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UNIVERSIDADE DO VALE DO RIO DOS SINOS
CIÊNCIAS EXATAS E TECNOLÓGICAS
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM ENGENHARIA CIVIL
AVALIAÇÃO DA REMOÇÃO DE MATÉRIA ORGÂNICA CARBONÁCEA EM
FILTROS ANAERÓBIOS TRATANDO LIXIVIADO DE
RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS
DISSERTAÇÃO DE MESTRADO
ALDRIM VARGAS DE QUADROS
SÃO LEOPOLDO
2009
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ALDRIM VARGAS DE QUADROS
AVALIAÇÃO DA REMOÇÃO DE MATÉRIA ORGÂNICA CARBONÁCEA EM
FILTROS ANAERÓBIOS TRATANDO LIXIVIADO DE
RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS
Dissertação submetida ao Programa de Pós-
Graduação em Engenharia Civil da
UNISINOS como requisito parcial para a
obtenção do grau de Mestre em Engenharia
Civil
Orientadora: Profª Drª Luciana Paulo Gomes
Co-orientador: Prof. Dr. Luis Alcides Schiavo Miranda
Março/2009
Ficha catalográfica
Catalogação na Fonte:
Bibliotecária Vanessa Borges Nunes - CRB 10/1556
Q1a Quadros, Aldrim Vargas de
Avaliação da remoção de matéria orgânica carbonácea em
filtros anaeróbios tratando lixiviado de resíduos sólidos urbanos /
por Aldrim Vargas de Quadros. – 2009.
143 f. : il. ; 30cm.
Dissertação (mestrado) — Universidade do Vale do Rio dos
Sinos, Programa de Pós-Graduação em Engenharia Civil, 2009.
―Orientação: Profª. Drª. Luciana Paulo Gomes, co-orientação:
Prof. Dr. Luis S. Alcides Miranda, Ciências Exatas.‖.
1. Resíduos - Gerenciamento. 2. Resíduos sólidos.
3. Lixiviados. 4. Filtros anaeróbios. I. Título.
CDU 628.544
i
TERMO DE APROVAÇÃO
AVALIAÇÃO DA REMOÇÃO DE MATÉRIA ORGÂNICA
CARBONÁCEA EM FILTROS ANAERÓBIOS
TRATANDO LIXIVIADO DE RESÍDUOS SÓLIDOS
URBANOS
ALDRIM VARGAS DE QUADROS
Esta Dissertação de Mestrado foi julgada e aprovada pela banca examinadora no
Programa de Pós-Graduação em Engenharia Civil da UNISINOS como parte dos
requisitos necessários para a obtenção do grau de MESTRE EM ENGENHARIA
CIVIL.
Aprovado por:
___________________________ ________________________________
Prof
a
. Dra. Luciana Paulo Gomes Prof. Dr. Luis Alcides Schiavo Miranda
Orientadora Co-orientador
BANCA EXAMINADORA
_________________________________
Prof. Dr. Cláudio de Souza Kazmierczak
Coordenador do PPGEC/UNISINOS
_______________________________________
Prof. Dr. Armando Borges de Castilhos Júnior
UFSC
_____________________________
Prof
a
. Dr
a
. Liséte Celina Lange
UFMG
SÃO LEOPOLDO, RS – BRASIL
Março/2009
ii
INSTITUIÇÕES E FONTES FINANCIADORAS
UNIVERSIDADE DO VALE DO RIO DOS
SINOS – UNISINOS
LABORATÓRIO DE MICROBIOLOGIA DE
RESÍDUOS
PROGRAMA DE PESQUISA EM
SANEAMENTO BÁSICO – PROSAB
CONSELHO NACIONAL DE
DESENVOLVIMENTO CIENTÍFICO E
TECNOLÓGICO - CNPq
CAIXA ECONÔMICA FEDERAL
FINANCIADORA DE ESTUDOS E PROJETOS
– FINEP
MINISTÉRIO DA CIÊNCIA E TECNOLOGIA
iii
iv
Dedicatória
A minha família: Vania, Hélio e Ronieri!!!
Pessoas que sempre acreditaram em meu potencial.
Verdadeiros símbolos da coragem, da vontade e superação.
Nesta caminhada passamos por muitos momentos marcantes.
Obrigado por todo o apoio!
Vocês sabem o quão importante é essa conquista.
Obrigado Deus, por pertencer a essa família.
v
Agradecimentos
À Professora Dra. Luciana Paulo Gomes, pelo apoio, amizade, confiança e oportunidade
concedida durante todos estes anos de trabalho, de fazer parte do Laboratório de
Microbiologia de Resíduos em suas atividades de pesquisa.
Ao meu co-orientador Professor Luis Alcides Schiavo Miranda, por toda ajuda prestada,
para os mais diversos fins e circustâncias.
Ao Programa de Pós-Graduação em Engenharia Civil desta Universidade – PPGEC
pela oportunidade de enriquecer meus conhecimentos.
Ao corpo docente do mesmo, que despertou em mim um desejo ainda maior de realizar
pesquisas na área.
Aos meus avós paternos e maternos, José Quadros (falecido) e Doralice Virgínia de
Quadros; Gabriel Hipólito de Vargas Neto (falecido) e Alvina de Pietro Vargas, pelo
incentivo, carinho e confiança depositados.
À Bianca, pelo companheirismo, carinho, pela força, paciência e pelos incentivos em
todos os momentos.
Aos colegas e amigos Marcelo Caetano e Marcelo Peruzatto, pelo auxílio de forma
direta e indireta na confecção deste trabalho.
Aos colegas do Laboratório de Microbiologia de Resíduos e Geoquímica: Elisa, Marina,
Bárbara, Cristiane, Laila, Fabiane, Roger, Fernanda, Jalir, Márcia, Ismael pelo
companheirismo, dedicação, disposição e ajuda sempre prestada.
Aos amigos conquistados neste período, em especial da primeira turma do mestrado em
Engenharia Civil da UNISINOS: Jéferson, Marcelo Grub, Marília, José Ricardo,
Amanda, Émerson, Karina, José Ricardo, Rossana, que de forma direta ou indireta,
contribuíram para o meu crescimento profissional.
Aos professores Armando Borges de Castilhos Jr. e Liséte Celina Lange, por se
disporem a participar desta banca.
Ao CNPq, CAIXA e FINEP, financiadores do PROSAB que proporcionaram a
realização de um sonho.
vi
Lista de Tabelas
Tabela 1. Variações na composição do lixiviado entre as fases: ácida e
metanogênica.....................................................................................................
23
Tabela 2. Padrões de emissão que atendem a legislação ..................................
25
Tabela 3. Características associadas à espessura do biofilme...........................
38
Tabela 4. Características do lixiviado na entrada da ETLix em 2008...............
51
Tabela 5. Características variadas durante o ensaio 3 nos filtros anaeróbios....
54
Tabela 6. Parâmetros de monitoramento do biofilme. ....................................
56
Tabela 7. Acompanhamento experimental do Ensaio 3 ....................................
59
Tabela 8. Avaliação do afluente (TE) dos filtros biológicos e da concentração
do efluente de DQO no período de 0 a 237 dias................................................
75
Tabela 9. Análise de ANOVA, filtros R1 e R2, no período 0-237 dias e
filtros B1 e B2, sendo o parâmetro analisado a DQO........................................
76
Tabela 10. Avaliação da concentração de DQO efluente nos filtros biológicos
do sistema de 0 a 120 dias.................................................................................
77
Tabela 11. Avaliação da concentração de DQO efluente nos filtros biológicos
do sistema de 120 a 237 dias..............................................................................
........................
78
Tabela 12. Avaliação da concentração de DQO efluente nos filtros biológicos
durante o período de 0 a 237 dias de monitoramento........................................
80
Tabela 13. Resumo da eficiência de remoção de matéria orgânica no período
de 0 a 237...........................................................................................................
81
Tabela 14. Resumo dos resultados de pH e Eh para os quatro filtros entre 0 e
237 dias..............................................................................................................
87
Tabela 15. Série de Sólidos para o período de 0-237 dias de operação dos
filtros..................................................................................................................
88
vii
Tabela 16. Avaliação da concentração de DQO efluente nos filtros biológicos
no período de 0 a 540 dias.................................................................................
90
Tabela 17. Resumo de eficiências ao longo dos 540 dias.................................
92
Tabela 18. Resultados de DQO para filtros de 237 a 540 dias..........................
94
Tabela 19. Análise de ANOVA, fator Único, filtros R2 e B2, no período 237-
540 dias sendo o parâmetro analisado a DQO...................................................
95
Tabela 20. Resumo dos resultados de pH e Eh..................................................
96
Tabela 21. Resultados de ANOVA operando com fluxo ascendente e
descendente........................................................................................................
98
Tabela 22. Apresenta os principais resultados para filtros de 237 a 540
dias.....................................................................................................................
99
Tabela 23. Resumo da eficiência para fluxo ascendente e descendente............
100
Tabela 24. Série de Sólidos com fluxo descendente no período de 237 a 540
dias.....................................................................................................................
102
Tabela 25. Eficiências de remoção de matéria orgânica em termos de
DQO...................................................................................................................
104
viii
Lista de Figuras
Figura 1. Principais impactos ambientais resultantes da disposição de resíduos em
aterro sanitário.............................................................................................................
14
Figura 2. Formação do biofilme..................................................................................
34
Figura 3. Fases de desenvolvimento do biofilme......................................................
39
Figura 4. Resumo das etapas metodológicas..............................................................
48
Figura 5. Resíduos sólidos urbanos gerados e coletados em São Leopoldo – RS......
49
Figura 6. Resíduos sólidos urbanos destinados ao Aterro Sanitário do município.....
50
Figura 7. Esquema do sistema de tratamento utilizado na pesquisa...........................
53
Figura 8. Fluxo de entrada de lixiviado e meios filtrantes usados..............................
54
Figura 9. Misturador de superfície no TE...................................................................
54
Figura 10. Meios suportes usado nos filtros anaeróbios: (a) rachão, (b) blocos de
concreto.......................................................................................................................
61
Figura 11. Resultados de porosidade..........................................................................
62
Figura 12. Perfil da geração de biofilme para os filtros estudados.............................
64
Figura 13. Relação entre teor de proteínas por massa seca de biofilme gerado no
EB1...............................................................................................................................
65
Figura 14. Perfil da contagem microbiana para os filtros estudados..........................
66
ix
Figura 15. Archeae metanogênicas - sarcinas (estágio inicial de formação)
encontradas nos 30 dias de monitoramento – Contraste de Fase.................................
67
Figura 16. Mesmo campo visual da Figura 15 agora em Fluorescência......................
67
Figura 17. Archeae metanogênicas (cocos, bacilos e sarcinas) encontradas nos 30
dias de monitoramento – Contraste de Fase...............................................................
67
Figura 18. Cocos, bacilos (pequenos, longos e curvos) e sarcinas encontradas nos
30 dias de monitoramento – Fluorescência................................................................
67
Figura 19. Archeae metanogênicas (cocos, bacilos e sarcinas) encontradas nos 60
dias de monitoramento – Contraste de Fase...............................................................
68
Figura 20. Cocos, bacilos (pequenos, longos e curvos) e sarcinas encontradas nos
60 dias de monitoramento – Fluorescência.................................................................
68
Figura 21. Archeae metanogênicas (cocos e bacilos) encontradas nos 90 dias de
monitoramento –Contraste de Fase.............................................................................
68
Figura 22. Cocos, bacilos pequenos, longos e curvos encontradas nos 90 dias de
monitoramento – Fluorescência..................................................................................
68
Figura 23. Archeae metanogênicas (cocos e bacilos) encontradas nos 120 dias de
monitoramento – Contraste de Fase.............................................................................
68
Figura 24. Mesmo campo visual da Figura 23 agora em
Fluorescência...............................................................................................................
68
Figura 25. Perfil da geração de biofilme para os filtros estudados..............................
70
Figura 26. Relação entre teor de proteínas por massa seca de biofilme gerado no
EB2...............................................................................................................................
71
Figura 27. Perfil da contagem microbiana obtida no EB2 para os filtros
estudados.....................................................................................................................
72
Figura 28. Desempenho dos filtros anaeróbios para o parâmetro DQO no período
de 0 a 237 dias, operados com fluxo de entrada ascendente......................................
79
Figura 29. Faixas de DQO (mg/L) obtidas na entrada do sistema de tratamento
(TE) e saídas (médias nos filtros com rachão e com blocos)......................................
81
Figura 30. Contagem de microrganismos para R1 e R2.............................................
83
x
Figura 31. Contagem de microrganismos para B1 e B2.............................................
84
Figura 32. pH para os filtros R1 e R2.........................................................................
85
Figura 33. pH para os filtros B1 e B2.........................................................................
86
Figura 34. Eh para R1 e R2 ........................................................................................
86
Figura 35. Eh para B1 e B2.........................................................................................
87
Figura 36. Desempenho dos filtros anaeróbios para o parâmetro DQO no período
de 0 a 540 dias, operados com fluxo de entrada ascendente.......................................
91
Figura 37. pH para os filtros R2 e B2.........................................................................
95
Figura 38. Eh para os filtros R2 e B2..........................................................................
96
Figura 39. Contagem de microrganismos obtida para os filtros R2 e B2...................
97
Figura 40. Indica os valores principais do monitoramento........................................
99
Figura 41. Contagem de microrganismos de 237 a 540 dias......................................
103
Figura 42. Dados de precipitação pluviométrica durante 540 dias de monitoramento
do experimento..................................................................................
105
xi
Listas de Abreviaturas
ANOVA – Análise de Variância
B1 – Filtro Ascendente com meio suporte bloco de concreto
B2 – Filtro Descendente com meio suporte bloco de concreto
COT – Carbono Orgânico Total
DBO - Demanda Bioquímica de Oxigênio
DQO – Demanda Química de Oxigênio
EB1 – Ensaio de Biofilme 1
EB2 – Ensaio de Biofilme 2
ETLix – Estação de Tratamento de Lixiviado
ETE – Estação de Tratamento de Esgoto
ETA – Estação de Tratamento de Água
FEPAM – Fundação Estadual de Proteção Ambiental
ONG – Organização não governamental
pH – Potencial Hidrogeniônico
PROSAB – Programa de Pesquisa em Saneamento Básico
PVC – Policloreto de Vinila
R1 – Filtro Ascendente com meio suporte rachão
R2 - Filtro Descendente com meio suporte rachão
RSU – Resíduos Sólidos Urbanos
RSD – Resíduos Sólidos Domésticos
SAB – Soro Albomina Bovina
STF – Sólidos Totais Fixos
STV - Sólidos Totais Voláteis
ST – Sólidos Totais
S
sed
– Sólidos Sedimentáveis
TE – Tanque de Equalização
TDH – Tempo de Detenção Hidráulica
Y – Produção Específica de Biofilme
VMP – Valor Médio Padrão
xii
Resumo
A geração dos resíduos sólidos urbanos (RSU) se transformou em um dos
maiores problemas da atualidade. A quantidade e variedade de materiais descartados, o
aumento populacional nas cidades e a crescente geração per capita, tornam cada vez
mais complexo o seu gerenciamento. A disposição desses resíduos no ambiente se faz
em aterros sanitários. Entretanto, a utilização desse método de disposição está atrelada a
potenciais impactos ambientais, sendo um dos principais a geração de lixiviado. A
geração e a liberação de lixiviado para o meio ambiente são preocupantes em função da
sua composição já que contém diferentes compostos, vários deles com potencial
poluidor elevado. É fundamental a identificação de alternativas tecnológicas para
unidades de tratamento de lixiviado que compatibilizem custos baixos, eficiência de
tratamento e atendimento aos padrões sanitários operados no país. Essa pesquisa
estudou filtros biológicos anaeróbios com a pretensão de obter a eficiência de remoção
de matéria orgânica carbonácea nas unidades. Os filtros instalados para a pesquisa
operaram com dois meios suportes: rachão e o bloco de concreto, sendo que variou-se a
entrada de lixiviado: fluxos ascendente e descendente, buscando-se identificar as
condições ótimas de operação para aplicação em aterros sanitários instalados em
municípios brasileiros. Filtros com blocos de concreto como meio suporte
demonstraram maior formação de biofilme tanto nas determinações diretas de massa,
quanto nas análises de proteínas e contagem microbiana. As morfologias predominantes
no biofilme foram bacilos, cocos, sarcinas, filamentos e espirilos. A eficiência de
remoção de matéria orgânica nos filtros anaeróbios operados com fluxo ascendente de
lixiviado foi de 61% e 56% para rachão e bloco, respectivamente. A operação dos filtros
com fluxo de entrada ascendente foi a melhor opção em todas as estações do ano
quando se trata de remoção de matéria orgânica. Os resultados obtidos com filtros
operados com fluxo ascendente indicam uma maior mistura no sistema, já que no fluxo
descendente existe a dificuldade da distribuição homogênea do lixiviado e uma maior
formação de lodo no fundo dos filtros estudados.
Palavras chave: resíduos sólidos, lixiviados, filtros anaeróbios
xiii
Abstract
Urban solid wastes (USW) have become one of the greatest problems of our
time. The amount and variety of materials discarded, the population growth in cities and
the rise of per capita generation have made their management increasingly complex.
Disposal of these wastes in the environment is done in landfills. However, the use of
this disposal method is attached to potential environmental impacts, a main one being
leachate generation. The generation and discharge of leachate into the environment are a
matter for concern because of its composition, since it contains different compounds,
some of them with a high potential for pollution. It is essential to identify technological
alternatives for leachate treatment units that will render compatible low costs, efficient
treatment and compliance with the country’s sanitary standards. This research studied
anaerobic biological filters intending to obtain the efficiency of carbonaceous organic
matter removal in the units. The filters installed for research operate with two main
supports: recycled ground concrete and concrete block. The inflow of leachate was
varied: ascending and descending flows, seeking to identify the optimal operational
conditions to apply in landfills installed in Brazilian municipalities. Filters using
concrete blocks as a support medium showed more biofilm formation, both in direct
mass determinations, and in the analyses of proteins and microbial counts. The
predominant morphologies in biofilm were bacilli, cocci, sarcines, filaments and
spirilla. The efficiency of organic matter removal in the anaerobic filters operated with
ascending flow of leachate was 61% and 56% for recycled ground concrete and block,
respectively. The operation of filters with an ascending inflow was the best choice for
all seasons of the year, when dealing with organic matter removal. The results obtained
with ascending flow filters indicate greater mixture in the system, since in the
descending flow there is the difficulty of homogeneous distribution of leachate, and
more bottom sludge formation in the filters studied.
Key words: solid wastes, leachates, anaerobic filters
xiv
SUMÁRIO
Dedicatória....................................................................................................................... iv
Agradecimentos ................................................................................................................ v
Lista de Tabelas ............................................................................................................... vi
Lista de Figuras ............................................................................................................. viii
Listas de Abreviaturas ..................................................................................................... xi
Resumo ........................................................................................................................... xii
Abstract .......................................................................................................................... xiii
1 INTRODUÇÃO ........................................................................................................ 1
2 OBJETIVOS ............................................................................................................. 4
2.1 Objetivo Geral ...................................................................................................... 4
2.2 Objetivos Específicos ............................................................................................ 4
3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ................................................................................. 5
3.1 Resíduos Sólidos Urbanos .............................................................................. 5
3.2 Aterros Sanitários ............................................................................................... 11
3.3 Digestão Anaeróbia ............................................................................................ 16
3.4 Lixiviado .............................................................................................................. 20
3.5 Tratamento de Lixiviado.................................................................................... 24
3.5.1 Filtros Anaeróbios ....................................................................................... 28
3.5.1.1 Meio suporte ........................................................................................... 29
3.5.1.2 Biofilme .................................................................................................. 31
3.5.1.3 Desempenho de filtros anaeróbios .......................................................... 43
4. METODOLOGIA ....................................................................................................... 47
4.1 Caracterização dos resíduos sólidos de São Leopoldo .................................... 49
4.2 Caracterização do Lixiviado de São Leopoldo ................................................ 50
4.3 Filtros Biológicos Anaeróbios ............................................................................ 52
4.3.1 Descrição dos filtros anaeróbios ................................................................. 52
4.3.1.1 Unidades ................................................................................................. 52
4.3.1.2 Operação dos filtros biológicos anaeróbios ............................................ 53
4.3.2 Caracterização dos meios suportes ............................................................ 55
4.3.3 Formação do biofilme .................................................................................. 56
4.3.4 Monitoramento do processo de tratamento .............................................. 57
xv
5. RESULTADOS E DISCUSSÕES .............................................................................. 61
5.1 Caracterização dos meios suportes ................................................................... 61
5.2 Formação do biofilme ......................................................................................... 63
5.2.1 Ensaio EB1 ................................................................................................... 63
5.2.2 Ensaio EB2 ................................................................................................... 70
5.2.3 Produção Específica de Biofilme ................................................................ 73
5.3 Monitoramento do processo de tratamento ..................................................... 74
5.3.1 Desempenho dos dois tipos de meio suporte (rachão e blocos de concreto)
empregados nos filtros anaeróbios ...................................................................... 74
5.3.2 Desempenho dos filtros anaeróbios operados com sistemas distintos de
entrada de lixiviado (fluxo ascendente e descendente) ...................................... 98
6. CONSIDERAÇÕES FINAIS ................................................................................... 106
7. RECOMENDAÇÕES ............................................................................................... 108
8. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ..................................................................... 109
APÊNDICES ................................................................................................................ 120
1
1 INTRODUÇÃO
A problemática do resíduo sólido urbano vem se agravando na maioria dos
municípios em conseqüência do crescimento demográfico dos centros urbanos. Além
disso, os diferentes hábitos da população, o crescimento econômico e o
desenvolvimento industrial contribuem para o aumento da produção de resíduos. Nota-
se que esse aumento constitui um sério problema com relação ao tratamento e o destino
final adequado dessa grande quantidade de resíduos.
Dentre os vários problemas ambientais existentes atualmente, a forma de
disposição de resíduos é a que mais preocupa a comunidade, pois além das questões
ambientais agrega problemas potenciais de saúde pública, principalmente às populações
menos favorecidas.
As formas de destinação final dos resíduos sólidos urbanos são lixões a céu
aberto, aterros controlados e aterros sanitários. Existem fatores que contribuem para o
uso de métodos inadequados, como é o caso dos lixões. Um dos fatores fundamentais é
a falta de investimentos públicos ou de visão ambiental pelos governos municipais, os
quais agravam esta situação, assim como a falta de recursos financeiros e de pessoal
pouco especializado para abordar essa situação. Desta maneira, o estudo de soluções
tecnológicas que associem simplicidade operacional e baixo custo, embasadas em
procedimentos científicos, constitui-se uma necessidade.
Entretanto, nas últimas décadas observa-se uma crescente evolução no
desenvolvimento tecnológico e científico em diversas áreas, proporcionando o
desenvolvimento de novos processos visando à preservação ambiental. Desta forma, o
aperfeiçoamento das tecnologias existentes e o desenvolvimento de novos métodos de
tratamento de resíduos e sub-produtos, mostra-se relevante para manutenção de
condições saudáveis de vida em nosso planeta.
Com relação aos métodos de disposição adequada de resíduos sólidos urbanos,
os aterros sanitários representam a principal destinação final dos resíduos sólidos,
apesar dos esforços em se reduzir, reutilizar e reciclar. Porém o uso deste método de
disposição pode gerar muitos impactos ambientais, por exemplo, emissão de lixiviado,
emissão de gases, poluição sonora ou ruídos do funcionamento de máquinas, além do
2
tráfego dos veículos transportadores e problemas sanitários. Dos impactos citados, a
geração de lixiviado, o qual é oriundo da decomposição dos resíduos, a água das
chuvas, o escoamento superficial e águas subterrâneas, pode ser considerado, o impacto
mais preocupante por causa da sua composição ser comprovadamente variável e do
excessivo volume produzido diariamente, uma vez que requer, no tratamento, medidas
específicas que possam reduzir o seu potencial poluidor no meio ambiente. Pelas razões
expostas, fica estabelecida uma grande variabilidade das características do lixiviado, de
aterro para aterro, determinando que não se disponha de uma tecnologia padronizada de
tratamento aplicável a todos os casos.
Atualmente o tratamento do lixiviado representa um grande desafio, tendo em
vista a variação de suas características em função da heterogeneidade dos resíduos
dispostos e da idade do aterro. O lixiviado é um líquido de natureza complexa,
tornando-se difícil a determinação de técnicas efetivas de tratamento e não
necessariamente a técnica adotada para determinado aterro será aplicável a outros.
A crescente exigência relativa aos padrões de lançamento de lixiviado nos cursos
receptores; a necessidade de sistemas de tratamento de alta performance; aliados ao espaço
físico cada vez mais reduzido nos centros urbanos e/ou industriais para instalação de
sistemas de tratamento; vem motivando inúmeras pesquisas com o objetivo de incorporar
novas tecnologias no tratamento de efluentes.
Os tratamentos de lixiviado visam de modo eficiente diminuir os efeitos
adversos dos lançamentos deste líquido nos corpos d’água atendendo a valores
estabelecidos pela legislação ambiental brasileira, além de constituir-se numa ação
fundamental, quando se pretende fornecer saúde pública e desenvolvimento sustentável
para a sociedade. Para isso devem-se buscar alternativas tecnológicas que
compatibilizem as variáveis, custo e eficiência, de modo a fornecer ao meio-ambiente,
condições seguras e ecologicamente sustentáveis, sem descuidar da viabilidade
econômica.
Para resolver esta situação, utilizam-se métodos de tratamento, que incluem
tanto tratamentos aeróbios quanto anaeróbios.
Nessa pesquisa, estudou-se o tratamento anaeróbio usando filtros biológicos,
onde a escolha do processo biológico anaeróbio ao tratamento dos lixiviados está
fundamentada sob o ponto de vista técnico-econômico, procedimento consagrado, por
proporcionar remoções de matéria orgânica na ordem de 80% ou superiores sem custo
3
operacional (FLECK, 2003). Esse mesmo autor comenta que os filtros anaeróbios
resistem bem às variações físico-químicas do lixiviado e propiciam boa estabilidade,
com baixa perda de sólidos biológicos, além de construção e operação muito simples.
Uma outra vantagem dos processos anaeróbios é que eles têm uma baixa produção de
lodo, cerca de 5 a 10 vezes inferior ao que ocorre em processos aeróbios, não há
consumo de energia elétrica, tem baixa demanda de área, reduzindo os custos de
implantação, produzem metano, um gás combustível de alto poder calorífico e ainda é
possível a preservação da biomassa (colônias de microrganismos anaeróbios) sem
alimentação por vários meses, pois as colônias de microrganismos entram num estado
de endogenia, sendo reativadas a partir de novas cargas.
Partindo desse contexto, nesse trabalho, é desenvolvido um estudo relativo ao
uso associado de filtros anaeróbios nos processos de tratamento de lixiviado. Essa
unidade é aplicada no tratamento de lixiviado onde se propõe verificar a eficiência de
remoção de matéria orgânica por via anaeróbia, estudo do meio suporte e regime do
fluxo de entrada, além da atividade microbiana existente no sistema. A pesquisa faz
parte do projeto ―Tratamento de Lixiviado de RSD em Unidades Seqüênciais: Filtro
Anaeróbio, Reator de Chicanas e Banhado Construído‖ coordenado/executado pela
Unisinos e financiado pela FINEP, CNPq e CAIXA ECONÔMICA FEDERAL dentro
do PROSAB – Programa de Pesquisas em Saneamento Básico.
Salienta-se ainda, que o trabalho visa avançar no conhecimento de diferentes
questões operacionais e na microbiologia do processo, fato que deve ser ressaltado, pois
são poucos os trabalhos que abordam o tratamento de lixiviado de aterro sanitário
utilizando técnicas anaeróbias. Além disso, poderá possibilitar avanços significativos,
prevendo-se resultados inovadores na compreensão da degradação anaeróbia de
resíduos sólidos urbanos, o que facilitará sobremaneira a implantação segura de projetos
semelhantes.
4
2 OBJETIVOS
Os objetivos dessa pesquisa estão, a seguir, relacionados:
2.1 Objetivo Geral
Avaliar o processo de biodegradação de lixiviado de aterro sanitário de RSD em
filtros biológicos anaeróbios.
2.2 Objetivos Específicos
Estudar a formação do biofilme nos filtros executados com diferentes
meio suporte.
Avaliar a eficiência de remoção de matéria orgânica carbonácea em
filtros biológicos anaeróbios com diferentes meios suportes de rachão e
bloco de concreto.
Avaliar a eficiência de remoção de matéria orgânica carbonácea em
filtros biológicos anaeróbios operados com fluxo de entrada de lixiviado
com sentido ascendente e descendente.
5
3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
O trabalho versará sobre resíduos sólidos urbanos, detalhando aqueles de origem
doméstica. Inicialmente abordam-se as diversas formas de tratamento e disposição final,
principalmente, os aterros sanitários. A revisão bibliográfica versará sobre os principais
aspectos relacionados a digestão anaeróbia de RSU e de lixiviado de aterro sanitário
utilizando filtro biológico anaeróbio.
3.1 Resíduos Sólidos Urbanos
O crescimento e a concentração populacional em áreas urbanas, o
desenvolvimento industrial e tecnológico e a mudança de hábitos de consumo da
população são os principais responsáveis pelo aumento na produção de resíduos. Na
busca de soluções para os problemas associados à geração de RSU têm sido
investigadas várias alternativas de tratamento, processamento, valorização e destino
final, com destaque no Brasil para a digestão anaeróbia em aterros sanitários. Os
principais problemas ambientais decorrentes dessa forma de disposição estão
relacionados à poluição do solo e águas, os quais podem ser vinculados com diversos
problemas de saúde pública.
Os resíduos sólidos urbanos compreendem aqueles produzidos pelas inúmeras
atividades desenvolvidas em áreas com aglomerações humanas do município,
abrangendo resíduos de várias origens, tais como: residencial, comercial, de
estabelecimentos de saúde, industriais, da limpeza pública (varrição, capina, poda, e
outros), da construção civil e agrícolas.
Os resíduos de origem domiciliar ou aqueles com características similares,
(como os comerciais), e os resíduos da limpeza pública gerados são, normalmente,
encaminhados para a disposição em aterros sob responsabilidade do poder municipal.
Ressalta-se que o gerenciamento de resíduos de origem não domiciliar, (como por
6
exemplo, os resíduos de serviços de saúde, os industriais ou aqueles gerados no setor da
construção civil), são de responsabilidade do gerador, estando sujeitos à legislação
vigente.
Conforme MCIDADES/SNSA (2005), a coleta de resíduos sólidos urbanos
abrange uma cobertura média de 97,5% da população urbana, com uma freqüência
média de coleta de duas ou três vezes semanais, sendo que esta coleta é realizada por
coletadores e motoristas que trabalham a uma produtividade média de 2.1
kg/habitante/dia. Os resíduos coletados corresponde a 0,8 kg/habitante urbano/dia e 0,58
kg/habitante atendido/dia para a massa de resíduos exclusivamente domiciliares. Dentro
desse contexto observa-se que para uma amostra representativa de 127 municípios,
gerando-se 15,8 milhões de toneladas de resíduos em 2005, onde os índices relativos
estão classificados em: aterro sanitário 68,5%; aterro controlado 25,2% e lixão 6,5%.
Quanto a coleta de resíduos serviços saúde, a massa de resíduos corresponde um valor
per capita de 0,005 kg/habitante/dia. Quanto à coleta seletiva e triagem de materiais
recicláveis na média de 59,2% dos municípios realiza coleta seletiva de resíduos sólidos
porta-a-porta, sendo que além disso existe a coleta seletiva não-formal realizada por
catadores, os quais estão presentes em 80% dos municípios. Verifica-se também que 4,1
kg/habitante. urbano/ano corresponde a quantidade média de resíduos triados e
encaminhados para a reciclagem. O desempenho financeiro municipal indica que 35,4%
dos municípios não cobram pelos serviços de limpeza urbana e naqueles que cobram a
receita média arrecadada pelos serviços de limpeza urbana é de R$ 13,84/habitante
urbano/ano. O custo médio de serviço de coleta contratado com terceiros chega a R$
52,04/tonelada. Sobre as unidades de processamento de resíduos sólidos urbanos, mais
de 30% das unidades cadastradas pertencem ao grupo em que o destino é a disposição
no solo, 46,8% do total de unidades são operados pelas prefeituras, as quais se destacam
lixões e aterros controlados, unidades de manejo de galhadas e podas e unidades de
reciclagem de entulho, 46,8% das unidades não apresentam licença ambiental e 51,5%
das unidades de disposição no solo não têm impermeabilização da base e 10,6% não
fazem recobrimento.
Os aterros existentes no país são operados ou pela iniciativa privada, contratada
pelas prefeituras ou por empresas municipais, sob a forma de terceirização. As empresas
pagam pela quantidade, em peso de resíduo depositado no aterro (R$/tonelada).
7
Depósitos de resíduos sólidos a céu aberto ou lixões são sistemas de disposição
desordenada de resíduos, sem compactação ou cobertura dos resíduos, que propicia a
poluição do solo, ar e água, bem como, a proliferação de vetores de doenças. Por sua
vez, o aterro controlado é outra forma de disposição final, tendo como único cuidado a
cobertura dos resíduos com uma camada de solo ao final da jornada diária de trabalho
com o objetivo de reduzir a proliferação de vetores de doenças.
A predominância destas formas de destinação final advém de vários fatores, tais
como: falta de capacitação técnico-administrativa, baixa dotação orçamentária, pouca
conscientização da população quanto aos problemas ambientais ou mesmo falta de
estrutura organizacional das instituições públicas envolvidas com a questão no
município.
Assim, os municípios brasileiros, estão enfrentando um problema grave de
gerenciamento de Resíduos Sólidos Urbanos, principalmente na etapa de disposição
final. A grande maioria dos municípios de pequeno porte no país depositam seus
resíduos inadequadamente em lixões ou aterros controlados. Alternativas tecnológicas
de disposição final sustentável de baixo custo e eficientes no atendimento da legislação
ambiental aparecem como solução. Visando a minimização do problema, estão sendo
realizadas pesquisas aplicadas na área de tratamento e destino final de resíduos sólidos
com objetivo de otimizar a técnica, podendo-se citar principalmente os trabalhos
vinculados ao PROSAB.
Para definir resíduos sólidos verificam-se algumas dificuldades, pois existem
diversas formas e pontos de vista para fazê-lo sendo, em geral, definidos de acordo com
a conveniência e preferência de cada um.
Segundo a NBR – 10.004 – ―Resíduos Sólidos são todos aqueles resíduos em
estados sólidos e semi-sólidos que resultam de atividades da comunidade de origem
industrial, doméstica, hospitalar, comercial, agrícola, de serviços, de varrição ou
agrícola. Incluem-se lodos de ETA (Estações de Tratamento de Água) e ETE (Estação
de Tratamento de Esgotos), resíduos gerados em equipamentos e instalações de controle
de poluição, e líquidos que não possam ser lançamento na rede pública de esgotos ou
corpos de água, ou exijam para isso soluções técnica e economicamente inviáveis em
face à melhor tecnologia disponível.‖
8
Há vários tipos de classificação dos resíduos sólidos que se baseiam em
determinadas características ou propriedades identificadas. A classificação é relevante
para a escolha da estratégia de gerenciamento mais viável.
CONSONI & PERES in BOFF (2005), classifica os resíduos de diversas formas,
entre as quais estão a sua natureza física (seco e molhado), sua composição química
(matéria orgânica e inorgânica) e os riscos potenciais ao meio ambiente (perigosos, não
inertes e inertes). Outras classificações usam como critério, a sua origem e a possível
degradabilidade.
Existe a possibilidade do uso de diversos critérios para a classificação dos
resíduos, como a origem (domiciliar, comercial ou público), a tratabilidade
(biodegradável, descartável ou reciclável), o grau de biodegradabilidade (facilmente,
dificilmente ou não biodegradável) e a reatividade (inerte, orgânico ou reativo), BOFF
(2005).
Os resíduos sólidos podem ser classificados em função dos riscos potenciais ao
meio ambiente e à sua saúde pública (ABNT, 2004). Para que os mesmos possam ter
manuseio e destinação final adequada, os resíduos devem ser enquadrados em uma das
classes a seguir apresentadas: Classe I – Resíduos Perigosos: são os resíduos que em
função de suas propriedades físicas, químicas ou infecto-contagiosa, podem apresentar
riscos à saúde pública, provocando ou acentuando, de forma significativa, um aumento
de mortalidade ou incidências de doenças e/ou riscos ao meio ambiente, quando
manuseados ou destinados de forma inadequada, ou ainda apresentarem características
de inflamabilidade, corrosividade, reatividade, toxicidade e patogenidade; Classe II –
Resíduos Não Perigosos – esses por sua vez são divididos em duas classes: Classe II A
Não-Inertes: são todos os resíduos ou misturas de resíduos, que não se enquadram nas
classificações de resíduos ―Classe I – Perigosos‖ ou de resíduos ―Classe II B – Inertes‖
e podem apresentar propriedades como combustibilidade, biodegradabilidade ou
solubilidade em água; Classe II B – Resíduos Não-Perigosos Inertes: São aqueles que,
por suas características intrínsecas, não oferecem riscos à saúde e ao meio ambiente.
Nesse trabalho, foi usado resíduo classe II A para a geração do lixiviado e posterior
tratamento. Além disso, quando amostrados de forma representativa, segundo a NBR
10.007 (ABNT, 2004), e submetidos a um contato estático ou dinâmico com água
destilada ou deionizada, a temperatura ambiente, conforme teste de solubilização, NBR
9
10.006 (ABNT, 2004), não têm nenhum de seus constituintes solubilizados a
concentrações superiores aos padrões de potabilidade da água.
Os resíduos sólidos domésticos, comerciais, públicos, os resíduos sólidos
industriais e os resíduos sólidos de serviço saúde são gerados nos centros urbanos. Cada
município se organiza de uma maneira particular para solucionar seus problemas com
resíduos.
Para CECONNELLO (2005) e GOMES (1995), os resíduos domésticos, quanto
a sua degradabilidade podem ser classificados em facilmente degradáveis (alimentos e
resíduos de jardinagem), moderadamente degradáveis (papéis, papelão e materiais
celulósicos), dificilmente degradáveis (pedaços de pano, retalhos, aparas e serragem de
couro, borrachas e madeira, bem como compostos metálicos) e não degradáveis (vidros,
metais, plásticos, terra e pedras etc.).
Os RSU quando segregados e dispostos dentro de critérios técnicos adequados
permite um aumento da vida útil dos aterros, ganhos ambientais e econômicos,
oportunizando a ação de uma cadeia produtiva de trabalho envolvendo a população e
todos os envolvidos na coleta, segregação e tratamento, dos quais destacam-se as
associações de moradores e/ou cooperativas realizando triagens dos recicláveis e
comercialização dos mesmos.
Segundo RIBEIRO (2001) o gerenciamento integrado de resíduos somente se
concretizará se a Secretaria Municipal de Meio Ambiente local tiver ação permanente
junto a população, priorizando de modo eficaz a Educação Ambiental Formal e Não-
Formal através de ações desenvolvidas no âmbito de planejamento estratégico que
garanta flexibilidade para participação de parcerias entre as demais Secretarias
Municipais, empresas e ONG's que tenham interesse nas questões ambientais.
É comum descrever a composição dos resíduos sólidos domésticos em função
dos seus constituintes. Conforme PINTO (2000) é fundamental que se tenha um
conhecimento mais profundo da constituição da fração orgânica a ser tratada, em termos
qualitativos e quantitativos, não só para que se tenha melhor compreensão das rotas
metabólicas, como também para que seja possível reproduzir os experimentos. Os três
principais constituintes da matéria orgânica presente nos resíduos sólidos domésticos
são as proteínas, carboidratos e lipídeos.
10
As proteínas são moléculas mais abundantes das células representando 50% ou
mais de seu peso seco. São encontradas em todas as partes da célula, pois são
fundamentais para o funcionamento das funções celulares. As proteínas apresentam
ainda aproximadamente 16% de nitrogênio em massa (METCALF & EDDY, 1991).
As proteínas são formadas pela condensação de aminoácidos, que se unem por
ligações peptídicas. Embora o número de aminoácidos que usualmente compõem as
proteínas seja pequeno elas podem apresentar grande complexidade estrutural
LEHNINGER, (2002).
Por serem instáveis, as proteínas podem ser decompostas de várias maneiras. No
caso de decomposição anaeróbia, as proteínas são hidrolisadas, separando seus
aminoácidos componentes. Os aminoácidos podem ser diretamente utilizados pelos
microrganismos na síntese de suas próprias proteínas ou então serem também
hidrolizados, formando amônia ou o íon amônio, dependendo do pH do meio. A amônia
ou o íon amônio pode ser incorporada pelos microrganismos e utilizada no seu
anabolismo ou então ser descartada no lixiviado (SOUTO, 2005).
ALLINGER et al, (1978) descreve que os carboidratos são formados por cadeias
de carbono onde a maioria dos átomos de carbono está associada a um grupamento
álcool, e um carbono apresenta-se ligado a um grupo aldeído ou cetona. São formados
por carbono, hidrogênio e oxigênio, podendo ser definidos como poliidroxialdeídos e
poliidroxicetonas. São exemplos de carboidratos os açúcares, amidos, celulose e fibras
vegetais. Os açúcares são facilmente decompostos; as enzimas de certas bactérias os
fermentam, produzindo álcool e dióxido de carbono. Os amidos são mais estáveis,
porém podem ser convertidos em açúcares pela atividade microbiana ou por ácidos
minerais diluídos.
Os lipídeos compreendem os óleos e as gorduras; são ésteres de ácidos graxos
com glicerol ou outros álcoois. São formados por carbono, hidrogênio e oxigênio,
podendo em certos casos conter outros elementos, como o fósforo. As gorduras estão
entre os compostos orgânicos mais estáveis, não sendo facilmente decompostas
biologicamente. Óleos e gorduras tendem a envolver superfícies com as quais entram
em contato, interferindo na ação dos microrganismos (METCALF & EDDY, 1991).
11
3.2 Aterros Sanitários
O aumento do número de habitantes no planeta, associado à concentração de
grande parcela da população nas cidades, são fatores que agravam a problemática do
resíduo sólido urbano e sua destinação adequada. Durante a evolução da ciência, o
homem passou a vincular algumas doenças ou vetores, com a destinação incorreta do
resíduo sólido urbano que produzia, sendo assim passou a destinar o resíduo sólido
urbano para lugares distantes, afastados do seu ambiente.
A necessidade de tratamento dos resíduos surge devido aos seguintes fatores:
escassez de áreas para a destinação final do resíduo sólido urbano; disputa pela
utilização das áreas remanescentes com as populações da periferia, valorização dos
componentes do resíduo sólido urbano como forma de promover a conservação de
recursos. De acordo com ZANTA et al. (2006), o tratamento dos RSU pode ser feito
segundo os processos abaixo:
[...] Tratamentos físicos: objetivam reduzir o volume de resíduo ou imobilizar
um componente específico através de operações de secagem, centrifugação,
evaporação, sedimentação, floculação, filtração, absorção, destilação,
concentração, etc.
Tratamentos químicos: alteram a composição do resíduo de modo a eliminar
componentes tóxicos através de reações de neutralização, oxidação, redução e
precipitação.
Tratamentos biológicos: aceleram a degradação natural de resíduos que
possuem alta carga orgânica através da ação de microrganismos em unidade
de compostagem ou em aterros sanitários.
Tratamentos térmicos: processos físico-químicos que utilizam temperaturas
elevadas para alterar as características do resíduo e reduzir consideravelmente
seu volume. A incineração e a pirólise são os principais tratamentos térmicos
empregados para os resíduos sólidos (ZANTA et al., 2006, pg. 11).
Aterro Sanitário é o processo que permite manter os resíduos sólidos confinados
sem causar maiores danos ao meio ambiente. É um método em que o resíduo sólido
urbano é comprimido através de máquinas que diminuem seu volume. Com o trabalho
do trator, o resíduo sólido urbano é empurrado, espalhado e amassado sobre o solo
(compactação), sendo, posteriormente, coberto por uma camada de solo, minimizando
odores, evitando incêndios e impedindo a proliferação de insetos e roedores.
Para GOMES et al., (2006), aterro sanitário é um biodigestor construído
segundo normas de engenharia. Trata-se de uma estrutura encapsulada, usada para a
12
atenuação das características nocivas dos resíduos sólidos, projetada de forma a
favorecer a biodegradação anaeróbia e a conseqüente estabilização dos resíduos sólidos
armazenados, na maior parte das vezes, entre as camadas isolantes de material
compactado, usualmente solo local.
Conforme IPT (1995) a escolha do método construtivo leva em consideração três
fatores: topografia da área; tipo de solo; profundidade do lençol freático.
A análise desses fatores determinará o método a empregar. Existem três possibilidades:
trincheira, rampa e área.
Método da trincheira - É a técnica mais apropriada para terrenos que sejam planos ou
poucos inclinados, e onde o lençol freático esteja situado a uma profundidade maior em
relação à superfície.
Método da rampa – Indicado quando a área a ser aterrada é plana, seca e com um tipo
de solo adequado para servir de cobertura. A permeabilidade do solo e a profundidade
do lençol freático confirmarão ou não o uso desta técnica.
Método da área - É uma técnica adequada para zonas baixas, onde dificilmente o solo
local pode ser utilizado como cobertura. Será necessário retirar o material de jazidas
que, para economia de transporte, devem estar localizadas o mais próximas possível do
local a ser aterrado. No mais, os procedimentos são idênticos ao método da rampa.
Conforme GOMES et al, (2003) antes de confeccionar o projeto é necessário
considerar os seguintes aspectos para a escolha de uma área adequada: localização,
condições geotécnicas, vias de acesso, clima. Após essa primeira etapa, confecciona-se
o projeto com base nas características do município, nos resíduos gerados e nas
condições do local disponível. As etapas do projeto são: construção e infra-estrutura
básica do sistema proposto (construção do modelo de aterro, movimentação da terra,
sistema de impermeabilização, sistema de drenagem e sistema de recirculação de
lixiviados).
Com base em IBAM (2008), um sistema de drenagem apropriado garante a
proteção do meio ambiente e a saúde dos moradores. Para tanto devem ser drenadas
tanto as águas limpas superficiais quanto o lixiviado. A drenagem do lixiviado pode ser
feita utilizando-se: tubos de PVC, concreto ou barro perfurado e drenos cegos de brita
n° 1 e n° 2. Entre as formas de distribuição dos drenos no terreno, a mais utilizada é a
espinha de peixe. Para facilitar o escoamento, os drenos devam apresentar uma
13
inclinação de 2%. Uma vez captado, o lixiviado deverá passar por algum dos seguintes
processos filtros biológicos; lagoas de estabilização; valos de oxidação; recirculação;
tanques de aeração. Na maioria dos casos é suficiente, para o controle da poluição, a
drenagem superficial, a boa impermeabilização da base e a cobertura diária do resíduo
sólido urbano vazado. Com estas providências, o lixiviado produzido fica contido na
massa do resíduo sólido urbano, evitando a contaminação dos corpos d’água.
Cabe ainda salientar que as três formas mais usuais de se construir drenos
verticais, que deverão estar instalados em diversos pontos do aterro, são: utilizando-se
um tubo guia dentro do qual são colocadas pedras britadas n°s 3 e 4 (ou pedras de mão
de até 10 cm), com o tubo sendo elevado à medida que se aumente a cota do aterro;
utilizando-se tubos perfurados de concreto com diâmetro de 0,5 ou 1 metro , que vão
sendo sobrepostos conforme a elevação da cota do aterro; utilizando-se uma fôrma feita
de tela, onde se colocam pedras de mão, que vai subindo à medida que o aterro sobe.
A diferença básica entre os aterros sanitários e os controlados é que para o
primeiro, o sistema de captação e tratamento de lixiviado é dispensável no segundo
pressupõe um terreno com características naturais favoráveis (solo pouco permeável e
lençol freático profundo, em especial). Por exigir menores recursos para implantação e
operação, o aterro controlado apresenta-se como a opção mais acessível à maioria das
cidades brasileiras, contudo não é o mais recomendável já que o lixiviado gerado
poluirá o meio ambiente.
RUSSO (2003) comenta que mesmo as instalações de reciclagem, incineração e
compostagem precisam de um local onde sejam descartados, de forma apropriada, as
sobras e os refugos provenientes do processamento do resíduo sólido urbano. Neste
caso, o aterro pode servir também como alternativa em situações de emergência
motivadas por interrupções eventuais da instalação industrial.
Os resíduos sólidos urbanos acumulados de maneira contínua em aterros
sanitários não são, contudo, inativos. Esta mistura de uma grande variedade química,
sob a influência de chuva e microrganismos é objeto de evoluções complexas,
constituídas pela superposição de mecanismos físicos, químicos e biológicos. Nota-se
que principal fator que contribui na degradação dos resíduos é a bioconversão da
matéria orgânica em formas solúveis e gasosas. O conjunto destes fenômenos conduz à
geração de metabólitos gasosos e ao carreamento pela água de moléculas muito
14
diversas, as quais originam os vetores da poluição em aterro sanitário: o biogás e os
lixiviados (BOFF, 2005).
A partir da Figura 1, notam-se os principais impactos ao ambiente decorrentes da
disposição no solo de resíduos sólidos urbanos. A sua degradação decorre da ação de
microrganismos. O líquido gerado a partir desse fenômeno biológico somado a
infiltração da chuva chama-se de lixiviado. Quando em contato com solo ou lençol
freático, esse líquido apresenta alto poder poluidor, contaminando-os. Nesses
ambientes, há geração de gases que causam poluição atmosférica além da proliferação
de vetores, como insetos e roedores.
Figura 1. Principais impactos ambientais resultantes da disposição de resíduos em aterro
sanitário.
Fonte: CASTILHOS JR. et al. (2003).
Entretanto, no aterro sanitário, são necessárias intervenções técnicas para
contenção de poluentes líquidos (lixiviado) e gasosos (biogás) produzidos no processo
de degradação dos resíduos sólidos.
Nível do lençol freático
15
Em um aterro os gases gerados são o gás metano e o dióxido de carbono, o gás
sulfídrico e outros. A presença destes gases no biogás gerado em aterros é um efeito
direto do processo de estabilização da matéria orgânica biologicamente decomponível.
Para REICHERT (2007), os maiores problemas para a implantação de aterros
são: a possibilidade de se poluir o solo e cursos de água superficiais ou subterrâneos; a
necessidade de supervisão constante de modo a garantir a manutenção das mínimas
condições ambientais e de salubridade, a geração de gases a partir da decomposição do
resíduo sólido urbano aterrado, a necessidade de terrenos disponíveis para a instalação
do aterro próximos aos locais de produção do resíduo sólido urbano, já que o custo de
transporte é muito elevado na limpeza urbana em virtude do baixo peso específico do
resíduo sólido urbano; a resistência dos moradores nas cercanias do aterro que, muitas
vezes, por não serem ouvidos e devidamente esclarecidos quanto ao problema, acabam
por criar impasses desgastantes para a Administração Municipal.
Os aterros sanitários modernos incorporam uma série de aspectos de projeto e
operação, de modo a minimizar os impactos ambientais decorrentes da fase de
implantação, operação e encerramento. O aterro deve constituir-se, entre outros
aspectos, de sistema de drenagem superficial, sistema de drenagem e tratamento de
lixiviados, impermeabilização inferior e superior e sistema de drenagem e tratamento de
gases.
Em nosso país, verifica-se que a maioria dos aterros de resíduos não possui
critérios de implantação, operação e de monitoramento ou simplesmente, os
administradores públicos não os adotam, dificultando, desta forma, o monitoramento
dos lixiviados e gases gerados no processo de digestão anaeróbia dos resíduos dispostos
(GOMES & MARTINS, 2003).
Segundo RUSSO (2003), efetivamente, o aterro sanitário é um local
imprescindível porque é comum em toda a estrutura de equacionamento dos resíduos
sólidos. A incógnita é a quantidade de resíduos a serem ali depositados para tratamento
e destino final. Quanto maior for à taxa de valorização conseguidas nas fases anteriores
(triagem e compostagem) menores serão as quantidades a aterrar, prolongando-se a vida
útil do aterro sanitário e diminuindo-se o custo de exploração. Para esse autor ainda, se
a escala do aterro for adequada, deposição de uma quantidade mínima de cerca de 200
toneladas por dia, pode haver o aproveitamento do biogás produzido no aterro,
16
designando-se então de aterro energético. Sem esta deposição mínima não é rentável o
aproveitamento energético, e o biogás terá que ser queimado em tocha com tempo de
residência mínima de 0,3 segundos na câmara de combustão, a uma temperatura de pelo
menos 850 ºC, para destruir e minimizar o efeito dos gases nocivos. Quando o aterro
sanitário recebe os restos das outras formas de valorização de resíduos é um aterro de
rejeitos, sem produção de biogás e sem emissão de lixiviados poluentes. Entre outras, as
principais vantagens dos aterros sanitários são as seguintes:
• Grande flexibilidade para receber uma gama muito grande de resíduos;
• Fácil operacionalidade;
• Relativo baixo custo, comparativamente a outras soluções;
• Disponibilidade de conhecimento;
• Não conflitante com formas avançadas de valorização dos resíduos;
• Devolução a utilização do espaço imobilizado durante a fase de exploração;
• Potencializa a recuperação de áreas degradadas;
• Através de processos de bioremediação é possível a reutilização do espaço do aterro
várias vezes, com a produção de composto orgânico resultante da matéria orgânica
degradada no ―bioreator‖ anaeróbio, após eventual complemento de tratamento aeróbio,
em compostagem com vista à higienização.
3.3 Digestão Anaeróbia
A digestão anaeróbia é um processo biológico no qual um consórcio de
diferentes morfotipos de microrganismos, na ausência de oxigênio molecular, promove
a transformação de compostos orgânicos complexos (carboidratos, proteínas e lipídios)
em produtos mais simples como metano e gás carbônico (GOMES et al., 2006).
A importância da digestão anaeróbia se evidencia num contexto mais amplo do
que apenas o energético, ou seja, a estabilização biológica de resíduos poluentes. Nesses
últimos anos, tem se mostrado um processo de grande potencial para o tratamento de
lixiviado com elevados teores de matéria orgânica.
17
Ao descrever a tecnologia da digestão anaeróbia em filtros anaeróbios, é
necessário primeiramente, conhecer os fundamentos dos processos biológicos de
tratamento de efluentes.
As diversas características favoráveis da tecnologia anaeróbia - baixa produção
de sólidos; baixo consumo de energia; baixos custos de implantação e operação;
tolerância a elevadas cargas orgânicas; e possibilidade de operação com elevados
tempos de retenção de sólidos e baixos tempos de detenção hidráulica, conferem aos
reatores anaeróbios um grande potencial de aplicabilidade no tratamento de águas
residuárias concentradas e diluídas. As principais desvantagens da tecnologia anaeróbia
são relacionadas à remoção de nutrientes (nitrogênio e fósforo) e patógenos; ao fato da
demanda química de oxigênio (DQO) residual ser, na maioria dos casos, elevada para
atender os estritos limites de emissão estabelecidos na legislação ambiental; e à maior
instabilidade dos reatores anaeróbios (CHERNICHARO, 1997).
Para AQUINO & CHERNICHARO (2005), o sucesso para lidar com distúrbios
e desequilíbrios em reatores anaeróbios depende principalmente da identificação das
causas do problema e dos fatores que limitam os processos metabólicos envolvidos, e
isso só será efetivamente conseguido a partir do entendimento dos fenômenos físico-
químico-biológicos que governam o tratamento anaeróbio. Somente a compreensão
detalhada dos fundamentos do processo anaeróbio permitirá a identificação das causas
de eventuais distúrbios, suas conseqüências a médio e longo prazo, bem como a adoção
das corretas medidas de controle e prevenção.
A partir de certas condições favoráveis, pretende-se acelerar o processo da
digestão, nos sistemas anaeróbios. Em relação aos projetos de sistemas de tratamento
têm-se duas prerrogativas básicas: a) o sistema de tratamento deve manter grande
quantidade de microrganismos metabolicamente ativos atuantes no processo da digestão
anaeróbia; b) a massa celular e/ou biofilme gerado deve estar em contato com lixiviado
para evitar rompimento do biofilme formado (GOMES et al., 2006). Temperatura, pH,
presença de nutrientes e a ausência de materiais tóxicos são fatores que influenciam as
condições operacionais.
Temperatura: É um dos fatores ambientais mais importantes na digestão
anaeróbia, uma vez que afeta os processos biológicos de diferentes maneiras.
Em temperaturas altas, reações químicas e enzimáticas da célula podem ser
18
processadas de forma mais rápida tornando seu crescimento também rápido
ou ocasionando uma total inibição por parte da célula, finalizando com morte
celular. Também, sobre uma certa temperatura, proteínas, ácidos nucléicos e
outros componentes da célula são sensíveis a altas temperaturas e podem
causar uma irreversibilidade, inativando o sistema. Dentre os principais
efeitos da temperatura incluem-se as alterações na velocidade do
metabolismo das bactérias, no equilíbrio iônico e na solubilidade dos
substratos, principalmente lipídios. Em sistemas anaeróbios que operem com
temperaturas inferiores a 20ºC deve ser estudado, não apenas quanto ao
desempenho a ser esperado, como também a forma de operação e
monitoramento a ser adotado, dando preferência àqueles capazes de reter
maior quantidade de biomassa em seu interior.
Nutrientes: Nutrientes como o nitrogênio e fósforo são essenciais para todos
os processos biológicos. A quantidade de nitrogênio e fósforo, em relação à
matéria orgânica presente (expressa em DQO, por exemplo), depende da
eficiência dos microrganismos em obter energia para síntese, a partir das
reações bioquímicas de oxidação do substrato orgânico. A baixa velocidade
de crescimento dos microrganismos anaeróbios, comparados aos aeróbios,
resulta em menor requerimento nutricional. Em geral, admite-se que a
relação DQO : N : P de 500 : 5 : 1 é suficiente para atender as necessidades
de macronutrientes dos microrganismos anaeróbios. Além de nitrogênio e
fósforo, o enxofre é também considerado um dos nutrientes essenciais para a
metanogênese, além do ferro, cobalto, níquel e zinco. Em revisão de
literatura sobre os aspectos nutricionais em processos anaeróbios,
DAMIANOVIC (1992) faz referências a vários trabalhos nos quais se
comprovou que a presença desses micronutrientes estimulou os processos
anaeróbios. Além disso, os substratos nutritivos devem prover fontes de
alimentos aos microrganismos (elementos químicos que constituem o
material celular e os necessários às atividades enzimáticas), particularmente
os elementos minerais que em fracas doses são indispensáveis às reações
enzimáticas, como cálcio, magnésio, potássio, sódio, zinco, ferro, cobalto,
cobre, molibdênio e manganês. Em fortes concentrações, esses elementos
19
têm efeito inibidor sobre o processo de fermentação. Por outro lado, os
elementos majoritários (Carbono, Nitrogênio, Oxigênio, Fósforo e Enxofre)
têm importância fundamental no rendimento dos gases de fermentação.
O sucesso dos sistemas de tratamento anaeróbio se deve a dois fatores
principais: as vantagens consideradas inerentes ao processo da digestão anaeróbia em
comparação com o tratamento aeróbio e a melhoria do desempenho dos sistemas
anaeróbios modernos, tendo-se um aumento muito grande não somente da velocidade de
remoção do material orgânico, mas também da porcentagem de material orgânico
digerido. O melhor desempenho dos sistemas anaeróbios, por sua vez, é o resultado da
melhor compreensão do processo da digestão anaeróbia, que permitiu o
desenvolvimento de sistemas modernos, muito mais eficientes que os sistemas
clássicos.
Existe uma biodiversidade de espécies microbianas nos processos biológicos de
tratamento de resíduos, conseqüentemente nota-se microrganismos versáteis
metabolicamente onde podem ser encontrados degradando compostos complexos ou até
mesmo moléculas orgânicas simples (VAZOLLER, 1995).
PINEDA (1998) diz que o processo de degradação da matéria orgânica em
sistema de disposição final de resíduos sólidos urbanos consiste de duas grandes fases:
a) aeróbia: ocorre nos primeiros dias logo após o aterramento e caracteriza-se
pela redução nos níveis de oxigênio, o qual é consumido no processo de degradação, ou
liberado pelas pressões exercidas sobre a massa do aterro durante a compactação;
b) anaeróbia: inicia-se na ausência de oxigênio e estende-se até a eliminação
completa dos substratos pelas bactérias, ou até que as condições ambientais sejam
impróprias para a sobrevivência dos microrganismos.
O tratamento anaeróbio envolve processos metabólicos complexos, que ocorrem
em etapas seqüenciais e que dependem da atividade de no mínimo três grupos de
microrganismos distintos:
a) bactérias fermentativas (ou acidogênicas);
b) bactérias sintróficas (ou acetogênicas);
c) microrganismos metanogênicos.
A maioria dos microrganismos acidogênicos fermentam açúcares, aminoácidos e
ácidos graxos resultantes da hidrólise da matéria orgânica complexa produzindo ácidos
20
orgânicos, bem como são os primeiros a atuar na etapa sequencial de degradação do
substrato e os que mais se beneficiam energeticamente. Cabe salientar que a etapa
acidogênica só será limitante do processo se o material a ser degradado não for
facilmente hidrolisado. Segundo AQUINO & CHERNICHARO (2005),
microrganismos sintróficos convertem compostos como propionato e butirato, em
acetato, hidrogênio e dióxido de carbono. Os microrganismos acetogênicos
―desperdiçam‖ menos energia formando hidrogênio ao invés de etanol, metanol, etc. Já
os microrganismos metanogênicos são os mais importantes do consórcio microbiano,
porque a remoção de DQO da fase líquida depende da conversão de acetato.
Infelizmente esses microrganismos são de lento crescimento, com um tempo de geração
mínimo de 2 a 3 dias AQUINO & CHERNICHARO, (2005), e são extremamente
dependentes da manutenção de condições ótimas de crescimento.
3.4 Lixiviado
A disposição final dos resíduos sólidos urbanos consiste em uma das
preocupações dos administradores municipais, pois mesmo com o tratamento e/ou
aproveitamento, ainda observa-se a geração de rejeitos. No caso específico dos resíduos
urbanos, em função da fração orgânica presente, ocorre o aparecimento de um lixiviado
com elevada concentração em compostos orgânicos. Esses compostos são formados a
partir da decomposição da matéria orgânica dos resíduos urbanos, material que percola
pelas camadas do aterro sanitário formando os lixiviados. Como são pouco conhecidas
as identidades dos compostos presentes nos lixiviados de aterros sanitários, não há
como prever se os tratamentos utilizados são efetivos. Portanto, a identificação destes
compostos orgânicos é uma preocupação que vem motivando a pesquisa científica em
nível mundial (STRELAU, 2006).
A composição do lixiviado é bastante variável e adquire características poluentes
devido ao seu contato com a massa de resíduos sólidos em decomposição. GOMES et
al. (2006), definem o lixiviado como um líquido escuro, turvo e malcheiroso que exige
alta demanda de oxigênio pra estabilização. O lixiviado apresenta valores elevados de
demanda bioquímica de oxigênio (DBO), demanda química de oxigênio (DQO), traços
21
de metais dissolvidos e amônia, ou seja, constitui-se em um líquido com alto potencial
poluidor. Tratando-se assim de um ponto crítico a ser gerenciado no sistema de aterros
sanitários (BOFF, 2005). Os lixiviados formam-se a partir da precipitação, escoamentos
superficiais, águas subterrâneas ou águas de nascente e ainda, do resultado da
decomposição dos resíduos. A água que precipita sobre o aterro, parte escoa
superficialmente e o restante infiltra, podendo ficar retida na camada de cobertura ou
produzir um fluxo de percolação quando for atingida a saturação desta camada. Existe
uma parte do total que se forma como um subproduto na decomposição do material
orgânico pela atividade bacteriana, mas esta quantidade é sensivelmente pequena, o que
faz com que seja desprezada quando se faz um balanço de água do aterro sanitário
(SILVA et al., 2007).
Na maioria dos casos, a precipitação será a principal fonte de umidade que
contribui para a geração de lixiviados. As águas das chuvas são geralmente usadas para
representar a quantidade total de água que atinge a superfície durante um certo período
de tempo para uma dada localidade. Como em todos os casos de infiltração, a situação
mais crítica ocorre durante os períodos de chuva contínua, persistentes. Chuvas muito
intensas, de curta duração, produzem uma saturação rápida da cobertura do aterro
sanitário e diminui a infiltração, perdendo-se grande quantidade de água por meio do
escoamento superficial (PINEDA, 1998).
É importante a obtenção dos dados de precipitação, temperatura, radiação e
evaporação medidos no local do aterro ou disponibilizados pela mais próxima estação
meteorológica. Para assegurar a confiabilidade dos dados, estes devem ser validados e
comparados com dados provenientes das outras estações situadas na proximidade. Esses
parâmetros podem auxiliar a justificar valores muito acima ou abaixo da média.
GOMES et al. (2006) comentam que a quantidade de lixiviado gerado varia de
um aterro para outro e ao longo do tempo em um mesmo aterro, devido à interferência
das seguintes características: composição dos resíduos sólidos, sua quantidade e
densidade; condições meteorológicas do local; geologia e geomorfologia; condições de
operação do aterro; idade e natureza dos resíduos sólidos e topografia.
Quando o lixiviado coletado apresenta um pH baixo, os parâmetros como DBO,
DQO, nutrientes e metais pesados deverão ser altos. Contudo durante a fase
metanogênica, o pH varia entre 6,5 e 7,5 e os valores de DBO, COT, DQO e nutrientes
22
serão significativamente menores. Devido à cadeia de constituintes existentes no
lixiviado e às variações quantitativas sazonais e cronológicas (pelo aumento da área
exposta) não se deve considerar uma solução única de processo para seu tratamento
(HAMADA & MATSUNAGA, 2000). Alguns autores, como CASTILHOS JR. (2003),
sugerem um critério para permitir a decisão na seleção de processos. Quando o lixiviado
apresentar DQO elevada (acima de 10.000 mg/L), baixa concentração de nitrogênio
amoniacal e uma relação DBO/DQO entre 0,4 e 0,8 e uma concentração significativa de
ácidos graxos voláteis de baixo peso molecular, o tratamento pode ser efetuado por
ambos os processos, ou seja, anaeróbio e aeróbio.
A composição do lixiviado é bastante variável e adquire características poluentes
devido ao seu contato com a massa de resíduos sólidos em decomposição.
CHRISTENSEN (2001) in TILLMANN (2003), ilustra as mudanças que ocorrem nas
características do lixiviado (Tabela 1), resultantes das diferenças entre as fases ácida e
metanogênica.
23
Tabela 1. Variações na composição do lixiviado entre as fases: ácida e metanogênica.
Parâmetros com variação entre fases
ácida e metanogênica
Parâmetro
Fase Ácida
Fase Metanogênica
Média
Faixa
Média
Variação
Média
Variação
pH
6,1
4,5-7,5
8
7,5-9
4,5-9
DBO
13000
4000-40000
180
20-550
20 – 57 000
DQO
22000
6000-60000
3000
500-4500
140 – 152 000
DBO/DQO
0,58
0,06
0,02 – 0,80
Sulfato
500
70-1750
80
10-420
8 – 7750
Cálcio
1200
10-2500
60
20-600
10 – 7200
Magnésio
470
50-1150
180
40-350
30 – 15 000
Ferro
780
20-2100
15
3-280
3 – 5500
Manganês
25
0,3-65
0,7
0,03-45
0,03 – 1400
Zinco
5
0,1-120
0,6
0,03-4
0,03 – 1000
Parâmetros sem variação significativa
entre as fases
Nitrogênio Amoniacal
741
50 – 2200
Cloreto
2120
150 – 4500
Potássio
1085
50 – 3700
Sódio
1340
70 – 7700
Fósforo Total
6
0,1 – 23
Cádmio
0,005
0,0001 – 0,4
Cromo
0,28
0,02 – 1,5
Cobalto
0,05
0,005 – 1,5
Cobre
0,065
0,005 – 10
Chumbo
0,09
0,001 – 5
Zinco
0,17
0,03 – 1000
Observação: Todos os valores em mg/L, exceto pH e DBO/DQO, que são adimensionais. Fonte: CHRISTENSEN in TILLMANN (2003).
24
REINHART & MCCREANOR (2000) citam que o lixiviado gerado em aterros
novos (< 5 anos) tenderá a ter alta resistência orgânica (em grande parte composto de
ácidos voláteis) com um pH relativamente baixo (5 a 7). Com o tempo e a estabilização
da comunidade metanogênica a resistência orgânica declina e a alta concentração de
amônia modera o pH.
Portanto, para que os processos de intervenção nos aterros sanitários se tornem
eficientes, é importante o conhecimento mínimo das características físico-químicas e
biológicas dos líquidos gerados (lixiviado) durante a degradação dos resíduos sólidos.
3.5 Tratamento de Lixiviado
A geração de lixiviados constitui-se na principal preocupação quanto à
degradação ambiental de áreas localizadas próximas ao local de disposição final dos
resíduos sólidos urbanos (RSU), uma vez que o tratamento desses efluentes tem se
mostrado um grande desafio, pois a alta heterogeneidade e variabilidade de seus
parâmetros físico-químicos e biológicos, ao longo do tempo, dificultam a adoção de
sistemas eficientes de tratamento. Os processos mais empregados para o tratamento de
lixiviados de aterros sanitários são os processos biológicos. Geralmente ocorrem
dificuldades ao utilizar tratamentos biológicos para lixiviados devido à vazão e carga
orgânica muito variáveis, baixa eficiência de tratamento para lixiviados antigos ou
pouco biodegradáveis.
Conforme FERREIRA et al. (2007) para projeto de sistemas de tratamento de
lixiviados são empregados parâmetros de esgoto doméstico, muito embora já se saiba
que o lixiviado apresente características distintas, deste efluente. Além disso, os vários
estudos de caracterização de lixiviados realizados no Brasil se limitam a determinar a
matéria orgânica no efluente, em forma de DQO e DBO, sem nenhuma preocupação
com a descrição da natureza desta matéria orgânica. Assim, tendo em vista os
problemas relacionados às características biológicas, físico-químicas e variação da
composição de lixiviados de aterros sanitários, levando-se em conta as dificuldades no
seu tratamento por processos biológicos e físico-químicos convencionais, é necessária a
25
busca de alternativas de tratamento eficientes dentro de um padrão de sustentabilidade
técnica e econômica.
O lixiviado produzido em aterros sanitários apresenta elevado potencial poluidor
com características muito variáveis, além disso, é a principal preocupação quanto à
degradação ambiental. Dessa forma o órgão ambiental exige através de sua legislação
que o lixiviado atenda padrões mínimos de emissão em corpos d´água (Tabela 2).
Tabela 2. Padrões de emissão que atendem a legislação
PARÂMETROS
VMP (mg/L)
pH (adimensional)
6,0-8,5
Sólidos Suspensos
≤ 200
Fosfato (Fosfato Total)
1,0
Nitrogênio Total
10
DQO
450
Metais
Fe
10
Cd
0,1
Cr
0,5
Pb
0,5
Zn
1,0
Fonte: CONSEMA, 2006.
Os métodos de tratamento de lixiviado podem ser divididos em duas grandes
categorias: biológicos e físico-químicos, englobando processos físicos ou aqueles que
apresentam modificações do afluente por adição de compostos químicos.
O tratamento biológico tem se mostrado pouco eficiente para lixiviados de
aterros antigos, já que esses apresentam elevadas concentrações de amônia, cloretos e de
compostos recalcitrantes. Além disso, a carência de fósforo na composição desse
resíduo, nutriente essencial para a atividade metabólica dos microrganismos, implica na
sua adição artificial para assegurar degradação biológica do lixiviado (VIANA et al.,
2007).
26
O despejo inadequado de lixiviado no ambiente poderá reverter-se como um
dano à saúde pública da própria comunidade ou até outras comunidades circunvizinhas,
pois quando lançado este tipo de efluente para o meio ambiente, sem nenhuma forma de
tratamento, se estará poluindo não somente o solo, mas as águas superficiais e
subterrâneas e ao ar, mas também proporcionando a oportunidade de provocar a
proliferação de vetores transmissores de doenças.
Para FLECK (2003), as tecnologias empregadas nos sistemas de tratamento de
lixiviado são semelhantes às do tratamento de esgoto, embora haja diferenças nos
valores dos parâmetros considerados para ambos. Sendo assim, existem diversas
alternativas para o tratamento de lixiviado de aterros sanitários, entretanto são pontos
importantes a serem considerados no dimensionamento de um projeto de tratamento a
variação da vazão e da composição do lixiviado dos aterros sanitários.
Esse mesmo autor salienta que durante o período de operação de uma estação de
tratamento, além da modificação das características do próprio lixiviado, leis e
regulamentações modificar-se-ão, novas tecnologias surgirão enquanto outras evoluirão
e fatores econômicos poderão modificar-se, de modo que buscar um sistema flexível é
interessante. Cada aterro sanitário gera lixiviados com características particulares, o que
demanda uma avaliação do tipo de tratamento viável e eficiente para cada caso,
portanto, a escolha entre as diversas alternativas de tratamento depende dos resíduos
aterrados e consequentemente do lixiviado gerado, bem como das condições técnicas e
econômicas de cada município. O objetivo não é tanto encontrar o melhor método de
tratamento de lixiviado e impô-lo, mas definir um conjunto de padrões mínimos de
eficiência e desempenho ambiental que satisfaçam os padrões mínimos estabelecidos
pelo órgão de fiscalização ambiental do município e/ou estadual.
O processo biológico permite a biodegradação dos compostos orgânicos
presentes no lixiviado pela ação de microrganismos que os transformam em substâncias
mais simples como a água, o gás carbônico e o metano (GOMES, 2003). Esse mesmo
processo biológico pode ser empregado no tratamento de lixiviado. Todavia, geralmente
ocorrem dificuldades ao utilizar tratamentos biológicos para lixiviado devido à vazão e
carga orgânica muito variáveis, a necessidade de uma grande área para implantação
(dependendo do tratamento), a baixa eficiência para lixiviado estabilizado ou pouco
27
biodegradável, e, muitas vezes, o efluente não se enquadra nos padrões estabelecidos
pela legislação (SILVA et al., 2000).
Os objetivos destes tratamentos são alterar a forma dos constituintes orgânicos, e
aumentar a biodegrabilidade do lixiviado, pois apresenta elevada eficiência de remoção
de matéria orgânica e inorgânica associada a vantagens de facilidade operacional,
flexibilidade no controle de variáveis de processo, simplicidade de equipamentos e
facilidade na mudança de escala de produção.
Processo de tratamento anaeróbio é o mais antigo de tratamento de águas
residuais, visa reduzir principalmente carga orgânica. O processo envolve
decomposição biológica de matéria orgânica e inorgânica na ausência de oxigênio
molecular. As moléculas orgânicas são fermentadas por bactérias e ácidos graxos
voláteis, os quais são convertidos em metano (CH
4
) e dióxido de carbono (CO
2
).
Existem vantagens e desvantagens do uso de sistemas de tratamento biológico
anaeróbio. As vantagens são: elevada eficiência de remoção de matéria orgânica; pouca
dose de P necessária; pouca produção de lodo; pouco consumo de energia; possível
produção de biogás através do metano gerado. As desvantagens são: metais pesados
podem ter digestão obstruída; suscetividade de pH e mudança de temperatura; muita
amônia permanece no efluente; temperaturas entre 15 e 35°C; alto tempo de detenção;
microrganismos podem ser inibidos pelo meio ácido, causando uma redução na taxa de
crescimento e conduzindo carreamento da rede de células microbianas em sistemas de
mistura completa.
Existem limitações que se encontram para tratar lixiviado, quando se usa apenas
um tipo de sistema de tratamento. Vem sendo estudada uma solução para sanar tais
dificuldades. Segundo WISZNIOWSKI et al. (2006), estão sendo desenvolvidas
tecnologias significativas para tratamento de lixiviado combinando métodos biológicos
e físico-químicos. Porém, para atingir padrões estabelecidos em normas necessita-se o
desenvolvimento de um tratamento com métodos integrados, por exemplo, uma
combinação de métodos químicos, físicos e biológicos.
O tratamento físico-químico combinado com os métodos biológicos de
tratamento de lixiviado consiste em eliminar espécies químicas indesejáveis no efluente
final, como metais pesados e componentes orgânicos refratários (GOMES, 2003). As
principais técnicas utilizadas para este fim são diluição, filtração, coagulação,
28
floculação, precipitação, sedimentação, adsorsão/absorção, troca iônica, oxidação
química, osmose reversa, lavagem com ar, ultrafiltração, oxidação, evaporação natural e
vaporização (GOMES, 2002).
3.5.1 Filtros Anaeróbios
Nos filtros anaeróbios, objeto de estudo dessa pesquisa, a estabilização da
matéria orgânica contida no lixiviado ocorre através da passagem desta por um leito de
material suporte inerte. As unidades deste material apresentam uma fina camada de
biofilme microbiana aderidos à superfície, além da biomassa bacteriana dispersa retida
nos interstícios do material.
Os filtros anaeróbios podem ser utilizados para esgotos concentrados ou diluídos
ou tratamento de lixiviados; resistem bem às variações de vazão afluente; perdem
poucos sólidos biológicos; permite várias opções de forma, sentido de fluxo e materiais
de enchimento; e têm construção e operação muito simples (CIRNE et al., 2007). Tal
reator apresenta-se como uma alternativa viável e, relativamente, bem testada em nível
nacional, no que se refere ao seu uso para tratamento de esgotos sanitários. Diversos
materiais de enchimento já foram testados (pedra britada Nº4, brita comercial, seixo
rolado, anéis de eletroduto cortado, escória de alto-forno, anéis de bambu, etc.) e muitos
resultados corroboraram a sua boa capacidade de remoção de matéria orgânica e sólidos
suspensos. (CIRNE et al., 2007).
FERREIRA et al. (2007) conceitua os filtros anaeróbios como unidades de
tratamento em que as reações bioquímicas de estabilização da matéria orgânica contida
no efluente ocorrem quando da passagem desta através de um leito de material suporte
em que as unidades desse material apresentam filmes bacterianos anaeróbios aderidos às
suas superfícies, além de biomassa bacteriana anaeróbia dispersa retida nos interstícios
do meio. Esses mesmos autores operaram um sistema composto filtro anaeróbio com
volume de 2 litros (tempo de detenção hidráulica de 21 horas) para o tratamento de
lixiviado onde foi monitorado pH, sólidos suspensos, alcalinidade e DQO para medir a
remoção de matéria orgânica, com o objetivo de garantir condições favoráveis à
29
degradação biológica. No filtro foi estimado eficiência de remoção em 30% da matéria
orgânica biodegradável e biodegradabilidade máxima do lixiviado de 60%.
3.5.1.1 Meio suporte
Segundo MARTINS (2003), existem alguns requisitos básicos com relação à
seleção do material suporte a ser utilizado em bioreatores. Estes requisitos influenciam
na disponibilidade de área superficial para a aderência dos microrganismos, assim como
nas características de expansão ou fluidização e na transferência de massa. Quanto
maior o diâmetro do material suporte, menor a superfície específica e, dependendo do
tipo de material, maior a velocidade superficial para obter-se a expansão ou fluidização
desejada, conseqüentemente, maior o consumo de energia. A rugosidade da superfície
da partícula é um aspecto importante na fase inicial de formação do biofilme, onde a
aderência e a fixação dos microrganismos é o fator principal, permitindo que sejam
mantidas condições nas quais os choques entre as partículas ou as forças de
cisalhamento provocadas pela movimentação do líquido não desagreguem o biofilme.
As superfícies mais rugosas são mais indicadas devido a melhor aderência dos
microrganismos nas micro porosidades, que atenuam os efeitos dos choques e esforços
do meio líquido.
O tipo de meio suporte utilizado pode conduzir a um diferente equilíbrio da
microbiota, afetando diretamente o desempenho e a estabilidade do reator (SILVA et
al., 2006).
O objetivo principal do material de enchimento, é permitir acúmulo de grande
quantidade de biomassa, com o aumento do tempo de retenção celular, melhorar o
contato entre os constituintes do despejo afluente e os sólidos biológicos contidos no
reator, atuar como barreira física, evitando que os sólidos sejam carreados para fora do
sistema de tratamento e ajudar a promover a uniformização do escoamento do reator
(FERNANDES et al., 2006). Esses mesmos autores comentam que geralmente o
material para enchimento do filtro é a brita n
o
4, entretanto podem ser usados outros
tipos de materiais. Para escolha do meio suporte deve-se levar em consideração a
disponibilidade local do material a ser utilizado, seus custos de transporte e as
propriedades físicas do material: peso unitário (leves e resistentes); superfície específica
30
(alta) e elevado índice de vazios. Quimicamente o material suporte deve ser inerte,
evitando reação com o líquido a ser tratado.
A finalidade do material suporte é reter sólidos no interior do reator, seja através
da formação de biofilme na superfície do material suporte, seja através da retenção de
sólidos nos interstícios do meio ou abaixo deles (CHERNICHARO, 1997).
A norma Brasileira (ABNT, 1982) preconiza o meio suporte como um material
que dever ter granulometria uniforme, podendo variar de 4 a 7 cm ou ser adotada a
pedra britada nº 4, que tem um índice de vazios muito baixo, em torno de 50 %, com
implicações sobre o volume e a capacidade de acumular lodo ativo.
Outros materiais já foram estudados e experimentados no enchimento de filtros
anaeróbios no Brasil como: gomos de bambu; escória de alto forno de siderúrgicas
(CHERNICHARO, 1997); seixo rolado classificado (50 a 75 mm) e tijolos cerâmicos
vazados de oito furos (ANDRADE NETO et al., 1999).
No estudo conduzido por CAMARGO (2000), onde foram construídos e
operados quatro filtros que possuíam bambu como recheio, obteve-se, após 300 dias de
operação uma remoção média de DQO e DBO superior a 75%. No que se refere aos
sólidos suspensos, esteve próxima a 80%. Somente uma parcela da concentração de
nitrogênio orgânico foi transformada em amônia e a remoção de fósforo foi baixa.
Salienta-se que em todo este período de operação não foi feito nenhum descarte de
excesso de lodo presente no interior do reator. Estes resultados demonstraram que o
aproveitamento do bambu como meio suporte mostrou-se adequado e viável, tendo uma
eficiência próxima à encontrada na literatura para vários tipos de materiais comumente
empregados.
É fundamental observar a escolha do material que servirá de meio suporte, pois
o principal problema é a colmatação ou entupimento do recheio. Este problema é mais
freqüente nos filtros anaeróbios de fluxo ascendente, contendo pedras e britas
(CHERNICHARO, 1997). Os filtros preenchidos com peças de plástico ou outros
materiais com grande índice de vazios não têm apresentado problemas de entupimento.
31
3.5.1.2 Biofilme
A grande amplitude de questões a serem respondidas sobre biofilme conduz ao
desenvolvimento de pesquisas em diversas áreas, buscando-se uma melhor compreensão
da potencialidade de adesão dos microrganismos sobre determinados suportes, da
composição, e da seqüência do processo de formação da biomassa, passos estes
fundamentais para a otimização de filtros anaeróbios (ORTEGA, 2001).
Esse mesmo autor afirma que o processo de tratamento anaeróbio de lixiviado
encontra-se em uma crescente no ramo da pesquisa. Uma das maiores contribuições
para essa evolução foi o desenvolvimento da imobilização celular a qual foi decorrente
de um melhor entendimento do processo biológico dentro dos reatores, e
particularmente dos mecanismos que permitem a retenção de biomassa ativa dentro das
unidades de tratamento. Assim, a existência de condições favoráveis para a
imobilização de biomassa ativa no interior dos filtros anaeróbios tem recebido grande
atenção nos projetos de tratamento.
Segundo CASAGRANDE (2006), a passagem de lixiviado através da superfície
do material suporte faz com que as unidades desse material apresentem filmes
bacterianos especializados aderidos as suas superfícies, além de biomassa bacteriana
dispersa retida nos interstícios do meio. A retenção de biomassa por adesão dá-se pela
capacidade das bactérias de aderirem-se às superfícies livres imersas em sistemas
aquosos que apresentem condições para o crescimento de tais organismos, como
presença de nutrientes e compostos carbonáceos e ausência de compostos inibidores e
tóxicos. Existe outro tipo de retenção de biomassa bacteriana ativa que ocorre nos
interstícios ou vazios do reator a qual denomina-se de retenção intersticial.
O crescimento de microrganismos nos processos biológicos de tratamento de
efluentes classificam-se em processo de crescimento suspenso e processo de
crescimento fixo ou biofilme (METCALFF & EDDY, 2001). Além disso, os processos
anaeróbios produzem uma quantidade consideravelmente mais baixa de lodo, contudo
no período inicial, o crescimento lento dos microrganismos anaeróbios pode ser visto
como um problema, em função da adaptação e colonização ao meio suporte (HIDALGO
& GARCÍA-ENCINA, 2001).
32
Para ORTEGA (2001), a utilização de suportes capazes de imobilizar a biomassa
ativa permite aumentar o tempo médio de permanência desta no interior dos reatores,
favorecendo o regime de operação contínua e proporcionando sistemas mais estáveis,
controláveis e com elevada eficiência de degradação.
WOLFF et al. (2001) comentam que a imobilização dos microrganismos em
pequenos suportes como biofilmes, possibilita ao reator biológico: reter uma grande
concentração de biomassa no seu interior devido a maior área superficial; melhorar o
contato da biomassa com o substrato; operar em tempos de retenção hidráulica
significativamente reduzidos; melhorar a eficiência na remoção da DQO; diminuir a
produção do lodo; e reduzir a área necessária.
Os biofilmes são definidos como populações microbianas, presas em uma matriz
de polissacarídeos, que podem se aderir umas as outras e/ou a superfícies ou interfaces
(CONSTERTON et al., 1995). Esta definição inclui os agregados (grânulos) e flocos
microbianos, além de populações que possam se aderir dentro de espaços porosos
(como por exemplo, células aderidas em uma espuma de poliuretano). Mais
recentemente ARAÚJO, (2001) definiu biofilme como uma coleção de microrganismos
e produtos extracelulares associados a uma superfície sólida, viva ou inanimada.
Nos diferentes estágios da colonização do biofilme nos suportes é importante a
presença e o tamanho médio de seus micros e macros poros, onde a biomassa adere. A
presença de poros e reentrâncias na superfície do material suporte proporcionam um
ambiente menos turbulento para os microrganismos, favorecendo assim a formação
inicial do biofilme (PICANÇO et al., 2001).
Segundo ALVES et al. (1999), filtros anaeróbios com suportes de alta
porosidade e superfície específica apresentam melhores rendimentos do que os reatores
com suporte convencional, tanto na partida quanto no equilíbrio do sistema.
a) Fatores que interferem na formação do biofilme
Uma comunidade de biofilme inicia-se quando uma superfície ―limpa‖ é exposta
a um ambiente aquoso e se torna condicionada pela presença de constituintes químicos
do meio. Os microrganismos se associam à superfície, aderem e, então, fixam-se
firmemente. Uma vez que essa colonização primária acontece, a atividade da
comunidade é dependente do metabolismo e crescimento das condições da superfície.
33
Tais atividades metabólicas incluem consumo de substratos, replicação celular e síntese
de exopolímeros. A formação de uma matriz extracelular do biofilme ocorre, e essa se
acumula na superfície do suporte atuando como aprisionador de nutrientes e, num
sistema de cultura mista favorece diferentes microrganismos a participarem da
comunidade do biofilme. Sucessivas microcomunidades desenvolvem nichos dentro de
determinadas camadas quando o biofilme aumenta. Eventualmente a espessura do
biofilme atinge a um estado de equilíbrio dinâmico, em que os processos de produção
de filmes microbianos são contrabalanceados pelos processos que reduzem ou removem
o biofilme. A conversão contínua de substrato produz excesso de biomassa e produtos
metabólicos que são arrastados para o fluido circundante, o que pode contribuir para
atrair outras formas de vida, já que tem alimento sobre a superfície do suporte, dando
início então a um processo de sucessão ecológica (BRYERS in ARAUJO 2001).
A mesma autora sugere que a formação do biofilme é o resultado de três
processos: deposição, metabólico e remoção. Dentre os processos de deposição,
destacam-se aderência e pré-condição de superfície do suporte. Os metabólicos incluem
consumo de substrato, crescimento celular e replicação, manutenção do biofilme,
produção de polímeros extracelulares e influência da aderência no metabolismo
microbiano.
Os polímeros extracelulares são produtos metabólicos produzidos e acumulados
na superfície das células microbianas. A produção de polímeros extracelulares pode ser
limitada por certas condições como: quantidade de carboidratos, nitrogênio, cofatores
no meio, temperatura, pH e condições de aeração. Os polímeros extracelulares formam
uma camada protetora para as células, protegendo-as da desidratação e de substâncias
tóxicas, servem como fonte de carbono e energia, além de manterem os microrganismos
perto das fontes alimentares. Os polímeros extracelulares são constituídos de uma
variedade de compostos orgânicos, principalmente carboidratos, proteínas, substâncias
húmicas e DNA (ARAÚJO, 2001).
Os processos de remoção envolvem a predação, cisalhamento, abrasão e o
despreendimento. A Figura 2 ilustra estas etapas.
34
Figura 2. Formação do biofilme.
FORMAÇÃO DO BIOFILME
PREDAÇÃO
CONSUMO
SUBSTRATO
METABÓLICO
REMOÇÃO
PRÉ-CONDIÇÃO
DE SUPERFÍCIE
SUPORTE
ADERÊNCIA
DEPOSIÇÃO
CRESCIMENTO
CELULAR E
REPLICAÇÃO
MANUTENÇÃO
DO BIOFILME
CISALHAMENTO
DESPREENDIMENTO
ABRASÃO
35
No biofilme, os compostos necessários para o desenvolvimento bacteriano, tais
como, matéria orgânica, oxigênio e micronutrientes, são adsorvidos à superfície. Após a
aderência, eles são transportados através do biofilme por mecanismos de difusão, onde
são metabolizados pelos microrganismos. Sólidos de natureza coloidal ou suspensa não
conseguem se difundir no biofilme, necessitando ser hidrolizados à moléculas de
menores dimensões (MARTINS, 2003).
A aderência é influenciada por interações célula-célula, pela presença de
moléculas de polímeros na superfície e pela composição do meio (VON SPERLING,
1996).
Segundo CAMPOS & PEREIRA in MARTINS (2003), a distribuição espacial
dos microrganismos e a forma dos biofilmes nos materiais suporte são bastante
distintas. Esses autores relatam que os biofilmes não apresentam superfície lisa e nem
distribuição uniforme de microrganismos.
A formação de uma estrutura agregada ao material suporte depende de diversos
fatores, incluindo a faixa de tamanho das células dentro da população microbiana e a
localização de cada célula individual em relação às outras e ao meio de crescimento,
assim como na interface gás/líquido.
O desenvolvimento do biofilme pode ser considerado como o resultado dos
processos físicos, químicos e biológicos, existindo três etapas para a formação do
biofilme: fixação bacteriana, produção do biofilme e desprendimento do biofilme.
Para MARTINS (2003), as propriedades superficiais do material suporte são
importantes na formação inicial do biofilme. A presença de poros e cavidades na
superfície do material é indispensável, pois aumentam as zonas de fixação das bactérias.
As células aderidas na superfície rugosa podem ser protegidas do desprendimento
devido ao cisalhamento, de modo a manterem-se na superfície o tempo necessário para
que ocorra a adesão irreversível, o crescimento de uma microcolônia e, posteriormente,
o biofilme.
Os meios suporte aplicados nas Estações de Tratamento de Esgotos (ETE) são,
geralmente, materiais granulares de origem mineral. Isto se dá, devido à predominância
quase que exclusiva deste tipo de suporte em reatores de biofilmes durante a década de
80, quando as primeiras experiências em escala real ocorreram. Grãos de argila
calcinada, xisto expandido, materiais arenosos, pozolana e carvão ativado são também
36
exemplos, sendo alguns, objetos de patente industrial. Além destes é registrada a
utilização de quartzos, blocos de cerâmica, conchas de ostras e de mexilhões, calcário,
anéis de plástico, cilindros vazados, blocos modulares de PVC, granito, esferas de
polietileno, bambu, escória, poliuretano, bentonita, terra diatomácea, sepiolita,
poliamida, etc (CHERNICHARO, 1997).
As características do biofilme variam com as concentrações e as fontes de
substrato a que estão sujeitos. As características inorgânicas do biofilme variam de
acordo com a composição química do substrato, o que pode afetar sua estrutura, e
certamente afetar suas propriedades biológicas e físicas. A presença de cálcio, magnésio
e ferro, por exemplo, afetam as ligações intermoleculares entre os exopolímeros
excretados pelas bactérias. As características orgânicas variam com a fonte de carbono
disponível no substrato para o metabolismo bacteriano, e certos elementos como o
nitrogênio, fósforo e enxofre, em concentrações capazes de limitar o crescimento,
estimulam a produção de polissacarídeos, que possuem alta propriedade de absorção
(MARTINS, 2003).
A produção da biomassa e a taxa de crescimento dependem fortemente do tipo
de microrganismos presentes no sistema. Culturas heterogêneas mostraram uma
apreciável superioridade sobre culturas puras para o crescimento do biofilme. Existem
certas espécies de microrganismos ou grupos fisiológicos que são mais prováveis para
aderir e se reproduzir no meio (WOLFF, 1997).
O ambiente hidrodinâmico onde o biofilme se encontra desempenha papel
importante na sua formação. A taxa de colonização do suporte e a formação do biofilme
são extremamente sensíveis aos efeitos físicos das forças de cisalhamento e do atrito
entre as partículas presentes no reator, através das quais a espessura do biofilme é
controlada. Segundo BISHOP et al. (1995), dentro do biofilme há constante troca da
população. Na superfície há multiplicação ativa das células devido à presença de
elevada concentração de substrato. Com a fixação na superfície, o substrato poderá ser
limitante no interior do biofilme, resultando em decaimento endógeno. A massa do
biofilme pode ser perdida devido ao cisalhamento pela passagem do líquido.
Crescimentos rápidos tendem a predominar próximo à superfície, enquanto
crescimentos lentos ocorrem no seu interior degradando o substrato residual.
37
Conforme MARTINS (2003), a estrutura externa do biofilme é influenciada pelo
balanço entre o desprendimento (resultante das forças de cisalhamento) e o processo de
crescimento (resultante da taxa de crescimento superficial específica). As condições
ambientais também influenciam no crescimento microbiano. Os fatores físicos em geral
atuam como agentes seletivos, enquanto que os fatores químicos podem ou não serem
seletivos. Alguns elementos como carbono e nitrogênio, que são usualmente requeridos
em quantidades relativamente grandes, podem ser muito importantes na seleção das
espécies predominantes.
b) Crescimento do biofilme
O biofilme é composto por duas camadas: a primeira caracterizada pela
disponibilidade de oxigênio (metabolismo aeróbio) e a segunda, situada nas camadas
próximas ao suporte, privadas de oxigênio (metabolismo anaeróbio).
Em um reator aeróbio, o oxigênio é consumido à medida que penetra no
biofilme, até atingir valores que definem condições anóxicas ou anaeróbias. Pode-se ter,
portanto, uma camada externa com oxigênio, e outra interna, desprovida deste. O
oxigênio dissolvido (OD) é o fator determinante no estabelecimento das camadas. Na
camada em condições anóxicas, ocorrerá a redução de nitratos. Em condições
anaeróbias, ter-se-á a formação de ácidos orgânicos e a redução de sulfatos. Esta
coexistência entre condições aeróbias, anóxicas e anaeróbias é uma importante
característica dos sistemas com biofilmes (VON SPERLING, 1996). A Tabela 3
apresenta as principais características associadas à espessura do biofilme.
38
Tabela 3. Características associadas à espessura do biofilme.
ESPESSURA DO
BIOFILME
CARACTERÍSTICAS
Fina
O filme é fino e frequentemente não cobre toda a superfície do meio suporte; o
crescimento bacteriano se dá segundo uma taxa logarítmica; todos os
microrganismos crescem nas mesmas condições, com o crescimento sendo similar
ao de uma biomassa dispersa.
Intermediária
A espessura do filme torna-se maior; a taxa de crescimento bacteriano torna-se
constante; a espessura da camada ativa permanece inalterada, independentemente
do aumento da espessura total do biofilme; caso o suprimento de matéria orgânica
seja limitado, os microrganismos assumem um metabolismo suficiente apenas
para a sua manutenção, não havendo aumento da espessura total do biofilme; caso
o suprimento de matéria orgânica seja inferior aos requisitos para manutenção, a
estrutura do biofilme torna-se menor.
Elevada
Partes do biofilme podem ser desalojadas do meio suporte; a espessura do
biofilme atinge um valor bastante elevado; o crescimento microbiano é
contraposto pelo próprio decaimento organismos, pelo consumo por outros
organismos e pela tensão de cisalhamento; caso o biofilme continue a crescer, sem
ser desalojado do meio suporte, ocorrerá entupimento do leito (colmatação) em
reatores de leito fixo ou sua perda.
Fonte: Adaptado de MARTINS (2003).
O crescimento microbiano em suportes sólidos ocorre segundo NGUYEN
(1989) in MARTINS (2003) em seis fases distintas: fase de latência ou de ativação, fase
exponencial ou de aceleração, fase de acumulação linear; fase de estabilização, fase
estacionária e fase de queda ou desprendimento (Figura 3).
39
Figura 3. Fases do Desenvolvimento do Biofilme.
Fonte: NGUYEN in MARTINS (2003)
A fase de latência ou de ativação (1) corresponde ao fenômeno de adsorção de
moléculas orgânicas sobre a superfície áspera do suporte (etapa passiva de fixação) e
fixação bacteriana, por meio de forças de interação eletrostáticas ou não-eletrostáticas, e
de forças atrativas de Van de Waals (etapa ativa). Ocorre à formação de pequenas
colônias dispersas, situadas preferencialmente nas protuberâncias da superfície rugosa.
É uma fase muito rápida, onde os microrganismos aclimatam-se ao novo ambiente. É
influenciada pela concentração do substrato de entrada e das propriedades da superfície
do suporte.
A fase exponencial ou de aceleração (2) corresponde a uma verdadeira explosão
do fenômeno, onde os microrganismos ativos, em suspensão, colonizarão o suporte à
taxa de crescimento máxima. Estas colônias se ampliam e se espalham por toda a
40
superfície. Nesta fase, constata-se que as taxas de produção de polissacarídeos e de
proteínas aumentam muito rápido; ocorre uma queda extremamente rápida e massiva da
concentração do substrato; observa-se um grande consumo de oxigênio, tornando-o
limitante, sendo necessário fornecer oxigênio através de uma fonte exterior e uma
acumulação muito nítida da biomassa. Segundo TAVARES (1992), nesta fase os
microrganismos criam uma matriz gelatinosa e movem-se livremente dentro desta
matriz, cobrindo totalmente a superfície do sólido.
A fase de acumulação linear (3) do biofilme correspondente a uma taxa
constante de acumulação da biomassa sobre o suporte. No decorrer desta fase, a
concentração do substrato na saída do reator fica constante e mínima, o consumo de
oxigênio pelos microrganismos é constante e máximo, e a espessura ou a massa do
biofilme continua a aumentar de modo linear em função do tempo devido à acumulação
da biomassa desativada, pois a biomassa ativa deve atingir um valor constante e
máximo. O biofilme é então formado por duas camadas: uma aeróbia e ativa,
caracterizada por apresentar teores apreciáveis de oxigênio, e outra anaeróbia e inativa,
caracterizada pela ausência de oxigênio (TAVARES, 1992).
A fase de estabilização (4) está ligada aos esforços hidrodinâmicos, onde os
efeitos aumentam com a espessura do biofilme e a velocidade do líquido, que impedem
as acumulações adicionais do biofilme. Nesta fase, os fenômenos físicos tornam-se
preponderantes, sendo que o biofilme torna-se sensível, em particular, às tensões de
cisalhamento, sobretudo no caso de um biofilme aeróbio obtido com alta concentração
em oxigênio dissolvido, devido à sua estrutura filamentosa pouca aderente. A massa
total do biofilme, a espessura, a atividade bacteriana, os teores de proteínas e de
polissacarídeos tendem aos valores máximos, enquanto que as concentrações em
oxigênio e em substrato na saída ficam sempre constantes. Os sólidos em suspensão
aumentam em função da taxa de oxigênio dissolvido.
A fase estacionária (5) é caracterizada por um equilíbrio ecológico entre os
microrganismos na fronteira das duas zonas (aeróbia e anaeróbia). Nesta fase, a massa
total do biofilme atinge valores máximos, que caracterizam um regime permanente em
relação à fase sólida, embora o regime permanente na fase líquida seja estável. Por esta
razão é chamada fase estacionária. O desprendimento será igual à acumulação do
biofilme, que se traduz por uma velocidade nula de crescimento do biofilme.
41
Para VON SPERLING (1996), a fase estacionária é caracterizada pela escassez
de alimento no meio, a taxa de crescimento bacteriano é igual à taxa de mortandade, ou
seja, o número de células é constante.
O desprendimento (6) do biofilme é um fenômeno aleatório que depende do
comportamento das bactérias fixas diretamente no suporte e da forte acumulação do
biofilme. Caracteriza-se por fatores biológicos como a "lise" celular nas camadas
profundas, pelas modificações das interações bactéria-suporte e por fatores físicos, tais
como ações de forças da gravidade e das forças tangenciais sobre a massa do biofilme.
Nesta fase, os sólidos em suspensão aumentam, ocorre um acréscimo de substrato na
fase líquida devido à perda parcial ou total do biofilme e o crescimento de um novo
biofilme no lugar onde parte deste se desprendeu. Observa-se uma queda na massa fixa
total de proteínas e de polissacarídeos, e um aumento de sólidos em suspensão, além de
um desequilíbrio das concentrações do substrato e da biomassa.
c) Microrganismos presentes nos biofilmes
O aumento do conhecimento microbiológico e bioquímico nos processos de
tratamento biológico tem ocasionado considerável melhoria na otimização e na
eficiência desses, incrementando, assim, sua aplicabilidade. As bactérias são, sem
dúvida, o mais importante elemento na estabilização da matéria orgânica.
É importante ressaltar que os organismos envolvidos na biodigestão anaeróbia
apresentam um elevado grau de especialização metabólica. A eficiência do processo
anaeróbio depende, portanto, das interações positivas entre as diversas espécies
bacterianas, com diferentes capacidades degenerativas. Os intermediários metabólicos
de um grupo de bactérias durante a biodigestão podem servir como nutrientes ao
crescimento de outras espécies. Assim observa-se a ocorrência de várias reações de
degradação dos compostos orgânicos e a dependência das mesmas da presença do
hidrogênio formado no sistema (CASAGRANDE, 2006).
De acordo com MARTINS (2003), as principais relações no interior do meio
biológico são complexas e estão baseadas em relações de predação e de competição
(muitas vezes canibalismo). Os principais microrganismos presentes em lixiviados, de
importância no tratamento biológico são:
42
Bactérias: são as principais responsáveis pela estabilização da matéria
orgânica. Apresentam-se em formas isoladas ou agregadas, formando
colônias de aspecto característico, como filamentos, cachos, etc.
Constituem-se no grupo de maior presença e importância nos sistemas de
tratamento biológico, pois, além de desempenharem seu papel na
depuração da matéria orgânica, as bactérias possuem a propriedade de se
aglomerar em unidades estruturais, como flocos, biofilmes ou grânulos.
Sua faixa ótima de crescimento ocorre dentro de faixas de temperaturas e
pH relativamente limitadas, embora a sua sobrevivência possa ocorrer
dentro de faixas bem mais amplas. Segundo METCALF & EDDY
(1991), a maior parte das bactérias não suportam valores de pH acima de
9,5 nem abaixo de 4,0 sendo que o ótimo se situa em torno da
neutralidade (6,5 a 7,5).
Fungos: são organismos multicelulares, aeróbios, não fotossintéticos,
heterotróficos e podem apresentar-se em formas unicelulares ou coloniais
e formas filamentosas, geralmente ramificadas. Eles são de grande
importância na decomposição da matéria orgânica e podem se
desenvolver em condições de baixo pH. A maioria dos fungos são
estritamente aeróbios, podem crescer em ambientes com deficiência de
nutriente e baixo pH, tornando-se muito importantes no tratamento de
águas residuárias industriais. Os fungos necessitam somente da metade
da taxa de nitrogênio requerida pelas bactérias (METCALF & EDDY,
1991). HENDRICKX et al. (2002), em trabalho experimental com
biofiltros constataram uma ligação no crescimento de fungos com a
deficiência de nutrientes, onde o fósforo foi identificado como o
componente limitante.
Além dos GROTENHUIS et al. (1991), observaram a justaposição entre archeas
metanogênicas em filtros anaeróbios. Os meios suportes estudados estavam recobertos
por uma biomassa densa, onde microrganismos estavam imobilizados. Pode-se supor
que a imobilização ocorre em lugares ótimos para a sobrevivência desses organismos
específicos.
43
3.5.1.3 Desempenho de filtros anaeróbios
Apesar de estudos em escala piloto e de laboratório contribuírem para o
desenvolvimento de relações entre os diversos fatores de projeto e operacionais, não se
consegue desenvolver ainda uma relação geral e de aceitação irrestrita que possa ser
utilizada para o projeto de filtros anaeróbios em escala plena (CHERNICHARO, 1997).
YOUNG in CHERNICHARO (1997) reuniu dados operacionais de diversos
filtros anaeróbios e os relacionado estatisticamente, determinou os principais parâmetros
que influenciam o desempenho desses sistemas, que são:
- Tempo de detenção hidráulica;
- Concentração do afluente;
- Área superficial do meio suporte;
- Declividade do sistema;
- Carga orgânica.
Para CHERNICHARO (1997) os habitats de microrganismos em sistemas
aquosos, como digestores anaeróbios são bastante diversos, de forma que a
sobrevivência e o crescimento destes depende de fatores como a temperatura,
disponibilidade de nutrientes e estratificação. Os microrganismos muitas vezes superam
a instabilidade do ambiente em que vivem pela adesão a uma superfície, isso se deve a
excepcional capacidade adesiva das bactérias e por existirem condições para o seu
crescimento, como a presença de nutrientes e compostos carbonáceos e ausência de
compostos inibidores e tóxicos.
Recentemente, o desenvolvimento de filtros anaeróbios favorece a retenção de
bactérias no digestor, essa retenção é de suma importância na tecnologia do processo,
pois aumenta a velocidade de degradação dos compostos orgânicos, viabilizando a
adoção do tratamento anaeróbio para grandes volumes de lixiviado.
Para IWAI (2005) as vantagens do tratamento anaeróbio sobre o aeróbio são a
geração do gás metano como subproduto e a baixa produção de lodo biológico ou
material em suspensão, além de não requerer introdução de equipamentos de aeração,
diminuindo o consumo de energia. Entre as desvantagens destacam-se: Os
microrganismos são inibidos pelo meio ácido (o que pode causar uma redução na taxa
de crescimento e conduzir ao carreamento da rede de células microbianas em sistemas
44
de mistura completa); são sensíveis à presença de alguns metais; exigência de
temperatura entre 15 e 35°C; tempos de detenção relativamente longos; Remoção
incompleta de matéria orgânica; redução limitada de nitrogênio amoniacal. Esse mesmo
autor diz que sistemas como filtros podem operar com tempos de detenção menores que
24 horas, considerando-se cargas orgânicas variando entre 11 e 70 kg DQO/m³.dia e
eficiências entre 50 e 90%. Ele concluiu que sistemas de manto de lodo para tratamento
de lixivido com tempo de detenção de 1 dia e cargas orgânicas média de 15
kgDQO/m³.dia, promovem um tratamento eficiente sem necessidade de tamponamento
e empregando a recirculação do lixiviado. Os resultados do tratamento anaeróbio têm
uma relação DBO/DQO menor que 0,3, a DQO atinge valores entre 1000 e 3000 mg/L e
um conteúdo de nitrogênio amoniacal relativamente alto, entre 500 e 1000 mg/L.
FERNANDES, et al. (2006) realizaram um trabalho para verificar as eficiências
de remoção de DQO e DBO e comprovar a eficiência do sistema de filtro anaeróbio
com biofilme, comparativamente ao tipo de meio suporte utilizado e ao tratamento de
lixiviado novo e antigo. Concluiu-se que as eficiências de remoção de DBO e DQO
foram superiores quando da existência de um biofilme aderido ao meio de suporte. O
filtro anaeróbio com meio suporte de pedra britada n° 5 (rachão) apresentou o melhor
desempenho entre os dois estudados, em termos de eficiência de remoção de carga
orgânica do lixiviado em todos os ensaios.
Segundo SILVA (2002), os filtros anaeróbios e os sistemas híbridos têm se
mostrado eficientes na remoção de metais (na forma de sulfetos) e DQO. Isso ficou
evidenciado em ensaios realizados com o chorume do Aterro Sanitário de Bandeiras-SP,
utilizando um reator anaeróbio híbrido de fluxo ascendente com manto de lodo e filtro
biológico anaeróbio.
O filtro anaeróbio de fluxo ascendente consiste numa coluna contendo um
material de suporte, no interior do qual é possível reter elevadas quantidades de
biomassa, aderida na sua superfície, e dispersa pelos espaços vazios da matriz,
encontrando-se esta normalmente na forma de agregados floculentos (ALVES et al.,
1995). Os meios de suportes utilizados em filtros anaeróbios têm sido em geral, de
características muito variadas, quer em termos dos materiais utilizados (pedras, tubos de
PVC, esponja de poliuretano, argila expandida, etc). Num filtro anaeróbio de fluxo
ascendente, normalmente a maior parte da biomassa (cerca de 60 a 90% da biomassa
45
total) não está aderida na superfície do suporte, mas sim aprisionada nos espaços
intersticiais da matriz (ALVES, et al., 1995). A proporção relativa das duas formas de
biomassa dependem do tipo de suporte e condições operatórias. Verificou-se ainda, em
estudos realizados com vários tipos de suporte em filtros anaeróbios, que o meio que
retinha mais sólidos biológicos, aderidos e em suspensão não era o que conduzia à
melhor eficiência do sistema o que parece estar de acordo com a constatação de que o
desempenho destes sistemas também não é diretamente relacionado com a porosidade
do meio. A conclusão geral é que parece não haver um parâmetro definido que seja
claramente dominante relativamente a outros, em termos da sua influência sobre a
eficiência dos filtros anaeróbios. Pensa-se que o mais importante será provavelmente a
capacidade do meio redistribuir o fluxo dentro da matriz, permitindo um eficiente
contacto entre o substrato e a biomassa contida no reator (SONG & YONG, 1986).
Apesar de, num filtro anaeróbio de fluxo ascendente, a biomassa se encontrar
preferencialmente oclusa na matriz e não aderida na superfície do suporte, não significa
que o fenômeno da adesão deva ser ignorado neste tipo de reator.
Conforme BIDONE et al. (2007) filtros anaeróbios de fluxo ascendente podem
ser aplicados no tratamento de lixiviado, principalmente com o objetivo de remoção de
matéria orgânica. Na literatura especializada, poucos são os dados de reatores desse tipo
utilizando meio suporte de tamanho real. Além disso, as condições de operação dos
filtros existentes em escala real dificilmente apresentam similaridade e as características
dos afluentes aplicados a eles são muito variáveis.
ANDERSON et al. (1991) compararam meios porosos e não porosos como
suporte para imobilização de biomassa num filtro anaeróbio e observaram que o reator
recheado com material suporte poroso apresentou uma maior eficiência, e verificaram
que num filtro anaeróbio de fluxo ascendente, normalmente a maior parte da biomassa
(cerca de 60 a 90% da biomassa total) não está aderida na superfície do suporte, mas
sim aprisionada nos espaços intersticiais da matriz. A proporção relativa das duas
formas de biomassa depende do tipo de suporte e condições de operação.
O processo de digestão anaeróbia de resíduos sólidos orgânicos com baixa
concentração de sólidos é realizado com substrato contendo em média cerca de 5% em
peso de sólidos totais. Os problemas de ordem técnica associada a este tipo de
tratamento estão relacionados ao estudo das configurações de reatores que possam
46
viabilizar uma boa eficiência de transformação do material carbonáceo em um período
relativamente curto de tempo. Neste trabalho também foi estudado o processo de
digestão anaeróbia de resíduos sólidos orgânicos com baixa concentração de sólidos em
um reator anaeróbio compartimentado com volume de 2200 litros, operado com tempo
de retenção de sólidos de 90 dias (LEITE et al., 2004).
SOUTO (2005) testou em um sistema composto por filtro anaeróbio utilizando
anéis de polietileno com ¾‖ de diâmetro, operando em batelada, a hipótese de que o uso
de uma taxa de recirculação variável do lixiviado de um reator tratando a fração
orgânica dos resíduos sólidos urbanos domésticos poderia acelerar a degradação deste
substrato em comparação com um sistema idêntico, porém que operasse com taxa de
recirculação constante. Nos filtros anaeróbios até o 35º dia a DQO residual do filtro
controle se equivaleu a do reator de sólidos, dando a idéia de que o filtro ainda não
havia começado a degradar a matéria orgânica. Segundo os autores este efeito pode ter
sido conseqüência da elevada carga orgânica aplicada ou o TDH pequeno. O filtro
anaeróbio do sistema experimental conseguiu manter o pH acima de 7,0 em todo o
período de funcionamento.
BIDONE et al. (2007) realizaram um estudo em escala real sobre tratamento de
lixiviado de aterro sanitário em um sistema composto por dois filtros anaeróbios de
fluxo ascendente associados em série, com objetivo de verificar a eficiência do sistema
na remoção de matéria orgânica. As eficiências obtidas nos filtros anaeróbios foram: no
primeiro filtro, 56 % na remoção de DBO, 52% na remoção de DQO e 50% na remoção
de COT; no segundo filtro, obtiveram-se: 7% na remoção de DBO, 6% na remoção de
DQO e 5% na remoção de COT. Esses resultados permitiram a constatação de que
quase totalidade da remoção de matéria orgânica facilmente biodegradável ocorreu no
primeiro filtro, indicando que, para o tratamento do lixiviado em questão, não é
interessante a utilização de dois filtros anaeróbios de fluxo ascendente em série.
Apesar da boa eficiência dos filtros anaeróbios entre 10 a 30% da matéria
orgânica não é degradada, o que impede que seu efluente atenda a legislação brasileira
quanto à remoção de DBO, tornando necessário um pós-tratamento.
Conforme PEREIRA-RAMIRES et al. (2003), os reatores anaeróbios em geral
não produzem um efluente que se enquadre completamente nos padrões da legislação
ambiental, necessitando de pós-tratamento aeróbio para completar a remoção da matéria
47
orgânica e proporcionar a remoção de constituintes pouco afetados durante o tratamento
anaeróbio como nutrientes e patógenos.
Além disso, BIDONE et al. (2007) comenta que em experiências com lodos
ativados, filtros biológicos percoladores, lagoas de estabilização, processos físico-
químicos, combinação desses, ou ainda, diluição do lixiviado em estações de tratamento
de esgoto sanitário, têm redundado, na maioria dos casos, pouco interessantes ambiental
e economicamente. As eficiências apresentadas por esses processos na remoção de
DBO
5,20
, DQO, COT e N-amoniacal não atendem, de maneira geral, os valores
estabelecidos pela legislação ambiental brasileira — Resolução Nº 357 do CONAMA,
de março de 2005, que dispõe sobre o lançamento de efluentes líquidos em corpos
receptores. Ainda, alguns dos referidos processos apresentam grande complexidade
operacional, implicando em sistemas que envolvem custos altos e que não são
apropriados à realidade brasileira.
4. METODOLOGIA
O desenvolvimento experimental da pesquisa dividiu-se em: 1) caracterização
dos resíduos e lixiviados estudados (etapas 4.1 e 4.2 da Figura 4 a seguir) e, 2)
tratamento de lixiviado em filtros anaeróbios (etapa 4.3 da Figura 4). A Etapa 4.3,
descrita em detalhes na sequencia, foi integrada pelas seguintes etapas: 4.3.1) descrição
dos filtros anaeróbios; 4.3.2) caracterização dos meios suportes; 4.3.3) formação do
biofilme e 4.3.4) monitoramento do processo de tratamento.
48
Figura 4. Resumo das etapas metodológicas.
ATERRO
SANITÁRIO
4.3.4 MONITORAMENTO DO
PROCESSO DE TRATAMENTO
4.2 CARACTERIZAÇÃO LIXIVIADO DE SÃO LEOPOLDO
DESEMPENHO
MEIO SUPORTE
GERAÇÃO DE RESÍDUOS
LIXIVIADO
TRATAMENTO - ETLix
4.1 CARACTERIZAÇÃO RESÍDUOS
DE SÃO LEOPOLDO
4.3 FILTROS BIOLÓGICOS ANAERÓBIOS
4.3.1 DESCRIÇÃO
DOS FILTROS
DESEMPENHO
FLUXO ENTRADA
POROSIDADE
BLOCOS
B1 e B2
RACHÃO
R1 e R2
ASCENDENTE
R1 e B1
DESCENDENTE
R2 e B2
4.3.3 FORMAÇÃO
DO BIOFILME
PARÂMETROS FÍSICO-
QUÍMICOS/BIOLÓGICOS
PRODUÇÃO
ESPECÍFICA DE
BIOFILME
COLETA DE LIXIVIADO
PARA PESQUISA
ANÁLISE COMPARATIVA DOS PROCESSOS
UNIDADES
FORMAS DE
OPERAÇÃO
MASSA
ÍNDICE DE VAZIOS
DIMENSÕES
4.3.2 CARACTERIZAÇÃO
DOS MEIOS SUPORTES
49
4.1 Caracterização dos resíduos sólidos de São Leopoldo
Para qualquer análise de tratamento de lixiviado de aterro sanitário é necessário
primeiramente conhecer os resíduos que irão gerar o mesmo.
A Figura 5 apresenta a caracterização física média dos RSU que chegam na
Central de Triagem, portanto indica o tipo de resíduo gerado pela população de São
Leopoldo. Conforme caracterização física dos resíduos gerados e coletados no
município de São Leopoldo, a matéria orgânica é maior parcela dentre os tipos de
resíduos gerados pela população. Já a Figura 6 indica, após a triagem (eficiência de 10%
nos recicláveis), o material que é efetivamente disposto no aterro sanitário em operação
no município. Esse sistema de tratamento/disposição final é operado pela empresa SL
Ambiental desde outubro de 2003.
RSU gerados em SL 2006
Restos de alimentos
putrescíveis
72%
Tetrapak
2%
Vidro
2%
Outros
10%
Papel
2%
Metal
2%
Plástico
10%
Figura 5. Resíduos sólidos urbanos gerados e coletados em São Leopoldo – RS.
Fonte: SL Ambiental (2008).
50
RSU dispostos no Aterro Sanitário em SL 2006
Restos de alimentos
putrescíveis
75%
Tetrapak
2%
Vidro
1%
Outros
9%
Metal
2%
Papel
2%
Plástico
9%
Figura 6. Resíduos sólidos urbanos destinados ao Aterro Sanitário do município.
Fonte: SL Ambiental (2008).
4.2 Caracterização do Lixiviado de São Leopoldo
Os resíduos dispostos no Aterro Sanitário (tratamento biológico de RSU), são
conseqüentemente, os responsáveis pela geração do lixiviado estudado nesta pesquisa.
Esse é monitorado na ETLix de São Leopoldo trimestralmente ao longo do ano,
conforme exigências da licença de operação do órgão ambiental do RS (FEPAM).
O lixiviado gerado apresentou os valores médios apresentados na Tabela 4. São
resultados de amostras coletadas na entrada da Estação de Tratamento de Lixiviados
(ETLix) do Aterro de Sanitário de São Leopoldo.
51
Tabela 4. Características do lixiviado na entrada da ETLix em 2008.
Parâmetros
Dez/07
Mar/08
Jun/08
Set/08
Dez/08
pH
7,8
8,5
7,7
8,0
7,9
DBO (mg/L)
1.201
2.495
2.402
1.571
1.672
DQO (mg/L)
3.200
7.056
6.860
4.606
4.785
Fósforo Total (mg/L)
38,40
18,40
10,70
13,60
10,90
Nitrogênio Total (mg/L)
365
596
853
1.152
817
SST (mg/L)
108
279
332
393
263
SSed. (mL/L)
1,0
0,5
3,0
3,0
0,5
Col. Totais (NMP/100mL)
1,1E+05
2,0E+05
1,3E+06
1,4E+06
2,6E+05
Col. Termotolerantes (NMP/100mL)
8,0E+04
1,0E+05
6,8E+05
6,8E+05
8,0E+04
Oxigênio Dissolvido (mg/L)
4,7
0,5
--
0,7
0,5
Fonte: SL Ambiental, (2008)
O monitoramento é importante, pois informa a qualidade do lixiviado que está
entrando no sistema de tratamento. Através dos parâmetros físico-químicos e biológicos
verifica-se que o lixiviado é um líquido que apresenta alta heterogeneidade e
variabilidade. Cabe salientar que o lixiviado é a principal preocupação quanto à
degradação ambiental uma vez que apresenta alto poder poluidor. Partindo desse
contexto, o órgão ambiental exige através das licenças exigidas emitidas que o lixiviado
atenda padrões mínimos de emissão em corpos d´água.
No caso da ETLix de São Leopoldo, o sistema de tratamento é composto de um
tanque de equalização (volume útil = 95 m
3
); 2 lagoas anaeróbias (volume útil = 459 m
3
cada lagoa); 4 lagoas facultativas (volume útil = 779 m
3
cada lagoa); 2 lagoas de
maturação (volume útil = 500 m
3
cada lagoa). O TDH médio no sistema todo é de 90
dias.
Nesta dissertação será abordado o sistema de tratamento do tipo filtros
anaeróbios, a seguir descrito.
52
4.3 Filtros Biológicos Anaeróbios
A pesquisa com os filtros anaeróbios está subdividida em: descrição dos filtros,
caracterização dos meios suportes, formação do biofilme e no monitoramento do
processo de tratamento.
4.3.1 Descrição dos filtros anaeróbios
Esta etapa contempla a descrição da unidade, massa, porosidade e índice de
vazios.
4.3.1.1 Unidades
O sistema experimental foi composto por 4 filtros biológicos anaeróbios com
volume de 500 L, utilizando reservatórios de fibra de vidro e instalados no Anexo II do
Laboratório de Microbiologia de Resíduos da Unisinos. As unidades experimentais
operaram em paralelo e foram preenchidas com brita nº 5 (popularmente conhecido
como rachão - filtros R1 e R2) e com blocos de concreto (filtros B1 e B2) como
material suporte.
Além dessas unidades de tratamento, foi instalado um reservatório de 1000 L,
como tanque de equalização (TE), com a função de armazenar e homogeneizar o
lixiviado recebido da ETLix (Estação de Tratamento de Lixiviado de São Leopoldo). O
lixiviado recebido da ETLix também era armazenado em um reservatório de 0,5m
3
e
outros dois de 0,92m
3
cada (reservatórios auxiliares). O lixiviado alimenta os filtros
biológicos anaeróbios, já descrito na Tabela 4.
Os pontos de amostragem para o monitoramento do processo são os seguintes:
TE – registro na saída do tanque e Filtros anaeróbios (R1, R2, B1 e B2) – registro
intermediário. Nos filtros anaeróbios a determinação de Eh ocorre em tubulação inserida
dentro do sistema, para evitar contato do eletrodo com o ar, significando determinação
nas condições anaeróbias de operação.
53
Figura 7. Esquema do sistema de tratamento utilizado na pesquisa.
4.3.1.2 Operação dos filtros biológicos anaeróbios
A operação dos filtros foi dividida em três etapas, nominadas: Ensaios 1, 2 e 3.
Nos dois primeiros ensaios, trabalhou-se com dois objetivos principais: iniciar a
ambientação microbiológica no sistema e treinar a equipe na amostragem e na
realização das análises de monitoramento do processo de tratamento. Estas etapas da
pesquisa, foram realizadas pela equipe do projeto maior (PROSAB 5), acontecendo
anteriormente à esta dissertação. O Ensaio 1 teve duração de 76 dias e o Ensaio 2
prolongou-se por mais 42 dias, ambos correspondendo à operação em batelada dos
quatros filtros. O TDH adotado foi de 10 dias, com vazão de 20L/dia para cada filtro,
valores inferiores aos estudados por FLECK (2003): 60dias de TDH. Ressalte-se ainda
que todos os filtros, neste período inicial, possuíram fluxo ascendente para a entrada de
lixiviado.
Posteriormente a esta ambientação (Ensaios 1 e 2), no que foi chamado Ensaio 3,
os filtros biológicos foram operados de duas formas distintas (Tabela 5): em um
primeiro período (0 a 237 dias) com fluxo hidráulico ascendente para todas as unidades
(R1, R2, B1 e B2). No segundo período da pesquisa (237 a 540 dias) modificou-se o
fluxo de entrada de lixiviado das unidades B2 e R2 para o sentido descendente,
conforme Figura 8.
54
FILTRO C/ BLOCO DE
CONCRETO E
ASCENDENTE (B1)
FILTRO C/ BLOCO DE
CONCRETO E
DESCENDENTE (B2)
FILTRO C/ RACHÃO E
ASCENDENTE (R1)
FILTRO C/ RACHÃO E
DESCENDENTE (R2)
Tabela 5. Características variadas durante o ensaio 3 nos filtros anaeróbios
PERÍODOS
MEIO SUPORTE
FLUXO ENTRADA
0-237 dias
R1 / R2 / B1 / B2
Ascendente
237-540 dias
R1 / B1
Ascendente
R2 / B2
Descendente
Figura 8. Fluxo de entrada de lixiviado e meios filtrantes usados.
Também este foi o momento em que uma bomba e uma caixa distribuidora
foram instaladas, permitindo a operação em contínuo. No TE (a partir dos 273 dias de
operação) foi instalado um misturador (Figura 9), com objetivo de promover a remoção
da amônia livre presente no lixiviado, bem como manter o líquido homogêneo,
principalmente no que se refere ao teor de sólidos em suspensão.
Figura 9. Misturador de superfície no TE.
55
4.3.2 Caracterização dos meios suportes
Para caracterizar os meios suportes utilizados determinaram-se dimensões,
massa, porosidade e índice de vazios.
4.3.2.1 Dimensões: foram realizadas medições de comprimento, largura e altura
dos blocos de concretos e rachões usados como meio suporte. Foram feitas 10 medições
em blocos e rachões, escolhidos aleatoriamente, usando uma régua (precisão de 1 mm) a
fim de obter-se a média representativa dos dois tipos de meio suporte estudados.
4.3.2.2 Massa: nos materiais utilizados como meios suportes realizaram-se
determinações de massa dos meios suportes. Foram feitas 30 medições nos blocos e
rachões. A balança utilizada foi uma semi-analítica com um erro de 10g, capacidade
mínima e máxima de 200 g e 50 kg, respectivamente. A massa do agregado é
importante, pois está diretamente relacionada ao crescimento do biofilme (imobilização
de microrganismos e material orgânico no meio suporte).
4.2.2.3 Porosidade: realizou-se nos meios suportes (rachão e bloco de concreto)
ensaio de porosimetria por intrusão de mercúrio conforme método descrito por
KAZMIERCZAK et al. (2007). O objetivo de realizar o ensaio de porosidade neste
trabalho é avaliar qual meio suporte apresenta um maior tamanho de poros,
contribuindo para formação do biofilme. Dessa forma, degradando a matéria orgânica
existente no lixiviado. A característica que determina a utilização em engenharia de
muitos materiais é a sua porosidade. Para CAMARGO (2000), a forma, o tamanho e o
volume de poros que um material apresenta pode tornar esse material útil para uma
determinada aplicação, no caso desse trabalho, como meio suporte nos filtros
anaeróbios.
4.2.2.4 Indice de vazios: para confirmação do volume de lixiviado dentro dos
filtros, determinou-se índice de vazios, conforme norma NBR 9778 (ABNT, 2005).
EEA (2008), afirma que nos processos anaeróbios a eficiência do contato entre
as bactérias e a matéria orgânica está no material de enchimento e no seu índice de
56
vazios que serve de suporte para as bactérias. No filtro anaeróbio o biofilme é
imobilizado pela sua agregação a corpos de enchimento que se encontram no mesmo. O
lixiviado escoa pelos vazios entre os corpos. Sendo que quanto maior os vazios no
reator melhor será o tratamento. É importante que os vazios não sejam muito pequenos
para que não ocorra o entupimento dos mesmos. Esta dimensão depende da natureza da
água residuária (concentração de sólidos em suspensão).
4.3.3 Formação do biofilme
Para o monitoramento do crescimento do biofilme foram realizados dois ensaios
específicos, a seguir descritos.
Para estudo da formação do biofilme utilizou-se dois reservatórios de 500 L,
onde foram colocadas as pedras (rachões e blocos de concreto), numeradas, pesadas e
retiradas aleatoriamente a cada mês para análises e exames.
Cada reservatório correspondeu a um ensaio realizado, sendo nominados como:
EB1 e EB2.
A coleta de amostras para estudo do biofilme, em cada ensaio, foi feita a cada
mês por um período de 120 dias. Usou-se uma espátula para raspagem do biofilme
úmido, onde o material coletado foi acondicionado em um becker. As amostras eram
pesadas e encaminhadas para laboratório, sem qualquer preservação. A Tabela 6 indica
as análises e exames realizados.
Tabela 6. Parâmetros de monitoramento do biofilme.
Parâmetros de monitoramento
Métodos
Referência
Massa
Série de Sólidos
DQO
Contagem microbiana
Proteínas
Gravimétrico
Gravimétrico
Refluxo fechado, método colorimétrico
(método Merck)
Contagem em fotografias de
acompanhamento microscópico
Método de Lowry
APHA, 1995
APHA, 1995
APHA, 1995
GOMES et al., 2002b
LOWRY et., al. 1951
57
A partir da determinação do biofilme gerado em cada pedra, partiu-se para o
perfil desse valor para cada filtro. Assim realizou-se primeiramente ensaio de
primeiramente a determinação da densidade de cada pedra (rachão e bloco). Após isso
se empregou a densidade e o volume ocupado pelos meios suportes nos filtros (índice de
vazios) para obter o peso total do meio suporte em cada filtro. Com o peso e a massa
unitária obteve-se a estimativa do número de pedras existentes em cada filtro.
Além disto, acompanhou-se a evolução dos teores de DQO do lixiviado e
crescimento do biofilme ao meio suporte ao longo dos ensaios EB1 e EB2. Os valores
de DQO do filtro são aqueles monitorados na entrada dos mesmos, ou seja, os
amostrados no TE.
Para avaliar o aumento ou redução do biofilme empregando-se as determinações
anteriores (DQO e Proteínas) foi calculada a produção específica de biofilme
(LERTPOCASOMBUT in MARTINS, 2003) (Equação 1):
consumido
e
S
X
Y
.................................................................................................. (1)
Onde:
Y= produção específica de biofilme
X
e
= teor de proteínas suspensa no líquido (mg/L)
S
consumido
= concentração de substrato consumido em termos de DQO (mg/L), ou seja,
DQO
final
– DQO
inicial
4.3.4 Monitoramento do processo de tratamento
A qualidade do lixiviado foi monitorada coletando-se amostras no TE - Tanque
de Equalização e na saída dos quatro filtros. O monitoramento no TE permitiu
acompanhar possíveis alterações na qualidade do lixiviado utilizado na alimentação dos
bioreatores, durante o período em que este ficava estocado, bem como para obterem-se
os valores de entrada nos filtros.
58
A Tabela 7 mostra as análises realizadas para o monitoramento do processo de
tratamento, indicando as amostras a serem coletadas e a freqüência, além dos métodos e
referências para cada parâmetro.
59
Tabela 7. Acompanhamento experimental do Ensaio 3.
Amostras
Freqüência
Parâmetros
de monitoramento
Método
Referência
TE
Diário
Semanal
2 vezes por semana
Mensal
pH
Série de Nitrogênio
DQO
Série de Sólidos
Potenciométrico
Nitrogênio Amoniacal : método Titulométrico e Nitrogênio
orgânico: método Macro Kjedahl
Refluxo fechado, método colorimétrico (método Merck)
Gravimétrico
APHA, 1995
APHA, 1995
APHA, 1995
APHA, 1995
R1
R2
B1
B2
Diário
Semanal
Semanal
Mensal
Diário
Mensal
Semanal
pH
Série de Nitrogênio
DQO
Série de Sólidos
Eh
Contagem
Proteínas
Potenciométrico
Nitrogênio Amoniacal : método Titulométrico e Nitrogênio
orgânico: método Macro Kjedahl
Refluxo fechado, método colorimétrico (método Merck)
Gravimétrico
Potenciométrico
Contagem em fotografias de acompanhamento microscópico
Método de Lowry
APHA, 1995
APHA, 1995
APHA, 1995
APHA, 1995
APHA, 1995
GOMES et al., 2002b
LOWRY, et., al., 1951
60
Realizou-se, a partir do ensaio 3, o qual é o foco deste trabalho, a análise de
desempenho relacionando os tipos diferentes de meios suportes: Rachão (R1 e R2) e
Blocos (B1 e B2); e também o fluxo de entrada de lixiviado: ascendente (R1 e B1) e
descendente (R2 e B2).
Para o parâmetro DQO analisado foi realizada análise de variância (ANOVA) a
qual considera todos os grupos em uma única análise, mostrando se existe ou não uma
variação significativa entre as médias de qualquer um dos filtros operados. Esta
ferramenta executa uma análise de variância simples dos dados de duas ou mais
amostras. A análise testa a hipótese de que cada amostra é tirada da mesma distribuição
de probabilidade de base contra a hipótese alternativa de que as distribuições de
probabilidades de base não são as mesmas para todas as amostras (BUSSAB, 1988).
Desta forma geraram-se comparações: entre R1 e R2 e entre B1 e B2, com o
objetivo de observar se houve diferença entre as unidades que utilizaram o mesmo meio
suporte; e entre a média dos filtros R1 e B1 (fluxo ascendente) e R2 e B2 (fluxo
descendente) visando avaliar se a direção do fluxo de operação influencia
significativamente a remoção de matéria orgânica.
61
5. RESULTADOS E DISCUSSÕES
Os resultados correspondem às etapas de pesquisa estabelecida na metodologia
(Figura 4) contemplando: caracterização dos meios suportes, formação do biofilme e
monitoramento do processo de tratamento.
5.1 Caracterização dos meios suportes
As medições realizadas indicam que dimensões médias dos blocos de concreto
são 0,23 x 0,11 x 0,07 m, respectivamente, comprimento, largura e altura.
Uma vez que o rachão é um agregado irregular quanto ao seu formato, decidiu-
se apenas medir suas duas maiores dimensões, obtendo-se 0,22 e 0,23 metros. Como
esperado as determinações dos blocos foram bem mais similares entre si, com desvios
padrões entre 0,48 e 0,75 metros correspondendo a 2% a 6,8%) em relação a média .
Para os rachões este desvio padrão ficou na faixa de 12,1%.
(a) (b)
Figura 10. Meios suportes usado nos filtros anaeróbios: (a) rachão, (b) blocos de
concreto.
FERNANDES et al. (2006), usou dois diferentes materiais como meio suporte:
blocos de concreto com dimensões (11 x 8 x 23cm), similar a essa pesquisa e pedra
britada n° 4 (dimensões entre 12 e 16 cm), diferente dessa pesquisa.
A massa média determinada para os blocos de concreto foi 4,270 ± 0,093 g,
enquanto que para o rachão o valor obtido foi 3866 ± 1,062 g.
62
Os resultados obtidos nas determinações das massas dos blocos de concreto
apresentaram um comportamento homogêneo, com baixo coeficiente de variação
(2,2%). Entretanto, nos exames no rachão, observaram-se valores muito maiores, com
27,5% de coeficiente de variação, confirmando heterogeneidade deste material. Essa é
uma característica importante para a avaliação de desempenho, além de que o material
adquirido comercialmente, deve apresentar um bom controle de qualidade no que diz
respeito à sua caracterização, antes de seu emprego nos filtros anaeróbios. A Figura 11
apresenta os dados obtidos a partir do ensaio de porosidade. O objetivo deste ensaio foi
avaliar a microestrutura dos blocos de concreto e rachão a fim de observar a formação e
o desenvolvimento do biofilme em suas superfícies.
0,00
0,01
0,02
0,03
0,0010,010,11101001000
Diâmetro dos Poros ( µm )
Volume Acumulado
( cm
3
/g )
Rachão Bloco Concreto
Figura 11. Resultados de porosidade.
Estando o volume de mercúrio intrudido diretamente relacionado à porosidade,
pelo gráfico da Figura 13 confere-se a maior porosidade dos blocos de concreto em
relação ao rachão. Esta característica será discutida conjuntamente com os resultados do
ensaio de biofilme, quando se espera comprovar que a maior porosidade facilita a
formação do biofilme. PICANÇO et al. (2001), concluíram que tanto a porosidade
quanto à espessura do biofilme influenciaram na eficiência de remoção de matéria
orgânica. Além disso, esses mesmos autores comentam que durante a formação do
biofilme nos meios suportes é importante a presença e o tamanho médio de seus micros
e macros poros, onde a biomassa adere. A presença de poros e reentrâncias na superfície
do material suporte proporciona um ambiente menos turbulento para os
63
microrganismos, favorecendo assim a formação inicial do biofilme. Segundo INCE
(1999), filtros anaeróbios com suportes de alta porosidade e superfície específica
apresentam melhores rendimentos do que os reatores com suporte convencional, tanto
na partida quanto no equilíbrio do sistema.
O índice de vazios obtido nos filtros com rachão e blocos de concreto foi de 46,6
% e 49,1%, respectivamente. A partir desses resultados observa-se que os filtros com
rachão poderão conter um volume maior de lixiviado, mesmo que este material não
tenha apresentado uma forma definida, mas observou-se que as pedras ―se encaixam
mais facilmente‖, contrastando com os blocos de concreto que possuem uma tendência
a colocar-se de forma menos aleatória.
5.2 Formação do biofilme
O desenvolvimento do biofilme está diretamente relacionado ao tipo de suporte
empregado, indicando que as interações dos microrganismos pelo suporte ocorrem por
diferentes mecanismos, dependendo de como o suporte se apresenta no sistema.
5.2.1 Ensaio EB1
Nesse ensaio, as amostras de biofilme coletadas nos blocos em 90 dias
apresentaram 5500 a 12600 mg/L de sólidos totais, sendo 40,4% desses valores
correspondendo a sólidos voláteis. Para o caso dos rachões, na mesma data de
amostragem (90 dias) os valores foram de 2500 a 6000 mg/L de ST, confirmando o
crescimento inicial maior do biofilme nos blocos de concreto, meio suporte com maior
porosidade conforme já apresentado na Figura 11.
A Figura 12 apresenta a evolução da formação do biofilme e o acompanhamento
da DQO no Ensaio EB1. Os resultados já estão corrigidos para massa seca de biofilme.
64
4000
5000
6000
7000
8000
9000
10000
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
16000
18000
20000
0 30 60 90 120
DQO (mg/L)
Biofilme estimado seco (g) / filtro
Tempo (dias)
Bloco
Rachão
DQO lixiviado EB1
Figura 12. Perfil da geração de biofilme obtida no EB1 para os filtros estudados.
Na Figura 12, pode observar uma DQO inicial de 9800 mg/L que ao longo do
período de monitoramento diminui, principalmente entre 0 e 30 dias. Isso pode ser
atribuído a formação do biofilme nos meios suportes estudados. Nos materiais de
recheio, verifica-se que o desenvolvimento do biofilme foi maior no meio suporte bloco.
Para HIRASAWA et al. (2003), a porosidade do material é uma propriedade importante
na adesão microbiana. Essa variação de massa (g) do crescimento do biofilme está
relacionada à natureza do material suporte. Por isso, quanto maior a porosidade ou
rugosidade de sua superfície, melhor se desenvolverá o biofilme, influenciando
diretamente na retenção celular na superfície (ALVES et al., 1999).
O EB1 apresentou DQO, concentração de massa e uma diversidade superior ao
do EB2. Isso se deve provavelmente a concentração de matéria orgânica diferente
aplicada em cada ensaio.
A Figura 13 apresenta os resultados da razão entre o teor de proteínas no
biofilme por massa seca no biofilme de cada material suporte.
65
0
500
1000
1500
2000
2500
30 60 90 120
Tempo (dias)
Proteínas (mgSAB/g)/massa seca (g)
Proteínas/Biofilme Bloco Proteínas/Biofilme Rachão
Figura 13. Relação entre teor de proteínas por massa seca de biofilme gerado no EB1.
.
A Figura 13 apresenta valores iniciais maiores de massa de biofilme
correspondendo a maiores quantidades de proteínas. As proteínas podem ser
consideradas medidas indiretas do teor de biofilme no material suporte. Além disso, nos
30 dias iniciais, verifica-se uma maior razão entre proteínas e biofilme, determinando a
fase inicial de aderência e crescimento do biofilme no meio suporte.
Para comparar a massa celular do biofilme, a Figura 14 apresenta os resultados
da contagem microbiana realizada nas amostras do biofilme ao longo dos 120 dias de
monitoramento.
66
0,00E+00
5,00E+08
1,00E+09
1,50E+09
2,00E+09
2,50E+09
3,00E+09
3,50E+09
4,00E+09
4,50E+09
0 20 40 60 80 100 120
Tempo (dias)
Massa Celular/100 mL / filtro
4000
5000
6000
7000
8000
9000
10000
DQO (mg/L)
Bloco - anaeróbios totais/100 mL Rachão - anaeróbios totais/100 mL
Bloco - metanogênicas/100 mL Rachão - metanogênicas/100 mL
DQO
Figura 14. Perfil da contagem microbiana obtida no EB1 para os filtros estudados.
Durante o período de 30 a 60 dias de monitoramento, houve um aumento no
número de microrganismos anaeróbios totais no ensaio 1. Já nas próximas amostragens
percebeu-se um decréscimo no número de anaeróbios. Sabe-se que o lixiviado é muito
variável e heterogêneo. Todo o material particulado, além das espécies e dos
componentes orgânicos formam o biofilme. O decréscimo observado a partir dos 60
dias provavelmente devem ser a reações e/ou fenômenos biológicos que ocorrem entre
microrganismos e o meio. Conforme RABAH & DAHAB (2004) estudando reatores de
leito fluidizado de alta performance utilizando esgoto, observaram que ao longo do
tempo dentro de um filtro anaeróbio, ocorrem mudanças quanto à flora microbiana,
principalmente devido à competição de substrato e espaço. Esses mesmos autores
relatam que grande concentração de microrganismos era observada no início dos
experimentos sendo que a mesma diminuía gradualmente. Isto era atribuído ao
crescimento constante do biofilme e podendo variar de acordo com o índice de vazios
dentro do reator. Percebe-se um baixo grau de difusibilidade nas zonas inferiores do
filtro anaeróbio em virtude do acúmulo de sólidos nesta região. Normalmente nesta
região existem biopartículas mais densas, que formam um biofilme mais espesso.
67
Sendo assim, os morfotipos microbianos predominantes podem variar em cada
período de amostragem por causa da variação e da quantidade dos substratos que estão
no meio. Nota-se que nas Figuras 15 a 24 no ensaio 1 (EB1), uma predominância de
bacilos curtos, cocos, e bacilos longos, além de archeas metanogênicas.
Através da microscopia óptica, com a observação do biofilme aderido aos
materiais suportes, foi verificada a ocorrência e predominância de algumas morfologias.
Conforme MADIGAN et al. (2000), cocos são células esféricas que quando agrupadas
aos pares recebem o nome de diplococos. Quando o agrupamento constitui uma cadeia
de cocos estes são denominados estreptococos. Cocos em grupos irregulares, lembrando
cachos de uva recebem a designação de estafilococos. Já o bacilo é a designação comum
às bactérias do gênero Bacillus, são chamados assim porque possuem forma de
bastonetes. As sarcinas apresentam morfologias similares a cocos, por isso são colônias
formadas por vários cocos em arranjos cúbicos.
Figura 15. Archeae metanogênicas - sarcinas (estágio
inicial de formação) encontradas nos 30 dias de
monitoramento – Contraste de Fase.
Figura 16. Mesmo campo visual da Figura 15 agora
em Fluorescência.
Figura 17. Archeae metanogênicas (cocos, bacilos e
sarcinas) encontradas nos 30 dias de monitoramento –
Contraste de Fase.
Figura 18. Cocos, bacilos (pequenos, longos e curvos)
e sarcinas encontradas nos 30 dias de monitoramento
– Fluorescência.
sarcinas
bacilos
sarcinas
68
Figura 19. Archeae metanogênicas (cocos, bacilos e
sarcinas) encontradas nos 60 dias de monitoramento –
Contraste de Fase.
Figura 20. Cocos, bacilos (pequenos, longos e curvos)
e sarcinas encontradas nos 60 dias de monitoramento
– Fluorescência.
Figura 21. Archeae metanogênicas (cocos e bacilos)
encontradas nos 90 dias de monitoramento –Contraste
de Fase.
Figura 22. Cocos, bacilos pequenos, longos e curvos
encontradas nos 90 dias de monitoramento –
Fluorescência.
Figura 23. Archeae metanogênicas (cocos e bacilos)
encontradas nos 120 dias de monitoramento –
Contraste de Fase.
Figura 24. Mesmo campo visual da Figura 23 agora
em Fluorescência.
cocos e bacilos
bacilos fluorescentes
cocos fluorescentes
cocos
69
A partir dos resultados alcançados no ensaio do biofilme verificou-se a presença
predominantemente de bacilos, cocos, sarcinas filamentos e espirilos. CARNEIRO
(2005) identificou algumas morfologias e formas de agrupamentos encontradas nas
amostras de lixiviado: sarcinas, cocos, bacilos, cocobacilos, filamentos, diplococos,
espirilos, bacilos em paliçada e cocos esporulados. MENDONÇA et al. (2001)
verificaram a presença microrganismos metanogênicos (Methanobacterium sp e
Methanosaeta sp.) no biofilme gerado.
Considerando as archeas metanogênicas, nos meios suportes (blocos de concreto
e rachões), predominaram estruturas celulares semelhantes à Methanosarcina (Figura
16). Quanto aos resultados de archeas metanogênicas, no biofilme formado nos blocos
de concreto encontrou-se uma quantidade superior ao biofilme formado nos rachões,
uma vez que o material mais poroso apresentou colonização mais uniforme dos
microrganismos. HIRASAWA et al. (2003), estudando o tratamento de esgoto em
reatores anaeróbios, avaliando o biofilme gerado, observaram que a cerâmica porosa
apresentou maior porcentagem de archeas metanogênicas e menor porcentagem de
bactérias redutoras de sulfato. O polietileno, provavelmente por ser material não-poroso,
apresentou condição menos favorável de retenção de archeas metanogênicas. De acordo
com HARENDRANATH et al. (1996), os materiais com superfícies lisas, tais como
PVC e porcelana, não mostraram nenhuma característica estrutural de adesão e
crescimento microbiano; o material poroso apresentou maior área superficial de adesão
do que o de superfície lisa. Esses resultados são similares ao encontrados nesta
pesquisa, onde a superfície porosa do bloco apresentou maior adesão de biofilme gerado
em relação ao rachão, o qual tinha superfície menos porosa.
Acredita-se que, em materiais não porosos, a existência de pequenas cavidades
com tamanho semelhante ao das células favorece a fixação dos microrganismos,
protegendo-os dos efeitos da tensão de corte, isto é, um tipo de tensão gerado por forças
aplicadas em sentidos opostos, porém em direções semelhantes no material analisado.
Nem todas as archeas metanogênicas têm a mesma tendência para aderir a determinadas
superfícies; considerando materiais poliméricos com diferentes hidrofobicidades, e
usando culturas puras de 4 bactérias metanogênicas, VERRIER et al. (1988), concluiu
que Methanothrix soehngenii prefere superfícies hidrofóbicas, Methanospirillum
hungatei prefere superfícies hidrofílicas, Methanosarcina mazei MC3 não tem tendência
70
para aderir a nenhum dos materiais testados e Methanobrevibacter arboriphilicus adere
indiscriminadamente a todas as superfícies. Outros autores referem que Methanosarcina
barkeri, em cultura pura, não adere, verificando-se, no entanto que integra o bioflme
formado por uma cultura mista, provavelmente por incorporação no biofilme já
existente.
5.2.2 Ensaio EB2
Esse ensaio foi realizado com lixiviado diferente do anterior. Enquanto no EB1 o
lixiviado usado possuía 9800 mg/L de DQO, no Ensaio EB2 esse valor foi de 3900
mg/L. As Figuras 25, 26 e 27 apresentam os resultados obtidos para EB2.
2400
2800
3200
3600
4000
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
8000
0 30 60 90 120
DQO (mg/L)
Biofilme estimado seco (g) / filtro
Tempo (dias)
Bloco
Rachão
DQO lixiviado EB2
Figura 25. Perfil da geração de biofilme obtida no EB2 para os filtros estudados.
Na Figura 25, observa-se um decaimento mais lento, mas uniforme,
observando-se no período uma redução de 25% em termos de DQO no lixiviado,
situação diferente da apresentada em EB1 (60% de redução de DQO). Isso pode ser
atribuído a diferente concentração inicial de lixiviado usado nos ensaios.
71
A relação DBO/DQO determinada para os lixiviados empregados nos ensaios
EB1 e EB2 foi de 0,5 e 0,3, respectivamente. Observa-se desta forma que efetivamente
os ensaios foram realizados com lixiviados classificados como ―novo e instável‖ e
―moderadamente estável‖, segundo SWANA (1997) apud EL FADEL et al., (2002).
Quando a DQO é baixa, geralmente é mais lento o processo de redução de
matéria orgânica nos filtros anaeróbios, já que o material presente, embora orgânico,
deva ser de difícil degradabilidade. AMARAL (2008) constatou em lixiviado de células
de aterros antigos (20 a 10 anos de aterramento) uma predominância de matéria
orgânica de baixo peso molecular (proteínas em sua grande maioria), contudo justificou
sua presença pela toxicidade do meio a qual impediu a pronta degradação do material
orgânico.
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
30 60 90 120
Tempo (dias)
Proteínas (mgSAB/g)/massa seca (g)
Proteínas/Biofilme Bloco Proteínas/Biofilme Rachão
Figura 26. Relação entre teor de proteínas por massa seca de biofilme gerado no EB2.
Na Figura 25, observa-se uma DQO inicial de 3900 mg/L que ao longo do
período de monitoramento diminui, principalmente entre 0 e 60 dias, diferentemente do
que ocorreu com o EB1. Isso pode ser atribuído a diferente concentração de lixiviado
usado nos ensaios. Além disso, quando a DQO é baixa, geralmente é mais lento o
processo de redução de matéria orgânica nos filtros anaeróbios devido ao baixo peso
72
molecular. AMARAL (2008) constatou em lixiviado de células de aterros antigos (20 a
10 anos de aterramento) uma predominância de matéria orgânica de baixo peso
molecular (proteínas em sua grande maioria), contudo justificou sua presença pela
toxicidade do meio a qual impediu a pronta degradação do material orgânico.
Partindo desse contexto os resultados do EB2 observado na Figura 26,
diferentemente do EB1, apresentou um perfil do teor de proteínas por biofilme. Nos 60
dias de ensaio, o meio suporte rachão apresentou uma razão do teor de proteínas por
biofilme superior ao do meio suporte bloco de concreto. A relação proteína/massa seca
biofilme nos blocos e nos rachões apresentaram comportamentos inversos nos dois
ensaios. Isto pode estar atribuído a fato de que a DQO não diferencia a matéria orgânica
entre biodegradável e inerte, além de que outros elementos podem interferir nos
resultados analíticos, como a presença de cloretos, manganês, etc. A fração de DQO
inerte passa pelo tratamento inalterada, podendo mascarar o resultado de tratabilidade
biológica, dificultando assim o estabelecimento de um critério de limitação expresso em
termos de DQO (GERMILI et al., 1991).
O meio suporte bloco de concreto apresenta maior biofilme formado em relação
ao rachão em ambos os ensaios (EB1 e EB2).
0,00E+00
5,00E+10
1,00E+11
1,50E+11
2,00E+11
2,50E+11
0 30 60 90 120
Tempo (dias)
Massa Celular/100 mL / filtro
0
1000
2000
3000
4000
DQO (mg/L)
Bloco - anaeróbios totais/100 mL Rachão - anaeróbios totais/100 mL
Bloco - metanogênicas/100 mL Rachão - metanogênicas/100 mL
DQO
Figura 27. Perfil da contagem microbiana obtida no EB2 para os filtros estudados.
73
O comportamento dos resultados da Figura 27 pode ser atribuído a diferente
concentração e composição do lixiviado utilizado neste ensaio em relação ao EB1.
Segundo MARTINS (2003) é fato observar que haja oscilações (picos)
acentuadas nos gráficos, por tratar-se de um processo biológico, onde vários fatores tais
como OD, pH, temperatura, distribuição do gás no leito podem estar influenciando no
crescimento e desenvolvimento do biofilme. Essa mesma autora fala que a contínua
alimentação de substrato possibilita que ocorra constante renovação dos produtos
celulares e um maior número de microrganismos tendendo o biofilme a um crescimento
até que o mesmo alcance o ―equilíbrio dinâmico aparente‖. Este equilíbrio é muito
difícil de ser encontrado, pois depende das condições operacionais do reator e da
composição do lixiviado. Conforme será apresentado no monitoramento dos filtros, para
os filtros estudados neste trabalho, esse equilíbrio ocorre por volta dos 120 dias de
ensaio.
5.2.3 Produção Específica de Biofilme
O comportamento do processo biológico pode ser também avaliado através da
produção específica de biofilme (Y), determinada pela quantidade de proteínas no
lixiviado (material em suspensão) e pela DQO consumida, calculado de acordo com a
Equação 1 (ítem 4.3.3).
No ensaio EB1 a produção específica de biofilme determinada em 120 dias foi
de 0,61 mgSAB/mg DQO consumida, enquanto que para o EB2 o resultado foi de 0,81
mgSAB/mg DQO consumida. Embora o lixiviado tratado no ensaio EB1 tenha partido
de concentração de DQO de 9800 mg/L e no EB2 de 3900 mg/L, em termos de
produção específica de biofilme os resultados não confirmam essa diferença das faixas
de concentração, provavelmente porque não é toda a DQO que está disponível para
geração de biofilme (DQO inerte).
Os resultados de Y podem ser influenciados pela porosidade do material a ser
utilizado como meio suporte, situação comprovada e apresentada na Figura 11.
O comportamento dos meios suportes quanto ao Y foi similar para ambos ensaios,
sendo que, o filtro com meio suporte bloco de concreto apresentou maior Y. MARTINS
74
(2003) constatou que a produção específica média de lodo (Y) variou entre 0,2 e 0,69
mg de proteínas suspensas no material /mg DQO consumida, sendo que os valores
encontrados usando meio suporte PVC e PET foram 0,2 e 0,62, em um período de 111
dias de monitoramento.
HEIN DE CAMPOS (2001), estudando a utilização de reator de leito fluidizado
trifásico aeróbio em sistema de tratamento combinado de águas residuárias, observou a
produção de lodo elevada, onde pode estar atribuído ao maior despreendimento de
biofilme e, conseqüentemente provocando uma menor eficiência em termos de remoção
de DQO. Esse autor em seu trabalho obteve 0,19 mg de proteínas suspensas no
material/mg DQO consumida.
5.3 Monitoramento do processo de tratamento
Os resultados do monitoramento do processo de tratamento estão subdivididos
na avaliação comparativa entre os desempenhos dos dois tipos de meio suporte (rachão
e blocos de concreto) e posteriormente na avaliação do regime de fluxo de lixiviado nos
filtros (ascendente e descendente).
5.3.1 Desempenho dos dois tipos de meio suporte (rachão e blocos de
concreto) empregados nos filtros anaeróbios
O período de 0 a 237 dias é o que permite analisar se os filtros com mesmo tipo
de suporte R1 e R2, além de B1 e B2, operaram e obtiveram comportamentos
semelhantes. Durante esse tempo os 4 filtros foram operados com fluxo de entrada
ascendente. Inicialmente avaliou-se o comportamento da DQO no período para cada
filtro. Na Tabela 8 apresenta os valores principais encontrados.
75
Tabela 8. Avaliação do afluente (TE) dos filtros biológicos e da concentração do
efluente de DQO no período de 0 a 237 dias.
Filtro /TE
DQO (mg/L)
Representação Gráfica
(Box plot)
Mínimo
Mediana
Máximo
TE
2799
3270
5410
TE0237
9000
8000
7000
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
R1
1856
2485
3467
R10237
9000
8000
7000
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
R2
1821
2317
2854
R20237
9000
8000
7000
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
B1
2555
3000
4276
B10237
9000
8000
7000
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
B2
1804
2453
3089
B20237
9000
8000
7000
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
Máximo
75%
Mediana
25%
Mínimo
Máximo
75%
Mediana
25%
Mínimo
Máximo
75%
Mediana
25%
Mínimo
Máximo
75%
Mediana
25%
Mínimo
Máximo
75%
Mediana
25%
Mínimo
76
Os valores do TE variaram, uma vez que era o local de recebimento,
armazenamento e mistura do lixiviado que provinha do aterro sanitário de São
Leopoldo, a ser usado nos filtros anaeróbios. Os filtros apresentam valores homogêneos
provavelmente devido a retenção de sólidos.
Na Tabela 9, ao aplicar-se ANOVA, testou-se a hipótese de que as médias de R1
e R2, assim como as de B1 e B2, fossem iguais, para o período estudado.
Tabela 9. Análise de ANOVA, filtros R1 e R2, no período 0-237 dias e filtros
B1 e B2, sendo o parâmetro analisado a DQO.
R1 e R2
Fonte da variação
SQ
gl
MQ
F
Valor-P
F crítico
Entre grupos
60211112
30
2007037
5,5
1,23E-05
1,8
Dentro dos grupos
9814700
27
363507,4
Total
70025812
57
B1 e B2
Fonte da variação
SQ
gl
MQ
F
valor-P
F crítico
Entre grupos
69808456
30
2326949
11,5
7,68E-09
1,9
Dentro dos grupos
5259384
26
202284
Total
75067840
56
Os resultados de ANOVA indicam que a hipótese investigada é verdadeira,
considerando-se os filtros B1 e B2, bem como os filtros R1 e R2, significativamente
semelhantes dois a dois.
Verificou-se um desempenho um pouco melhor para os filtros operados com
rachão (valores de saída de DQO menores). Como os resultados de crescimento do
biofilme apontaram um melhor desempenho inicial dos blocos, realizaram-se as mesmas
avaliações para o período de 0 a 120 dias (antes do equilíbrio do sistema) e de 120 a 237
dias. No primeiro período (0 a 120), durante a formação principal do biofilme,
observou-se uma variação maior dos valores monitorados conforme Box plot nas
Tabelas 10 e 11.
77
Tabela 10. Avaliação da concentração de DQO efluente nos filtros biológicos do
sistema de 0 a 120 dias.
Filtro
DQO (mg/L)
Representação Gráfica (Box plot)
Mínimo
Mediana
Máximo
R1
1559
3247
4896
R10120
9000
8000
7000
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
R2
1443
2445
4668
R20120
9000
8000
7000
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
B1
1608
3896
4866
B10120
9000
8000
7000
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
B2
1706
3331
5086
B20120
9000
8000
7000
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
As Tabelas 10 e 11 indicam resultados que em ambos os períodos apontaram
ainda menores valores de DQO nos filtros com rachão, correspondendo a um melhor
Máximo
75%
Mediana
25%
Mínimo
Máximo
75%
Mediana
25%
Mínimo
Máximo
75%
Mediana
25%
Mínimo
Máximo
75%
Mediana
25%
Mínimo
78
desempenho. Esse resultado somado aos resultados com monitoramento do biofilme
confirmam a similaridade do comportamento dos dois meios suportes.
Tabela 11. Avaliação da concentração de DQO efluente nos filtros biológicos do
sistema de 120 a 237 dias.
Filtro
DQO (mg/L)
Representação Gráfica
(Box plot)
Mínimo
Mediana
Máximo
R1
2113
2401
3126
R1120237
9000
8000
7000
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
R2
2252
2384
2770
R2120237
9000
8000
7000
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
B1
2656
2892
3297
B1120237
9000
8000
7000
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
B2
2137
2448
2481
B2120237
9000
8000
7000
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
Máximo
75%
Mediana
25%
Mínimo
Máximo
75%
Mediana
25%
Mínimo
Máximo
75%
Mediana
25%
Mínimo
Máximo
75%
Mediana
25%
Mínimo
79
A Figura 28 apresenta o comportamento da média dos valores obtidos para os
filtros com rachão e com blocos (já que a avaliação anterior resultou em similaridade
das médias). No mesmo gráfico incluiu-se a DQO de entrada, medida no TE, para
posterior avaliação de desempenho.
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
8000
9000
0 50 100 150 200 250
Tempo (dias)
DQO (mg/L)
Média Rachão Média Bloco TE
Figura 28. Desempenho dos filtros anaeróbios para o parâmetro DQO no período
de 0 a 237 dias, operados com fluxo de entrada ascendente.
O processo de tratamento usando filtros anaeróbios com meio suporte blocos
promoveu uma eficiência média de remoção de matéria orgânica entre 0 e 237 dias de
monitoramento de 52% para o filtro B1 e 60% para o filtro B2.
O processo de tratamento usando filtros anaeróbios com meio suporte rachão
promoveu uma eficiência média de remoção de matéria orgânica no mesmo período de
monitoramento de 63% para o filtro R1 e 61% para o filtro R2.
A Tabela 12 e a Figura 29 indicam, por períodos monitorados, estas remoções e
a eficiência de remoção total entre 0 e 237 dias por filtros e na Tabela 13, já que as
análises estatísticas indicaram similaridade entre os dois filtros de cada tipo de meio
suporte, apresenta-se o resumo do monitoramento do período.
80
Tabela 12. Avaliação da concentração de DQO efluente nos filtros biológicos
durante o período de 0 a 237 dias de monitoramento.
TE
Filtro
0-51
dias
Efic.
%
50-83
dias
Efic.
%
83-139
dias
Efic.
%
174-230 dias
Efic.
%
Efic.
Total
%
TE
(mg/L)
(Entrada)
5638
2832
6714
4809
R1
(mg/L)
(Saída)
1356
76
1559
45
3393
49
1440
81
63
R2
(mg/L)
(Saída)
1319
77
1727
39
3225
52
1821
76
61
B1
(mg/L)
(Saída)
1719
70
1918
32
3784
44
2785
63
52
B2
(mg/L)
(Saída)
1454
74
1804
36
3089
54
1707
77
60
Durante o processo de tratamento do lixiviado, a eficiência total, durante o
período de 0 a 237 dias, foi de 63%, 61%, 52% e 60% para os filtros R1, R2, B1 e B2.
De certa forma os resultados foram similares, porém o filtro anaeróbio com meio
suporte rachão, mais especificamente, R1, apresentou melhores resultados em relação
aos demais filtros para esse período de pesquisa.
81
BlocosRachãoTE
5.000
4.000
3.000
2.000
1.000
0
Figura 29. Faixas de DQO (mg/L) obtidas na entrada do sistema de tratamento
(TE) e saídas (médias nos filtros com rachão e com blocos).
Tabela 13. Resumo da eficiência de remoção de matéria orgânica no período de 0 a 237.
TE
Filtro
0-51
dias
Efic.
%
50-83
dias
Efic.
%
83-139
dias
Efic.
%
174-230
dias
Efic.
%
Efic.
Total %
Rachão
(mg/L)
(Saída)
1338
77
1643
42
3309
51
1631
79
62
Bloco
(mg/L)
(Saída)
1587
72
1861
34
3437
49
2246
70
56
A verificação do TDH médio nos filtros deu-se pela relação entre o volume útil
de cada um dos filtros e a vazão de lixiviado aplicada em cada uma dessas unidades.
Assim, o TDH médio resultou em 10 dias em cada um dos filtros. A eficiência total para
filtros recheados com rachão foi de 62% e 56% para filtros contendo blocos.
De forma a comparar-se as eficiências obtidas, na seqüência apresentam-se
outros trabalhos que estudam o mesmo sistema de tratamento. FLECK (2003) relata que
os resultados envolvendo reatores operando com tempo de detenção hidráulica (TDH)
de 56 dias produziram uma remoção de DQO de 72,3%. O meio suporte utilizado no
estudo foram pedras britadas n° 5. A partir dos resultados dessa pesquisa observa-se que
a eficiência de remoção foi superior ao trabalho de FLECK (2003) principalmente haja
vista que o TDH aqui estudado foi seis vezes menor.
Máximo
75%
Mediana
25%
Mínimo
82
LANGENHOFF et al. (2000), obtiveram uma remoção de 70% em filtros
anaeróbios com temperatura média de 20º C, usando resíduo líquido diluído com uma
concentração de 500 mg/L em um reator de 10 L de volume. Já o trabalho de GULSEN
(2004), operando um reator de 1,65 m de altura e 10 cm de diâmetro interno obteve-se
uma média de remoção de 80% com 240 dias de operação usando filtro fluidizado
anaeróbio tratando lixiviado, cujo tempo de detenção hidráulica foi de 1 dia.
Na pesquisa realizada por COLIN et al. (2007), foi usado filtro anaeróbio
contendo pedaços de bambu conseguindo eficiências médias de remoção da ordem de
87% com fluxo horizontal durante 200 dias de monitoramento. CAMARGO (2000)
trabalhou com quatro filtros que possuíam bambu como recheio, obtendo após 300 dias
de operação uma remoção de DQO superior a 75%.
REICHERT et al. (2000), obtiveram uma eficiência de remoção de 80% a partir
de valores entre 30000-40000 mg/L, com vazão 0,89 L/dia, usando rachão como
enchimento dos filtros. O tempo de detenção hidráulica foi de 33 dias. Embora a
eficiência de remoção nesta pesquisa seja maior que na dissertação, cabe salientar que
existem dois fatores que diferem, o TDH e a concentração do lixiviado.
Neste período também foi realizada a contagem de microrganismos nos sistemas
estudados. As Figuras 30 e 31 apresentam estes resultados para os conjuntos de filtros
rachão e blocos de concreto, respectivamente.
83
0,E+00
1,E+05
2,E+05
3,E+05
4,E+05
5,E+05
6,E+05
7,E+05
8,E+05
0 50 100 150 200 250
Tempo (dias)
Massa Celular N/100 mL
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
DQO (mg/L)
R1 - anaeróbios totais/100mL R2 - anaeróbios totais/100mL R1 - metanogênicas/100mL
R2 - metanogênicas/100mL R1 DQO R2 DQO
Figura 30. Contagem de microrganismos para R1 e R2.
As unidades R1 e R2 representando filtros anaeróbios com meio suporte rachão
apresentaram os seguintes resultados quantitativos sob avaliação em contraste de fase e
fluorescência. A observação sob fluorescência ocorre pela presença do co-fator F
420,
responsável pela coloração azul-verde das células autofluorescentes quando expostas à
ultravioleta leve com o comprimento de onda de 420 nm, caso das archeas
metanogênicas (GARCIA et al., 2000).
R1= 2,60E+05 anaeróbios totais/100 mL
R2 = 1,70E+05 anaeróbios totais/100 mL
Sob análise de fluorescência, os valores obtidos para contagem de massa celular:
R1= 3,40E+04 metanogênicas/100 mL
R2 = 1,50E+04 metanogênicas/100 mL
Para PINEDA (1998), os processos metabólicos de digestão anaeróbia
apresentam-se da seguinte maneira: a) bactérias fermentativas (ou acidogênicas); b)
bactérias sintróficas (ou acetogênicas) e c) microrganismos metanogênicos. A primeira
fase, a maioria dos microrganismos acidogênicos fermentam açúcares, aminoácidos e
ácidos graxos resultantes da hidrólise da matéria orgânica complexa produzindo ácidos
orgânicos, bem como são os primeiros a atuar na etapa sequencial de degradação do
84
substrato e os que mais se beneficiam energeticamente. Em relação a esse trabalho os
valores que representam os microrganismos metanogenicos correspondem a 13% e 9%
do total de microrganismos anaeróbios para R1 e R2, confirmando fase inicial do
processo de digestão anaeróbia.
Os resultados de DQO variaram ao longo do monitoramento em função do
consumo da matéria orgânica pelos microrganismos presentes no sistema.
0,E+00
1,E+05
2,E+05
3,E+05
4,E+05
5,E+05
6,E+05
7,E+05
8,E+05
0 50 100 150 200 250
Tempo (dias)
Massa Celular N/100 mL
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
DQO (mg/L)
B1 - anaeróbios totais/100mL B2 - anaeróbios totais/100mL B1 - metanogênicas/100mL
B2 - metanogênicas/100mL B1 DQO B2 DQO
Figura 31. Contagem de microrganismos para B1 e B2.
As unidades B1 e B2 representando filtros anaeróbios com meio suporte bloco
de concreto apresentaram os seguintes resultados quantitativos sob avaliação
microscópica, já citada anteriormente:
B1= 3,20E+05 anaeróbios totais/100 mL
B2 = 3,30E+06 anaeróbios totais/100 mL
Sob análise de fluorescência, os valores obtidos para contagem de massa celular:
B1= 5,70E+04 metanogênicas/100 mL
B2 = 2,75E+04 metanogênicas/100 mL
Os valores que representam as metanogênicas correspondem a 18% e 0,9% do
total de microrganismos anaeróbios para B1 e B2.
85
Os resultados do filtros B1 e B2 demonstram comportamentos diferente ao
encontrado nos filtros contendo rachão. Provavelmente condições como temperatura,
pH e quantidades de nutrientes e cargas tóxicas podem influenciar na quantidade
número de microrganismos existentes (GOMES et al, 2006).
Ao observar os resultados de contagem B1, B2, R1 e R2, constatou-se que o
meio suporte bloco de concreto apresentou maior quantidade de microrganismos
anaeróbios.
As Figuras 32 e 33, para rachão e as Figuras 34 e 35 para blocos apresentam o
monitoramento do pH e Eh nos filtros no período de 0 a 237 dias.
6
7
8
9
10
0 50 100 150 200 250
Tempo (dias)
pH
R1 R2
Figura 32. pH para os filtros R1 e R2.
86
6
7
8
9
10
0 50 100 150 200 250
Tempo (dias)
pH
B1 B2
Figura 33. pH para os filtros B1 e B2.
.
-500
-400
-300
-200
-100
0
100
100 150 200 250
Tempo (dias)
Eh (mV)
R1 R2
Figura 34. Eh para R1 e R2.
87
-500
-400
-300
-200
-100
0
100
100 150 200 250
Tempo (dias)
Eh (mV)
B1 B2
Figura 35. Eh para B1 e B2
A Tabela 14 apresenta um resumo dos resultados de pH e Eh para R1, R2, B1 e
B2 para 237 dias com fluxo ascendente.
Tabela 14. Resumo dos resultados de pH e Eh para os quatro filtros entre 0 e 237 dias.
R1 e R2
Parâmetro
Valor mínimo
Valor máximo
Valor médio
Desvio Padrão
pH (adimensional)
6,0
9,7
8,1
0,51
Eh (mV)
- 479,6
-5,9
- 229,7
-112,0
B1 e B2
pH (adimensional)
6,6
9,4
8,1
0,5
Eh (mV)
- 422,1
- 0,1
- 261,2
-110,7
Quanto ao monitoramento do processo de tratamento comparando as médias dos
filtros com bloco e rachão, observa-se que o pH ficou entre 6,7 e 9,4. O Eh ficou entre -
0,4 a -441 mV, indicando uma condição anaeróbia no sistema, conforme também
descrito por FERNANDES et al. (2006). Para efluentes tratados em reatores anaeróbios,
COSTA & KATO (2001), relatam que os valores situam-se entre -300 a – 400 mV. De
88
acordo com FLECK (2003), na fase anaeróbia os valores deste parâmetro variará entre -
600 e -300 mV, caracterizando o desenvolvimento dos organismos anaeróbios.
Ainda, CASTILHOS JÚNIOR, et al. (2003), comentam que esses parâmetros
são importantes para o acompanhamento do processo de decomposição dos resíduos
sólidos urbanos, indicando a evolução da degradação microbiológica da matéria
orgânica e a evolução global do processo de estabilização da massa de resíduos.
Na Tabela 15 resume os resultados para o monitoramento de sólidos nos filtros
durante os 237 dias iniciais de tratamento.
Tabela 15. Série de Sólidos para o período de 0-237 dias de operação dos filtros.
Tanque de Equalização
Parâmetros
Valor mínimo
Valor máximo
Valor médio
Desvio padrão
STV (mg/L)
1900
4230
2570
±840
STF (mg/L)
4020
6730
4995
±1120
ST (mg/L)
5000
10000
7200
±1690
Rachão
Parâmetros
Valor mínimo
Valor máximo
Valor médio
Desvio padrão
STV (mg/L)
1290
2700
1940
±500
STF (mg/L)
3730
7910
5700
±1200
ST (mg/L)
5020
10610
7640
±1600
Blocos de Concreto
Parâmetros
Valor mínimo
Valor máximo
Valor médio
Desvio padrão
STV (mg/L)
1340
3750
2170
±720
STF (mg/L)
4190
9250
5970
±1480
ST (mg/L)
5530
13000
8240
±2110
ORTEGA et al. (2001) observaram maior retenção de sólidos voláteis nos
suportes porosos e com maior tamanho de poros. Segundo os autores, materiais com
poros fechados foram colonizados apenas superficialmente, enquanto que materiais com
poros abertos foram colonizados também em seu interior. Diante desse contexto,
observou-se um contraste quanto aos resultados obtidos na série de sólidos nesta
dissertação, uma vez que o filtro contendo rachão obteve melhores resultados de
89
remoção de matéria orgânica em relação aos do bloco, pois possivelmente com o fechar
dos poros do bloco de concreto, devido à presença do biofilme, os valores dos sólidos
em ambos os suportes ficaram similares.
BOFF (2005) observou que o comportamento dos filtros anaeróbios quanto à
remoção de sólidos foi maior nos blocos no período inicial de monitoramento,
entretanto o filtro com rachão equiparou-se na remoção de sólidos ao longo do
experimento, ou seja, comportamento similar ao dessa pesquisa. Partindo desse
contexto, para EEA (2008) essa dimensão depende da concentração de sólidos em
suspensão, os quais constituem parte do lixiviado.
LUNA et al. (2002), dizem que os sólidos totais voláteis representam à fração
teoricamente orgânica presente no substrato, sendo assim, quanto maior a concentração
de sólidos totais voláteis, maior a taxa de bioconversão do resíduo. A redução de sólidos
totais voláteis foi associada ao equilíbrio estabelecido entre os diferentes grupos de
microrganismos responsáveis pelo processo de bioestabilização da matéria orgânica.
Os teores de sólidos, não apresentaram o mesmo perfil de redução da DQO.
Verificou-se um aumento de sólidos nos dias que se inseriu um novo lixiviado nos
filtros anaeróbios, comprovado pelas oscilações.
LEITE et al. (2004), comentam que nos processos de tratamentos biológicos, a
eficiência de transformação de material orgânico está associada à presença de uma
equilibrada massa bacteriana, que seja capaz de suportar as variações de cargas
orgânicas aplicadas, à presença de materiais com características tóxicas no substrato e
às variações das condições ambientais. Eles comentam que o filtro anaeróbio com leito
filtrante de rocha de arenito, o tempo de detenção hidráulica (TDH) de 30 dias foi o que
teve uma melhor eficiência de remoção de DQO, cerca de 82%.
Como os filtros R1 e B1 continuaram a serem operados até os 540 dias com este
mesmo sentido de fluxo, toda a análise foi realizada para o período inteiro (0 a 540
dias), ou seja, para conferir o desempenho dos dois tipos de meio suporte (Tabela 16,
Figura 36).
90
Tabela 16. Avaliação da concentração de DQO efluente nos filtros biológicos no
período de 0 a 540 dias.
Filtro /TE
DQO (mg/L)
Representação Gráfica
(Box plot)
Mínimo
Mediana
Máximo
TE
2410
3368
5245
TE0540
9000
8000
7000
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
R1
1924
2401
2758
R10540
9000
8000
7000
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
B1
2000
2332
2656
B10540
9000
8000
7000
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
Os resultados apresentados (mínimo, máximo e mediana) demonstram uma
similaridade quanto a remoção de matéria orgânica nas unidades estudadas (R1 e B1)
durante o período de 0 a 540 dias, operando com fluxo ascendente.
Máximo
75%
Mediana
25%
Mínimo
Máximo
75%
Mediana
25%
Mínimo
Máximo
75%
Mediana
25%
Mínimo
91
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
8000
9000
0 100 200 300 400 500 600
Tempo (dias)
DQO (mg/L)
TE R1 B1
Figura 36. Desempenho dos filtros anaeróbios para o parâmetro DQO no período de 0 a
540 dias, operados com fluxo de entrada ascendente.
Verifica-se a partir dos resultados obtidos, que R1 e B1 são semelhantes no
período de 0 a 540 dias. Os dados de saída foram inferiores ao de entrada (TE),
comprovando que as unidades absorveram matéria orgânica, mesmo com variação do
lixiviado de entrada durante o período analisado.
A Tabela 17 apresenta o resumo das eficiências ao longo dos 540 dias.
92
Tabela 17. Resumo de eficiências ao longo dos 540 dias.
TE
Filtro
0-51
dias
Efic.
%
50-83
dias
Efic.
%
83-139
dias
Efic.
%
174-230
dias
Efic.
%
237-268
dias
Efic.
%
419-482
dias
Efic.
%
482-538
dias
Efic.
%
Efic.
Total %
TE
(mg/L)
(Entrada)
5638
2832
6714
4809
6256
5548
6066
R1
(mg/L)
(Saída)
1356
76
1559
45
3393
49
1440
81
2132
66
2554
54
2872
53
61
B1
(mg/L)
(Saída)
1719
70
1918
32
3784
44
2785
63
2058
67
2508
55
2561
58
56
93
Em 540 dias de operação com fluxo ascendente a eficiência média de remoção
de matéria orgânica em termos de DQO foi de 61% para o filtro R1 e 56% para o filtro
B1, conforme Tabela 16.
Analisando todo o período, concluiu-se a partir do desempenho verificado
(análise da remoção de matéria orgânica) que o filtro operado com fluxo ascendente e
meio suporte rachão foi maior.
Operando com fluxo descendente, no período de 237 a 540 dias comparou-se os
filtros R2 e B2 (Tabela 18), onde se verifica e comprova-se com o teste ANOVA
(Tabela 19) a semelhança de desempenho dos filtros em termos de remoção de matéria
orgânica, monitorada pelo parâmetro DQO, ou seja, para fluxo descendente não houve
diferença significativa entre os meios suportes utilizados.
94
Tabela 18. Resultados de DQO para filtros de 237 a 540 dias.
Filtro /TE
DQO (mg/L)
Representação Gráfica
(Box plot)
Mínimo
Mediana
Máximo
TE
1937
3094
5150
TE237540
9000
8000
7000
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
R2
1743
2632
3483
R2237540
9000
8000
7000
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
B2
1848
2636
3499
B2237540
9000
8000
7000
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
Os resultados apresentados (mínimo, máximo e mediana) demonstram uma
similaridade quanto a remoção de matéria orgânica nas unidades estudadas (R2 e B2)
durante o período de 237 a 540 dias, operando com fluxo descendente, quando
comparados com valores de entrada (TE), uma vez que os valores mínimo, mediana e
máximo variaram de 1750 mg/L a 1850 mg/L, 2600 mg/L e 3400 mg/L,
respectivamente. Com relação ao TE, essa grande dispersão de dados, talvez decorra da
recepção, movimentação e armazenamento de lixiviado de forma periódica (transporte
de lixiviado do aterro para a área de pesquisa a cada 15 dias em média. Ao contrário nos
Máximo
75%
Mediana
25%
Mínimo
Máximo
75%
Mediana
25%
Mínimo
Máximo
75%
Mediana
25%
Mínimo
95
filtros, há possivelmente uma retenção de sólidos no filtro, os sólidos se sedimentam ao
fundo do filtro auxiliando na formação do biofilme.
Tabela 19. Análise de ANOVA, fator Único, filtros R2 e B2, no período 237-540
dias sendo o parâmetro analisado a DQO.
Fonte da variação
SQ
gl
MQ
F
valor-P
F crítico
Entre grupos
69240316
34
2036480
16,4
1,932E-13
1,8
Dentro dos grupos
4333738
35
123821,1
Total
73574054
69
As Figuras 37 e 38 apresentam o comportamento desses filtros para o período de
operação com fluxo descendente segundo o pH e o Eh, respectivamente.
6
7
8
9
10
200 300 400 500
Tempo (dias)
pH
R2 B2
Figura 37. pH para os filtros R2 e B2.
96
-500
-400
-300
-200
-100
0
100
200
200 300 400 500
Tempo (dias)
Eh (mV)
R2 B2
Figura 38. Eh para os filtros R2 e B2.
A Tabela 20 apresenta um resumo dos resultados de pH e Eh para R2 e B2 com
(fluxo descendente) de 237 a 540 dias.
Tabela 20. Resumo dos resultados de pH e Eh.
Parâmetro
Valor mínimo
Valor máximo
Valor médio
Desvio Padrão
pH (adimensional)
7,1
9,2
8,3
0,44
Eh (mV)
- 470,1
-23,4
- 297,2
86,6
O potencial redox dos meios anaeróbios é virtualmente negativo. Na digestão
anaeróbia, a fase inicial é caracterizada por valores positivos do potencial redox (meio
oxidante), promovendo a ação dos microrganismos aeróbios. Na fase anaeróbia o
mesmo variará entre -330 e -600mV, caracterizando o desenvolvimento dos organismos
anaeróbios (FLECK, 2003), citação confirmada por esse trabalho.
A Figura 39 apresenta os resultados obtidos de contagem para R2 e B2 com
(fluxo descendente) de 237 a 540 dias.
97
0,E+00
1,E+05
2,E+05
3,E+05
4,E+05
5,E+05
6,E+05
7,E+05
8,E+05
200 300 400 500
Tempo (dias)
Massa Celular N/100 mL
0
1000
2000
3000
4000
5000
DQO (mg/L)
R2 - anaeróbios totais/100mL B2 - anaeróbios totais/100mL
R2 - metanogênicas/100mL B2 - metanogênicas/100mL
R2 DQO B2 DQO
Figura 39. Contagem de microrganismos obtida para os filtros R2 e B2.
As unidades R2 e B2 representando filtros anaeróbios operados com fluxo de
entrada descendente, entre 237 e 540 dias, apresentaram os seguintes resultados
quantitativos sob avaliação do contraste de fase e em fluorescência:
R2= 2,90E+05 anaeróbios totais/100 mL
B2 = 2,30E+05 anaeróbios totais/100 mL
Sob análise de fluorescência, os valores obtidos para contagem de massa celular:
R2= 1,75E+04 metanogênicas/100 mL
B2 = 3,50E+04 metanogênicas/100 mL
Os valores que representam as metanogênicas correspondem a 6% e 15% do
total de microrganismos anaeróbios para R2 e B2.
Segundo FLECK (2003), na digestão anaeróbia, o pH evolui de valores baixos,
próximos a 4,0, na fase de produção de ácidos, à faixa de 6,8 - 7,2, característica da
metanogênese (há indicações de que a digestão possa processar-se em uma faixa de pH
entre 6,0 e 8,0 em casos extremos). O rebaixamento excessivo do pH nessa última fase
determina a inibição das bactérias metanogênicas (as mesmas são bastante mais
sensíveis ao pH baixo do que aos ácidos que o determinam). Com o decorrer da
98
estabilização da matéria orgânica e o consumo dos ácidos, há uma tendência à elevação
do pH dos lixiviados.
Ainda que similares os filtros R2 e B2 segundo resultados anteriores, as
eficiências em termos de remoção de matéria orgânica (DQO), foram, respectivamente,
52 % e 51 %.
5.3.2 Desempenho dos filtros anaeróbios operados com sistemas distintos de
entrada de lixiviado (fluxo ascendente e descendente)
Testou-se semelhança entre R1 e B1, ambos operados com fluxo ascendente e
R2 e B2, fluxo descendente durante o período de 237-540 dias. A Tabela 21 indica os
resultados do teste ANOVA.
Tabela 21. Resultados de ANOVA operando com fluxo ascendente e descendente.
R1 e B1 – Ascendente
Fonte da variação
SQ
gl
MQ
F
valor-P
F crítico
Entre grupos
11919705
34
350579,6
7,5
2,83E-08
1,8
Dentro dos grupos
1589516
34
46750,47
Total
13509221
68
R2 e B2 – Descendente
Fonte da variação
SQ
gl
MQ
F
valor-P
F crítico
Entre grupos
69240316
34
2036480
16,4
1,932E-13
1,8
Dentro dos grupos
4333738
35
123821,1
Total
73574054
69
A partir da similaridade encontrada, foi realizada a avaliação dos fluxos de
entrada de lixiviado, possível no segundo período (237-540 dias) quando se verificou os
desempenhos em termos de DQO indicados na Tabela 22 e Figura 40.
99
Tabela 22. Apresenta os principais resultados para filtros de 237 a 540 dias.
Filtro /TE
DQO (mg/L)
Representação Gráfica
(Box plot)
Máximo
Mediana
Mínimo
TE (mg/L)
5567
2410
1520
DescendenteAscendenteTE
9.000
8.000
7.000
6.000
5.000
4.000
3.000
2.000
1.000
0
Ascendente
(mg/L)
2567
2236
1930
Descendente
(mg/L)
3410
2566
1743
Embora similares (Anova) verificou-se uma tendência de melhores resultados
pelos filtros operados com fluxo ascendente, conforme Tabela 22.
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
8000
9000
200 300 400 500 600
Tempo (dias)
DQO (mg/L)
TE Ascendente Descendente
Figura 40. Indica os valores principais do monitoramento.
A Tabela 23 apresenta o resumo de eficiência para esse período de fluxo
ascendente e descendente.
Máximo
75%
Mediana
25%
Mínimo
100
Tabela 23. Resumo da eficiência para fluxo ascendente e descendente.
TE
Filtro
237-268
dias
Efic.
%
419-482
dias
Efic.
%
482-538
dias
Efic.
%
Efic. Total
%
TE (mg/L) (Entrada)
6256
5548
6066
Ascendente (R1 e B1)
(mg/L)
(Saída)
2132
66
2554
54
2872
53
59
2058
67
2508
55
2561
58
Descendente (R2 e B2)
(mg/L)
(Saída)
2968
53
2289
59
3483
43
51
2476
60
2712
51
3499
42
O processo de tratamento usando filtros anaeróbios avaliando o regime de fluxo
de entrada ascendente e descendente a partir do 237º dia promoveram uma remoção
global de matéria orgânica de 59% e 51% com concentrações mínimas e máximas de
2058 mg/L e 2872 mg/L (fluxo ascendente), 2289 mg/L e 3499 mg/L (fluxo
descendente).
A pesquisa realizada por BIDONE (2007) obteve uma eficiência de remoção de
matéria orgânica de 55%, com TDH de 7,6 dias, usando filtros com fluxo ascendente,
tratando lixiviado do aterro sanitário de Minas do Leão.
YOUNG (1991) registrou o desempenho de um filtro anaeróbio com leito
suporte de módulos sintéticos, volume de 540 m³ e operando sob temperatura do meio
líquido igual a 36º C. O TDH do filtro era igual a 7 dias e, para DQO afluente de 400
mg/L, as eficiências obtidas foram de 39% na remoção de DQO. O trabalho não cita a
altura dos filtros, nem o valor da superfície específica do leito suporte. Possivelmente as
―baixas‖ eficiências obtidas no filtro devem-se às pequenas concentrações iniciais de
matéria orgânica.
A eficiência de remoção obtida por FLECK (2003) foi superior ao desta
pesquisa, pois apresentou TDH superior a 50 dias, com uma concentração de entrada e
saída, de 14.670 e 5.345 mg/L. Esse autor usou o mesmo material suporte, entretanto
apresentou uma eficiência de 77,7% na remoção de DQO. A partir dos resultados
referidos, é possível inferir-se que as elevadas eficiências do tratamento deveram-se ao
101
largo TDH aplicado no processo. Talvez por isso essa pesquisa apenas alcançou em
torno de 60% de remoção.
CIRNE et al. (2007), apresentaram uma melhor performance, atingindo 80% de
eficiência de remoção trabalhando com esgoto, sendo superior à eficiência obtida nesta
dissertação.
Em relação à pesquisa citada anteriormente, ANDRADE NETO et al. (1999),
obtiveram resultados parecidos à pesquisa apresentada. Considerando-se a remoção
entre a DQO, o filtro com fluxo descendente propiciou 60% e o filtro com fluxo
ascendente 58%; nos resultados.
Em ambos os estudos citados acima, utilizaram-se filtros anaeróbios associado a
um decanto-digestor, com diferentes meios suportes, porém com regime de alimentação
igual a esta pesquisa. A eficiência de remoção de DQO para ANDRADE NETO et al.
(1999) foi semelhante, ao contrário de CIRNE et al. (2007), que alcançou uma
eficiência global de 80%.
Os estudos de YOUNG (1991) indicaram que o TDH de filtros anaeróbios de
fluxo ascendente tratando lixiviado de aterro sanitário necessariamente deve ser da
ordem de vários dias e não de horas. Dessa forma usando filtros anaeróbios de fluxo
ascendente e descendente obteve o TDH foi de 9 dias.
SARTI (2006) avaliou o desempenho de dois reatores anaeróbios onde o
monitoramento ao longo de 70 dias de operação revelou similaridade no comportamento
das configurações ensaiadas (fluxo ascendente e descendente), que apresentaram
eficiências médias de remoção de DQO e sólidos suspensos ao redor de 60% e 75%,
respectivamente.
FERREIRA et al. (2007), obtiveram uma remoção de 60% usando filtro
anaeróbio de fluxo ascendente recheado por brita com granulometria igual a 3, com
tempo de detenção de 21 horas. Além da brita apresentar uma área superficial menor do
que a usada nesta dissertação, o TDH também foi menor. Diante dos resultados obtidos
nesta pesquisa, pode ser constatar que quanto maior o TDH e granulometria, alcançou-
se melhor desempenho de remoção de matéria orgânica.
Em estudo recente desenvolvido por SPAGNI et al. (2008), tratando lixiviado de
aterro sanitário, obteve-se uma eficiência de remoção de 30-40% durante 900 dias de
experimento, usando um reator seqüencial com volume de 24 L.
102
PICANÇO et al. (2001), desenvolveram uma pesquisa no tratamento de
lixiviado o qual usaram um reator com diferentes meios suportes (espuma de
poliuretano, PVC, tijolo refratário e uma cerâmica porosa) operando durante 149 dias,
alcançaram uma remoção média de DQO de 68,3%,
Diante dessas citações, é possível fazermos uma comparação com os resultados
encontrados neste trabalho. Os resultados mencionados por FERREIRA (2007) e
PICANÇO et al. (2001), foram inferiores ao dessa pesquisa, provavelmente por que o
TDH foi menor para tratamento de lixiviado avaliando diferentes regimes de
alimentação.
A Tabela 24 apresenta um resumo da série de sólidos no período de 237 a 540
dias, avaliando o fluxo descendente.
Tabela 24. Série de Sólidos com fluxo descendente no período de 237 a 540 dias.
Tanque de Equalização
Parâmetros
Valor mínimo
Valor máximo
Valor médio
Desvio padrão
STV (mg/L)
1362
5530
3075
±1578
STF (mg/L)
3909
9980
7430
±2076
ST (mg/L)
6607
14700
10506
±3395
Ascendente
Parâmetros
Valor mínimo
Valor máximo
Valor médio
Desvio padrão
STV (mg/L)
3243
7467
5217
±1565
STF (mg/L)
3179
7373
5125
±1546
ST (mg/L)
6917
13873
10372
±2686
Descendente
Parâmetros
Valor mínimo
Valor máximo
Valor médio
Desvio padrão
STV (mg/L)
2727
6708
4882
±1418
STF (mg/L)
3187
7384
5137
±1548
ST (mg/L)
6852
13869
10361
±2770
A faixa de variação para a série de sólidos (ST, STV e STF) dos filtros de fluxo
ascendente ficou entre 6917 a 13873 mg/L, 3243 a 7467 mg/L e 3179 a 7373 mg/L,
respectivamente, ao longo do período de análise. Os valores para a série de sólidos
103
foram muito variados, sendo que em alguns períodos o lixiviado do TE apresentou
maior concentração de material particulado do que nos filtros.
A Figura 41 apresenta os resultados da contagem de microrganismos no fluxo
ascendente e descendente no período de 237 a 540 dias.
0,E+00
1,E+05
2,E+05
3,E+05
4,E+05
5,E+05
6,E+05
7,E+05
8,E+05
200 300 400 500
Tempo (dias)
Massa Celular N/100 mL
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
DQO (mg/L)
Média ascendente - anaeróbios totais/100mL
Média descendente - anaeróbios totais/100mL
Média ascendente - metanogênicas/100mL
Média descendente - metanogênicas/100mL
DQO Ascendente
DQO Descendente
Figura 41. Contagem de microrganismos de 237 a 540 dias.
Quanto ao monitoramento microbiológico (contagem de anaeróbios totais) os
valores variaram ao longo do monitoramento. Houve uma redução da biomassa celular
de anaeróbios totais e archeas para regime de fluxo ascendente. Entretanto para o fluxo
descendente, os valores cresceram entre 237 – 290 dias. Neste mesmo período houve
mudanças operacionais no TE – religação do misturador de superfície, proporcionando
novas condições aplicadas ao meio, onde provavelmente pode ser refletido nos filtros.
Assim, os resultados indicam melhores desempenho para filtros operados com
fluxo ascendente, talvez por permitir uma maior mistura no sistema, já que no fluxo
descendente existe a dificuldade da distribuição homogênea do lixiviado e uma maior
formação de lodo no fundo dos filtros.
Em todas as estações do ano, os melhores resultados de remoção de matéria
orgânica foram verificados em filtros operados com fluxo ascendente (Tabela 25).
104
Tabela 25. Eficiências de remoção de matéria orgânica em termos de DQO.
Estação
Período
Fluxo de Entrada
Eficiências (%)
R1
R2
B1
B2
Verão
0-51
Ascendente
53
59
41
51
Outono
55-83
Ascendente
51
48
40
41
Outono
83-139
Ascendente
36
44
31
34
Inverno
142-174
Ascendente
26
17
9
21
Inverno
174-230
Ascendente
65
63
50
62
Primavera
237-268
Descendente/Ascendente
66
58
64
55
Primavera
268-324
Descendente/Ascendente
19
21
16
24
Verão
337-409
Descendente/Ascendente
19
20
32
18
A Tabela 24 também indica que a temperatura ambiente influencia (igualmente
em todos os filtros) a remoção de matéria orgânica. Em seu trabalho, SILVA (2007)
observou que a sazonalidade, constituída pela temperatura e precipitação influenciaram
nos resultados do lixiviado a ser tratado.
Os dois períodos com repetições no período avaliado foram o verão e o outono.
Nos dois, o segundo período foi de resultados mais acanhados, indicando bom
desempenho dos filtros até aproximadamente 300 dias.
O pior período ocorreu no inverno (rigoroso em 2008, com temperatura média
de 12ºC), durante os dias 142 e 174. Essa situação confere a afirmação de que os
processos biológicos de tratamento ―sofrem‖ com baixas temperaturas ambiente.
A Figura 42, na mesma linha de análise das condições climáticas, indica que a
precipitação não influenciou a qualidade do lixiviado que foi tratado nos filtros. No caso
da Figura 42, a DQO é medida no TE, ou seja, o lixiviado monitorado na entrada dos
filtros.
105
0
20
40
60
80
100
0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360 390 420 450 480 510 540
Tempo (dias)
Precipitação Pluviométrica (mm)
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
8000
9000
DQO (mg/L)
Precipitação (mm)* DQO (mg/L)
Verão
Outono
Inverno
Primavera
Verão
Outono
Inverno
*http://www2.defesacivil.rs.gov.br/estatistica/pluviometro_consulta.asp
Figura 42. Dados de precipitação pluviométrica durante 540 dias de monitoramento do
experimento.
Em termos de emissão de efluente no meio ambiente, durante todo o período
analisado, os filtros geraram lixiviado que demandam ainda um tratamento
complementar (valores de DQO na saída na faixa de 2800 mg/L).
A Portaria SSMA/RS 05/89 exige DQO em valores menores que 360 mg/L para
sistemas com vazões < 200 m
3
/dia.
106
6. CONSIDERAÇÕES FINAIS
Neste trabalho estudou-se o comportamento de filtros biológicos anaeróbios
utilizando diferentes meios suportes (rachão e bloco) e diferentes fluxos de entrada de
lixiviado no sistema (ascendente e descendente), além da observação do
desenvolvimento de biofilme em filtros recheados com rachão e bloco. Com os
resultados obtidos neste trabalho podem-se fazer as seguintes considerações:
Quanto à formação do biofilme observou-se que ambos os ensaios
apresentaram resultados parecidos mesmo utilizando lixiviado diferente.
Filtros com blocos de concreto como meio suporte demonstraram maior
formação de biofilme, proteínas e contagem microbiana. Esse fato pode
ser atribuído à porosidade do meio suporte. Entretanto, um biofilme
maior, não necessariamente colaborou para uma melhor eficiência, já que
os filtros utilizando meio suporte rachão apresentaram remoções de
material orgânico em valores mais elevados.
O monitoramento do pH identificou resultados entre 6,7 e 9,4. O Eh
ficou entre -0,4 a -441 mV, condição anaeróbia no sistema.
A contagem de anaeróbios foi maior para os filtros com blocos no
período inicial em relação aos filtros recheados por rachão.
Posteriormente ao longo do monitoramento, observou-se um equilíbrio
na contagem dos anaeróbios totais e archeas metanogênicas em ambos os
filtros.
As morfologias predominantes nos filtros foram: bacilos, cocos, sarcinas,
filamentos e espirilos.
A avaliação de eficiência dos filtros ao longo dos períodos monitorados
resultou nas seguintes verificações:
No período de 0 a 237 dias de operação, obteve-se para os filtros (R1,
R2, B1 e B2) as eficiências de remoção de matéria orgânica de 63%, 61%,
52% e 60%.
107
No período de 0 a 120 dias e 120 a 237 dias de operação, evidenciou-se nos
blocos o crescimento de biofilme, entretanto a eficiência de remoção de
matéria orgânica carbonácea foi superior no filtro contendo rachão.
No período de 0 a 237 dias de operação com fluxo ascendente a eficiência
média para os filtros com meio suporte rachão e bloco de concreto foi de
62% e 56%.
Operando de forma ascendente no período de 0 a 540 dias a eficiência média
de remoção de matéria orgânica em termos de DQO foi de 61% para o filtro
R1 e 56% para o filtro B1.
Avaliando o fluxo descendente no período de 237 a 540 dias de operação os
filtros R2 e B2 apresentaram comportamentos similares na remoção de
matéria orgânica.
A temperatura é um fator abiótico que pode influenciar no rendimento do
sistema.
O fluxo de entrada ascendente foi melhor em todas as estações do ano
quando se trata de remoção de matéria orgânica.
Assim, os resultados indicam melhores desempenho para os filtros operados com
fluxo ascendente, talvez por permitir uma maior mistura no sistema, possivelmente
porque no fluxo descendente existe a dificuldade da distribuição homogênea do
lixiviado e uma maior formação de lodo no fundo dos filtros.
108
7. RECOMENDAÇÕES
Em vista das conclusões aqui apresentadas, recomenda-se para futuros trabalhos:
Testar outros meios suportes, notadamente com o uso de resíduos de outras
atividades;
Estudos sobre o biofilme: espessura e composição, isolamento e identificação de
espécies existentes no biofilme, conhecimento de espécies e suas relações para o
controle eficiente do filtro;
Avaliação econômica desse tipo de sistema, avaliando o custo-benefício e sua
aplicabilidade no mercado em escala real de operação.
109
8. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
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120
APÊNDICES
Apêndice A - Resultados da formação do biofilme
Ensaio Biofilme 1
Proteínas
Tempo (dias)
Proteínas estimada
mgSAB/L biofilme
seco /filtro - rachão
Proteínas estimada
mgSAB/L biofilme
seco /filtro - bloco
Proteínas/Biofilme
mg/g - Rachão
Proteínas/Biofilme
mg/g - Bloco
30
320199,8
38541906,1
941,2
2053,3
60
641279,0
2543671,5
471,3
331,3
90
459000,9
2042369,7
269,8
308,9
120
964782,0
3377247,4
630,2
565,5
DQO
Tempo (dias)
DQO (mg/L) Lixiviado
0
9777
33
4950
63
4586
90
4176
120
4237
Biofilme
Tempo (dias)
DQO
(mg/L)
Biofilme ESTIMADO SECO
(g)/FILTRO (bloco)
Biofilme ESTIMADO SECO
(g)/FILTRO (rachão)
0
5638
30
3146
18770
340
60
2298
7679
1361
90
5109
6612
1701
120
5037
5972
1531
121
Contagem de anaeróbios
Tempo
(dias)
Filtro
N anaeróbios totais/100mL/filtro
N metanogênicas/100mL/ filtro
30
Rachão
7,69E+07
3,62E+06
30
Bloco
2,52E+09
2,20E+08
60
Rachão
1,10E+09
2,79E+07
60
Bloco
3,96E+09
2,42E+08
90
Rachão
1,19E+08
6,70E+07
90
Bloco
2,83E+08
5,76E+07
120
Rachão
2,16E+08
1,18E+08
120
Bloco
3,30E+08
6,05E+07
Ensaio Biofilme 2
Proteínas
Tempo (dias)
Proteínas estimada
mgSAB/L biofilme seco
/filtro - bloco
Proteínas estimada
mgSAB/L biofilme
seco /filtro - rachão
Rachão
Proteinas/biofilme
(mg/g)
Blocos
Proteinas/biofilme
(mg/g)
30
2273910
2003668,5
3926,5
367,6
60
2248206,503
1885524,5
3694,9
301,1
90
5257208,503
73200,8
53,8
704,2
120
4580019,482
849661,9
999,0
671,0
DQO
Tempo (dias)
DQO (mg/L)
0
3864
30
3202
60
2697
90
2869
120
2995
122
Biofilme
Tempo (dias)
Biofilme ESTIMADO SECO
(g)/FILTRO (bloco)
Biofilme ESTIMADO SECO
(g)/FILTRO (rachão)
0
30
6185,7
510,3
60
7465,5
510,3
90
7465,5
1360,8
120
6825,6
850,5
Contagem de anaeróbios
Tempo (dias)
Filtro
N anaeróbios totais/100mL/filtro
N metanogênicas/100mL/ filtro
30
Rachão
7,65E+08
4,34E+07
30
Bloco
3,09E+09
2,43E+09
60
Rachão
3,44E+09
8,31E+07
60
Bloco
7,12E+10
7,00E+09
90
Bloco
1,91E+11
9,95E+09
90
Rachão
1,06E+08
8,65E+07
120
Bloco
2,37E+09
2,37E+08
120
Rachão
1,56E+08
6,22E+06
Apêndice B - Resultados gerais de DQO nos filtros.
TE
R1
R2
B1
B2
Tempo (dias)
DQO (mg/L)
DQO (mg/L)
DQO (mg/L)
DQO (mg/L)
DQO (mg/L)
0
5638
5287
5141
4837
5086
13
4182
3970
4866
4287
27
3467
2645
4256
3392
31
654
34
2637
2245
3536
3080
41
1175
1487
1443
2168
1706
44
1229
48
1090
1356
1319
1719
1454
51
3554
55
3286
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3147
4276
3271
100
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104
6550
4896
4927
6175
5457
107
6597
111
6432
5621
5386
6543
5696
114
3254
118
3326
4733
4668
5556
4789
121
3571
125
2997
3720
3796
4632
3712
127
3047
132
3042
3450
3292
4103
3504
135
3136
139
2948
3393
3225
3784
3089
142
2772
146
3054
3232
2873
3297
2873
149
2770
153
2668
3126
2854
3225
2448
155
3151
160
2532
2401
2770
3000
2327
163
2675
167
2364
2223
2309
2760
2458
170
2483
174
4999
2413
2252
2844
2468
177
4886
181
5051
2713
2317
3368
2294
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2033
2410
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2088
2586
388
1366
391
1786
1515
2062
1841
395
1751
398
2436
1783
2036
2301
405
3072
2263
2666
2039
2045
409
6259
2525
3256
2609
2833
419
7246
2482
4185
2332
2636
423
6369
426
2357
4211
1918
3996
430
4461
437
4116
2362
4541
2091
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