu
principalmente, durante a etapa anaeróbia, com o consumo de matéria orgânica para
a desnitrificação e a remoção biológica de P.
TABELA 38. Valores médios da COV aplicada, da DQO total, DQO dissolvida, DQO
ss, SST, SSV, NTK e P-total e da produção volumétrica de CH
4
, e das
eficiências de remoção nos reatores UASB (R1 e R2) e no conjunto de
reatores UASB em dois estágios (R1+R2) nos ensaios 1, 2, 3 e 4.
Ensaios
Parâmetros Reator
1 2 3 4
cv
(%)
Teste F
TDH (h)
R1 28 14 28 14
R2 11 6 11 6
R1 11 c 19 b 18 bc 26 a
50 10,7**
COV (g DQO total (L d
-1
)
R2 5 b 15 a 12 a 7 b
59 14,6**
R1 77 ab 55 c 73 b 86 a
20 19,4**
R2 43 a 29 a 37 a 34 a
68 1,8ns
Eficiência
DQO total (%)
R1+ R2 88 a 54 b 81 a 90 a
20 25,9**
R1 59 b 52 b 50 b 73 a
33 9,4**
R2 37 a 26 a 36 a 31 a
65 1,3 ns
Eficiência
DQO dissolvida (%)
R1+ R2 76 ab 65 c 70 bc 82 a
18 7,7**
R1 81 ab 51 c 72 b 88 a
26 17,6**
R2 41 a 25 a 35 a 32 a
83 1,4 ns
Eficiência
DQO SS (%)
R1+ R2 90 a 48 b 82 a 92 a
24 27,3**
R1 79 a 56 b 66 b 90 a
37 20,7**
R2 55 a 13 b 44 a 53 a
51 20,5**
Eficiência
SST (%)
R1+ R2 92 a 54 c 83 b 96 a
14 59,4**
R1 78 a 60 b 67 b 89 a
26 12,3**
R2 56 a 25 b 48 a 53 a
60 5,8**
Eficiência
SSV (%)
R1+ R2 91 a 64 b 84 b 96 a
16 26,0**
R1 58 a 33 b 49 a 43 ab
41 8,8**
R2 17 a 7 b 7 b 20 a
106 10,4**
Eficiência NTK (%)
R1 + R2
65 a 31 c 46 b 55 ab
42 15,1**
R1 66 a 52 ab 48 b 64 a
38 7,4**
R2 17 a 18 a 13 a 22 a
108 1,6ns
Eficiência P-total (%)
R1 + R2
71 a 60 a 48 b 73 a
38 12,6**
R1 1,458 a 1,613 a
0,548 b
1,317 a
49 19,4**
R2 0,263 a 0,251 a
0,157 b
0,244 a
27 12,7**
Produção volumétrica de
CH
4
(m
3
CH
4
(m
3
reator)
-1
)
R1+ R2 1,073 ab
1,217 a
0,441 c
0,947 b
43 25,5**
R1 17 8 10 41
R2 9 4 10 34
TRS (d)
R1+R2 26 12 20 75
Letras minúsculas diferentes na mesma linha diferem pelo teste de Tukey a 5%; ** p<0,01 (Significativo a 1% de
probabilidade); *: p<0,05 (Significativo a 5% de probabilidade); ns: p>0,05 (não significativo no nível de 5% de
probabilidade).
209
TABELA 39. Valores médios e coeficientes de variação (CV) das eficiências de remoção (E) de DQO total, SST,
nitrogênio total Kjeldahl (NTK), nitrogênio amoniacal (N-am), nitrogênio total (NT) e do P-total, e do TRS no
reator em batelada seqüencial (RBS) aeróbio e no sistema de tratamento combinado (R1+R2+RBS) nas
fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
Letras minúsculas diferentes na mesma coluna diferem pelo teste de Tukey a 5%; ** p<0,01 (Significativo a 1% de probabilidade); *: p<0,05 (Significativo a 5% de
probabilidade); ns: p>0,05 (não significativo no nível de 5% de probabilidade).
Eficiência de remoção (%)
COV DQO total SST NTK N-am NT P-total
TRS
(d)
Fases
COV
g DQO total
(L d
-1
)
RBS sistema RBS sistema RBS sistema RBS sistema RBS sistema RBS sistema
1 1,5b 83ab 96a 90a 98a 80ab 87bc 94ac 92a 67a 79ab 54a 77a 241
2 1,2b 79ab 97a 91a 99a 89a 97a 96a 94a 62ab 89a 39ab 81a 332
3 1,5b 89a 96a 93a 98a 64c 79ce 96a 95a 55ab 73bc 59a 84a 247
4 3,6a 80ab 95a 90a 96a 69bc 76e 94ab 91a 58ab 68c 53ab 82a 45
5 1,4b 74b 97a 88a 98a 70bc 89ab 89bd 87a 58ab 84a 61a 82a 90
6 1,0b 83ab 99a 90a 99a 86ab 93ab 92abcd 90a 71a 87a 37ab 84a 210
7 0,4b 79ab 98a 93a 99a 80bc 89ab 82e 87a 41b 79abc 28b 85a 483
8 1,2b 88a 98a 92a 99a 77abc 88abc 88de 89a 51ab 75abc 45ab 83a 225
cv (%) 86 13,5 3,6 10,3 7,3 19,5 10,0 6,3 8,3 28,9 13,2 47,8 15,5 241
Teste F 6,8** 3,5** 1,6ns 0,7 ns 1,8 ns 5,3** 8,8** 11,4** 2,2ns 4,8** 6,6** 3,8** 1,3 ns 332
210
As altas eficiências de remoção de NTK e N-am., evidenciaram que houve
nitrificação e desnitrificação em altas taxas. A desnitrificação foi limitada por falta de
matéria orgânica e a nitrificação por insuficiência de alcalinidade.
Ocorreu remoção biológica do P-total no RBS, e as eficiências diminuíram
com o aumento do TRS, em virtude da menor produção de lodo excedente, e
consequentemente da ausência de retirada de fósforo acumulado nas células
bacterianas.
Não houve diferença entre as eficiências de remoção de DQO total, SSV,
NTK, N.am. e P-total e outros nutrientes com tempos de 2 e 6 h na etapa de
sedimentação do RBS. Portanto, poderiam ser mantidos 2 h para a sedimentação e
utilizado o tempo excedente para uma etapa anóxica (com mistura), para
complementar a desnitrificação, verificando a possibilidade de utilização da matéria
orgânica do lodo anaeróbio.
As eficiências de remoção dos outros macro e micronutrientes foram maiores
com os maiores TRS nos reatores. Este comportamento indica que o prinipal
mecanismo de remoção desses elementos está relacionado com a imobilização,
adsorção e sedimentação no lodo.
CONCLUSÕES
A obtenção, análise e discussão dos resultados dos ensaios do experimento
com reatores UASB em escala piloto, instalados em série (sistema em dois estágios)
para o tratamento de águas residuárias de suinocultura, operados com altas
concentrações de SST (5,3 a 11,5 g L
-1
) e COV de 11 a 26 g DQO total (L d)
-1
no R1,
e de 5 a 15 g DQO total (L d)
-1
no R2, seguidos de RBS aeróbio para o pós-
tratamento de águas residuárias de suinocultura, permitiram apresentar as
conclusões abaixo relacionadas, as quais serão descritas em relação aos objetivos
propostos (item I)
a) Em relação ao objetivo de verificar o efeito das concentrações de SST no
desempenho dos reatores UASB operados em dois estágios e com diferentes COV,
pode-se concluir:
os reatores UASB em dois estágios foram eficientes na remoção de
DQO total e, principalmente, da fração devido aos sólidos suspensos. Para a COV
de 11, 18 e 26 g DQO
total
(L d)
-1
no primeiro reator (R1) e de 5, 12 e 7 g DQO
total
(L
d)
-1
no segundo reator, pôde-se obter eficiências de remoção de DQO total e de SST
acima de 80% e de DQO dissolvida acima de 70%. Para COV de 19 e 15 g DQO
total
211
(L d)
-1
no R1 e R2, respectivamente, as eficiências de remoção de DQO total e de
SST diminuíram para 54%, e da DQO dissolvida para 65%. No entanto, as maiores
produções volumétricas de metano (1,217 m
3
CH
4
(m
3
reator d)
-1
) e específicas
(0,286 m
3
CH
4
(kg DQO removida)
-1
) no conjunto de reatores UASB (R1+R2) foram
obtidas com COV de 19 e 15 g DQO
total
(L d)
-1
para o R1 e R2, respectivamente;
mesmo com a diminuição do TDH e o aumento das concentrações de
SST do afluente, no ensaio 4, ocorreram altas eficiências de remoção de DQO total
(90%), SST (96%), NTK (55%), N-org. (85%), P-total (73%), Ca (79%), Mg (61%) e
Cu (81%) em virtude da adaptação do lodo e, conseqüentemente, do maior TRS (75
d) no conjunto de reatores UASB em dois estágios (R1+R2).
b) Com relação ao objetivo de avaliar a microbiota e a atividade hidrolítica,
acidogênica, acetogênica e metanogênica do lodo dos reatores UASB
operados em dois estágios, pode-se concluir que:
houve o estabelecimento equilibrado das populações hidrolíticas,
acidogênicas, acetogênicas e metanogênicas acetoclástcas e hidrogenotróficas no
lodo na manta de lodo dos reatores UASB operados em dois estágios;
a atividade hidrolítica da microbiota do lodo do R1 foi superior à
observada no lodo do R2, indicando que a hidrólise predominou no lodo do R1;
com os menores valores de COV (11 e 5 g DQO
total
(L d)
-1
) aplicadas
no R1 e R2, foram observados maiores valores de AME, com 0,443 e 0,206 mmol
CH
4
(g SV h)
-1
,
respectivamente, e com a fonte de substrato o propionato+ butirato,
indicando maior atividade acetogênica no lodo dos reatores UASB.
com as concentrações de SST no afluente em torno de 10 g L
-1
, houve
diminuição da AME no lodo do R1 e R2, e principalmente quando os reatores UASB
foram operados com TDH menores, de 14 e 6 h no R1 e R2, respectivamente.
a caracterização morfológica do lodo dos reatores UASB (R1 e R2) por
meio de microscopia eletrônica de varredura, indicou a predominância de
microrganismos semelhantes a
Methanosaeta,
e no lodo do RBS, entre as bactérias,
as morfologias mais freqüentes foram os bacilos arredondados, cocos e cocos
dispostos em tétrade e também observou presença de protozoários.
212
c) Com relação ao pós-tratamento do efluente dos reatores UASB em dois
estágios em RBS aeróbio visando a complementação de remoção biológica da
matéria orgânica, de nutrientes e patógenos:
o RBS aeróbio como pós-tratamento do efluente dos reatores UASB
em dois estágios, mostrou-se estável quanto a remoção de DQO total, e
principalmente quanto a remoção de SST. Obteve-se remoção de DQO total acima
de 74% e de SST acima de 88%;
as concentrações médias de nitrogênio amoniacal no efluente foram
abaixo do limite para o lançamento de efluentes em corpos d`água contido na
Resolução nº 357 do Conselho Nacional de Meio Ambiente (< 20 mg L
-1
) em quase
todas as condições operacionais;
as eficiências de remoção de NTK, N-org., N.am. e NT foram acima de
76, 69, 87 e de 71%, respectivamente, e evidenciam que houve nitrificação em altas
taxas. Porém, ocorreu acúmulo de nitrito e nitrato no efluente do RBS, em virtude de
deficiências de alcalinidade na fase anaeróbia do ciclo.
ocorreu a desnitrificação na fase de reação anaeróbia (anóxica) no
RBS, tendo em vista a redução do nitrato, consumo da matéria orgânica e a
produção de alcalinidade, no entanto, não foi suficiente para remover todo o nitrito e
nitrato, sugerindo que houve limitação de matéria orgânica no afluente;
a remoção do fósforo no RBS aeróbio variou de 28 a 59% nas fases
estudadas, e essas baixas eficiências na remoção do fósforo podem ter ocorrido em
virtude dos elevados TRS, porém no sistema de tratamento combinado (R1 +R2
+RBS) as eficiências de remoções foram mais estáveis, de 77 a 85%.;
os efluentes obtidos durante a operação do sistema de tratamento
combinado (R1+R2+RBS) atenderam aos padrões de lançamento de efluentes
(exceto o Cu nas fases 1, 3, 4, 7 e 8) contidas na Resolução 357 do CONAMA no
que diz respeito às concentrações máximas de Fe (5,0 mg L
-1
), Zn (5,0 mg L
-1
) ,Cu
(0,013 mg L
-1
) e Mn (0,5 mg L
-1
) e também aos padrões de qualidade de água doce
de corpos d` água de classe 3, as quais podem ser utilizadas na irrigação de
culturas arbóreas, cerealíferas e forrageiras.
Independente da condição operacional utilizada (tempo de ciclo de 12 a
213
24 h) o RBS foi capaz de acomodar as COV aplicadas, compreendidas entre 0,4 a
3,6 g DQO
total
(L d)
-1
, a TCL de 0,04 a 0,33 g DQO (g SV d)
-1
e o TDH de 56 e 28 h.
Portanto, o reator piloto pesquisado apresentou-se como uma boa alternativa para o
tratamento de águas residuárias de suinocultura que têm grandes flutuações de
carga com altas concentrações de matéria orgânica, nitrogênio e fósforo;
a remoção de coliformes totais e termotolerantes alcançaram
porcentagens de redução de até 99,95%, com valores médios no efluente do RBS de
2,3 x 10
-3
NMP/100 mL. Tomando-se como base os limites estabelecidos pela OMS,
verificou-se que o efluente final poderia ser utilizado com restrições para a irrigação
e para a piscicultura
a maior parte da remoção da matéria orgânica e sólidos suspensos
ocorreu nos reatores UASB, ressaltando a importância do tratamento anaeróbio, pois
ao longo do trabalho, ficou evidente que a união dos aspectos positivos de cada
processo, traz grandes vantagens para o tratamento de águas residuárias de
suinocultura.
VI. REFERÊNCIAS
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Tratamento de águas residuárias de suinocultura em
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ANEXOS
Gráficos da produção de metano (
- valores experimentais;- modelo sigmoidal
ajustado) no lodo no reator UASB (R1) e (R2)
ANEXO 1. Produção de metano no ensaio de atividade metanogênica especifica
(AME) do lodo do reator UASB (R1), ao final dos ensaios 1, 2, 3 e 4
0 10 20 30 40 50 60 70
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
1,6
R
2
=0,99
Controle R1'-ensaio 3
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70 80
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
R
2
=0,96
Controle' R1- ensaio 4
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
Controle R1
Controle’ R1 – ensaio 1
R
2
=0,95
0 10 20 30 40 50 60 70
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
Controle R1-ensaio 2
mmol de CH
4
Tempo do ensaio (h)
R
2
=0,99
237
ANEXO 2. Produção de metano no ensaio de atividade metanogênica especifica
(AME) do lodo do reator UASB (R2), ao final dos ensaios 1, 2, 3 e 4
0 10 20 30 40
0,00
0,05
0,10
0,15
0,20
0,25
0,30
0,35
0,40
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
Controle R2
Controle’ R2 – ensaio 1
0 10 20 30 40 50 60 70
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
1,6
1,8
R
2
=0,99
Controle' R2-ensaio 3
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70 80
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
R
2
=0,97
Controle' R2-ensaio 4
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
R
2
=0,98
Controle R2-ensaio 2
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
238
ANEXO 3. Produção de metano no ensaio de atividade metanogênica especifica
(AME) do lodo do reator UASB (R1), com formiato, ao final dos ensaios
1, 2, 3 e 4
0 10 20 30 40 50
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
R
2
=0,98
Formiato R1''- ensaio 3
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60
2
4
6
8
10
12
14
16
R
2
=0,99
Formiato'' R1- ensaio 4
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60
2
4
6
8
10
12
14
16
R
2
=0,96
Formiato R1''- ensaio 2
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50
0
2
4
6
8
10
mmol CH
4
Tem po do ensaio (h)
Formiato’ R1-ensaio 1
R
2
=0,98
239
ANEXO 4. Produção de metano no ensaio de atividade metanogênica especifica
(AME) do lodo do reator UASB (R2), com formiato, ao final dos ensaios
1, 2, 3 e 4
0 10 20 30 40 50 60
2
3
4
5
6
7
8
9
10
Formiato - R2''-ensaio 2
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70
2
4
6
8
10
12
14
Formiato' R2 - Ensaio 4
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 20 40 60 80
2
4
6
8
10
12
14
16
R
2
=0,99
Formiato R2' - ensaio 3
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 5 10 15 20 25 30
2
3
4
5
6
7
8
9
10
R
2
=0,99
Formiato' R2- ensaio 1
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
240
0 10 20 30 40 50 60
0
2
4
6
8
10
12
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
Acetato’ R1-ensaio 1
ANEXO 5. Produção de metano no ensaio de atividade metanogênica especifica
(AME) do lodo do reator UASB (R1), com acetato, ao final dos ensaios 1,
2, 3 e 4
0 5 10 15 20 25 30 35
2
4
6
8
10
12
14
16
R
2
=0,96
Acetato R1''- ensaio3
mmol de CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50
2
4
6
8
10
12
R
2
=0,99
Acetato' R1 - ensaio 4
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
R
2
=0,98
Acetato R1'-ensaio 2
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
241
0 10 20 30 40 50
2
4
6
8
10
12
Acetato 2' R2-ensaio 1
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
ANEXO 6. Produção de metano no ensaio de atividade metanogênica especifica
(AME) do lodo do reator UASB (R2), com acetato, ao final dos ensaios 1,
2, 3 e 4
0 10 20 30 40 50
2
4
6
8
10
12
14
16
R
2
=0,99
Acetato R2' - ensaio 3
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70
2
4
6
8
10
12
14
16
18
R
2
=0,96
Acetato R2' - ensaio 4
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60
2
4
6
8
10
12
14
16
18
R
2
=0,95
Acetato R2''- ensaio 2
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
242
ANEXO 7. Produção de metano no ensaio de atividade metanogênica especifica
(AME) do lodo do reator UASB (R1), com propionato + butirato, ao final
dos ensaios 1, 2, 3 e 4
0 10 20 30 40
0
2
4
6
8
10
12
14
16
R
2
=0,99
Propionato + Butirato R1' - ensaio 3
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50
0
5
10
15
20
25
30
R
2
=0,97
Propionato + Butirato R1'- ensaio 4
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40
2
4
6
8
10
12
14
R
2
=0,99
Propionato + Butirato' R1-ensaio 1
mmol de CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 5 10 15 20 25 30 35 40
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
Propionato+Butirato-R1''-ensaio 2
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
R
2
=0,98
243
ANEXO 8. Produção de metano no ensaio de atividade metanogênica especifica
(AME) do lodo do reator UASB (R2), com propionato + butirato, ao final
dos ensaios 1, 2, 3 e 4
0 10 20 30 40 50 60 70
0
5
10
15
20
25
30
R
2
=0,99
Propionato + Butirato '' R2 - ensaio 3
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40
2
4
6
8
10
12
14
Propionato + Butirato' R1-ensaio 1
mmol de CH
4
Tempo de ensaio (h)
R
2
=0,99
0 10 20 30 40 50
5
10
15
20
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
Propionato + Butirato’’ R2-ensaio 1
R
2
=0,99
0 10 20 30 40 50
2
4
6
8
10
12
Propionato + Butirato R2'-ensaio 4
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
R
2
=0,99
244
ANEXO 9. Produção de metano no ensaio de atividade metanogênica especifica
(AME) do lodo do reator UASB (R1), com glicose, ao final dos
ensaios 1, 2, 3 e 4
0 10 20 30 40 50
2
4
6
8
10
12
14
R
2
=0,98
Glicose R1''- ensaio 3
mmol de CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50
2
3
4
5
6
7
8
9
10
R
2
=0,99
Glicose R1"-ensaio 1
mmmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60
2
4
6
8
10
12
R
2
=0,99
Glicose R1''- ensaio 2
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70
2
3
4
5
6
7
8
Glicose R1'' -ensaio 4
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
R
2
=0,99
245
ANEXO 10. Produção de metano no ensaio de atividade metanogênica especifica
(AME) do lodo do reator UASB (R2), com glicose, ao final dos ensaios
1, 2, 3 e 4
0 10 20 30 40 50
2
4
6
8
10
12
R
2
=0,98
Glicose' R2- ensaio 3
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60
2
3
4
5
6
7
8
R
2
=0,99
Glicose R2''- ensaio 4
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70
2
4
6
8
10
12
14
16
R
2
=0,99
Glicose R2'-ensaio 2
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50
0
2
4
6
8
10
12
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
Glicose’’ R2-ensaio1
R
2
=0,99
246
ANEXO 11. Produção de metano no ensaio de atividade metanogênica especifica
(AME) do lodo do reator UASB (R1), com amido, ao final dos ensaios 1,
2, 3 e 4
0 10 20 30 40 50 60 70
2
4
6
8
10
12
14
16
R
2
=0,99
Amido R1'- ensaio 3
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60
2
4
6
8
10
12
R
2
=0,98
Amido R1' - ensaio 4
mmol de CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50
2
3
4
5
6
7
8
9
R
2
=0,97
Amido R1" - ensaio 2
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50
2
3
4
5
6
7
8
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
Amido’ R1-ensaio 1
R
2
=0,99
247
ANEXO 12. Produção de metano no ensaio de atividade metanogênica especifica
(AME) do lodo do reator UASB (R2), com amido, ao final dos ensaios 1,
2, 3 e 4
0 10 20 30 40 50
2
4
6
8
10
12
14
R
2
=0,98
Amido R2' - ensaio 3
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60
2
3
4
5
6
7
8
R
2
=0,96
Amido R2' - ensaio 4
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70
2
4
6
8
10
12
R
2
=0,98
Amido R2''-ensaio 2
mmol de CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50
2,0
2,5
3,0
3,5
4,0
4,5
5,0
5,5
6,0
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
Amido’’ R2 – ensaio 1
R
2
=0,99
248
ANEXO 13. Número de repetições dos parâmetros avaliados nos reatores UASB (R1 e R2)
Número de repetições
Parâmetros
Ensaio 1
Ensaio 2 Ensaio 3 Ensaio 4
Afluente
R1 R2
Afluente R1 R2 Afluente R1 R2 Afluente R1 R2
COV - 73 73 - 31 31 - 24 24 - 26 26
DQO total 73 73 73 31 31 31 24 24 24 26 26 26
DQO diss 73 73 73 31 31 31 24 24 24 26 26 26
DQO ss 73 73 73 31 31 31 24 24 24 26 26 26
SST 73 73 73 31 31 31 24 24 24 26 26 26
SSV 73 73 73 31 31 31 24 24 24 26 26 26
pH 74 74 74 31 31 31 24 24 24 26 26 26
AVT 74 74 74 31 31 31 24 24 24 26 26 26
AT 74 74 74 31 31 31 24 24 24 26 26 26
AI 74 74 74 31 31 31 24 24 24 26 26 26
AP 74 74 74 31 31 31 24 24 24 26 26 26
AI:AP - 74 74 - 31 31 - 24 24 - 26 26
NTK 70 70 70 32 32 32 24 24 24 25 25 25
N-am. 70 70 70 32 32 32 24 24 24 25 25 25
N-org. 70 70 70 32 32 32 24 24 24 25 25 25
P-total 70 70 70 32 32 32 24 24 24 25 25 25
Temperatura (média) 99 84 57 63
Lodo
ST - 34 34 - 17 17 - 13 13 - 13 13
SV
- 34 34 - 17 17 - 13 13 - 13 13
TCL - 34 34 - 17 17 - 13 13 - 13 13
249
ANEXO 14. Número de repetições dos parâmetros avaliados nos reatores UASB (R1 e R2) (continuação).
Número de repetições
Parâmetros
Ensaio 1
Ensaio 2 Ensaio 3 Ensaio 4
Afluente
R1 R2
Afluente R1 R2
Afluente R1 R2 Afluente
R1 R2
Produção diária de biogás - 99 99 - 84 84 - 57 57 - 63 63
Produção volumétrica de metano - 99 99 - 84 84 - 57 57 - 63 63
Produção específica de metano* - 99 99 - 84 84 - 57 57 - 63 63
*Adicionada - 99 99 - 84 84 - 57 57 - 63 63
*Removida - 99 99 - 84 84 - 57 57 - 63 63
K 70 70 70 31 31 31 24 24 24 24 24 24
Mg 70 70 70 31 31 31 24 24 24 24 24 24
Ca 70 70 70 31 31 31 24 24 24 24 24 24
Na 70 70 70 31 31 31 24 24 24 24 24 24
Mn 70 70 70 31 31 31 24 24 24 24 24 24
Cu 70 70 70 31 31 31 24 24 24 24 24 24
Fe 70 70 70 31 31 31 24 24 24 24 24 24
Zn 70 70 70 31 31 31 24 24 24 24 24 24
250
ANEXO 15. Número de repetições dos parâmetros avaliados no RBS
Parâmetros Número de repetições
Fase 1
Fase 2 Fase 3
Fase 4
Afluente RBS
Afluente RSB Afluente RSB
Afluente RSB
COV 39 39 12 12 16 16 15 15
DQO total 39 39 12 12 16 16 15 15
DQO diss 39 39 12 12 16 16 15 15
DQO ss 39 39 12 12 16 16 15 15
SST 39 39 12 12 16 16 15 15
SSV 39 39 12 12 16 16 15 15
pH 39 39 12 12 16 16 15 15
AVT 39 39 12 12 16 16 15 15
AT 39 39 12 12 16 16 15 15
AI 39 39 12 12 16 16 15 15
AP 39 39 12 12 16 16 15 15
AI:AP - 39 - 12 - 16 - 15
NTK 37 37 12 12 18 18 14 14
N-am. 37 37 12 12 18 18 14 14
N-org. 37 37 12 12 18 18 14 14
P-total 37 37 12 12 18 18 14 14
Temperatura - 35 - 12 - 13 - 15
ST 19 19 7 7 9 9 8 8
SV 19 19 7 7 9 9 8 8
TCL 19 19 7 7 9 9 8 8
251
ANEXO 16. Número de repetições dos parâmetros avaliados no RBS (continuação)
Parâmetros Número de repetições
Fase 5
Fase 6 Fase 7 Fase 8
Afluente RBS
Afluente RBS Afluente RBS Afluente RBS
COV 34 34 12 12 14 12 12 12
DQO total 34 34 12 12 14 12 12 12
DQO diss 34 34 12 12 14 12 12 12
DQO ss 34 34 12 12 14 12 12 12
SST 34 34 12 12 14 12 12 12
SSV 34 34 12 12 14 12 12 12
pH 34 34 12 12 14 12 12 12
AVT 34 34 12 12 14 12 12 12
AT 34 34 12 12 14 12 12 12
AI 34 34 12 12 14 12 12 12
AP 34 34 12 12 14 12 12 12
AI:AP - 34 - 12 - 12 - 12
NTK 24 24 13 13 13 13 11 11
N-am. 24 24 13 13 13 13 11 11
N-org. 24 24 13 13 13 13 11 11
P-total 24 24 13 13 13 13 11 11
Nitrito 24 24 13 13 13 13 11 11
Nitrato 24 24 13 13 13 13 11 11
Temperatura - 25 - 11 - 13 - 11
ST 15 15 7 7 6 6 7 7
SV 15 15 7 7 6 6 7 7
TCL 15 15 7 7 6 6 7 7
252
ANEXO 17. Número de repetições dos parâmetros avaliados no RBS (continuação)
Parâmetros Número de repetições
Fase 1
Fase 2 Fase 3
Fase 4
Afluente RBS
Afluente RBS Afluente RBS
Afluente RBS
K 38 38 12 12 12 12 17 17
Mg 38 38 12 12 12 12 17 17
Ca 38 38 12 12 12 12 17 17
Na 38 38 12 12 12 12 17 17
Mn 38 38 12 12 12 12 17 17
Cu 38 38 12 12 12 12 17 17
Fe 38 38 12 12 12 12 17 17
Zn 38 38 12 12 12 12 17 17
253
ANEXO 18. Número de repetições dos parâmetros avaliados no RBS (continuação)
Parâmetros Número de repetições
Fase 5
Fase 6
Fase 7
Fase 8
Afluente RBS
Afluente RBS
Afluente RBS
Afluente RBS
K 35 35 12 12 11 15 12 12
Mg 35 35 12 12 11 15 12 12
Ca 35 35 12 12 11 15 12 12
Na 35 35 12 12 11 15 12 12
Mn 35 35 12 12 11 15 12 12
Cu 35 35 12 12 11 15 12 12
Fe 35 35 12 12 11 15 12 12
Zn 35 35 12 12 11 15 12 12
254
ANEXO 19
Consumo de Oxigênio no RSB
1) Produção líquida global de sólidos biológicos no RBS (expressos como SV):
Segundo Von Sperling (2002) a produção líquida de sólidos é igual à soma da
produção bruta de sólidos e da respiração endógena, expressa pela equação (1):
•
X
V
= concentração de sólidos voláteis do lodo (g/L);
•
Y = coeficiente de produção celular (massa de sólidos em suspensão voláteis
produzidos por unidade de massa de DBO removida (g/g);
Para o tratamento aeróbio de esgotos domésticos, o Y para as bactérias heterotróficas
responsáveis pela remoção de matéria carbonácea varia de 0,4 a 0,8 g SSV/gDBO
5
removida.
Adotado Y= 0,7 gSSV/gDBO
5
removida
•
S
0
= concentração de DBO
5
total afluente (g/L);
•
S = concentração de DBO
5
dissolvida do efluente (g/L);
•
kd = coeficiente de respiração endógena (d
-1
);
Para o tratamento aeróbio de esgotos domésticos típicos, o k
d
varia de 0,06 a 0,10 g SSV/g
SSV d.
Adotado= 0,08 g SSV/g SSV d.
•
t = tempo de detenção hidráulico (d)
Nas fases 1, 3, 5 e 7 e nas fases 2, 4, 6 e 8 o tempo de detenção hidráulico foi de 2,33 d e de
1,16 d, respectivamente.
•
Xb = concentração de SSV biodegradáveis (mg/L);
O valor de fb pode ser obtido pela seguinte equação 3:
•
f
b
= fração biodegradável dos sólidos suspensos voláteis (SSV) gerados no sistema
(Xb/Xv) e submetidos a uma idade do lodo (c);
•
fb’ = fração biodegradável dos sólidos suspensos voláteis (SSV) imediatamente após
a sua geração no sistema, ou seja, com c = 0. Tal valor é tipicamente igual a 0,8
(=80%).
•
c=idade do lodo;
[ ]
1
)(
0
bd
Xk
t
SS
t
Xv
×−
−
×Υ=
∆
∆
( )
[ ]
3
'11
'
ckf
f
f
db
b
b
θ
××−+
=
[
]
2
bb
fXvX
×
=
255
(gSV/d)
t
Xv
∆
∆
A idade do lodo foi obtida dividindo-se a massa de sólidos voláteis (SV) do lodo presente no
reator (g) pelos sólidos suspensos voláteis do efluente do RBS (g/d).
•
Os valores de DBO
5
total (S
0
) do afluente e DBO
5
dissolvida (S) do efluente do RBS
foi obtida multiplicando-se a DQO total do afluente e a DQO dissolvida do efluente do
RBS por 0,5, respectivamente;
Exemplo: Fase 1
- Obtenção do fb (Equação 3)
- Obtenção do Xb (Equação 2)
- Obtenção da produção líquida de sólidos (Equação 1)
Como o volume do reator é de 0,210 m
3
, a produção líquida global de sólidos no RBS é:
Tabela 1. Produção líquida global de sólidos no RBS nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
Fase
S
0
(g/L)
S
(g/L)
Massa de
SV do
lodo (g)
SSV
efluente do
RSB (g/L)
c (d) fb
Xv
(g/m
3
)
Xb
(mg/L)
1 1740 140 1843,8 0,085 257 0,156
8780 1370
212,2
2 690 51 1255,8 0,021 332 0,127
5980 759
68,2
3 1920 96 1222,2 0,055 247 0,161
5820 937
99,3
4 2100 93 1289,4 0,160 45 0,466
6140 2861
206,3
5 1620 148 1092,1 0,136 89 0,329
5270 1734
63,7
6 620 61 909,3 0,024 211 0,183
7330 1341
48,3
7 440 53 739,2 0,017 483 0,092
3520 324
18,9
8 720 46 810,6 0,020 225 0,174
3860 672
74,1
2) Consumo de Oxigênio
•
Consumo de oxigênio para a demanda carbonácea
Segundo Von Sperling et al. (2001) o consumo médio de oxigênio para a demanda
carbonácea (oxidadação da DQO) varia de 0,35 a 0,50 kgO
2
/kg DQO
total
aplicados no RBS.
Adotado: 0,40 kg O
2
/kg DQO
total
.
( )
156,0
25708,08,011
8,0
=
××−+
=
b
f
3
/7,1369156,08780 mgX
b
=×=
137008,0
33,2
)1401740(
7,0 ×−
−
×=
∆
∆
t
Xv
d
SVg
m
dm
g
18,212210,04,1010
3
3
=×
×
=
256
•
Consumo de oxigênio para a demanda nitrogenada
Segundo Von Sperling et al. (2001) o consumo médio de oxigênio para a demanda
nitrogenada é de 4,6 kg O
2
/kg N disponível. A carga de NTK disponível corresponde à carga
aplicada menos a carga de N incorporada ao lodo excedente (10% da produção líquida global
de sólidos no RBS – Tabela 1).
Exemplo: Fase 1
- Consumo de oxigênio para a demanda carbonácea (adotado: 0,40 kg O
2
/Kg DQO
total
.)
-Consumo de oxigênio para a demanda nitrogenada (adotado: 4,6 kgO
2
/kg N disponível).
- Consumo médio total
O consumo médio total de oxigênio será = demanda carbonácea + demanda nitrogenada
Tabela 2. Consumo médio total de oxigênio para a demanda carbonácea e nitrogenada.
Fase
DQOtotal
afluente do
RBS
(mg/L)
NTK
afluente
do RBS
(mg/L)
Consumo de oxigênio para
a demanda carbonácea
(kg O
2
/d)
Consumo de oxigênio para a
demanda nitrogenada
(kgO
2
/d)
Consumo médio
total de oxigênio
(kO
2
/d)
1 3480 479 0,125 0,101
0,226
2 1381 189 0,099 0,125
0,224
3 3851 340 0,138 0,095
0,233
4 4210 379 0,303 0,218
0,522
5 3240 361 0,116 0,120
0,236
6 1246 247 0,089 0,182
0,271
7 880 192 0,032 0,070
0,102
8 1446 216 0,104 0,144
0,248
3) Taxa de transferência de oxigênio (capacidade de oxigenação) nas condições de
operação (TTOcampo).
Segundo Von Sperling (2002) a taxa de transferência de oxigênio padrão (kg O
2
/h) pode ser
obtido pela seguinte equação:
Onde:
d
Okg
d
L
x
L
DQOmg
x
DQOmg
mgO
total
total
22
125,090348040,0 =
d
kgO
kgN
kgO
x
d
kgN
d
gSV
x
d
L
afluente
L
gNTK
22
101,06,4022,0)2121,0(90479,0 ==−×
d
kgO
d
kgO
d
kgO
222
226,0101,0125,0 =+=
20
)º20(
−
××
−××
=
T
CCs
CLCsfH
TTOcampo
TTOpadrão
θα
β
257
•
TTOpadrão = taxa de transferência de oxigênio padrão (kgO
2
/h);
O ar foi injetado no RBS com auxílio de um compressor. A vazão de ar foi quantificada
através de um medidor. Com as vazões diárias de ar foi possível calcular a massa de oxigênio
injetada no RBS.
•
TTOcampo = Taxa de transferência de oxigênio no campo, nas condições de operação
(kg O
2
/h);
•
fH = fator de correção de Cs para a altitude (=1-altitude/9450);
•
= fator de correção em virtude da presença de sais, matéria particulada e agentes
tensoativos. Os valores de variam de 0,70 a 0,98, sendo que o valor de 0,95 é
frequentemente adotado.
•
= fator de correção para as características do esgotos, geometria do reator e grau de
mistura. Os valores típicos de para aeração por ar difuso variam de 0,4 a 0,8. O valor
adotado de foi de 0,8.
•
= coeficiente de temperatura, usualmente adotado com 1,024;
•
T = temperatura do líquido.
•
Cs = concentração de saturação de oxigênio na água limpa, nas condições
(temperatura e
altitude) de operação de campo (g/m
3
);
•
CL = concentação média de oxigênio mantida no reator (g/m
3
);
•
Cs (20ºC) = concentração de saturação de oxigênio da água limpa, nas condições
padrão
(g/m
3
);
Na Tabela 3 estão apresentados os valores de concentração de oxigênio (mg/L) combinando a
temperatura e a altitude, na concentração de saturação Cs de uma água limpa. Altitude média
de Jaboticabal/SP, onde o experimento foi realizado é de 575 m.
Exemplo: Fase 1
A vazão de ar injetada no RBS na primeira fase foi de 1,73 m
3
/h. Considerando-se que o ar
seco possui aproximadamente 20,95% de O
2
, a vazão de O
2
injetada no RBS foi de 8,69
m
3
O
2
/d.
Como o ar seco contém 20,95% de oxigênio por volume, o peso molecular do O
2
é 32 g/mol e
um gás ocupa 0,0224m
3
/mol, a concentração de oxigênio no gás é Cg=0,2095x32/0,0224=299
gO
2
/m
3
.
Portanto, a vazão de O
2
injetada no RBS foi 8,69 m
3
O
2
/d x 0,299kg O
2
/1m
3
O
2
= 2,60 kg O
2
/d.
A taxa de transferência de campo (TTOcampo) foi calculada da seguinte maneira:
TTOcampo = 1,31 kg O
2
/d
O consumo médio total de oxigênio foi de 0,266 kgO
2
/d e o oxigênio transferido foi de 1,31
kgO
2
/d. Portanto 1,31/0,266 = 4,92, ou seja foi transferido 4,9 vezes o O
2
demandado.
Tabela 3. Concentração de saturação de oxigênio (mg/L)
206,17
024,18,0
)º20(2,9
)2,22,9(93,095,0
60,2
2
−
××
−××
=
C
TTOcampo
d
kgO
258
Altitude (m) Temperatura
(ºC)
0 500 1000 1500
10 11,3 10,7 10,1 9,5
11 11,1 10,5 9,9 9,3
12 10,8 10,2 9,7 9,1
13 10,6 10,0 9,5 8,9
14 10,4 9,8 9,3 8,7
15 10,2 9,7 9,1 8,6
16 10,0 9,5 8,9 8,4
17 9,7 9,2 8,7 8,2
18 9,5 9,0 8,5 8,0
19 9,4 8,9 8,4 7,9
20 9,2 8,7 8,2 7,7
21 9,0 8,5 8,0 7,6
22 8,8 8,3 7,9 7,4
23 8,7 8,2 7,8 7,3
24 8,5 8,1 7,6 7,2
25 8,4 8,0 7,5 7,1
26 8,2 7,8 7,3 6,9
27 8,1 7,7 7,2 6,8
28 7,9 7,5 7,1 6,6
29 7,8 7,4 7,0 6,6
30 7,6 7,2 6,8 6,4
Fonte: VON SPERLING et al. (2001)
Tabela 4. Taxa de transferência do campo (TTOcampo) e a relação TTOcampo/consumo
médio de oxigênio.
Fase
Vazão de
ar (m3/h)
Vazão
de O
2
(m3/h)
Temperatura
do efluente
RSB (ºC)
CL
(mgO
2
/L)
Cs
TTO campo
(kgO
2
/d) (1)
Consumo médio
total de oxigênio
(kO
2
/d) (2)
(1)/(2)
1 1,73 2,60 17,6 2,22 9,2 1,31 0,226
5,8
2 1,69 2,54 21,9 2,66 8,3 1,27 0,224
5,6
3 1,86 2,79 22,1 1,81 8,3 1,61 0,233
6,9
4 1,51 2,27 26,7 2,01 7,7 1,39 0,522
2,6
5 1,89 2,84 27,6 2,42 7,7 1,64 0,236
6,9
6 1,89 2,84 29,8 2,53 7,2 1,64 0,271
6,0
7 2,03 3,05 26,8 3,57 7,7 1,35 0,102
13,2
8 1,33 1,99 21,2 3,06 8,5 0,92 0,248
3,7
ANEXO 20
1) Produção de lodo (Px,ssv de bactérias heterotróficas) no RBS (METCALF &EDDY,
2003)
259
Onde:
•
Px,SSV- produção de lodo (g SSV/d);
•
Q = vazão do afluente no RBS (90 ou 180 L/d);
•
Y = coeficiente de produção celular (g SSV/g DQOremovida), para condições
aeróbias com composto orgânico como doador de elétrons e O
2
como aceptor de
elétrons (Y=0,40
g SSV/g DQO, em condições anóxicas com composto orgânico como doador de elétrons e
como principal aceptor de elétrons, Y= 0,30 g SSV/g DQO.
AdotadoY=0,30 g SSV/g DQO.
•
S0 = DQO total do afluente do RBS (g/L);
•
S = DQO total do efluente do RBS (g/L);
•
k
d
= coeficiente de decaimento endógeno (gSSV/gSSV.d)
Adotado k
d
=0,05 (desnitrificação);
•
= tempo de retenção de sólidos (d);
•
f
d
= fração de biomassa que permanece como resíduo celular (g SSV/gSSV), adotado
f
d
=0,15
•
SSVo = concentração de SSV no efluente do RBS (g/L);
2) Quantidade de N no lodo (NPx) (g/d)
Exemplo: Fase 1
Px,SSV = 25 g SSV/d
NPx = 0,12 x 25 = 3,00 g (N/d))/90 (L/d) = 13,3 mg N/d
Tabela 5. Quantidade de N no lodo (NPx) (mgN/L)
Fase
Vazão
(L/d)
S (mg/L) So (mg/L)
SSV efluente
(mg/L)
Px,SSV
(gSSV/d)
NPx (mgN/L)
SSVoQ
ck
cSSYQkf
ck
SSYQ
SSVPx
d
dd
d
×+
×+
×
−
×
×
×
×
+
×+
−
×
=
θ
θ
θ
1
)(
1
)(
,
00
SSVPxNPx ,12,0
×
=
085,090
25705,01
257)416,048,3(30,09005,015,0
25705,01
)416,048,3(30,090
, ×+
×+
×
−
×
×
×
×
+
×+
−
×
×
=SSVPx
260
1 90 3480 406 85 25,0
13,3
2 180 1381 221 21 16,2
21,6
3 90 3851 394 55 24,9
33,3
4 180 4210 455 160 112,3
75,0
5 90 3240 628 136 337,0
45,0
6 180 1246 162 24 17,4
11,6
7 90 880 215 17 4,83
6,45
8 180 1446 191 20 18,5
24,7
ANEXO 21
1) Alcalinidade requerida para a nitrificação e produzida na desnitrificação
•
NTK removida = NTK afluente – NTK efluente;
•
Alcalinidade requerida para nitrificação (mg CaCO
3
L
-1
) = NTK removido x
7,07 (mg CaCO
3
/g N-am. oxidado);
•
N-disponível para a desnitrificação = NTK removido – (N lodo - N
(NO
3
+NO
2
) efluente);
•
Alcalinidade produzida na desnitrificação N-disponível para a desnitrificação x
3,57 (mg CaCO
3
L
-1
).
Tabela 6. Alcalinidade requerida para a nitrificação e produzida na desnitrificação.
Fase
NTK removido
(mg/L)
Alcalinidade requerida
para a nitrificação
(mg CaCO
3
L
-1
)
N disponível para
a desnitrificação
(mg/L)
Alcalinidade
produzida na
desnitrificação (mg
CaCO
3
L
-1
).
1 385 2722 297 1060
2 166 1174 93 334
3 225 1594 162 577
4 269 1902 154 550
5 266 1880 173 618
6 207 1464 158 566
7 137 969 80 284
8 166 1174 87 312
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