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UNIVERSIDADE ESTADUAL PAULISTA
FACULDADE DE CIÊNCIAS AGRÁRIAS E VETERINÁRIAS
CAMPUS DE JABOTICABAL
DESEMPENHO DE SISTEMA COMPOSTO POR REATORES
ANAERÓBIOS EM SÉRIE SEGUIDO DE FILTRO BIOLÓGICO
PERCOLADOR NO TRATAMENTO DE ÁGUAS RESIDUÁRIAS
DE SUINOCULTURA.
Rose Maria Duda
Engenheira Química
Jaboticabal, SP - Brasil
2010
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ii
UNIVERSIDADE ESTADUAL PAULISTA “JULIO DE MESQUITA FILHO”
FACULDADE DE CIÊNCIAS AGRÁRIAS E VETERINÁRIAS
CÂMPUS DE JABOTICABAL
DESEMPENHO DE SISTEMA COMPOSTO POR REATORES
ANAERÓBIOS EM SÉRIE SEGUIDO DE FILTRO BIOLÓGICO
PERCOLADOR NO TRATAMENTO DE ÁGUAS RESIDUÁRIAS
DE SUINOCULTURA.
Rose Maria Duda
Orientador: Prof. Dr.Roberto Alves de Oliveira
Tese apresentada à Faculdade de Ciências
Agrárias e Veterinárias – UNESP, Câmpus de
Jaboticabal, como parte das exigências para a
obtenção do título de Doutor em Microbiologia
Agropecuária.
JABOTICABAL – SÃO PAULO – BRASIL
Fevereiro de 2010
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Duda, Rose Maria
D844d
Desempenho de sistema composto por reatores anaeróbios em série
seguido de filtro biológico percolador no tratamento de águas
residuárias de suinocultura / Rose Maria Duda. – Jaboticabal, 2010
xii, 241 f.: il.; 28 cm
Tese (Doutorado) - Universidade Estadual Paulista, Faculdade de
Ciências Agrárias e Veterinárias, 2010.
Orientador: Roberto Alves de Oliveira
Banca examinadora: Eugênio Foresti, Maria Bernadete Amâncio
Varesche, Manoel Victor Franco Lemos, Edson Aparecido Abdul Nour.
Bibliografia
1. Atividade metanogênica 2. Arquéias metanogênicas 3. Carga
orgânica volumétrica 4. Nutrientes 5. Pós-tratamento I. Título. II.
Jaboticabal - Faculdade de Ciências Agrárias e Veterinárias.
CDU 628. 35
iv
v
DADOS CURRICULARES DA AUTORA
ROSE MARIA DUDA – Filha de Henrique Duda e Cecília Schraier Duda, nascida
em Rio Azul, no Estado do Paraná, no dia 14 de novembro de 1975. Graduada em
Engenharia Química pela Universidade Federal do Paraná em junho de 2003. De março
de 2004 a fevereiro de 2006 realizou o Curso de Pós-graduação em Microbiologia
Agropecuária, em nível de Mestrado, na Faculdade de Ciências Agrárias e Veterinárias,
da Universidade Estadual Paulista, situada em Jaboticabal – SP. No mês de março de
2006, iniciou o Curso de Pós-graduação em Microbiologia Agropecuária, em nível de
Doutorado na mesma instituição.
vi
Aos meus pais,
Com os quais aprendi as primeiras e as mais belas lições da vida.
Pelo exemplo de vida e bravura no árduo trabalho praticado diariamente para
possibilitar nossa formação.
Aos meus queridos irmãos
,
por serem além de TUDO grandes amigos.
vii
AGRADECIMENTOS
Agradeço a Deus que com sua infinita sabedoria e bondade tem guiado os meus
passos e colocado no meu caminho pessoas maravilhosas, que tem me ajudado a
crescer como ser humano e profissional.
Ao Prof. Dr. Roberto Alves de Oliveira, alma nobre e generosa, pela sua
orientação, incentivo, dedicação e amizade. Foi uma honra ser sua orientada!
Á Faculdade de Ciências Agrárias e Veterinárias, da UNESP, Campus de
Jaboticabal (FCAV/UNESP) e aos professores do curso de pós-graduação, pelo
aperfeiçoamento profissional.
Ao professor Dr. Manoel Victor Franco de Lemos, do Laboratório de Genética de
bactérias da UNESP/Jaboticabal pelo incentivo e colaboração na realização da análise
da metagenômica do lodo dos reatores anaeróbios.
Aos funcionários da FCAV-UNESP pela colaboração no desenvolvimento deste
trabalho.
Aos amigos Adélia, Adriana, Adriane, Airon, Alexandre, Ariane, Bruna, Cristiane,
Denise, Diego, Estevão, Fernanda, Giovana, Gracie, Juliana, Kamilla, Laura, Miller,
Mário, Marcelo, Marcela, Max, Reginaldo, Ricardo, Roseane, Samantha pela amizade e
companhia diária no laboratório. Obrigada por tudo!
Á Larissa Scatolin, Marta Neves, Juliana e Janaína pela preciosa colaboração na
realização da análise da metagenômica do lodo dos reatores anaeróbios e pela
amizade sincera.
Ao Dr. Luciano T. Kishi pela valiosa ajuda prestada nas análises de
bioinformática.
A todos os meus familiares e especialmente aos meus avós Miguel, Maria, Adão
e Catinela pelo estímulo e apoio.
À FAPESP, pela concessão de bolsas de estudos e auxílio.
A todos que de uma forma ou de outra, fizeram parte deste período importante
da minha vida. Obrigada!
viii
SUMÁRIO
Página
LISTA DE FIGURAS.......................................................................................................xi
LISTA DE TABELAS......................................................................................................xx
RESUMO....................................................................................................................xxviii
PALAVRA-CHAVE....................................................................................................xxviii
SUMMARY.................................................................................................................xxix
KEYWORDS................................................................................................................xxix
1. INTRODUÇÃO............................................................................................................12
2.OBJETIVOS.................................................................................................................15
2.1 Objetivo geral.........................................................................................................15
2.2 Objetivos específicos..............................................................................................15
3. REVISÃO DE LITERATURA......................................................................................16
3.1. Suinocultura...........................................................................................................16
3.2. Tratamento anaeróbio de águas residuárias de suinocultura…...............………..18
3.2.1 Tratamento anaeróbio de águas residuárias de suinocultura...........................19
3.2.2 Filtro anaeróbio no tratamento de águas residuárias de suinocultura...............24
3.3 Microbiota no lodo de reatores anaeróbios tratando águas residuárias de
suinocultura............................................................................................................29
3.3.1 Atividade metanogênica específica..................................................................29
3.3.2 Aplicação da técnica metagênomica (região conservada RNAr 16S)..............31
3.4 Hidrodinâmica de reatores anaeróbios...................................................................33
3.5 Pós-tratamento de águas residuárias em filtros biológicos percoladores..............35
4 MATERIAL E MÉTODOS............................................................................................42
4.1 Local.......................................................................................................................42
4.2 Instalações Experimentais......................................................................................42
4.2.1 Tratamento secundário: Reator UASB seguido do filtro anaeróbio de fluxo
ascendente.................................................................................................................43
4.2.2 Pós-tratamento: Filtro biológico percolador e decantador.................................45
4.3 Afluente..................................................................................................................49
4.4 Descrição da operação e acompanhamento do sistema de tratamento
ix
anaeróbio..............................................................................................................49
4.5 Características do meio suporte.............................................................................52
4.6 Partida....................................................................................................................54
4.7 Exames físicos e determinações de constituintes orgânicos e inorgânicos nos
afluentes, efluentes, lodo e biogás do reator UASB seguido do filtro anaeróbio de
fluxo ascendente e do filtro biológico percolador (FBP) e decantador..................54
4.7.1 Demanda química de oxigênio.........................................................................57
4.7.2 Carboidratos, proteínas e lipídeos....................................................................58
4.7.3 Fósforo.............................................................................................................59
4.7.4 Atividade hidrolítica, acidogênica, acetogênica, metanogênica acetotrófica e
metanogênica hidrogenotrófica no lodo.............................................................61
4.7.5 Aplicação da técnica metagênomica ..............................................................63
4.7.6 Número mais provável (NMP) de bactérias nitrificantes oxidadoras de amônia
e de nitrito e NMP de bactérias heterotróficas e desnitrificantes....................71
4.7.7 Ensaio de hidrodinâmica.................................................................................76
4.8 Análise estatística...................................................................................................79
5 RESULTADOS E DISCUSSÃO...................................................................................80
5.1 Temperatura...........................................................................................................80
5.2 Demanda química de oxigênio (DQO)...................................................................84
5.3 Sólidos suspensos totais (SST), voláteis (SSV) e fixos (SSF)...............................99
5.4 Carboidratos, proteínas e lipídios.........................................................................109
5.5 Produção e composição de biogás .....................................................................112
5.6 pH, alcalinidade e ácidos voláteis........................................................................114
5.7 Sólidos totais e voláteis no lodo...........................................................................124
5.8 Estimativa do balanço de massa no reator UASB (R1) e no filtro anaeróbio de
fluxo ascendente..................................................................................................128
5.9 Teores de macronutrientes e micronutrientes no afluente e efluentes.................131
5.9.1 Nitrogênio........................................................................................................131
5.9.2 Número mais provável (NMP) de bactérias nitrificantes oxidadoras de amônia
e de nitrito e NMP de bactérias heterotróficas e desnitrificantes.......................142
x
5.9.3 Fósforo............................................................................................................146
5.9.4 Potássio, cálcio, magnésio, sódio, cobre, zinco, manganês e ferro no afluente e
efluentes........................................................................................................161
5.9.5 Potássio, cálcio, magnésio, sódio, cobre, zinco, manganês e ferro no lodo do
reator UASB (R1) e dos interstícios do filtro anaeróbio de fluxo ascendente
(R2)..................................................................................................................168
5.10 Coliformes totais e termotolerantes....................................................................172
5.11 Atividade metanogênica específica....................................................................175
5.12 Microscopia eletrônica de varredura (MEV).......................................................180
5.13 Filogenia das arquéias do lodo do Reator UASB e do filtro anaeróbio (região
conservada RNAr 16S).......................................................................................187
5.14 Ensaio de hidrodinâmica....................................................................................194
6. CONCLUSÕES.........................................................................................................198
7. REFERÊNCIAS.........................................................................................................202
8. ANEXOS 1 e 2..........................................................................................................223
xi
LISTA DE FIGURAS
Página
FIGURA 1.
Esquema da aplicação da técnica metagenômica (TRINGE &
RUBIN, 2005)....................................................................................
33
FIGURA 2.
Representação esquemática de um biofilme.................................... 37
FIGURA 3.
Mecanismos e processos envolvidos com o transporte e
degradação do substrato em biofilmes..............................................
39
FIGURA 4.
Representação esquemática das instalações experimentais do
sistema de tratamento anaeróbio em dois estágios e do sistema
de pós tratamento..............................................................................
42
FIGURA 5.
Representação esquemática das instalações experimentais do
sistema de tratamento anaeróbio em dois estágios composto por
um reator UASB (R1) seguido do filtro anaeróbio de fluxo
ascendente (R2)................................................................................
43
FIGURA 6.
Foto das instalações experimentais do sistema de tratamento
anaeróbio em dois estágios composto por um reator UASB (R1)
seguido do filtro anaeróbio de fluxo ascendente
(R2)....................................................................................................
44
FIGURA 7.
Representação esquemática das instalações experimentais do
sistema de pós - tratamento composto pelo filtro biológico
percolador (FBP) e decantador.........................................................
46
FIGURA 8.
Fotos das instalações experimentais do sistema de pós -
tratamento composto pelo filtro biológico percolador (FBP) e o
decantador.........................................................................................
47
FIGURA 9. Foto da chapa de aço inox para apoio do meio suporte...................
47
FIGURA 10.
Foto do sistema de distribuição de efluente do filtro biológico
percolador utilizando uma placa perfurada de PVC..........................
48
FIGURA 11
Esquema das condições operacionais do sistema de tratamento
anaeróbio em dois estágios, com o reator UASB (R1) e o filtro
anaeróbio de fluxo ascendente (R2), em série, seguido do filtro
biológico percolador (FBP) e do decantador (D) para o pós-
tratamento, durante o experimento...................................................
51
xii
FIGURA 12
Fotos dos anéis de bambu utilizados como meio suporte no filtro
anaeróbio de fluxo ascendente na partida e fases 1 e 2 e no filtro
biológico percolador nos ensaios 1, 2, 3 e 4.....................................
53
FIGURA 13.
Fotos dos anéis de eletroduto corrugado (conduite) utilizados
como meio suporte no filtro anaeróbio de fluxo ascendente nas
fases 3 e 4 e no filtro biológico percolador nos ensaios 5, 6, 7 e 8...
53
FIGURA 14
Reta “padrão” para o metano (mmol CH
4
versus área
cromatográfica)..................................................................................
63
FIGURA 15
Temperaturas média do ar observadas na Estação
Agroclimatológica durante a partida e os ensaios 1 a 8....................
82
FIGURA 16.
Temperatura do afluente e efluentes do R1, R2, FBP e decantador
na partida e ensaios 1 e 2.................................................................
83
FIGURA 17a.
Temperatura do afluente e efluentes do R1, R2, FBP e decantador
nos ensaios 3, 4 e 5..........................................................................
83
FIGURA 17b.
Temperatura do afluente e efluentes do R1, R2, FBP e decantador
nos ensaios 6, 7 e 8..........................................................................
84
FIGURA 18.
Valores de DQOtotal no afluente e efluentes do reator UASB (R1),
do filtro anaeróbio (R2), do filtro biológico percolador (FBP) e do
decantador (D) instalados em série, obtidos na partida e nos
ensaios 1 e 2.....................................................................................
94
FIGURA 19. Valores de DQOtotal no afluente e efluentes do reator UASB (R1),
do filtro anaeróbio (R2), do filtro biológico percolador (FBP) e do
decantador (D) instalados em série, obtidos nos ensaios 3 e
4.........................................................................................................
95
FIGURA 20.
Valores de DQOtotal no afluente e efluentes do reator UASB (R1),
do filtro anaeróbio (R2), do filtro biológico percolador (FBP) e do
decantador (D) instalados em série, obtidos nos ensaios 5 e
6.........................................................................................................
95
FIGURA 21.
Valores de DQOtotal no afluente e efluentes do reator UASB (R1),
do filtro anaeróbio (R2), do filtro biológico percolador (FBP) e do
decantador (D) instalados em série, obtidos nos ensaios 7 e 8........
96
xiii
FIGURA 22.
Valores de DQOdiss (1,2 m) no afluente e efluentes do reator
UASB (R1), do filtro anaeróbio (R2), do filtro biológico percolador
(FBP) e do decantador (D) instalados em série, obtidos na partida
e ensaios 1 e 2..................................................................................
96
FIGURA 23.
Valores de DQOdiss (1,2 m) no afluente e efluentes do reator
UASB (R1), do filtro anaeróbio (R2), do filtro biológico percolador
(FBP) e do decantador (D) instalados em série, obtidos nos
ensaios 3 e 4.....................................................................................
97
FIGURA 24.
Valores de DQOdiss (1,2 m) no afluente e efluentes do reator
UASB (R1), do filtro anaeróbio (R2), do filtro biológico percolador
(FBP) e decantador (D), instalados em série, obtidos nos ensaios
5 e 6...................................................................................................
97
FIGURA 25.
Valores de DQOdiss (1,2 m) no afluente e efluentes do reator
UASB (R1), do filtro anaeróbio (R2), do filtro biológico percolador
(FBP) e decantador (D), instalados em série, obtidos nos ensaios
7 e 8...................................................................................................
98
FIGURA 26
Eficiências médias de remoção de DQOtotal e respectivos
coeficientes de variação, no reator UASB (R1) e no filtro anaeróbio
(R2), em série (R1 + R2) e com sistema de pós-tratamento com
filtro biológico percolador (FBP) e o decantador (D)
(R1+R2+FBP+D), durante a partida e os ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7
e 8......................................................................................................
98
FIGURA 27
Eficiências médias de remoção de DQOdiss (1,2 m) e
respectivos coeficientes de variação, no reator UASB (R1) e no
filtro anaeróbio (R2), em série (R1 + R2) e com sistema de pós-
tratamento com filtro biológico percolador (FBP) e o decantador
(D) (R1+R2+FBP+D), durante a partida e os ensaios 1, 2, 3, 4, 5,
6, 7 e 8...............................................................................................
99
FIGURA 28
Concentração de sólidos suspensos totais (SST) no afluente e
efluentes do reator UASB (R1), filtro anaeróbio (R2), filtro biológico
percolador (FBP) e decantador (D) instalados em série, durante a
partida e os ensaios 1 e 2.................................................................
104
FIGURA 29
Concentração de sólidos suspensos totais (SST) no afluente e
efluentes do reator UASB (R1), filtro anaeróbio (R2), filtro biológico
percolador (FBP) e decantador (D) instalados em série, durante os
ensaios 3 e 4.....................................................................................
104
xiv
FIGURA 30
Concentração de sólidos suspensos totais (SST) no afluente e
efluentes do reator UASB (R1), filtro anaeróbio (R2), filtro biológico
percolador (FBP) e decantador (D) instalados em série, durante os
ensaios 5 e 6.....................................................................................
105
FIGURA 31
Concentração de sólidos suspensos totais (SST) no afluente e
efluentes do reator UASB (R1), filtro anaeróbio (R2), filtro biológico
percolador (FBP) e decantador (D) instalados em série, durante os
ensaios 7 e 8.....................................................................................
105
FIGURA 32
Concentração de sólidos suspensos voláteis (SSV) no afluente e
efluentes do reator UASB (R1) e do filtro anaeróbio (R2), filtro
biológico percolador (FBP) e decantador (D) instalados em série,
durante a na partida e os ensaios 1 e 2............................................
106
FIGURA 33
Concentração de sólidos suspensos voláteis (SSV) no afluente e
efluentes do reator UASB (R1) e do filtro anaeróbio (R2), filtro
biológico percolador (FBP) e decantador (D) instalados em série,
durante os ensaios 3 e 4...................................................................
106
FIGURA 34
Concentração de sólidos suspensos voláteis (SSV) no afluente e
efluentes do reator UASB (R1) e do filtro anaeróbio (R2), filtro
biológico percolador (FBP) e decantador (D) instalados em série,
durante os ensaios 5 e 6...................................................................
107
FIGURA 35
Concentração de sólidos suspensos voláteis (SSV) no afluente e
efluentes do reator UASB (R1) e do filtro anaeróbio (R2), filtro
biológico percolador (FBP) e decantador (D) instalados em série,
durante os ensaios 7 e 8...................................................................
107
FIGURA 36
Eficiências médias de remoção de sólidos suspensos totais (SST)
no reator UASB (R1) e filtro anaeróbio (R2) em série (R1 + R2), e
no sistema com o pós-tratamento no filtro biológico percolador e
decantador (R1+R2+FBP+D), durante a partida e os ensaios 1, 2,
3, 4, 5, 6, 7 e 8....................................................................................
108
FIGURA 37
Eficiências médias de remoção de sólidos suspensos voláteis
(SSV) no reator UASB (R1) e filtro anaeróbio (R2) em série (R1 +
R2), e no sistema com o pós-tratamento no filtro biológico
percolador e decantador (R1+R2+FBP+D), durante a partida e os
ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.............................................................
108
xv
FIGURA 38
Produção volumétrica de metano no reator UASB (R1), filtro
anaeróbio (R2) e sistema de tratamento anaeróbio em dois
estágios (R1+R2), na partida e fases 1, 2, 3 e 4...............................
113
FIGURA 39
Valores de pH do afluente e efluentes dos reatores UASB (R1),
filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), filtro biológico
percolador (FBP) e decantador (D), durante a partida e ensaios 1,
2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8...............................................................................
117
FIGURA 40
Alcalinidade parcial (AP) no afluente e nos efluentes do reator
UASB (R1), filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), filtro
biológico percolador (FBP) e decantador, durante a partida e
ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.............................................................
119
FIGURA 41
Alcalinidade total (AT) no efluente do R2 e consumo de AT no FBP
e decantador, nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8...............................
121
FIGURA 42
Concentrações de ácidos voláteis totais (AVT) no afluente e
efluentes do reator UASB (R1) e do filtro anaeróbio de fluxo
ascendente (R2), do filtro biológico percolador (FBP) e do
decantador (D) durante a partida e ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.....
123
FIGURA 43
Concentração média de sólidos voláteis (SV) do lodo da manta,
obtida de amostras retiradas nos pontos de coleta eqüidistantes,
da base (P1), até o topo (P5), do reator (R1) e do filtro anaeróbio
de fluxo ascendente (R2), na partida e fases 1, 2, 3 e 4...................
125
FIGURA 44
Concentrações de NTK no afluente e efluentes dos reatores UASB
(R1) e do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), filtro biológico
percolador (FBP) e decantador (D) em série, obtidas na partida e
ensaios 1 e 2.....................................................................................
138
FIGURA 45
Concentrações de NTK no afluente e efluentes dos reatores UASB
(R1) e do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), filtro biológico
percolador (FBP) e decantador (D) em série, obtidas nos ensaios 3
e 4......................................................................................................
139
FIGURA 46
Concentrações de NTK no afluente e efluentes dos reatores UASB
(R1) e do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), filtro biológico
percolador (FBP) e decantador (D) em série, obtidas nos ensaios 5
e 6......................................................................................................
139
FIGURA 47
Concentrações de NTK no afluente e efluentes dos reatores UASB
(R1) e do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), filtro biológico
percolador (FBP) e decantador (D) em série, obtidas nos ensaios 7
e 8......................................................................................................
140
xvi
FIGURA 48
Concentrações de nitrato (N-NO
3
-
) e de nitrito (N-NO
2
-
) nos
efluentes do filtro biológico percolador (FBP) e decantador (D),
obtidas nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8..........................................
141
FIGURA 49
Morfologias observadas sob microscopia ótica de contraste de
fase e fluorescência de biofilme de anéis de conduite no final do
ensaio 8.............................................................................................
145
FIGURA 50
Concentrações de fósforo total (FT) no afluentes e efluente do
reator UASB (R1), do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), do
filtro biológico percolador (FBP) e do decantador (D), instalados
em série, nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.......................................
149
FIGURA 51
Concentrações médias de ortofosfato total (OFT), ortofosfato
dissolvido (OFD) e ortofostato suspenso (OFS) no afluente do R1
e no efluente do R2...........................................................................
154
FIGURA 52
Concentrações médias de fósforo inorgânico total (FIT), fósforo
inorgânico dissolvido (FID) e fósforo inorgânico suspenso (FIS) no
afluente do R1 e no efluente do R2...................................................
154
FIGURA 53
Concentrações médias de ortofosfato total (OFT), ortofosfato
dissolvido (OFD) e ortofostato suspenso (OFS) no efluente do R2
e no efluente do decantador, nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.......
156
FIGURA 54
Eletromicrografia (MEV) da parte interna de anéis de bambu do
FBP, no final do ensaio 2..................................................................
156
FIGURA 55
Gráfico da composição química obtida por meio de análise de
EDX, de mineral precipitado na superfície interna de anéis de
bambu coletados no FBP, no final do ensaio 2.................................
157
FIGURA 56
Precipitados sobre a superfície dos anéis de conduite (A) e
precipitados recuperados dos anéis de conduite (B), do filtro
biológico percolador, no final do ensaio 8.........................................
158
FIGURA 57
Gráfico da composição química obtida por análise de EDX, de
mineral precipitado sobre a superfície dos anéis de conduite,
coletados no FBP, no final do ensaio 8.............................................
158
FIGURA 58
Difratograma da amostra de precipitado recuperado da superfície
dos anéis de conduite no FBP, no final do ensaio 8.........................
159
FIGURA 59
Valores médios das concentrações de Ca, P, Mg, K, Na, Fe, Zn,
xvii
Cu e Mn na massa seca de lodo coletado nos pontos de
amostragem da manta do reator UASB (R1), no final das fases 1,
2, 3 e 4...............................................................................................
171
FIGURA 60
Valores médios das concentrações de Ca, P, Mg, K, Na, Fe, Zn,
Cu e Mn na massa seca de lodo intersticial coletado nos pontos de
amostragem do leito do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2),
no final das fases 1, 2, 3 e 4..............................................................
172
FIGURA 61
Valores de atividades hidrolítica, acidogênica, acetogênica,
metanogênica acetotrófica e metanogênica hidrogenotrófica da
microbiota do lodo proveniente da manta do reator UASB (R1) no
final das fases 1, 2, 3 e 4...................................................................
178
FIGURA 62
Valores de atividade hidrolítica, acidogênica, acetogênica,
metanogênica acetotrófica e metanogênica hidrogenotrófica da
microbiota do lodo proveniente do lodo intersticial do leito fixo do
filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), no final das fases 1, 2, 3
e 4......................................................................................................
178
FIGURA 63
Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de grânulo de lodo
utilizado como inóculo do reator UASB (R1) e do filtro anaeróbio
(R2)....................................................................................................
180
FIGURA 64
Microscopia eletrônica de varredura (MEV) do grânulo do lodo do
reator UASB (R1) no final da fase 1..................................................
181
FIGURA 65
Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de grânulo de lodo
instersticial do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), no final
da fase 1............................................................................................
181
FIGURA 66
Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de grânulos de lodo do
reator UASB (R1), no final da fase 2................................................
182
FIGURA 67
Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de grânulos de lodo
intersticial do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2) no final da
fase 2.................................................................................................
182
FIGURA 68
Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de grânulos de lodo
intersticial do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2) no final da
fase 2.................................................................................................
183
FIGURA 69
Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de biofilme de anéis de
bambu do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2) no final da fase
2.........................................................................................................
183
xviii
FIGURA 70
Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de grânulos de lodo do
reator UASB (R1), no final da fase 3.................................................
184
FIGURA 71
Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de grânulos de lodo do
reator UASB (R1), no final da fase 4.................................................
184
FIGURA 72
Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de grânulos de lodo
intersticial do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2) no final das
fases 3 (A) e 4 (B).............................................................................
185
FIGURA 73
Microscopia eletrônica de varredura (MEV) do biofilme sobre os
anéis de bambu no filtro biológico percolador (FBP), no final da
fase 1.................................................................................................
185
FIGURA 74
Microscopia eletrônica de varredura (MEV) do biofilme sobre os
anéis de bambu no filtro biológico percolador (FBP), no final da
fase 2.................................................................................................
186
FIGURA 75
Microscopia eletrônica de varredura (MEV) do biofilme sobre os
anéis de eletroduto corrugado (conduite) no filtro biológico
percolador (FBP) no final da fase 4...................................................
186
FIGURA 76 Amplificação da região RNAr 16 S em arquéias metanogênicas do
lodo dos reator UASB (R1) e do filtro anaeróbio de fluxo
ascendente (R2), no final da fase 2. MM - Marcador de tamanho
molecular 1 kb plus. Fermentas........................................................
187
FIGURA 77
Eletroferograma representando parte da seqüência RNAr 16S
obtida por meio de sequenciamento do fragmento inserido no
vetor, com o primer universal SP6....................................................
188
FIGURA 78
Visualização do DNA plasmidial obtido das amostras de lodo do
filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), no final da fase 2. MM -
Marcador de tamanho molecular 1 kb plus. Fermentas....................
188
FIGURA 79
Filograma de seqüências parciais de 16S DNA do lodo do reator
UASB (R1) no final da fase 2. A escala representa o número de
substituições por base. O filograma foi construído a partir de uma
matriz de distância Jukes-Cantor pelo método de Neighbor-Joining
com 1000 Bootstrap..........................................................................
191
FIGURA 80
Filograma de seqüências parciais de 16S DNA do lodo do filtro
anaeróbio (R2) no final da fase 2. A escala representa o número
xix
de substituições por base. O filograma foi construído a partir de
uma matriz de distância Jukes-Cantor pelo método de Neighbor-
Joining com 1000 Bootstrap..............................................................
192
FIGURA 81
Curva de resposta à entrada em pulso do traçador (condutividade
elétrica no efluente em função do tempo), no reator UASB (R1),
durante o ensaio de hidrodinâmica realizado ao final da fase 1.......
193
FIGURA 82
Curva de resposta à entrada em pulso do traçador (condutividade
elétrica no efluente em função do tempo), no reator UASB (R1),
durante o ensaio de hidrodinâmica realizado ao final da fase 2.......
194
FIGURA 83
Curva de resposta à entrada em pulso do traçador (condutividade
elétrica no efluente em função do tempo), no reator UASB (R1),
durante o ensaio de hidrodinâmica realizado ao final da fase 3.......
194
FIGURA 84
Curva de resposta à entrada em pulso do traçador (condutividade
elétrica no efluente em função do tempo), no reator UASB (R1),
durante o ensaio de hidrodinâmica realizado ao final da fase 4.......
194
FIGURA 85
Curva de resposta à entrada em pulso do traçador (condutividade
elétrica no efluente em função do tempo), no filtro anaeróbio de
fluxo ascendente (R2), durante o ensaio de hidrodinâmica
realizado ao final da fase 1................................................................
195
FIGURA 86
Curva de resposta à entrada em pulso do traçador (condutividade
elétrica no efluente em função do tempo), no filtro anaeróbio (R2),
durante o ensaio de hidrodinâmica realizado ao final da fase 2.......
195
FIGURA 87
Curva de resposta à entrada em pulso do traçador (condutividade
elétrica no efluente em função do tempo), no filtro anaeróbio de
fluxo ascendente (R2), durante o ensaio de hidrodinâmica
realizado ao final da fase 3................................................................
195
FIGURA 88
Curva de resposta à entrada em pulso do traçador (condutividade
elétrica no efluente em função do tempo), no filtro anaeróbio de
fluxo ascendente (R2), durante o ensaio de hidrodinâmica
realizado ao final da fase 4................................................................
196
FIGURA 89
Curvas normalizadas de distribuição do TDH obtidas
experimentalmente, utilizando o NaCl como traçador, e por meio
de modelos matemáticos teóricos ajustados para o reator UASB
(R1), nas fases 1, 2, 3 e 4.................................................................
198
xx
FIGURA 90
Curvas normalizadas de distribuição do TDH obtidas
experimentalmente, utilizando o NaCl como traçador, e por meio de
modelos matemáticos teóricos ajustados para o filtro anaeróbio de
fluxo ascendente (R2) nas fases 1, 2 e 4............................................
199
LISTA DE TABELAS
Página
TABELA 1.
Plantel brasileiro de suínos distribuídos entre as regiões e
principais estados produtores.........................................................
17
TABELA 2.
Resultados da aplicação de reatores UASB no tratamento de
águas residuárias de suinocultura..................................................
22
TABELA 3.
Condições operacionais do sistema de tratamento anaeróbio em
dois estágios, com o reator UASB e o filtro anaeróbio de fluxo
ascendente, em série, durante a partida e as fases 1, 2, 3 e 4......
51
TABELA 4.
Condições operacionais do sistema de pós-tratamento com o
filtro biológico percolador (FBP) e o decantador, durante os
ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8...........................................................
51
TABELA 5.
Características do meio suporte (anéis de bambu e anéis de
conduite).........................................................................................
52
TABELA 6.
Exames físicos e determinações de constituintes orgânicos e
inorgânicos nos afluentes, efluentes, lodo e biogás do reator
UASB (R1) e do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), em
série, seguidos do filtro biológico percolador (FBP) e decantador
(D)...................................................................................................
55
TABELA 7.
Determinações, freqüência e fontes das metodologias utilizadas
para as frações da demanda química de oxigênio.........................
57
TABELA 8.
Determinações, freqüência e fontes das metodologias utilizadas
para as frações de fósforo..............................................................
59
TABELA 9.
Seqüências nucleotídicas dos iniciadores específicos utilizados
para a amplificação de genes correspondentes às arquéias
metanogênicas.
65
TABELA 10. Composição química dos meios de cultura para as bactérias
oxidatoras de amônia e oxidadoras de nitrito.................................
73
xxi
TABELA 11.
Valores médios das temperaturas do ar máximas, médias e
mínimas observadas na Estação Agroclimatológica do Câmpus de
Jaboticabal, durante a operação do sistema de tratamento
anaeróbio em dois estágios na partida e nas fases 1, 2, 3 e 4........
80
TABELA 12.
Valores médios das temperaturas do ar máximas, médias e
mínimas observadas na Estação Agroclimatológica do Câmpus
de Jaboticabal, durante a operação do sistema de pós-
tratamento nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8..................................
81
TABELA 13.
Valores médios das temperaturas do afluente e efluentes do
reator UASB (R1), filtro anaeróbio (R2) e da temperatura do ar
próximas aos reatores (Ambiente) durante as fases 1, 2, 3 e 4.....
82
TABELA 14. Valores médios das temperaturas do afluente, efluentes (R2,
FBP e decantador) e da temperatura do ar próximas aos reatores
(ambiente) durante os ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.......................
83
TABELA 15
Valores médios e coeficiente de variação da carga orgânica
volumétrica (COV) e de DQOtotal, DQOfiltrada, DQOparticulada,
DQOsuspensa, DQOdiss (1,2 m), DQOdiss (0,45 m) e
DQOcoloidal no afluente e nos efluentes e suas respectivas
eficiências de remoção (E) no reator UASB (R1) e no filtro
anaeróbio de fluxo ascendente (R2) nas fases 1, 2, 3 e 4..............
86
TABELA 16.
Valores médios e coeficientes de variação (cv) da carga orgânica
volumétrica (COV) e DQOtotal, DQOdiss (1,2 m) e
DQOsuspensa no afluente e nos efluentes e respectivas
eficiências de remoção (E) no filtro biológico percolador (FBP) e
no decantador (D) nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8......................
91
TABELA 17.
Valores médios e coeficientes de variação (E) de DQOfiltrada,
DQOparticulada, DQOdiss (0,45 m) e DQOcoloidal no afluente
e nos efluentes e respectivas eficiências de remoção (E) no filtro
biológico percolador (FBP) e no decantador (D) nos ensaios 1, 2,
3, 4, 5, 6, 7 e 8................................................................................
92
TABELA 18.
Valores médios e coeficientes de variação (cv) das eficiências de
remoção de DQOtotal, DQOdiss (1,2 m), DQOsuspensa,
DQOfiltrada, DQOparticulada, DQOdiss (0,45 m) e DQOcoloidal
no sistema de tratamento anaeróbio e do pós-tratamento
(R1+R2+FBP+D) nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8........................
93
xxii
TABELA 19.
Valores médios e os respectivos coeficientes de variação (c.v.) da
carga orgânica volumétrica (COV), das concentrações de SST,
SSV e SSF do afluente e efluente e das eficiências de remoção
(E) obtidos no sistema de tratamento composto pelo reator UASB
(R1) e filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2) durante a partida
e as fases 1, 2, 3 e 4.......................................................................
100
TABELA 20.
Valores médios e os respectivos coeficientes de variação (c.v.)
da carga orgânica volumétrica (COV), das concentrações de
SST, SSV e SSF do afluente e efluente e das eficiências de
remoção no filtro biológico percolador (FBP) e no decantador (D)
e no sistema de tratamento anaeróbio e de pós-tratamento
(R1+R2+FBP+D), durante os ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8...........
102
TABELA 21.
Valores médios e coeficientes de variação (cv) da carga orgânica
volumétrica (COV) e das concentrações de proteínas,
carboidratos e lipídeos no afluente e efluentes e respectivas
eficiências de remoção (E) no reator UASB (R1) e filtro anaeróbio
de fluxo ascendente (R2), nas fases 1, 2, 3 e 4..............................
109
TABELA 22.
Valores médios e coeficientes de variação (cv) da carga orgânica
volumétrica (COV), das concentrações de proteínas, carboidratos
e lipídeos no afluente e efluentes do sistema de pós-tratamento e
respectivas eficiências de remoção no filtro biológico percolador
(FBP), decantador (D), e no sistema de tratamento anaeróbio e
de pós-tratamento (R1+R2+FBP+D), nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6,
7 e 8................................................................................................
111
TABELA 23.
Valores médios e respectivos coeficientes de variação (c v) da
percentagem de metano (CH
4
) no biogás, das produções diárias
e volumétricas de CH
4
e das produções específicas de CH
4
em
relação à DQO adicionada e removida, obtidos durante a
operação do sistema de tratamento anaeróbio em dois estágios
com o reator UASB (R1) e o filtro anaeróbio (R2), na partida e
fases 1, 2, 3 e 4...............................................................................
112
TABELA 24.
Valores médios e os respectivos coeficientes de variação (c.v.
em %), da carga orgânica volumétrica (COV) e do pH,
alcalinidade total (AT), alcalinidade parcial (AP), alcalinidade
intermediária (AI), relação AI/AP e ácidos voláteis totais (AVT) do
afluente e efluente, obtido no reator UASB (R1) e filtro anaeróbio
de fluxo ascendente (R2), durante a partida e as fases 1, 2, 3 e
4......................................................................................................
115
xxiii
TABELA 25.
Valores médios e os respectivos coeficientes de variação (c.v.
em %), da carga orgânica volumétrica (COV) e do pH,
alcalinidade total (AT), alcalinidade parcial (AP), alcalinidade
intermediária (AI), relação AI/AP e ácidos voláteis totais (AVT) do
afluente e efluente, obtidos no efluente do filtro anaeróbio de
fluxo ascendente (R2), do filtro biológico percolador (FBP) e do
decantador (D) durante os ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8................
116
TABELA 26.
Valores médios do consumo da alcalinidade total (AT), parcial
(AP) e intermediária (AI) no sistema de pós-tratamento,
composto pelo filtro biológico percolador (FBP) e o decantador
(D), nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.............................................
120
TABELA 27.
Valores médios e respectivos coeficientes de variação (c.v.) da
concentração de sólidos totais (ST) e voláteis (SV), em g L
-1
, e
da relação SV/ST do lodo da manta do reator UASB (R1) durante
a operação do sistema de tratamento anaeróbio em dois
estágios, na partida e fases 1, 2, 3 e 4...........................................
124
TABELA 28.
Valores médios e respectivos coeficientes de variação (c.v.) da
concentração de sólidos totais (ST) e voláteis (SV), em g L
-1
, e
da relação SV/ST do lodo dos interstícios do filtro anaeróbio de
fluxo ascendente (R2) durante a operação do sistema de
tratamento anaeróbio em dois estágios, na partida e fases 1, 2, 3
e 4...................................................................................................
126
TABELA 29
Valores médios e os coeficientes de variação (c.v.) da taxa de
carregamento do lodo (TCL) no reator UASB (R1) e no filtro
anaeróbio de fluxo ascendente (R2) em série durante a partida e
fases 1, 2, 3 e 4...............................................................................
127
TABELA 30.
Estimativas das percentagens da DQOtotal
afluente e removida
convertidas em metano (CH
4
) e da relação entre a produção
diária de metano medida (expressa em g DQO- CH
4
d
-1
) e a
DQO dissolvida removida a partir das médias diárias de DQO
afluente, efluente, removida e na forma de metano nos reator
UASB (R1), no filtro anaeróbio (R2) e no conjunto de reatores
(R1+R2)...........................................................................................
130
TABELA 31.
Valores médios e respectivos coeficientes de variação (c.v.em
%) da carga orgânica volumétrica (COV); das concentrações de
nitrogênio total kjeldahl (NTK), nitrogênio amoniacal (N-am.) e
nitrogênio orgânico (N-org.) no afluente e efluente; e das
eficiências de remoção (E) de NTK e N-org obtidos no sistema
de tratamento composto pelo reator UASB (R1) e filtro anaeróbio
xxiv
de fluxo ascendente (R2) durante a partida e fases 1, 2, 3 e 4......
132
TABELA 32.
Valores médios e respectivos coeficientes de variação (c.v.em
%) da carga orgânica volumétrica (COV); das concentrações de
nitrogênio total kjeldahl (NTK), nitrogênio amoniacal (N-am.) e
nitrogênio orgânico (N-org.) no afluente e efluente; e das
eficiências de remoção de NTK, N-org e N-am. obtidos no
sistema de tratamento composto pelo reator UASB (R1), filtro
anaeróbio (R2), filtro biológico percolador (FBP) e decantador
(D), durante os ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8..................................
133
TABELA 33.
Valores médios e coeficientes de variação (c.v.) das
concentrações de oxigênio dissolvido (OD), nitrato (N-NO
3
-
),
nitrito (N-NO
2
-
) e nitrogênio total (NT), e das eficiências de
remoção (E) de nitrogênio total (NT) obtidos no sistema de
tratamento composto pelo reator UASB (R1), filtro anaeróbio
(R2), filtro biológico percolador (FBP) e decantador, durante os
ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8...........................................................
136
TABELA 34.
Contagem das bactérias oxidadoras de amônia, oxidadoras de
nitrito, desnitrificantes e heterotróficas (em NMP g
-1
SV) no
biofilme coletado na região intermediária do filtro biológico
percolador nos ensaios 1, 2, 3 e 4..................................................
143
TABELA 35.
Contagem das bactérias oxidadoras de amônia, oxidadoras de
nitrito, desnitrificantes e heterotróficas (NMP g
-1
SV) no biofilme
coletado na região intermediária do filtro biológico percolador nos
ensaios 5, 6, 7 e 8...........................................................................
143
TABELA 36.
Valores médios semanais do volume de lodo descartado do
decantador, a sua concentração de sólidos totais (ST) e voláteis
(SV), e a relação SV/ST, durante a operação do decantador nos
ensaios 1, 2, 3 e 4...........................................................................
144
TABELA 37.
Valores médios semanais do volume de lodo descartado do
decantador, sua concentração de sólidos totais (ST) e voláteis
(SV) e a relação SV/ST, durante a operação do decantador nos
ensaios 1, 2, 3 e 4...........................................................................
144
TABELA 38.
Valores médios e coeficientes de variação (c v) das
concentrações de fósforo total (FT), fósforo total dissolvido
(FTD), fósforo total suspenso (FTS) no afluente e efluentes, e
das respectivas eficiências de remoção (E), obtidos no sistema
de tratamento anaeróbio em dois estágios composto pelo reator
UASB (R1) e filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), nas fases
1, 2, 3 e 4........................................................................................
147
xxv
TABELA 39.
Valores médios e coeficientes de variação (c v) das
concentrações de fósforo total (FT), fósforo total dissolvido
(FOD), fósforo total suspenso (FTS) no afluente e efluentes, e
das respectivas eficiências de remoção, obtidos no sistema de
tratamento composto pelo reator UASB (R1), filtro anaeróbio
(R2), filtro biológico percolador (FBP) e decantador (D) nos
ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8...........................................................
148
TABELA 40.
Valores médios e coeficientes de variação (c.v. em %) das
concentrações de fósforo orgânico total (FOT), fósforo orgânico
dissolvido (FOD) e fósforo orgânico suspenso (FOS) e das
respectivas eficiências de remoção (E), obtidos no sistema de
tratamento composto pelo reator UASB (R1) e o filtro anaeróbio
de fluxo ascendente (R2) nas fases 1, 2, 3 e 4...............................
150
TABELA 41.
Valores médios e coeficientes de variação (c v) das
concentrações de fósforo orgânico total, fósforo orgânico
dissolvido (FOD) e fósforo orgânico suspenso (FOS) no afluente
e efluentes e das respectivas eficiências de remoção (E), no
sistema de tratamento composto pelo reator UASB (R1), filtro
anaeróbio (R2), filtro biológico percolador (FBP) e o decantador
(D), nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.................................................
152
TABELA 42.
Valores das concentrações de ortofostato total (OFT), dissolvido
(OFD) e suspenso (OFS); fósforo hidrolisável total (FHT),
dissolvido (FHD) e suspenso (FHS); e fósforo inorgânico total
(FIT), dissolvido (FID) e suspenso (FIS) no afluente e efluentes,
no sistema de tratamento anaeróbio com o reator UASB (R1) e o
filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2) nas fases 1, 2, 3 e 4......
153
TABELA 43
Valores das concentrações de ortofostato total (OFT), dissolvido
(OFD) e suspenso (OFS); fósforo hidrolisável total (FHT),
dissolvido (FHD) e suspenso (FHS); e fósforo inorgânico total
(FIT), dissolvido (FID) e suspenso (FIS) no afluente e efluentes,
no sistema de pós-tratamento com o filtro biológico percolador
(FBP) e decantador (D) nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8..............
155
TABELA 44.
Distribuição dos elementos químicos analisados por meio de
EDX, dos precipitados observados sobre a superfície interna dos
anéis de bambu do filtro biológico percolador no final do ensaio
2......................................................................................................
157
xxvi
TABELA 45.
Distribuição quantitativa dos elementos químicos analisados por
meio de EDX, dos precipitados recuperados da superfície dos
anéis de conduite do filtro biológico percolador, no final do ensaio
8......................................................................................................
159
TABELA 46.
Valores médios e coeficientes de variação (c.v. em %) das
concentrações de Ca, Mg, Na e K no afluente e efluentes e das
respectivas eficiências de remoção (E), obtidos durante a
operação do sistema de tratamento composto pelo reator UASB
(R1) e filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2) na partida e nas
fases 1, 2, 3 e 4...............................................................................
162
TABELA 47.
Valores médios e respectivos coeficientes de variação (c.v. em
%) das concentrações de Ca, Mg, Na e K no afluente e efluentes,
obtidos durante a operação do sistema de tratamento composto
pelo filtro biológico percolador (FBP) e decantador (D) nos
ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8...........................................................
163
TABELA 48.
Valores médios e coeficientes de variação (c.v. em %) das
concentrações de Cu, Fe, Mn e Zn no afluente e efluentes e das
respectivas eficiências de remoção (E), obtidos durante a
operação do sistema de tratamento composto pelo reator UASB
(R1) e filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2) na partida e nas
fases 1, 2, 3 e 4...............................................................................
165
TABELA 49.
Valores médios e coeficientes de variação (c.v. em %) das
concentrações de Cu, Fe, Mn e Zn no afluente e efluentes e das
respectivas eficiências de remoção (E), obtidos durante a
operação do sistema de tratamento composto pelo filtro biológico
percolador (FBP) e decantador (D) nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7
e 8...................................................................................................
167
TABELA 50.
Valores médios das concentrações de fósforo total (FT), Ca, Mg,
Na e K na massa seca de lodo coletado nos pontos de
amostragem da manta do reator UASB (R1) e do filtro anaeróbio
de fluxo ascendente (R2), no final das fases 1, 2, 3 e 4.................
169
TABELA 51.
Valores médios das concentrações de Cu, Fe, Mn e Zn na massa
seca de lodo coletado nos pontos de amostragem do lodo dos
reatores R1 e R2, ao final das fases 1, 2, 3 e 4..............................
170
xxvii
TABELA 52.
Valores médios de número mais provável (NMP/100 mL) de
coliformes totais e termotolerantes no afluente e efluentes, e
respectivas eficiências de remoção no sistema de tratamento
composto por reator UASB (R1), filtro anaeróbio de fluxo
ascendente (R2), filtro biológico percolador (FBP) e decantador,
na partida e ensaios 1, 2, 3 e 4.......................................................
173
TABELA 53.
Valores médios de número mais provável (NMP/100 mL) de
coliformes totais e termotolerantes no afluente e efluentes, e
respectivas eficiências de remoção no sistema de tratamento
composto por reator UASB (R1), filtro anaeróbio de fluxo
ascendente (R2), filtro biológico percolador (FBP) e decantador,
nos ensaios 5, 6, 7 e 8....................................................................
174
TABELA 54.
Valores médios de atividade hidrolítica, acidogênica,
acetogênica, metanogênica acetotrófica e metanogênica
hidrogenotrófica da microbiota do lodo de inoculo, do lodo
proveniente da manta do reator UASB (R1) e do lodo intersticial
do leito fixo do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), no final
das fases 1, 2, 3 e 4........................................................................
176
TABELA 55.
Valores médios das cargas orgânicas aplicadas nos frascos
reatores dos ensaios de atividade da microbiota para o lodo de
inoculo e o lodo proveniente do reator UASB e do filtro
anaeróbio, no final das fases 1 a 4.................................................
179
TABELA 56.
Resultados das seqüências analisadas das arqueias do lodo do
reator UASB (R1) e do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2)
a partir do banco de dados da Ribossomal Database (RDP).........
189
TABELA 57.
Valores dos parâmetros de ajuste dos modelos de tanques em
série, às curvas experimentais, utilizando o NaCl como traçador,
nos reator UASB (R1) e filtro anaeróbio de fluxo ascendente
(R2), nas fases 1, 2, 3 e 4...............................................................
197
TABELA 58.
Valores dos parâmetros de ajuste dos modelos de tanques em
série, às curvas experimentais, utilizando o NaCl como traçador,
nos reator UASB (R1) e filtro anaeróbio de fluxo ascendente
(R2), nas fases 1, 2, 3 e 4...............................................................
197
xxviii
DESEMPENHO DE SISTEMA COMPOSTO POR REATORES ANAERÓBIOS EM
SÉRIE SEGUIDO DE FILTRO BIOLÓGICO PERCOLADOR NO TRATAMENTO DE
ÁGUAS RESIDUÁRIAS DE SUINOCULTURA.
RESUMO - Avaliou-se o desempenho de um reator anaeróbio de fluxo
ascendente com manta de lodo (UASB) seguido de um filtro anaeróbio de fluxo
ascendente, instalados em série, com volume total de 300 L e 190 L, respectivamente,
no tratamento de águas residuárias de suinocultura. As cargas orgânicas volumétricas
aplicadas no reator UASB foram de 9,2 a 26,7 g DQOtotal (L d)
-1
. Para o pós-tratamento
do efluente do sistema de tratamento anaeróbio utilizou-se um filtro biológico percolador
(FBP) com volume total de 250 L. O meio suporte utilizado no filtro anaeróbio e no FBP
foi composto por anéis de bambu e anéis de eletroduto plástico corrugado. As cargas
hidráulicas superficiais (Qs) aplicadas no FBP variaram de 3,5 a 21,1 m
3
(m
2
d)
-1
. Os
tempos de detenção hidráulica (TDH) aplicados no sistema de tratamento anaeróbio e
pós-tratamento foram de 23,3 a 66,6 h. As produções volumétricas de metano no
sistema de tratamento anaeróbio variaram de 0,16 a 0,68 L CH
4
(L reator d)
-1
. Foram
observadas eficiências médias de remoção de até 97% para a demanda química de
oxigênio total, de 98% para os sólidos suspensos totais, de 78% para o nitrogênio total,
de 79% para o fósforo total, de 99,9% para o cobre, de 99,9% para o zinco e de 99,99%
para os coliformes termotolerantes, no sistema de tratamento anaeróbio e pós-
tratamento. Com a utilização de diferentes fontes de substrato no ensaio de atividade
da microbiota, observou-se o crescimento equilibrado das populações hidrolíticas,
acidogênicas, acetogênicas e metanogênicas acetoclásticas e hidrogenotróficas no lodo
dos reatores anaeróbios. Com a aplicação da técnica de biologia molecular
(metagenômica) foram identificadas no lodo do reator UASB e do filtro anaeróbio de
fluxo ascendente arquéias metanogênicas das famílias Methanomicrobiaceae,
Methanobacteriacea, Methanosaetaceae e Methanosarcinaceae.
Palavras-chave: atividade metanogênica, arquéias metanogênicas, carga orgânica
volumétrica, nutrientes, pós-tratamento.
xxix
PERFORMANCE OF ANAEROBIC SYSTEM IN TWO STAGES FOLLOWED OF
TRICKLING FILTER FOR TREATMENT OF SWINE WASTEWATER.
SUMMARY – The performance of an upflow anaerobic sludge blanket (UASB) followed
of the anaerobic filter, installed in series, were evaluated for the treatment of swine
wastewater. The total volume of UASB and anaerobic filter were of 300 L and 190 L,
respectively. The organic load rate applied on the reactor UASB were of 9.2 to 26.7 g
total COD (L d)
-1
, in the start and assays 1, 2, 3 and 4. For the post-treatment of effluent
the anaerobic system was used a trickling filter, with total volume of 250 L. The supports
used in the anaerobic filter and trickling filter were composed by bamboo rings in the
start up and assays 1 to 2 and plastics rings in the assays 3 to 4. The hydraulic load
applied on the trickling filter were of 3.5 to 21.1 m
3
(m
2
d)
-1
. The hydraulic detetion time
(HDT) applied of system anaerobic and post treatment were 23.3 at 66.6 h. The
volumetric methane productions ranged from 0.16 a 0.68 L CH
4
(L reactor d)
-1
. The
efficiencies of removal the chemical oxygen demand, total solids suspended, copper,
zinc and fecal coliforms were of up to 97, 98, 78, 79, 99.9, 99.9 e 99.99%, respectively,
for the anaerobic and post-treatment. With the use of different substratum sources in the
assays of specific methanogenic activity, it was observed the balanced growth of the
populations of microorganisms in the sludge of anaerobic reactor. The archaeas of the
families Methanomicrobiaceae, Methanobacteriaceae; Methanosaetaceae and
Methanosarcinaceae were identified in the sludge of the reactor UASB and of the
anaerobic filter.
Keywords: specific methanogenic activity, organic load rate, anaerobic digestion,
nutrients, post-treatment.
12
1. INTRODUÇÃO
A suinocultura é uma das atividades mais importantes do complexo agropecuário
brasileiro, por ser predominantemente desenvolvida em pequenas propriedades rurais e
em áreas com limitações topográficas para o estabelecimento de lavouras extensivas
(COSTA & MEDRI, 2002). As águas residuárias produzidas nestas propriedades rurais
têm altas concentrações de matéria orgânica e também de nutrientes, como o
nitrogênio e o fósforo. Aproximadamente 45 a 60% do nitrogênio, de 50 a 80% do
fósforo e de 70 a 95% do potássio consumido pelos suínos são excretados nas fezes e
urina (CERETA & GIROTO, 2009).
A maior parte das águas residuárias de suinocultura não pode ser usada como
fertilizante no solo, em virtude do grande volume e da pouca área disponível para a
aplicação, além de conterem coliformes termotolerantes e metais (Cu, Mn, Zn e Fe) em
grandes quantidades, os quais podem restringir a sua aplicação na irrigação de culturas
agrícolas.
A suinocultura brasileira, apesar da sua posição privilegiada em termos de
produção, ainda não universalizou os sistemas de tratamento de dejetos, causando
impactos ambientais (GARTNER & GAMA, 2005). O sistema de produção em regime de
integração foi o responsável pelo crescimento da suinocultura no Sul do Brasil
(GARTNER & GAMA, 2005). Segundo a Pesquisa Agropecuária Municipal, o plantel
brasileiro de suínos é estimado em 36 milhões de cabeças (IBGE, 2008) com
equivalente populacional médio, em termos de demanda bioquímica de oxigênio
(DBO
5,20
), de 3,5 habitantes por suíno (MIRANDA, 2005). Segundo GOMES et al.
(2009), a produção de dejetos líquidos é de 10,4 a 11,4 L (suíno d)
-1
, para o manejo de
suínos em fase de terminação utilizando a lâmina de água.
A digestão anaeróbia é uma solução de baixo custo para o tratamento de águas
residuárias com elevadas cargas orgânicas como as provenientes da suinocultura, com
13
as vantagens da produção de biogás e da baixa produção de lodo (NDON & DAGUE,
1997; HWANG et al., 2009; SINGH & PRERNA, 2009), da conservação dos nutrientes e
da redução dos odores (AHN et al., 2006), além de ser uma solução apropriada para
regiões de clima tropical (MARTINEZ et al., 2009), dentre outras.
Os reatores anaeróbios de fluxo ascendente com manta de lodo (UASB) estão
sendo amplamente estudados em todo mundo, aplicados ao tratamento de esgoto
sanitário (HALASLSHEH et al., 2005; ALVAREZ et al., 2008) e de águas residuárias
agropecuárias (OLIVEIRA & FORESTI, 2004; SANCHEZ et al., 2005; SANTANA &
OLIVEIRA, 2005; SCHOENHALS et al., 2007). SANCHEZ et al (2005) afirmaram que
ainda são limitados os trabalhos utilizando o reator UASB para o tratamento de águas
residuárias de suinocultura. KARAKASHEV et al. (2008) citaram que não existem
estudos com reatores UASB tratando águas residuárias de suinocultura com cargas
orgânicas volumétricas (COV) superiores a 20 g DQOtotal (L d)
-1
. No entanto, vários
estudos recentes realizados no Brasil com reatores UASB, em escala piloto, tratando
águas residuárias de suinocultura, com COV de 34,4 g DQOtotal (L d)
-1
(RAMIRES,
2005); com COV de 21 e 40 g DQOtotal (L d)
-1
(URBINATI & OLIVEIRA, 2008) e COV
de 26 g DQOtotal (L d)
-1
(SANTANA, 2008), com eficiências de remoção de DQOtotal
de 73%; de 88 e 84 % e de 86 %, respectivamente, indicam que os reatores UASB
podem ser uma alternativa para o tratamento de águas residuárias de suinocultura com
elevadas cargas orgânicas, dispensando o tratamento primário.
Segundo OLIVEIRA (1997); URBINATI & OLIVEIRA (2008) e KIM et al. (2009)
existem dificuldades no tratamento de águas residuárias de suinocultura em virtude da
alta concentração de sólidos suspensos, prejudicando a hidrólise. O uso do processo
anaeróbio em dois estágios (VAN HAANDEL & LETTINGA, 1994), com a hidrólise
parcial da matéria orgânica particulada no primeiro reator e a conversão, no segundo
reator, dos compostos solúveis formados no primeiro reator, pode atenuar o problema
(HALASLSHEH et al., 2005; SANTANA & OLIVEIRA, 2005; DIAMANTIS & AIVASIDIS,
2007; BICHUETTE et al., 2008; SANTANA, 2008; ABREU NETO & OLIVEIRA, 2009).
A utilização do filtro anaeróbio de fluxo ascendente após o reator UASB, pode
aumentar do tempo de retenção de sólidos, favorecendo a população metanogênica e,
14
consequentemente aumentando a capacidade do sistema de tratamento anaeróbio para
resistir a choques orgânicos, às mudanças nas características do substrato e à
presença de compostos tóxicos. Mas também pode contribuir para o entupimento do
reator, em virtude da retenção de sólidos (RODGERS et al., 2008). Por isso, o uso
conjunto de unidades com manta de lodo precedendo as com leito fixo pode contribuir
para melhorar o desempenho de reatores anaeróbios em dois estágios.
A compreensão da composição e comportamento dos microrganismos
responsáveis pela degradação da matéria orgânica, poderá auxiliar profundamente na
qualidade operacional e no controle de reatores anaeróbios. A importância das arquéias
na digestão anaeróbia é amplamente conhecida, pois são responsáveis pela
metanogênese, etapa final do processo. Apesar de reconhecida a importância do grupo
microbiano, há poucos dados a respeito da diversidade em processos de tratamento
anaeróbio de águas residuárias, especialmente no Brasil, bem como sobre o efeito de
mudanças operacionais dos reatores na comunidade metanogênica.
Comparado com os sistemas aeróbios convencionais, os sistemas de tratamento
anaeróbio possuem menor custo operacional, ainda que acompanhados por um sistema
aeróbio de pós-tratamento para melhorar a qualidade do efluente (MANARIOTIS &
GRIGOROPOULOS, 2008). A investigação de tecnologias que possibilitem soluções
eficientes e de custo reduzido para minorar a poluição hídrica pela agroindústria pode
ser considerada prioritária para preservar o meio ambiente (RAMIREZ et al., 2001).
O objetivo da combinação dos processos anaeróbios e aeróbios é aumentar a
remoção de matéria orgânica, e também a remoção biológica do nitrogênio e fósforo,
especialmente para águas residuárias, com concentrações de sólidos suspensos
superiores a 4 g L
-1
, como as da suinocultura (SANCHEZ et al., 2005).
A aplicabilidade dos reatores anaeróbios é baseada em sua simplicidade
operacional e baixo custo, e nesse sentido, é interessante que também as unidades de
pós-tratamento apresentem as mesmas características. O filtro biológico percolador é
uma tecnologia compacta, operacionalmente simples, de baixo consumo de energia e
custo operacional. Vários trabalhos têm sido realizados com o objetivo de avaliar o
comportamento de reatores UASB seguidos de filtros biológicos percoladores (FBP)
15
tratando esgotos sanitários (SANTOS, 2005), mas são limitados os estudos no pós-
tratamento de efluentes de reatores anaeróbios tratando águas residuárias de
suinocultura. Acredita-se que o filtro biológico percolador pode constituir-se em uma
importante alternativa na remoção de nutrientes de efluentes anaeróbios.
Com base nessas observações e hipóteses, foi concebido o presente estudo,
para avaliar um sistema combinado constituído por um reator UASB e um filtro
anaeróbio de fluxo ascendente em série, seguidos de um filtro biológico percolador para
o pós-tratamento de águas residuárias de suinocultura.
2. OBJETIVOS
2.1 Objetivo Geral
O projeto, a construção em escala piloto, e a operação do sistema de tratamento
anaeróbio em dois estágios, constituído por um reator UASB seguido de um filtro
anaeróbio de fluxo ascendente e a utilização do filtro biológico percolador para o pós-
tratamento, neste trabalho teve como objetivo geral:
- Avaliar o desempenho deste sistema no tratamento de águas residuárias de
suinocultura, com altas concentrações de sólidos suspensos, quanto à eficiência de
remoção de matéria orgânica, nutrientes, coliformes e a produção e qualidade do
biogás.
2.2 Objetivos Específicos
- Avaliar o efeito das cargas orgânicas volumétricas (COV) de 9,2 a 26,7 g
DQOtotal (L d)
-1
no desempenho do reator anaeróbio de fluxo ascendente com manta
de lodo (UASB) seguido de filtro anaeróbio de fluxo ascendente, tratando águas
residuárias de suinocultura, com concentração de sólidos suspensos totais (SST) de 6,8
a 15,7 g L
-1
;
- Avaliar o efeito do meio suporte (bambu e eletroduto corrugado) no
desempenho do filtro anaeróbio, no segundo estágio do sistema de tratamento
anaeróbio.
16
- Avaliar o efeito da recirculação do efluente e do meio suporte (bambu e
eletroduto de plástico corrugado) no desempenho do filtro biológico percolador.
- Avaliar a atividade hidrolítica, acidogênica, acetogênica e metanogênica
acetotrófica e hidrogenotrófica do lodo e relacionar com o desempenho do reator UASB
e do filtro anaeróbio de fluxo ascendente, submetidos a diferentes COV e taxas de
carregamento orgânico no lodo (TCL).
- Avaliar no lodo anaeróbio do reator UASB e do filtro anaeróbio as arquéias
presentes, utilizando-se a técnica da metagenômica.
3. REVISÃO DE LITERATURA
3.1 Suinocultura
A suinocultura representa um setor de grande importância econômica e social,
responsável por crescentes exportações de carne e seus derivados industrializados e,
também pela geração de empregos. No Brasil, observa-se uma expansão deste setor
para os estados do sudeste e do centro-oeste e uma concentração e aumento de
escala de produção nos estados do Sul do país, principalmente no oeste do Estado de
Santa Catarina (FERNANDES, 2008).
Na Pesquisa Agropecuária Municipal do ano de 2008, está citado que o plantel
brasileiro de suínos é estimado em 36 milhões de cabeças (IBGE, 2009) distribuídos
entre as regiões, e os principais estados produtores, conforme resumido na Tabela 1.
A atividade suinícola tem evoluído de uma atividade de subsistência para uma atividade
empresarial, com a profissionalização dos processos, em virtude da oportunidade de
ampliação de exportações, do crescimento do consumo de carne de suínos e de seus
produtos industrializados, juntamente com o aumento dos avanços tecnológicos da
atividade. Estas características e tendências apontam para um modelo de concentração
e aumento de escala de produção com o objetivo de redução dos custos de produção
(KUNZ, 2009).
Ambientalmente, a grande preocupação é a produção de animais em regime de
confinamento, chamados SPAC (sistemas de produção de animais confinados) que,
17
dependendo da escala, produzem grande volume de resíduos restritos a pequenas
áreas (KUNZ, 2009). A suinocultura moderna é uma atividade pecuária concentradora
de dejetos em pequenas áreas. A produção e acúmulo de grande quantidade de
resíduos nas granjas suinícolas fazem com que esta atividade tenha elevado potencial
poluidor para o solo, o ar e a água.
TABELA 1. Plantel brasileiro de suínos distribuídos entre as regiões e principais
estados produtores.
Região
Milhões de cabeças
Sul
17,01
Santa Catarina 7,15
Paraná 4,73
Rio Grande do Sul 5,19
Nordeste
6,74
Bahia 1,90
Sudeste
6,35
Minas Gerais 4,19
São Paulo 1,72
Centro
–
Oeste
4,01
Goiás 1,52
Mato Grosso 1,39
Norte
1,79
Pará 0,79
As águas residuárias produzidas nas propriedades rurais têm altas
concentrações de matéria orgânica e também de nutrientes, como o nitrogênio, fósforo,
cobre e zinco.
Segundo MIRANDA (2009), a preocupação com o Cu e Zn consiste na utilização
de altas dosagens destes minerais nas rações dos suínos, com a função de promotores
de crescimento (Cu e Zn) e controle da diarréia (Zn). LIMA et al. (1999) citaram que a
taxa de excreção de Cu chega a 71,76% do total consumido e de 76,36% para o Zn,
tornando-os importantes constituintes das excreções, pois as suas concentrações nos
dejetos de suínos são diretamente proporcionais à concentração na ração.
A investigação de tecnologias que possibilitem soluções eficientes e de custo
18
reduzido para minorar a poluição hídrica pela agroindústria pode ser considerada
prioritária para preservar o meio ambiente (RAMIREZ et al., 2001). Diante do
saneamento rural deficitário e do perfil econômico nacional, existe a necessidade de
sistemas de tratamento de dejetos sustentáveis, conjugando baixos custos de
implantação, operação e simplicidade operacional (RIBAS et al., 2004). Os sistemas de
tratamento de dejetos devem preservar o solo agrícola e as áreas de vegetação
remanescentes legalmente necessárias na propriedade rural, evitando a degradação e
minimizando a sua área utilizada, e com isso permitindo a manutenção e ampliação da
produção agropecuária.
Na busca da minimização do problema ambiental, novas pesquisas estão sendo
realizadas buscando-se alternativas de manejo e tratamento dos dejetos de suínos
(ZANOTELLI, 2002). Dependendo da disposição final do efluente e da legislação local a
respeito da qualidade mínima de efluentes, pode haver necessidade de pós-tratamento
de efluentes de unidades anaeróbias, para remover a concentração residual de matéria
orgânica e sólidos suspensos e para reduzir a concentração de elementos químicos e
patogênicos.
3.2 Tratamento anaeróbio de águas residuárias de suinocultura.
O tratamento anaeróbio de águas residuárias provenientes da criação intensiva
de animais pode trazer vários benefícios para o sistema de produção, como a geração
de energia, estabilização das águas residuárias e controle de odores. O desafio está na
redução de custos e a facilidade de adaptação do sistema de reatores anaeróbios para
as aplicações nas propriedades (KESHTKAR et al., 2001).
A concepção dos reatores anaeróbios avançados iniciou-se como uma resposta
à necessidade de tratamento das águas residuárias solúveis com elevada demanda
química de oxigênio. No Brasil, as pesquisas realizadas com biorreatores, como o
reator anaeróbio de fluxo ascendente com manta de lodo (UASB), permitiram a adoção
com sucesso desse sistema para tratamento de águas residuárias industriais,
domésticas e agropecuárias (VAZOLLER, 2002).
Na suinocultura, com a modernização da exploração adotando sistema de
19
confinamento intensivo, houve um aumento crescente no uso da água para
higienização das baias, resultando efluentes com concentrações de sólidos suspensos
de 0,1 a 3% (OLIVEIRA, 1997). No Brasil e, principalmente, nos Estados de Santa
Catarina e Rio Grande do Sul, a utilização dos dejetos de suínos é feita quase que
exclusivamente pela sua acumulação em esterqueira e posterior descarte no solo, sem
tratamento adequado, utilizando-o como fertilizante em áreas de lavoura (CERETA &
GIROTO, 2009).
Os biodigestores anaeróbios convencionais, normalmente utilizados no
tratamento de resíduos de suinocultura semi-sólidos, com concentrações de sólidos
totais em torno de 6%, não são adequados para o tratamento de águas residuárias
diluídas, com concentrações de sólidos de 0,1 a 3%, em virtude dos altos tempos de
detenção hidráulica (TDH) necessário para o tratamento, resultando em biodigestores
de grandes volumes (OLIVEIRA, 1997).
Os reatores UASB, ao contrário dos biodigestores convencionais, são projetados
para operar com baixos TDH e estão sendo estudados para o tratamento de resíduos
diluídos da suinocultura, os quais são resultantes dos grandes volumes de água de
higenização das baias.
3.2.1 Reatores UASB no tratamento de águas residuárias de suinocultura.
No Brasil, OLIVEIRA (1997) avaliou o efeito da concentração de sólidos
suspensos totais (500, 1000, 1500 e 2000 mg L
-1
) no desempenho e características do
lodo de dois reatores UASB de bancada, com volume de 10,5 L cada, tratando águas
residuárias de suinocultura. O autor submeteu os reatores a diferentes COV (de 0,82 a
8,03 g DQOtotal.(L d)
-1
), distintos tempos de detenção hidráulica (TDH de 30,20,12 e 8
h) e temperaturas (ambiente, 25 e 30
º
C). Concluiu que a COV e não o TDH foi o
parâmetro limitante para afluentes com concentrações de SST de 1000 a
2000 mg L
-1
, e que para afluentes com concentrações menores que 1000 mg L
-1
, o TDH
foi o parâmetro limitante. Para COV até 5 kg DQO total (m
3
d)
-1
, observaram-se
eficiências de remoção de DQO e SST superiores a 85%.
A utilização de sistemas de tratamento anaeróbio de águas residuárias em dois
20
estágios, com reatores de alta taxa, por exemplo UASB, pode levar ao aumento da
eficiência da remoção da matéria orgânica e ao aperfeiçoamento de projetos, uma vez
que o sistema pode ser executado com baixos tempos de detenção hidráulica,
resultando em unidades de tratamento compactas e de baixo custo. Além disso, pode-
se aumentar a eficiência de remoção de patógenos, P, N e metais, e a produção de
metano, conforme observado por FERNANDES & OLIVEIRA (2006); PEREIRA (2003);
RAMIREZ et al., 2001; RAMIRES (2005); SANTANA & OLIVEIRA (2005), SANTANA
(2008); URBINATI & OLIVEIRA (2008); ABREU NETO & OLIVEIRA (2009); DUDA &
OLIVEIRA (2009 a e b).
Ainda, em escala de bancada, PEREIRA (2003) avaliou dois reatores UASB de
bancada com volumes de 39,0 e 10,5 L, instalados em série, alimentados com águas
residuárias de suinocultura com concentração de sólidos suspensos totais (SST) de
5000 mg L
-1
e DQO em torno de 12000 mg L
-1
com TDH de 62 a 16 h no primeiro reator
e de 16 a 4 h no segundo reator. A COV aplicada no primeiro reator foi de 4,55 a 18,65
kg DQO
total
(m
3
d)
-1
. A eficiência média de remoção de DQOtotal variou de 79 a 95% e
de SST de 73 a 94%, para o sistema composto pelos dois reatores. A produção
volumétrica de metano no primeiro reator foi de 0,45 a 1,80 L CH
4
(L d)
-1
e no segundo
reator de 0,15 a 0,50 L CH
4
(L d)
-1
. As eficiências médias de remoção de nitrogênio total
kjeldahl (NTK) e nitrogênio orgânico (N-org.) foram de 17 a 22% e de 76 a 88%,
respectivamente, e de fósforo total (P-total) foi de 48 a 62%.
OLIVEIRA (2000) obteve eficiências de remoção de DQOtotal e SST de 70 a
90% e produções volumétricas de 0,393 a 0,589 m
3
CH
4
(m
3
d)
-1
, operando dois
reatores UASB de 705 L cada, instalados em série, com TDH de 14,7 h em cada reator,
COV de 5 a 8 kg DQO (m
3
d)
-1
no primeiro reator, e concentração de SST das águas
residuárias de suinocultura de 0,75 a 2,3 g L
-1
. Dando continuidade, OLIVEIRA (2003)
operou durante 220 dias os dois reatores UASB de 705 L, instalados em série, com
TDH de 7,3 h em cada reator, COV de 11 a 14 kg DQO
(m
3
d)
-1
no primeiro reator, com
o afluente com valores médios de SST de 1,338 a 2,197 g L
-1
e de DQO total de 3,361 a
4,189 g L
-1
, e adotou a prática de descarte periódico do excesso de lodo. Durante o
inverno, com temperaturas médias variando de 9,7 a 26,8 ºC, as eficiências de remoção
21
de DQO total, DQOss, DQOdiss e SST foram de 71, 74, 55 e 69% e a produção
volumétrica de metano média de 0,886 m
3
(m
3
d)
-1
, e na primavera, com temperaturas
médias de 18,4 a 32,3ºC, as remoções aumentaram para 81, 81, 67 e 85%,
respectivamente, e a produção de metano foi de 0,862 m
3
(m
3
d)
-1
.
Continuando a trabalhar em escala piloto, SANTANA & OLIVEIRA (2005)
avaliaram o desempenho de dois reatores UASB, em escala piloto, com volumes de
908 e 188 L, com TDH de 62,3 e 31,1 h no primeiro reator e de 12,9 e 6,5 h no segundo
reator, respectivamente, e COV na faixa de 3,40 a 14,44 kg DQO
total
(m
3
d)
-1
no primeiro
reator e de 2,25 a 18,70 kg DQO
total
(m
3
d)
-1
no segundo reator, com águas residuárias
de suinocultura com concentrações médias de SST de 2.216 mg L
-1
a 7.131 mg L
-1
. As
eficiências médias de remoção para o sistema de tratamento anaeróbio em dois
estágios variaram de 86 a 93% e de 87 a 88% para a DQO
total
e SST, respectivamente.
As produções volumétricas de metano variaram de 0,594 a 1,130 m
3
CH
4
(m
3
d)
-1
para o
primeiro reator e de 0,144 a 0,513 m
3
CH
4
(m
3
d)
-1
no segundo reator.
Utilizando o mesmo sistema de tratamento que SANTANA & OLIVEIRA (2005),
foi avaliado por RAMIRES (2005) a remoção da matéria orgânica, nutrientes e de
coliformes com reatores UASB em dois estágios alimentados com águas residuárias de
suinocultura com concentrações médias SST variando de 4940 a 12860 mg L
-1
. O
primeiro reator foi submetido a TDH de 36 e 18 h e COV na faixa de 5,5 a 34,4 kg
DQO
total
(m
3
d)
-1
. As eficiências médias de remoção de DQOtotal variaram de 57,0 a
84,0% no primeiro reator e de 46,0 a 49,3% no segundo reator, resultando em
eficiências de 81,0 a 91,7% no sistema de tratamento anaeróbio em dois estágios. As
eficiências de remoção de P-total, NTK e N-org variaram de 60,0 a 66,4%; de 37,5 a
62,4% e de 82,9 a 94,6%, respectivamente, para o sistema de tratamento anaeróbio em
dois estágios. As eficiências médias de remoção de Fe e Cu variaram de 80,4 a 93,7%
e de 81,2 a 88,6% respectivamente, para o sistema de tratamento. Houve redução de
coliformes totais de 99,94 a 99,99% e de coliformes fecais de 99,85 a 99,99%.
Os bons resultados de remoção de matéria orgânica e produção de metano,
observados pelos resultados anteriores e resumidos na Tabela 2, permitem considerar
o reator UASB como apropriado para o tratamento de águas residuárias de suinocultura
22
para as condições operacionais apresentadas, o que ocorreu em virtude da acumulação
de lodo granulado e floculento ativo na manta.
TABELA 2. Resultados da aplicação de reatores UASB no tratamento de águas
residuárias de suinocultura.
SANCHEZ et al. (2005) tratalharam com águas residuárias de suinocultura com
DQOtotal de 10 g L
-1
em reator UASB (5 L) com COV de 1,0; 1,4; 1,6; 2,0; 2,7; 4,1 e 8,1
g DQOtotal (L d)
-1
e temperatura de 30 a 35ºC. As eficiências de remoção de DQOtotal
TDH (h)
COV
Concentração
afluente
(mg L
-1
)
Eficiência de
remoção (%)
Produção
volumétrica
de metano
Referência
Volume
(L)
R1 R2
(g DQOtotal
(L d)
-1
DQO SST DQO SST
m
3
CH
4
(m
-3
d
-1
)
28 11
14 6
11,0
19,0
28 11
SANTANA
(2008)
510 +
209
14 6
18,0
26,0
12358
10815
21309
14941
8578
5275
11511
9290
88,0
54,0
81,0
90,1
92,0
54,0
83,0
96,0
1,073
1,217
0,441
0,947
75 16
54 11
54 11
72 15
72 15
LONGARESI
(2007) e
FACHINI
(2008)
908+
188
48 10
6,1
5,2
4,4
4,4
7,8
4,6
19159
11656
9888
13258
23174
9333
9684
5805
4758
6773
9840
4040
98,0
93,0
94,0
94,0
95,0
92,0
98,0
94,0
94,0
90,0
94,0
98,4
0,320
0,410
0,390
0,520
0,630
0,696
72 28
BICHUETTE
et al., (2008)
908+
350
54 21
5,2
8,6
15744
19333
9980
9880
89,0
97,0
98,0
97,0
0,08
0,16
40 15
ORTEGA
(2008)
908 +
350
16 6
12,4
32,4
20582
21577
4073
3448
91,0
83,0
90,0
85,0
0,290
0,610
48 10
48 10
24 5
5,5
10,4
20,7
16 3
URBINATI &
OLIVEIRA
(2008)
908+
188
16 3
5,6
40,1
10926
20807
20727
3734
26707
4589
11087
13055
1417
13060
90,0
95,5
92,5
85,5
93,4
86,3
96,1
92,5
76,4
92,4
0,456
0,721
1,080
0,786
0,900
36 7
18 3,5
36 7
RAMIRES
(2005)
908+
188
18 3,5
5,50
14,4
13,2
34,4
8390
10914
19917
26025
4940
5175
12788
12860
80,0
55,0
85,0
73,0
92,0
84,0
82,0
67,0
0,717
1,057
1,325
1,159
48 12
24 6
48 12
SANTANA &
OLIVEIRA
(2005)
908 +
188
24 6
4,37
8,38
6,87
19,04
8818
9625
13844
18717
2216
2803
4300
7131
91,4
91,8
94,4
90,5
86,5
87,8
87,3
85,6
0,938
1,516
1,111
2,008
14,5
14,5
OLIVEIRA
(2003)
705+
705
14,5
14,5
3,9
11,2
2369
3425
-
2197
76
32
-
34
0,258
0,510
62 16
31 8
PEREIRA
(2003)
39 +
10,5
16 4
4,5
8,7
18,6
11740
11292
12306
5240
5000
5490
95
92
79
94
89
73
0,600
1,420
2,100
12 12
OLIVEIRA
(1997)
10,5
12 12
5,86
5,72
2932
2812
1493
1435
82,0
84,0
84,0
88,0
0,701
0,732
23
foram de 85; 78; 75; 74; 57; 39 e 19 %, respectivamente. Os autores atribuíram o
decréscimo das eficiências de remoção de DQOtotal ao aumento da COV. Para os
trabalhos citados na Tabela 2, verifica-se a aplicação de COV superiores a 8,1 g
DQOtotal (L d)
-1
com eficiências de remoção de DQOtotal superiores a 80%, mesmo
com a utilização de um único reator.
KARAKASHEV et al. (2008) estudaram o tratamento de águas residuárias de
suinocultura em um reator UASB de 334 mL. As águas residuárias de suinocultura
afluente foram centrifugadas. O reator UASB foi operado a 55ºC, com TDH de 4 dias e
COV média de 3,8 g DQOtotal (L d)
-1
. A alimentação do reator foi semi contínua (2,63
mL/min por 2 minutos,12 vezes ao dia). A DQOtotal e DQOdiss média do afluente do
reator UASB foram de 23 e 19 g L
-1
, respectivamente. As eficiências médias de
remoção de DQOdiss observadas no reator UASB foram de 80 a 85%.
RODRIGUES (2008) avaliou o tratamento de águas residuárias de suinocultura
em um decantador seguido de um reator UASB com volume de 11,5 m
3
seguido de
uma lagoa de polimento. As cargas orgânicas volumétricas e o TDH aplicadas no reator
UASB foram de aproximadamente 22 g DQOtotal (L d)
-1
e 1,5 d, respectivamente. As
eficiências médias de remoção de DQOtotal e SST no reator UASB foram de 86,9 e
63,1%, respectivamente.
Os trabalhos apresentados anteriormente descrevem resultados obtidos com
reatores UASB em um e em dois estágios tratando águas residuárias de suinocultura. A
utilização de reator anaeróbio com leito fixo no segundo estágio, como o filtro anaeróbio
após o reator UASB, proposto neste estudo, pode aumentar do tempo de retenção de
sólidos, favorecendo a população metanogênica e, consequentemente, aumentando a
capacidade do sistema anaeróbio para resistir a choques orgânicos, às mudanças nas
características do substrato e à presença de compostos tóxicos. Mas também pode
contribuir para o entupimento do reator, em virtude da retenção de sólidos (RODGERS
et al., 2008), por isso o uso conjunto de unidade com manta de lodo precedendo a com
leito fixo pode contribuir para melhorar do conjunto de desempenho de reatores
anaeróbios.
24
3.2.2 Filtro anaeróbio no tratamento de águas residuárias de suinocultura.
A capacidade de tratamento de um sistema anaeróbio é basicamente
determinada pela concentração da população de microrganismos ativos retidos no
reator. O filtro anaeróbio é um sistema de tratamento desenvolvido para favorecer a
imobilização e aderência da biomassa, atingindo bom desempenho na remoção de
matéria orgânica. Alguns fatores interferem na aderência da biomassa no meio suporte
em reatores de leito fixo, como a forma, tamanho, porosidade, área específica e
natureza do meio suporte (PASSIG et al., 2002).
Deve-se preferir para meio suporte, materiais estruturalmente resistentes e
suficientemente leves, biológica e quimicamente inertes, que não apresentem formato
achatado ou que propiciem superposição ou encaixe, com grande área específica, que
possibilitem a colonização acelerada de microrganismos, tenham preço reduzido, e
sejam de fácil aquisição (CHERNICHARO, 2001).
Segundo CAMARGO (2000), com a preocupação de atender esses requisitos,
vários tipos de materiais para meio suporte foram estudados em reatores biológicos,
incluindo o quartzo, blocos cerâmicos, anéis plásticos, anéis de bambu, esferas de
polietileno, granito, calcário, blocos modulares de PVC, etc. Mas, dependendo da
situação, nem sempre atendem as exigências de um projeto em relação ao custo e
estrutura do reator para suportar o peso.
SONG & YOUNG (1986), citados por CHERNICHARO (2001), comparando
diferentes meios de enchimento para filtros anaeróbios, concluíram que o desempenho
dos reatores sofre pequenas alterações quando há uma grande variação na área
superficial específica. O aumento da superfície específica do meio suporte implica em
maior quantidade de biofilme, mas para os filtros ascendentes ou descendentes, esse
parâmetro tem apenas efeito secundário na eficiência de remoção de matéria orgânica.
A maior parte da estabilização dessa matéria orgânica deve-se principalmente aos
sólidos retidos nos interstícios do meio suporte e no fundo falso da unidade dos filtros.
Segundo CAMARGO (2000), a habilidade do meio de distribuir o fluxo dentro do filtro
parece ser o parâmetro de maior importância.
Diversos estudos foram realizados com a aplicação do filtro anaeróbio de fluxo
25
ascendente no tratamento de águas residuárias industriais e domésticas, utilizando
variados meios suportes, entre eles os anéis de bambu e os anéis de eletroduto
corrugado.
O bambu possui uma distribuição extensiva (regiões sob climas tropical e
subtropical), seu crescimento é rápido e tem baixo custo no terceiro mundo, comparado
com materiais sintéticos. A razão de preço entre o bambu e o material sintético é de
1:10 a 1:15, sem incluir o transporte (CAMARGO, 2002). O eletroduto corrugado,
segundo SANTOS et al. (2007), possui uma razão de preço com as pedras de 10:1,
mas quando utilizado em filtros biológicos percoladores (FBP) no tratamento de esgoto
doméstico de uma cidade com uma população acima de 35.000 habitantes, o custo total
igualou-se aos de FBP que utilizavam pedras, em virtude do menor custo estrutural.
Conforme revisão realizada por CAMARGO (2000), o bambu foi utilizado com
sucesso como recheio de reatores de leito fixo tratando esgoto, em escala de
laboratório (TRITT, 1992) e em escala piloto (TRIT & MEYER-JACOB, 1992).
COUTO (1993) comparou, em filtros anaeróbios de fluxo ascendente e sob
mesmas condições operacionais, meios suportes com pedra britada nº 4, anéis de
plástico de 3,8 cm (área superficial específica de 84,9 m
2
m
-3
) e gomos de bambu (área
superficial específica de 85,5 m
2
m
-3
) para o tratamento de esgotos domésticos. Os
resultados de eficiência foram semelhantes, situando-se na faixa de 70 a 80% de
remoção de sólidos suspensos e de 60 a 80% de remoção da DQO. Após o período de
120 dias de operação do filtro anaeróbio os anéis de bambu estavam íntegros.
CAMARGO (2002) comparou quatro filtros anaeróbios, com volume total de
aproximadamente 500 L, no tratamento de esgoto sanitário. O meio suporte utilizado
foram anéis de bambu inteiros e meio anel de bambu. Os TDH aplicados foram de 9 e 7
horas. As eficiências médias de remoção de DBO e DQO após o período de partida
foram de aproximadamente 60%. As amostras de anéis inteiros e meio anéis de bambu
foram analisadas por meio de ensaio de compreensão mecânica, verificando-se que a
degradação do anel inteiro de bambu se estabilizou após o primeiro ano de operação
dos filtros, com perda de resistência de 28,6 e 31,5% após 1 e 2 anos de uso,
respectivamente.
26
TONETTI et al. (2007) avaliaram a partida, sem a utilização de inóculo adaptado,
de três filtros anaeróbios de fluxo ascendente com volume total de 500 L cada um. O
meio suporte utilizado foi constituído por anéis de bambu com diâmetro e comprimento
aproximados de 4 e 5 cm, respectivamente. Os filtros anaeróbios foram operados com
TDH de 9 h e vazão de 1 L min
-1
de esgoto doméstico com DQO média de 815 mg L
-1
.
Após seis meses de operação, as eficiências médias de remoção de DQO observadas
foram de 58%. No entanto, os filtros ainda não haviam atingido o final da partida.
Segundo os autores, a não utilização de um inóculo no período inicial leva a um
dispêndio muito grande de tempo até que seja atingido o equilíbrio nos valores de DQO
do efluente do filtro anaeróbio.
BODÍK et al. (2003) avaliaram um filtro compartimentado composto por um
tanque de sedimentação primário (250 L), três compartimentos anaeróbios (100 L,
cada) seguidos de um compartimento aeróbio (100 L) e um tanque de sedimentação
secundário (80 L) para o tratamento de águas residuárias domésticas. O meio suporte
utilizado nas câmaras anaeróbias e aeróbia foram tubos plásticos com diâmetros de 2 a
4 cm e comprimento de 3 a 5 cm. Os compartimentos anaeróbios e aeróbio foram
operados com TDH de 15 e 4 h, respectivamente, com temperatura média de 23ºC. A
DQO e sólidos suspensos totais (SST) médios do afluente do filtro foram de 439 e 256
mg L
-1
, respectivamente. Observaram-se remoções de DQO e SST de 78,6 e 80,9% e
de 80,0 e 81,8%, para os compartimentos anaeróbios e aeróbio, respectivamente.
Verificou-se 46,4% de nitrificação no compartimento aeróbio do filtro.
CAVALCANTE et al. (2007) avaliaram as eficiências de remoção de coliformes
fecais e de ovos de helmintos em dois sistemas de tratamento de esgoto doméstico. O
primeiro sistema era constituído de um digestor anaeróbio (volume de 1,35 m
3
) seguido
de um filtro anaeróbio (volume de 0,68 m
3
) operados com TDH de 13 e 6,6 h,
respectivamente. O segundo sistema era constituído por uma lagoa facultativa (volume
de 6500 m
3
), seguida de um filtro anaeróbio (volume de 10 m
3
) operados com TDH de 5
d e de 8 h, respectivamente. Nos filtros anaeróbios do primeiro e do segundo sistema
foram utilizados pedaços de eletroduto corrugado (conduite) como meio suporte. Foram
observadas eficiências de remoção de coliformes fecais e de ovos de helmintos
27
superiores a 83 e 93%, respectivamente. O valor médio dos ovos de helmintos e das
unidades formadoras de colônias para os coliformes fecais no efluente dos sistemas de
tratamento foi inferior a 1 ovo/L e superior a 10
6
UFC/100 mL, respectivamente.
Portanto, quanto ao número de ovos de helmintos, os efluentes dos sistemas de
tratamento atendiam os padrões estabelecidos pela Organização Mundial de Saúde
para uso irrestrito. Os valores médios das unidades formadoras de colônias (UFC) para
os coliformes fecais limitaram a utilização dos efluentes dos sistemas de tratamento
para a irrigação irrestrita. Segundo os autores, o efluente de um filtro anaeróbio é
geralmente bastante claro, tem relativamente baixa concentração de matéria orgânica e
mantêm nutrientes, e, por isso, pode ser utilizado na irrigação com fins de produção
vegetal, desde que sejam resguardados os cuidados com a presença de
microrganismos patogênicos.
SHOW & TAY (1998) compararam três filtros anaeróbios de fluxo ascendente,
com diferentes meios suportes quanto ao crescimento e retenção da biomassa, no
tratamento de substrato sintético a base de proteínas e carboidratos. Os filtros
anaeróbios tinham volume de 15 L, e cada filtro continha como meio suporte anéis de
25 mm de diâmetro e comprimento, construídos com vidro e PVC. A área superficial (m
2
m
-3
) e a porosidade (%) eram de 187 e 75, 132 e 90 e de 187 e 75, respectivamente,
para os anéis de vidro (F1) e de PVC (F2 e F3), respectivamente. O tempo de retenção
de sólidos (TRS) estimado e o total de biomassa retido nos filtros foram de 112 dias e
340 g SSV para o F1, de 81 dias e 336,9 g SSV para o F2 e de 107 dias e 315 g SSV
para o F3. Isto pode indicar que a utilização de materiais suporte diferentes (F1 - vidro e
F3- PVC) com área superficial e porosidades iguais, os TRS são similares. O
decréscimo na área superficial e aumento da porosidade no F2 ocasionou o decréscimo
do TRS.
BODÍK et al. (2002) avaliaram a utilização de filtro anaeróbio de fluxo ascendente
para o tratamento de mistura de águas residuárias domésticas com substrato sintético
(glicose e acetato de sódio). O filtro anaeróbio possuía volume de 1,5 L (volume
aparente de 1,32 L) e utilizou-se como meio suporte tubos plásticos com diâmetro de 2
cm e comprimento de 1,5 a 2 cm. O filtro anaeróbio foi operado com TDH de 6, 10 e 20
28
h e com DQO do afluente de 450, 575 e 780 mg L
-1
, respectivamente. As eficiências
médias de remoção variaram de 81 a 96% para a DQO e de 81 a 95% para os sólidos
suspensos. Baseados nos resultados observados, os autores indicaram o filtro
anaeróbio como tecnologia potencial para o pré-tratamento de unidades aeróbias para
águas residuárias domésticas.
Vários estudos também foram realizados com filtros anaeróbios de fluxo
ascendente no tratamento de águas residuárias de suinocultura, com o objetivo de
verificar as remoções de matéria orgânica com a aplicação de diferentes condições
operacionais.
SANCHEZ et al. (1994) estudaram um filtro anaeróbio de fluxo ascendente com
volume de 6 L, no tratamento de águas residuárias de suinocultura com DQOtotal 8,1 g
L
-1
e DQOdiss de 5,4 g L
-1
, e aplicaram COV de 1 a 25 g DQOtotal (L d)
-1
. O meio
suporte utilizado no filtro anaeróbio foram anéis cerâmicos com 60% de índice de
vazios. As eficiências médias de remoção de DQOdiss decresceram de 93 para 30%,
com o aumento da COV. Os autores concluíram, para as condições estudadas, que as
eficiências de remoção de DQOdiss dependem da COV aplicada.
SANCHEZ et al. (1995) compararam um reator UASB (4L) e um filtro anaeróbio
de fluxo ascendente (6 L), tratando águas residuárias de suinocultura com DQOtotal de
4800 mg L
-1
e SST de 1900 mg L
-1
, operados em paralelo, com TDH variando de 6 a 18
h e com cargas orgânicas volumétricas (COV) de 1,3 a 11 g DQOtotal (L d)
-1
. O meio
suporte utilizado no filtro anaeróbio foi composto de anéis cerâmicos com 2,3; 2 e 2,2
cm de comprimento, diâmetro interno e diâmetro externo, respectivamente. As
eficiências médias de remoção de DQOtotal aumentaram de 65 para 85% e de 58 para
80% no filtro anaeróbio e no reator UASB, respectivamente, com o decréscimo da COV
RAMIREZ et al. (2002) avaliaram um sistema de tratamento anaeróbio
combinando reator UASB (volume de 3,6 L) e filtro anaeróbio (volume de 13 L) no
tratamento de águas residuárias da suinocultura. O reator UASB foi operado com TDH
de 4 h, e o filtro anaeróbio com TDH de 14 h. O meio suporte utilizado no filtro
anaeróbio foi constituído de cilindros de plástico. Obtiveram 82,5% de eficiência para a
remoção de DQOtotal no sistema de tratamento anaeróbio.
29
RAMIREZ et al. (2004) avaliaram um sistema composto por reator UASB,
operado com TDH de 12 h, e um filtro anaeróbio de fluxo descendente e leito submerso
com TDH de 8,5 h instalados em série, para o tratamento de águas residuárias de
suinocultura. O material suporte utilizado no filtro eram peças plásticas com área
específica de 450 m
2
m
-3
e peso específico de 400 kg m
-3
. O experimento foi dividido
em seis tratamentos (taxa de recirculação de 1, 3 e 5 e afluente do reator UASB com
alcalinidade de 1500 e 2500 mg CaCO
3
L
-1
). Os valores de DQO
total
e ST do afluente do
filtro anaeróbio foram de 2540 e 3120 mg L
-1
, respectivamente. Os valores das COV
aplicadas no filtro mantiveram-se entre 2,0 e 4,5 kg DQO (m
3
d)
-1
e as eficiências
médias de remoção da DQOtotal variaram de 44,86 a 67,71 % durante os seis
tratamentos. As melhores eficiências de remoção de matéria orgânica no filtro
anaeróbio foram obtidas durante o tratamento com taxa de reciclo 1 e alcalinidade de
1500 mg CaCO
3
L
-1
no afluente proveniente do reator UASB. No filtro anaeróbio foram
removidos parcialmente os coliformes termotolerantes (80 a 96%) e Salmonella
choleraesuis (50 a 70%).
3.3 Microbiota no lodo de reatores anaeróbios tratando águas residuárias de
suinocultura.
3.3.1 Atividade metanogênica específica
O sucesso da aplicação de processos anaeróbios, especialmente os de alta taxa,
depende fundamentalmente da manutenção, dentro dos reatores, de uma microbiota
adaptada, com elevada atividade, e resistente a choques de cargas. O ensaio de
atividade metanogênica de um lodo constitui-se numa importante avaliação para o
monitoramento do processo anaeróbio, além de servir como um parâmetro de controle
de estabilidade de reatores. Pode auxiliar na determinação das condições de partida de
um reator, bem como da evolução e de possíveis alterações na qualidade da biomassa.
O teste de atividade microbiana pode ser utilizado para quantificar e qualificar o
potencial da biomassa na conversão de substratos solúveis em metano e gás
carbônico. A partir de quantidades conhecidas de biomassa e de fontes de substrato, e
sob condições estabelecidas, pode-se avaliar a produção de metano ao longo do
30
período do ensaio. A utilização de diferentes fontes de substrato no ensaio de atividade
metanogênica pode ser utilizada para obter uma indicação da provável composição das
populações de microrganismos envolvidos na degradação de um resíduo orgânico
complexo com predominância de carboidratos e proteínas, como as águas residuárias
de suinocultura (SANTANA, 2004).
CHO et al. (2005) avaliaram protocolos utilizados para a determinação da
atividade metanogênica específica (AME). Os testes de AME conduzidos pelos autores
indicaram que a concentração da biomassa, a concentração e o tipo do substrato e a
intensidade da mistura são fatores que podem afetar os resultados.
A aplicação dos testes de atividade hidrolítica, acidogênica acetogência,
metanogênica acetotrófica e hidrogenetrófica propiciarão a obtenção de resultados
consistentes para o entendimento básico do processo anaeróbio em dois estágios
(SANTANA, 2004).
OLIVEIRA et al. (1997) avaliaram a AME do lodo de reatores UASB, tratando
águas residuárias de suinocultura com concentrações de sólidos suspensos totais de
0,5 a 2,0 g L
-1
. Nos frascos-reatores do ensaio de AME adicionou-se uma mistura de
ácido acético, butírico, propiônico e fórmico. Os valores de AME variaram de 0,01 a
0,13 mmol CH
4
(g SV h)
-1
. Verificou-se que a AME do lodo não foi afetada pelas
concentrações de SST do afluente na faixa de 0,5 a 1,0 g L
-1
.
STEIL (2001) avaliou a AME do lodo de biodigestores batelada de campo
operados com três resíduos: aves de postura, frango de corte e suínos, obtendo valores
máximos de 0,0340; 0,0188 e 0,0029 mmol CH
4
(g SV h)
-1
, respectivamente. No lodo
dos frascos-reatores do ensaio de AME aplicaram-se cargas orgânicas crescentes
(0,25; 0,50 e 0,75 g DQO (g SV)
–1
). O substrato utilizado foi uma mistura de ácido
acético, butírico e propiônico. Os resultados obtidos para a atividade metanogênica
específica foram maiores quando a carga orgânica no lodo foi de 0,25 g DQO (g SV)
-1
,
o que foi atribuído a possível toxicidade provocada por maiores quantidades de ácidos
graxos nos frascos com as cargas orgânicas mais elevadas.
SANTANA et al. (2007) avaliaram a AME no lodo de dois reatores UASB
instalados em série, em escala piloto, aplicando-se COV na faixa de 3,40 a 14,44 kg
31
DQOtotal (m
3
d)
-1
no primeiro reator e de 2,25 a 18,70 kg DQO
total
(m
3
d)
-1
no segundo
reator, no tratamento de águas residuárias de suinocultura. Foram utilizados
separadamente, como substrato o amido, glicose, propioato + butirato, acetato e
formiato e observou-se o crescimento equilibrado das populações hidrolíticas,
acidogênicas, acetogênicas e metanogênicas acetoclásticas e hidrogenotróficas. Os
maiores valores de AME de 0,237 mmol CH
4
(g SV h)
-1
, para o acetato, foram
observados com as menores COV no primeiro reator. SANTANA (2008) também
avaliou a AME no lodo de reatores anaeróbios, em escala piloto. As cargas orgânicas
aplicadas nos reatores UASB do primeiro estágio variaram de 11 a 26 g DQOtotal (Ld)
-1
e as atividades hidrolítica, acidogênica, acetogênica, metanogênica acetotrófica e
hidrogenotrófica variaram de 0,075 a 0,102 mmol CH
4
(g SV h)
-1
;de 0,063 a 0,140
mmol CH
4
(g SV h)
-1
; de 0,162 a 0,443 mmol CH
4
(g SV h)
-1
; de 0,112 a 0,165 mmol
CH
4
(g SV h)
-1
e de 0,050 a 0,149 mmol CH
4
(g SV h)
-1,
respectivamente. Com o
aumento da COV no reator UASB, os maiores valores foram da atividade de
acetogênicas, ou seja, com a utilização de propionato + butirato como substrato.
3. 3. 2 Aplicação da técnica metagênomica (região conservada RNAr 16S)
Segundo ABREU et al. (2007), nos últimos anos, os sistemas anaeróbios vêm
sendo amplamente pesquisados no Brasil como unidades únicas de tratamento de
esgotos ou seguidas de alguma forma de pós-tratamento. Apesar do grande número de
pesquisas, existem poucas informações sobre a diversidade, a composição e a
dinâmica dos ecossistemas microbianos presentes nestes sistemas, o que pode
contribuir para compreensão do funcionamento, bem como do monitoramento e da
otimização de condições de operação dos reatores.
A limitação do conhecimento biológico pode ser parcialmente atribuída às
técnicas tradicionais de isolamento e cultivo de microrganismos, que são fastidiosas ou
extremamente seletivas, não representando a complexa comunidade microbiana
presente no meio em estudo (ABREU et al., 2007). Segundo TRINGE & RUBIN (2005),
32
aproximadamente 99% dos microrganismos de ambientes naturais não são facilmente
cultiváveis.
A aplicação de metodologias moleculares que independem do cultivo, como a
metagenômica, são baseadas em extração direta de ácidos nucléicos de amostras
ambientais, associadas às técnicas de hibridização com sondas grupo-específicas e ou
PCR, clonagem e sequenciamento (Figura 1). Isto permite a avaliação mais precisa das
comunidades microbianas no ambiente e a descoberta de novos grupos de organismos
(Canhos & Manfio, 1998 citado NEVES, 2008).
Em estudo recente, SONG et al (2010) avaliaram o desempenho e a dinâmica da
população metanogênica em um reator UASB tratando águas residuárias de
suinocultura. O reator UASB possuía 35 m
3
e foi operado com TDH de 7,0; 6,4; 5,0 e
3,5 dias e COV de 1,3; 2,3; 4,0 e 5,8 g DQOtotal (L d)
-1
, e as eficiências de remoção de
DQOtotal foram de 78,7; 74,0; 78,0 e 77,5%, respectivamente. O reator foi
operado 110 dias em cada uma das condições. Para a quantificação dos
microrganismos, o DNA genômico foi extraído e as amostras foram submetidas a
analise de PCR em tempo real. Os autores verificaram, nas quatro condições
operacionais aplicadas no reator, que as arquéias que prevaleciam no lodo eram as
ordens Methanobacteriales seguidas das Methanomicrobiales e Methanosarcinales. Foi
verificado que as metanogênicas hidrogenotróficas (Methanobacteriales e as
Methanomicrobiales) correspondiam a 95,8% da concentração total do DNA
metanogênico (DNAr 13 S). As metanogenicas acetoclásticas (Methanosaetaceae e
Methanosarcinaceae) eram as menores populações, com 3,7% da concentração do
DNA metagenomico. Com o aumento da COV de 4,0 para 2,3 para 5,8 g DQOtotal (L
d)
-1
, os autores verificaram o decréscimo das populações de Methanosaetaceae.
33
Figura 1. Esquema da aplicação da técnica metagenômica (TRINGE & RUBIN, 2005).
SEZERINO et al. (2009) trabalharam com cinco biodigestores, com volumes de 1
L cada, com diferentes proporções de águas residuárias de suinocultura/inóculo. O
inóculo era proveniente de biodigestores tratando águas residuárias de suinocultura. As
proporções de inóculo em cada biodigestor eram de 0; 20; 40; 60 e 80%. Através da
técnica de FISH as arquéias metanogênicas do gênero Methanosarcina, e das espécies
Methanomicrobium sp., Methanogenium sp., Methanoculleus sp., Methanospirillum sp.,
Methanocorpusculum sp., e Methanoplanus sp.,foram verificadas em todas as amostras
avaliadas, tornando evidente a presença de hidrogênio, acetato e CO
2
como substrato
utilizado para a produção de biogás.
3.4 Hidrodinâmica de reatores anaeróbios.
O conhecimento dos mecanismos hidrodinâmicos dos reatores é de fundamental
importância, tendo em vista a sua aplicação e a otimização de processos, permitindo a
Amostras do meio ambiente
Extração do DNA
DNA genomico
PCR e sequenciamento
16S rRNA sequenciamento
Comparação das sequencias
Árvores filogenéticas
Arquéia
Bactéria
34
detecção de problemas decorrentes de falhas operacionais, de concepção e
relacionadas às aspectos construtivos. O comportamento hidrodinâmico do reator
permite estabelecer os regimes de escoamento (pistão, mistura completa ou ambos) e
detectar a presença de anomalias (zonas mortas e curtos-circuitos) que reduzem a
eficiência do reator (DANTAS et al., 1999).
Segundo OLIVEIRA (1997), as dinâmicas do escoamento de líquido e de
movimentos no lodo em um reator UASB são interdependentes e influenciam no
desempenho do processo. O escoamento do líquido é afetado pelas bolhas de gás que
são produzidas durante o processo, também, pela maneira de distribuição do afluente e
do comportamento das partículas de lodo. Segundo PENA et al. (2006), a conversão de
matéria orgânica em um reator anaeróbio é governada por dois fatores que se
correlacionam: o processo microbiológico e a hidrodinâmica do reator.
OLIVEIRA (1997) realizou ensaios de hidrodinâmica em dois reatores UASB com
volume de 10,5 L, operados com TDH de 12 h. O afluente dos reatores eram águas
residuárias de suinocultura, com concentrações de SST de 1500 e 2000 mg L
-1
para o
primeiro e segundo reatores, respectivamente. Foi utilizado o método estímulo resposta,
com entrada em pulso do traçador lítio (Li
+
), proveniente de uma solução de cloreto de
lítio (LiCl). Para o acompanhamento da concentração do Li
+
no efluente, utilizou-se a
leitura em espectrofotômetro de absorção atômica. Com os resultados obtidos,
utilizando-se o modelo de tanques em série, o autor verificou a ocorrência de regime de
escoamento não ideal, com características hidrodinâmicas relacionadas aos reatores de
mistura completa, com indicações da ocorrência de recirculação interna de líquido.
DANTAS et al. (1999) avaliaram as características hidrodinâmicas de quatro
filtros anaeróbios de fluxo descendente afogado com diferentes meios suporte (tijolos
cerâmicos vazados, pedra britada comercial, anéis de eletroduto corrugado de plástico
e brita granítica nº 4), alimentados com efluentes de um tanque séptico com vazão de
7,5 m
3
d
-1
. A metodologia utilizada foi a traçagem com o método estímulo resposta, com
entrada em pulso do NaCl, com acompanhamento da condutividade elétrica no efluente.
Os resultados obtidos, utilizando o modelo da dispersão axial, apontaram para um
35
escoamento do tipo mistura, com grande dispersão, em ambos os filtros. A análise das
curvas “C” indicou a existência de regiões de estagnação e recirculação interna.
PASSIG & BLUNDI (1999) estudaram a hidrodinâmica de um filtro anaeróbio de
fluxo ascendente (volume útil de 26 L), com meio suporte de PVC. O filtro anaeróbio foi
operado com TDH de 24 h e alimentado com água de torneira. A metodologia utilizada
foi a traçagem através do método estímulo resposta, com entrada em pulso de uma
solução de Rodamina WT. O efluente do filtro foi coletado a cada 0,5 h e analisado em
um fluorímetro. Os estudos hidrodinâmicos demonstraram que o reator simulado,
utilizando o modelo de tanques em série e de pequena dispersão, comportava-se como,
aproximadamente, três reatores de mistura completa em série. Uma longa cauda foi
observada na curva resposta, o que pode indicar a existência de zonas mortas no filtro
ou que o traçador ficou retido no material suporte.
CAMARGO (2002) estudou o comportamento de filtros com anéis de bambu e
meios anéis de bambu, com água. O traçador utilizado foi NaCl. Verificou que o
escoamento real dos reatores apresentou tendência ao pistonado, que é caracterizado
por apresentar variação na direção axial.
3.5 Pós-tratamento de águas residuárias em filtros biológicos percoladores
Com a finalidade de promover um equilíbrio entre as vantagens e desvantagens
dos sistemas de tratamento aeróbio e anaeróbio, pesquisas recentes caminham no
sentido de combinar estes processos, em especial com uma primeira etapa anaeróbia
seguida de um tratamento aeróbio complementar (RAMIREZ et al., 2003).
Embora os reatores anaeróbios sejam unidades relativamente eficientes na
remoção de material orgânico e sólidos em suspensão, eles têm pouco efeito sobre a
concentração dos nutrientes presentes no esgoto. Dependendo da disposição final do
efluente e da legislação sobre a qualidade mínima de efluentes, pode haver
necessidade de pós-tratamento para remover a concentração residual de DBO e SST,
para reduzir a concentração de nutrientes e patogênicos (MARCHETTO, 2001).
O lançamento de águas residuárias nos mananciais, com excesso de nutrientes,
especialmente nitrogênio e fósforo, traz como principal conseqüência a eutrofização dos
36
cursos d’ água. Assim, novas tecnologias almejam não somente a remoção de matéria
orgânica, mas também a remoção biológica do nitrogênio e fósforo em sistemas mistos
de tratamento, anaeróbio/aeróbio (MARCHETTO, 2001).
A aplicabilidade dos reatores anaeróbios é baseada em sua simplicidade
operacional e baixo custo e nesse sentido é interessante que também as unidades de
pós-tratamento apresentem as mesmas características. O sistema reator UASB seguido
de filtro biológico percolador pode-se tornar uma alternativa muito promissora para o
tratamento de esgotos no Brasil (SANTOS, 2005).
O filtro biológico percolador foi o primeiro reator de filme fixo utilizado em larga
escala para o tratamento de águas residuárias (VICTORIA, 2006). Segundo JORDÃO &
PESSOA (1995), os primeiros filtros biológicos surgiram na Inglaterra, no final do século
XIX. No Brasil, somente em 1910, foi construída a primeira estação de tratamento de
esgotos utilizando a tecnologia da filtração biológica aeróbia – ETE Paquetá, no Rio de
Janeiro.
O filtro biológico percolador é uma tecnologia compacta, operacionalmente
simples, de baixo consumo de energia e custo operacional. Vários trabalhos têm sido
realizados com o objetivo de contribuir para a avaliação do comportamento de reatores
UASB seguidos de filtros biológicos percoladores (FBP) tratando esgotos sanitários
(SANTOS, 2005).
O filtro biológico percolador é um reator microbiológico, de tratamento de águas
residuárias, constituído essencialmente por um tanque com recheio de materiais
inertes, com forma, tamanho e interstícios adequados que permitem a circulação natural
ou forçada de ar. Os dispositivos de distribuição lançam os dejetos na superfície do filtro
biológico aeróbio que percolam por entre os materiais constituintes do meio, que serve
como suporte para os microrganismos (Campos, 1994 citado por BELÉM, 1996).
A percolação dos esgotos permite o crescimento bacteriano na superfície do
material de enchimento (meio suporte), formando uma película ativa (biofilme),
constituída por colônias gelatinosas de microrganismos (zooglea) de espessura máxima
de 2 a 3 mm (METCALF & EDDY, 2003).
37
A ventilação no FBP é importante para manter as condições aeróbias
necessárias para o processo e para eliminar os gases dos despejos (Figura 2).
FIGURA 2. Representação esquemática de um biofilme.
Fonte: SANTOS (2005).
Os filtros biológicos percoladores são sistemas de tratamento de águas
residuárias baseados no princípio da oxidação bioquímica aeróbia do substrato
orgânico presente. Por meio da transformação de substâncias coloidais e dissolvidas,
em sólidos estáveis, a película que se desgarra do meio suporte sedimenta-se
facilmente e é removida em uma unidade de decantação secundária (SANTOS, 2005).
Portanto, o filtro biológico percolador é um tratamento por oxidação biológica, no qual
não ocorre o fenômeno físico de filtração ou peneiramento e, portanto impropriamente
denominado de “filtração”, apesar de assim sê-lo usualmente reconhecido (SANTOS,
2005).
Propiciadas as passagens adequadas do ar, a diferença entre as temperaturas
do líquido e do ar é suficiente para produzir a aeração necessária (METCALF & EDDY,
2003). Normalmente a ventilação ocorre por convecção, causado pela diferença de
temperatura entre duas colunas de ar. Quando a temperatura do despejo é maior que a
temperatura do ar, o fluxo é ascendente.
A recirculação é um elemento muito importante no projeto de filtros biológicos, e
38
é essencial para despejos concentrados, pois, além de aumentar a eficiência de
remoção da DBO, impede também que os filtros fiquem secos, e reduz a temperatura
do despejo em função do número de passagens do líquido através do leito percolado.
As taxas de recirculação (vazão retornada/vazão afluente) geralmente variam entre 0,5
a 3 vezes (BELÉM, 1996).
Segundo BIESTERFELD et al. (2003), a recirculação fornece o carbono
necessário para a desnitrificação em filtros biológicos percoladores. O processo pôde
aumentar em 50% e 67% a desnitrificação com taxas de recirculação de 100 e 200%,
respectivamente.
No filtro biológico percolador os processos metabólicos de conversão ocorrem no
interior do biofilme e o transporte de substratos ocorre através de processos de difusão,
inicialmente através do filme líquido na interface líquido/biofilme e em seguida através
do próprio biofilme (Figuras 2 e 3). A competição entre bactérias heterotróficas e
autotróficas por substrato (oxigênio e nitrogênio amoniacal) e por espaço, é um dos
aspectos importantes a ser considerado na operação de reatores aeróbios com biofilme.
A competição entre as bactérias heterotróficas e autotróficas resulta em um biofilme
estratificado, e as bactérias de crescimento mais rápido localizam-se na camada
externa, onde a concentração de substrato e a aderência são maiores, enquanto as
bactérias de crescimento mais lento encontram-se na camada interna. Portanto, a
camada heterotrófica forma-se acima da camada nitrificante, constituindo-se em uma
desvantagem para a nitrificação, pela baixa disponibilidade de oxigênio, devido a seu
consumo pelas bactérias heterotróficas e pela resistência à difusão para a camada
interna (VICTORIA, 2006).
Segundo METCALF & EDDY (2003), as altas concentrações de oxigênio e os
longos tempos de retenção celular nos FBP, podem criar condições adequadas para o
crescimento e acumulação de populações heterótroficas, principalmente na presença
de matéria orgânica.
A remoção de matéria orgânica e a nitrificação podem ser obtidas nos FBP,
quando operados com baixas cargas orgânicas. Em virtude da competição entre as
bactérias heterotróficas e as bactérias autotróficas, uma nitrificação eficiente no FBP
39
ocorrerá depois que a concentração de matéria orgânica tenha sido significativamente
reduzida. Segundo Bruce et al (1975), citados por METCALF & EDDY (2003), a DBO do
afluente deve ser menor que 30 mg L
-1
para iniciar a nitrificação, e menor que 15 mg L
-1
para obter a nitrificação completa.
FIGURA 3. Mecanismos e processos envolvidos com o transporte e degradação do
substrato em biofilmes. Fonte: GONÇALVES et al. (2001).
RAJ & MURTHY (1998) estudaram o filtro biológico percolador (FBP), em escala
laboratorial, para a nitrificação de águas residuárias sintéticas, com concentrações de
25 a 170 mg L
-1
de N-NH
4
+
. No FBP, foi utilizado meio suporte modular “cross flow”
(área superficial específica de 243 m
3
m
-2
e 93,4% de índices de vazios). O FBP foi
operado com cargas hidráulicas de 5, 9 e 13 m
3
(m
2
d)
-1
. Foram observadas taxas
máximas de nitrificação por superfície específica de 1,21 g N (m
2
d)
-1
. A remoção de N-
NH
4
+
decresceu com o aumento da carga hidráulica que, segundo os autores, deveu-se
a redução do TDH, limitando o contato entre o substrato e a microbiota.
SANTOS (2005) operou um filtro biológico percolador (volume de 3000 L) com
meios suportes randômicos (área superficial específica de 80 m
2
m
-3
e 95% de índices
de vazios) e meios suportes modulares “cross flow” (área superficial específica de 160
m
2
m
-3
e 95% de índices de vazios) para o tratamento de esgoto sanitário doméstico.
40
Foram aplicados, no filtro biológico percolador, taxas superficiais de 40, 65 e 80 m
3
(m
2
d)
-1
e COV de 0,9; 1,5 e 1 kg DBO (m
3
d)
-1
para os dois meios suportes. A aplicação de
taxa de até 65 m
3
(m
2
d)
-1
permitiu a obtenção de efluente com qualidade satisfatória,
com concentrações de DBO e SST inferiores a 60 mg L
-1
. Observou-se que o valor
sugerido de 65 m
3
(m
2
d)
-1
corresponde ao dobro da taxa recomendada para o meio
suporte em pedra. Não houve diferença significativa entre os dois meios suportes
utilizados (randômicos e modulares).
ALMEIDA et al. (2007) investigaram o desempenho de diferentes meios suportes
utilizados em filtros biológicos percoladores, após reator UASB, no tratamento de
esgoto doméstico, para a remoção de nitrogênio amoniacal. O aparato experimental foi
constituído de um reator UASB (22 m³) e de um filtro biológico percolador
compartimentado (2,16 m³/compartimento), onde cada compartimento foi preenchido
com diferentes tipos de meios suportes. Os materiais de enchimento testados foram:
escória de alto-forno, anéis plásticos randômicos, sistema downflow hanging sponge
(DHS) e aparas de conduíte corrugado. Para carga orgânica volumétrica aplicada de
0,43 kg DBO (m³ d)
-1
, e taxa de aplicação superficial de 20 m³ (m² d)
-1
as concentrações
de N - amoniacal no efluente foram superiores a 20 mg L
-1
, não havendo diferenças
significativas entre o desempenho dos materiais de enchimento testados. Para carga
orgânica volumétrica aplicada de 0,24 kg DBO (m³ d)
-1
, e taxa de aplicação superficial
de 10 m³ (m² d)
-1
, as concentrações nos efluentes foram abaixo de 20 mg N-am. L
-1
e
foram detectadas diferenças significativas entre o meio suporte. Tal fato sugere que
filtros biológicos percoladores, pós-reator UASB, têm desempenhos distintos em termos
de nitrificação, em função do material de enchimento utilizado, bem como em função
das cargas orgânicas volumétricas e das taxas de aplicação superficiais utilizadas.
Segundo MORTON & AUVERNAM (2001), o filtro biológico percolador
historicamente foi utilizado para o tratamento de esgoto sanitário e a sua utilização no
tratamento de águas residuárias com altas concentrações de matéria orgânica, como as
águas residuárias de suinocultura são pouco freqüentes. MORTON & AUVERNAM,
(2001) trabalharam com dois FBP no pós-tratamento de águas residuárias de
suinocultura provenientes de lagoas de estabilização. Os FBP possuíam a altura de 1,9
41
m e 0,35 m de diâmetro. Os meios suportes utilizados eram compostos com anéis
plásticos com área superficial de 321 e 557 m
2
(m
3
) nos primeiro e segundo FBP,
respectivamente. A vazão média do afluente foi de 3,5 L/ min com uma DQOtotal de
2234 mg L
-1
. Os autores verificaram eficiências de remoções de DQOtotal de apenas
3%, após os primeiros 30 dias de operação.
TANAKA et al. (2006) operaram um reator UASB com volume total de 6,6 m
3
seguido de um filtro biológico percolador com volume de 16,2 m
3
, no tratamento de
águas residuárias de suinocultura com demanda bioquímica de oxigênio (DBO) de 4000
mg L
-1
. O reator UASB foi operado com TDH de 1,2 a 1,7 d e o meio suporte utilizado
no FBP foram tiras de poliéster suspensas. Os autores observaram eficiências de
remoção de 50% de DBO no reator UASB e de 50% de nitrogênio total no FBP.
42
4. MATERIAL E MÉTODOS
4.1 Local
O trabalho foi realizado nas instalações experimentais de reatores anaeróbios e
aeróbios e laboratórios, da área de Digestão Anaeróbia, do Departamento de
Engenharia Rural, da Faculdade de Ciências Agrárias e Veterinárias da Universidade
Estadual Paulista - UNESP, Câmpus de Jaboticabal. As coordenadas geográficas do
local são: latitude de 21º 15’22” S; 48º 18’58” W e altitude de 575 m. O clima da região,
segundo classificação de Koppen, é Cwa (subtropical úmido, seco no inverno e com
chuva no verão), com precipitação média anual de 1.300 mm e temperatura média
anual de 21ºC (UNIVERSIDADE ESTADUAL PAULISTA, 2009).
4.2 Instalações experimentais
A unidade experimental utilizada para o tratamento secundário das águas
residuárias de suinocultura foi um reator UASB (300 L) seguido de um filtro anaeróbio
de fluxo ascendente (190 L), instalados em série. A unidade de pós-tratamento do
efluente do tratamento secundário foi um filtro biológico percolador (250 L) seguido de
um decantador (150 L) (Figura 4).
FIGURA 4. Representação esquemática das instalações experimentais do sistema de
tratamento anaeróbio em dois estágios e do sistema de pós-tratamento.
Depósito de águas
residuárias de
suinocultura
Abrigo da
bomba
helicoidal
Reator UASB
(300 L)
Filtro anaeróbio
(190 L)
Filtro biológico
percolador
(250 L)
Decantador
(150 L)
Recirculação
do efluente
Efluente
Planta baixa
s/ escala
Gasomêtro
Gasomêtro
Sentido do fluxo
43
Uma bomba dosadora helicoidal, construída em aço inox, foi utilizada para a
alimentação do reator UASB. O efluente proveniente do reator UASB, do filtro
anaeróbio, do filtro biológico percolador e do decantador escoavam por gravidade por
meio das tubulações de PVC que os interligavam. A recirculação do efluente do
decantador para o filtro biológico percolador foi realizada com a utilização de uma
bomba helicoidal.
4.2.1 Tratamento secundário: reator UASB seguido do filtro anaeróbio de fluxo
ascendente
O reator anaeróbio de fluxo ascendente com manta de lodo (UASB) com volume
total de 300 L foi construído com tubo de PVC de seção transversal circular de 400 mm
e 2570 mm de altura (Figuras 5 e 6).
FIGURA 5. Representação esquemática das instalações experimentais do sistema de
tratamento anaeróbio em dois estágios composto por um reator UASB (R1)
seguido do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2).
corte sem escala cotas: mm
200
biogás
afluente
efluente
2570
400
200
390
390
390
1080
Amostradores de
lodo
Defletor de
gases
Separador
trifásico
120
efluente
200
biogás
efluente
1680
180 280
280
280
Amostradores
de lodo
360 100
M eio suporte
400
Reator UASB
(R1)
Filtro anaeróbio
(R2)
140
44
O fundo cônico do reator UASB foi construído em fibra de vidro com conexão de
1 ½” no vértice (entrada do afluente) e unido ao corpo do reator por flange com
diâmetro de 400 mm. Na parte superior foi construído um separador de fases, sólido,
líquido e gás. Este separador foi formado por anel defletor fixado à parede interna do
reator que teve a finalidade desviar o gás que se deslocava próximo à parede do reator,
para dentro do cone fixado logo acima, o qual constitui a câmara de gás. Na
extremidade do cone (câmara de gás) ficava a saída do gás, ligada ao respectivo selo
hidráulico e gasômetro para monitoramento da produção de gás.
O filtro anaeróbio de fluxo ascendente com volume total de 190 L foi construído
em tubo de PVC de seção transversal circular de 400 mm. O filtro anaeróbio de fluxo
ascendente possuía um fundo cônico, com diâmetro inferior de tubo de PVC de 1 ½” e
superior de 400 mm, uma parte intermediária cilíndrica de 400 mm de diâmetro externo
e 1520 mm de altura, que abrigava o meio suporte (bambu ou eletroduto corrugado), e
uma cúpula cilíndrica de fechamento com 400 mm de diâmetro e 100 mm de altura.
FIGURA 6. Foto das instalações experimentais do sistema de tratamento anaeróbio em
dois estágios composto por um reator UASB (R1) seguido do filtro
anaeróbio de fluxo ascendente (R2).
A cúpula do filtro anaeróbio possuía um tubo com conexão de 15 mm (saída do
gás produzido, conduzido por mangueira de borracha com lona ao respectivo conjunto
de medição de gás formado por selo hidráulico e gasômetro. O fundo cônico e a cúpula
Filtro anaeróbio de fluxo
ascendente (R2)
(Volume total 190 L)
Reator UASB
(R1)
(Volume 300 L)
45
do filtro anaeróbio foram unidos à parte intermediária por meio de flange para garantir a
praticidade de montagem e manutenção, bem como, a vedação do sistema. Nas
extremidades da parte cilíndrica do filtro contendo o meio suporte foi colocada uma tela
de aço perfurada, de diâmetro igual ao tubo de PVC, a qual serviu para evitar que o
meio de enchimento atingisse a base ou a cúpula do reator.
A captação do efluente no reator UASB e no filtro anaeróbio foi feita com tubos
coletores perfurados, de PVC de 20 mm, instalados diametralmente, transpassados por
furos de 12 mm, que serviu para a captação e condução do efluente para as caixas
coletoras instaladas do lado externo.
No corpo do reator UASB e do filtro anaeróbio de fluxo ascendente, foram
instalados 4 pontos para tomada de amostras do lodo, constituídos por registros de
esfera de 32 mm de diâmetro, distribuídos proporcionalmente na altura disponível (2450
mm no reator UASB e 1520 mm no filtro anaeróbio) e no perímetro (1256 mm para o
reator UASB e para o filtro anaeróbio).
As distribuições dos pontos de tomada de lodo tiveram por base uma espiral
imaginária envolvendo o corpo do reator, permitindo que os pontos de amostragem,
fossem instalados de forma a não coincidirem, solução encontrada para evitar a
possibilidade de obter amostras de “caminho preferencial” eventualmente formado no
interior dos reatores.
4.2.2 Pós – tratamento: filtro biológico percolador (FBP) e decantador
O filtro biológico percolador com volume de 250 L (altura de 2250 mm) e o
decantador com volume de 150 L (altura de 1100 mm), foram construídos com tubos de
PVC de 400 mm de diâmetro externo (Figuras 7 e 8).
O filtro biológico percolador possuía fundo cônico com diâmetro superior de 398
mm e inferior com tubo de PVC de 1 ½” (saída do efluente) e é unido ao corpo do reator
por meio de flange. No perímetro da parte inferior do corpo do filtro biológico percolador
foram feitos dez orifícios de 1 ½” e vinte de ¾”de diâmetro para permitir a entrada de ar
(Figuras 7 e 8). Logo acima da entrada de ar foi fixada internamente uma chapa de aço
inox que serviu de apoio para o meio suporte (Figura 9).
46
FIGURA 7. Representação esquemática das instalações experimentais do sistema de
pós - tratamento composto pelo filtro biológico percolador (FBP) e
decantador.
corte sem escala cotas: mm
200
2250
400
afluente
(efluente do R2)
M eio suporte
Bomba helicoidal
para recirculação
efluente
200
1100
100
300
400
Efluente do
decantador
Afluente do
decantador
Entradas de ar
Placa de PVC,
perfurada com niples
Chapa de aço inox para apoio
do meio suporte
Descarte de lodo
Entradas de ar
Amostradores de
lodo
Filtro biológico
percolador (FBP)
300
300
100
200
100
400
400
400
400 300
50
Decantador
47
FIGURA 8. Fotos das instalações experimentais do sistema de pós - tratamento
composto pelo filtro biológico percolador (FBP) e o decantador.
FIGURA 9. Foto da chapa de aço inox para apoio do meio suporte.
O sistema de distribuição do afluente do filtro biológico percolador foi
confeccionado com uma placa em PVC perfurada, com 13 orifícios de ¾” de diâmetro,
distribuídos proporcionalmente na área da placa. O afluente do filtro biológico
percolador foi distribuído na região central da placa perfurada com auxílio de tubo de 1
Filtro biológico
percolador (FBP)
(250 L)
Decantador
(150 L)
Entrada de ar
Bomba
helicoidal
para o
sistema de
recirculação
48
½” de diâmetro ranhurado. Nos orifícios da placa perfurada foram instalados niples, por
meio dos qual o afluente escoava, promovendo a distribuição uniforme do líquido sobre
o meio suporte do filtro biológico percolador (Figura 10).
FIGURA 10. Foto do sistema de distribuição de efluente do filtro biológico percolador
utilizando uma placa perfurada de PVC.
O decantador secundário possuía fundo cônico com diâmetro superior de 398
mm e inferior com tubo de PVC de 1 ½” de diâmetro, unido ao corpo do decantador por
meio de flange. O efluente do FBP foi descarregado por gravidade até a parte
intermediária do decantador secundário, evitando a movimentação do lodo
sedimentado.
No corpo do decantador foram instalados 4 pontos para tomada de amostras do
lodo, constituídos por registros de esfera de 32 mm de diâmetro, distribuídos
proporcionalmente na altura disponível (1110 mm) e no perímetro (1256 mm). A
distribuição dos pontos de tomada de lodo teve por base uma espiral imaginária
envolvendo o corpo do reator, permitindo que os pontos de amostragem, fossem
instalados de forma a não coincidirem, solução encontrada para evitar a possibilidade
de obter amostras de “caminho preferencial” eventualmente formado no interior do
decantador.
A captação do efluente no decantador foi feita por um tubo coletor perfurado de
PVC de 20 mm, instalado diametralmente, transpassado por furos de 12 mm, que
serviram para a captação e condução do efluente para a caixa coletora instalada no
lado externo.
49
4.3 Afluente
Os dejetos de suínos utilizados como afluente no reator UASB foi coletado
diariamente, em confinamento de suínos em fase de crescimento e terminação,
alimentados com ração à base de milho e soja, com complemento vitamínico e mineral.
As instalações de confinamento utilizadas para a coleta dos dejetos de suínos estavam
localizadas no Setor de Suinocultura da UNESP, Câmpus de Jaboticabal e faziam uso
intensivo de água (lâmina d’água) para transporte dos dejetos das baias.
4.4 Descrição da operação e acompanhamento do sistema de tratamento
anaeróbio em dois estágios e pós-tratamento.
O estudo foi desenvolvido em quatro fases para o sistema de tratamento
anaeróbio, além da partida. Cada fase foi subdividida em dois ensaios para o sistema
de pós-tratamento, resultando em oito ensaios, descritos na Figura 11. Durante o
período de partida do sistema de tratamento anaeróbio não se efetuou o pós-tratamento
do efluente.
O tempo de detenção hidráulica (TDH) aplicado no reator UASB (R1) durante a
partida foi de 36,0 h. Nas fases 1 e 3, o TDH aplicado no R1 foi de 24 h. Nas fases 2 e
4, o TDH aplicado no R1 foi de 12 h (Tabela 3).
Para os cálculos dos parâmetros operacionais na partida e fases 1 e 2 (ensaios 1
a 4), com os anéis de bambu como meio suporte, foram utilizados os volumes úteis de
147 L para o filtro anaeróbio (R2) e de 187,5 L para o filtro biológico percolador (FBP).
Nas fases 3 e 4 (ensaios 5 a 8), com os anéis de conduite como meio suporte, foram
utilizados os volumes úteis de 165,3 L para o filtro anaeróbio (R2) e de 217,5 L para o
filtro biológico percolador (FBP).
A velocidade superficial do líquido variou de 0,07 a 0,20 m h
-1
no R1 e de 0,09 a
0,26 m h
-1
no R2. Os valores foram baixos em virtude das altas concentrações de SST
do afluente, visando atenuar o arraste de sólidos suspensos retidos na manta de lodo e
o aumento do tempo de retenção de sólidos (TRS) no reator, o que pode favorecer a
hidrólise e estabilização dos sólidos suspensos voláteis (SSV), melhorando a qualidade
do efluente final e do lodo excedente descartado do sistema de tratamento anaeróbio
em dois estágios.
50
FIGURA 11. Esquema das condições operacionais do sistema de tratamento anaeróbio
em dois estágios, com o reator UASB (R1) e o filtro anaeróbio de fluxo
ascendente (R2), em série, seguido do filtro biológico percolador (FBP) e
do decantador (D) para o pós-tratamento, durante o experimento.
UASB
TDH = 24 h
Fase
3
Filtro anaeróbio
TDH = 13,2 h
Meio suporte: anéis
de eletroduto
Ensaio 6
FBP
TDH = 17,4 h
Meio suporte:
Anéis de eletroduto
Sem recirculação
FBP
TDH = 5,8 h
Meio suporte: Anéis de
eletroduto
Taxa de recirculaç
ão:
200 %
Decantador
TDH = 12 h
Decantador
TDH = 4 h
Ensaio
5
UASB
TDH = 24 h
Fase
1
Filtro anaeróbio
TDH = 11,7 h
Meio suporte:
anéis de bambu
Ensaio
2
FBP
TDH = 15 h
Meio suporte:
Anéis de bambu
Sem recirculação
FBP
TDH = 5 h
Meio suporte: Anéis de
bambu
Taxa de recirculação:
200 %
Decantador
TDH = 12 h
Decantador
TDH = 4 h
Ensaio
1
UASB
TDH =
12
h
Fase
4
Filtro anaeróbio
TDH = 6,6 h
Meio suporte: anéis
de eletroduto
Ensaio
8
FBP
TDH = 8,7 h
Meio suporte:
Anéis de eletroduto
Sem recirculação
FBP
TDH = 2,9 h
Meio suporte: Anéis de
eletroduto
Taxa de recirculação:
200 %
Decantador
TDH = 6 h
Decantador
TDH = 2 h
Ensaio
7
UASB
TDH =
12
h
Fase
2
Filtro anaeróbio
TDH = 5,8 h
Meio suporte:
anéis de bambu
Ensaio
4
FBP
TDH = 7,5 h
Meio suporte:
Anéis de bambu
Sem recirculação
FBP
TDH = 2,5 h
Meio suporte: Anéis de
bambu
Taxa de recirculação:
200 %
Decantador
TDH = 6 h
Decantador
TDH = 2 h
Ensaio
3
UASB
TDH =
36
h
Partida
Filtro anaeróbio
TDH = 17,6 h
Meio suporte:
anéis de bambu
51
Segundo CHERNICHARO (2007) a velocidade superficial nos reatores UASB e
filtro anaeróbio dependem do tipo do lodo presente e das cargas aplicadas. Para
reatores UASB operando com lodo floculento e com COV de 5 a 6 kg DQO (m
3
d)
-1
, as
velocidades podem ser da ordem de 0,5 a 0,7 m h
-1
e de 2 m h
-1
.
TABELA 3. Condições operacionais do sistema de tratamento anaeróbio em dois
estágios, com o reator UASB e o filtro anaeróbio de fluxo ascendente, em
série, durante a partida e as fases 1, 2, 3 e 4.
Partida Fase 1 Fase 2 Fase 3 Fase 4
Duração (d)
100 124 111 150 141
UASB
36 24
12 24 12
TDH (h)
Filtro
anaeróbio
17,6 11,7
5,8
13,2 6,6
UASB
0,07 0,10
0,20
0,10
0,20
V (m h
-1
)
Filtro
anaeróbio
0,09 0,13
0,26
0,11
0,22
TDH- tempo de detenção hidráulico; v- velocidade superficial do fluxo.
Nos ensaios 1, 2, 3 e 4 o meio suporte utilizado no filtro biológico percolador
foram anéis de bambu e nos ensaios 5, 6, 7 e 8, anéis de conduite. As taxas de
recirculação (TR) aplicadas no filtro biológico percolador (FBP) foram de 200% nos
ensaios 2, 4 e 6. Nos ensaios 1, 3 e 5 não foi utilizado a recirculação do efluente
(Tabela 4).
TABELA 4. Condições operacionais do sistema de pós-tratamento com o filtro biológico
percolador (FBP) e o decantador, durante os ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
Ensaio
1
Ensaio
2
Ensaio
3
Ensaio
4
Ensaio
5
Ensaio
6
Ensaio
7
Ensaio
8
Duração (d)
74 50 55 56 74 76 60 81
FBP
15,0 5,0 7,5 2,5 17,4 5,8 8,7 2,9
TDH (h)
Decantador
12,0 4,0 6,0 2,0 12,0 4,0 6,0 2,0
Taxa recirculação (%)
FBP
0 200 0 200 0 200 0 200
FBP
3,5 10,6 7,0 21,1 3,0 9,1 6,0 18,0
Qs (m
3
(m
2
d)
-1
)
Decantador
2,6 7,9 5,2 15,6 2,6 7,9 5,2 15,6
FBP- filtro biológico percolador; c. v. – coeficiente de variação; TDH- tempo de detenção hidráulico; v- velocidade superficial do fluxo; Qs – taxa
de aplicação hidráulica superficial (vazão/área de aplicação superficial); COV - carga orgânica volumétrica.
As áreas de aplicação superficial no filtro biológico percolador foram de 0,085 e de
0,099 m
2
para a utilização no FBP de anéis de bambu e anéis de conduíte,
52
respectivamente. A área de aplicação superficial foi calculada dividindo-se o volume útil
(0,187 e de 0,217 m
3
, para o FBP com anéis de bambu e anéis de conduite,
respectivamente) pela altura útil (2,20 m).
As cargas hidráulicas superficiais (Qs) aplicadas no filtro biológico percolador e no
decantador variaram, respectivamente, de 3,5 a 21,1 m
3
(m
2
d)
-1
e de 2,6 a 15,9 m
3
(m
2
d)
-1
, nos ensaios 1 a 8.
Os valores das Qs aplicado no FBP estiveram abaixo dos valores máximos de 20
m
3
(m
2
d)
-1
, exceto no ensaio 4. Segundo GONÇALVES et al. (2001), valores de 20 a 30
m
3
(m
2
d)
-1
são os valores máximos capazes de produzir efluentes que atendam aos
padrões de lançamento estabelecidos pelos órgãos ambientais, em termos de
concentração de DBO e sólidos suspensos, para filtros biológicos percoladores de alta
taxa utilizados para o pós-tratamento de efluentes de reatores UASB, tratando esgoto
doméstico.
Os valores de Qs aplicados no decantador foram inferiores a 24 m
3
(m
2
d)
-1
, valor
máximo recomendado por SANTOS (2005). Para a obtenção de um efluente clarificado
o valor limite preconizado na Norma Técnica NB-570/1990 – Projeto de Estações de
Tratamento de Esgoto Sanitário (ABNT, 1990) é de 36 m
3
(m
2
d)
-1
.
4.5 Características do meio suporte
Na partida e fases 1 e 2 o meio suporte utilizado no filtro anaeróbio de fluxo
ascendente e no filtro biológico percolador foram anéis de bambu com valores médios
de 4,6; 2,5 e 0,25 cm de comprimento, diâmetro externo e espessura de parede,
respectivamente (Tabela 5).
TABELA 5. Características do meio suporte (anéis de bambu e anéis de conduite).
Anéis de bambu
Anéis de conduite
Comprimento médio (m)
0,046 0,043
Diâmetro externo médio (m)
0,025 0,020
Diâmetro interno médio (m)
0,020 0,019
Área superficial específica (m
2
/m
3
)
92,5 135
Índice de vazios (%)
75 87
53
Nas fases 3 e 4 o meio suporte utilizado no filtro anaeróbio de fluxo ascendente e
no filtro biológico percolador foram anéis de eletroduto corrugado (conduite) com
valores médios de 4,3 e 2,0 cm de comprimento, diâmetro externo, respectivamente.
As determinações das características do meio suporte foram realizadas com
auxílio de paquímetro, a partir de 120 amostras aleatórias (Figuras 12 e 13). Portanto,
a área superficial média de cada unidade de bambu foi de 0,0037 m
2
e a área
superficial específica do bambu foi de 92,5 m
2
/m
3
(Tabela 4).
A área superficial específica do eletroduto corrugado (conduite) foi de 135 m
2
/m
3
,
conforme também foi estimado por VICTÓRIA (2006).
FIGURA 12. Fotos dos anéis de bambu utilizados como meio suporte no filtro anaeróbio
de fluxo ascendente na partida e fases 1 e 2 e no filtro biológico
percolador nos ensaios 1, 2, 3 e 4.
FIGURA 13. Fotos dos anéis de eletroduto corrugado (conduite) utilizados como meio
suporte no filtro anaeróbio de fluxo ascendente nas fases 3 e 4 e no filtro
biológico percolador nos ensaios 5, 6, 7 e 8.
Para a determinação do volume ocupado pelos anéis de bambu e dos anéis de
conduite e a determinação do índice de vazios no filtro anaeróbio e no filtro biológico
percolador, foi utilizado um béquer de 2000 mL graduado. O béquer foi preenchido com
54
o meio suporte de forma aleatória e não ordenada até a marca de 2000 mL, então
determinou-se o volume de água necessário para o preenchimento dos vazios. O
índice de vazios foi é de 75% para os anéis de bambu e de 87% para os anéis de
conduite. COUTO (1993) encontrou o índice de vazios de 78% e a área superficial
específica de 85,5 m
2
/m
3
, para anéis de bambu utilizados como meio suporte em filtros
anaeróbios, portanto similares às encontradas neste trabalho.
4.6 Partida
Para a partida do sistema de tratamento anaeróbio foi utilizado lodo com
concentrações de sólidos totais (ST) e voláteis (SV) de 11,9 g L
-1
e 9,2 g L
-1
,
respectivamente, proveniente de um reator UASB tratando águas residuárias de
suinocultura. O volume de lodo colocado no reator UASB e no filtro anaeróbio foi
suficiente para preencher em torno de 30% e de 10% do volume total, respectivamente.
No início das fases 2, 3 e 4, foram descartados 70 e 90% do lodo do reator UASB e do
filtro anaeróbio de fluxo ascendente, respectivamente.
No filtro biológico percolador não foi utilizado inóculo para a partida.
4.7 Exames físicos e determinações de constituintes orgânicos e inorgânicos nos
afluentes, efluentes, lodo e biogás do reator UASB e filtro anaeróbio de fluxo
ascendente, em série, seguidos do filtro biológico percolador (FBP) e do
decantador.
Os exames físicos e as determinações de constituintes orgânicos e inorgânicos
efetuados nas amostras coletadas, a freqüência de realização e as fontes das
metodologias utilizadas estão apresentados na Tabela 6.
As amostras compostas do afluente e efluentes do reator UASB e do filtro
anaeróbio de fluxo ascendente foram coletadas duas vezes a cada semana, no período
das 8:00 às 14:00 h, com intervalo de meia hora para cada coleta de amostras simples.
As amostras de lodo foram coletadas semanalmente, para a determinação de ST
e SV, as quais foram retiradas em cinco pontos de amostragem eqüidistantes ao longo
da altura dos reatores.
55
TABELA 6. Exames físicos e determinações de constituintes orgânicos e inorgânicos
nos afluentes, efluentes, lodo e biogás do reator UASB (R1) e do filtro
anaeróbio de fluxo ascendente (R2), em série, seguidos do filtro biológico
percolador (FBP) e decantador (D).
Exames e determinações Freqüência Referências
Afluente e efluentes (UASB, filtro
anaeróbio, FBP e decantador)
Temperatura diária APHA, AWWA, WPCF (1998)
pH duas por semana APHA, AWWA, WPCF (1998)
Alcalinidade total, parcial e
intermediária.
duas por semana APHA, AWWA, WPCF (1998), JENKINS et al.
(1983)
Ácidos voláteis totais duas por semana DILALLO & ALBERTSON (1961)
Demanda química de oxigênio duas por semana
Conforme item 4.7.1
Sólidos suspensos totais (SST) e
voláteis (SSV)
duas por semana APHA, AWWA, WPCF (1998)
Proteínas, carboidratos e lipídios duas por semana BLUNDI & GADÊLHA (2001), conforme item
4.7.2
Nitrogênio total , nitrogênio amoniacal,
e nitrogênio orgânico.
duas por semana APHA, AWWA, WPCF (1998)(método semi-micro
Kjedahl).
Potássio, cálcio, magnésio, cobre,
ferro, manganês, sódio e zinco.
duas por semana APHA, AWWA, WPCF (1998) espectrofotômetro
de absorção atômica.
Fósforo total e frações duas por semana Conforme item 4.7.3
Coliformes totais e termotolerantes duas por ensaio APHA, AWWA, WPCF (1998) (tubos múltiplos)
Afluente e efluente FBP e
decantador.
N-nitrato
(1)
e N-nitrito
(2)
duas vezes por semana
APHA, AWWA, WPCF (1998) (1) espectrofotômetro UV
(220 nm); (2) espectrofotômetro (543 nm).
Oxigênio dissolvido duas por semana APHA, AWWA, WPCF (1998) (sonda)
Biogás (UASB e filtro anaeróbio)
Produção diária OLIVEIRA (1997) (gasômetros)
Composição semanal APHA, AWWA, WPCF (1998)
Lodo
Sólidos totais (ST) e sólidos voláteis
(SV)
semanal APHA, AWWA, WPCF (1998)
Microscopia eletrônica de varredura Final das fases 1 a 4. OLIVEIRA et al. (1995)
Atividade da microbiota do lodo Inoculo e final das fase
1a 4.
CHERNICHARO (1997) e OLIVEIRA (1997)
modificado por SANTANA (2004). Item 4.7.4
Aplicação da técnica metagênomica
(região conservada (DNAr 16S )
Final da fase 2 Conforme item 4.7.5
Biofilme do filtro biológico percolador
Número mais provável (NMP) de
bactérias: nitrificantes oxidadoras de
amônia e oxidadoras de nitrito;
heterotróficas e desnitrificantes
Final dos ensaios 1 a 8 ARAÚJO (2006); Conforme item 4.7.6
Microscopia eletrônica de varredura Final dos ensaios 1 a 8 OLIVEIRA et al. (1995)
Precipitados no meio suporte
Difração de Raio X, EDX em MEV. Final do ensaio 8 OLIVEIRA (1997)
UASB e filtro anaeróbio
Ensaio de hidrodinâmica Final da fases 1 a 4. Conforme item 4.7.7
56
A produção do biogás foi determinada pelo volume de biogás produzido
diariamente no período diurno, medindo-se o deslocamento vertical dos gasômetros e
multiplicando-se pela área da seção transversal interna dos gasômetros. Após cada
leitura, os gasômetros foram zerados, descarregando-se todo o gás neles
armazenados. Foram realizadas análises cromatográficas para a determinação dos
teores de metano (CH
4
) e dióxido de carbono (CO
2
) presente no biogás produzido pelos
reatores anaeróbios e armazenados nos gasômetros.
Foram medidas diariamente as temperaturas do ar, nas imediações dos reatores,
do afluente e dos efluentes (UASB, filtro anaeróbio, FBP e D) em dois horários (10 h e
15 h), com o objetivo de verificar a relação entre as mesmas. Essas medidas de
temperatura foram realizadas utilizando-se o aparelho portátil digital, com sensor
localizado na extremidade de uma haste metálica, a qual era introduzida nos pontos de
amostragem. Com esse aparelho, mediu-se também a temperatura do biogás nos
horários de determinações da produção, introduzindo-se a haste metálica nos
gasômetros pelo orifício da válvula de saída do biogás.
Para o exame de microscopia eletrônica de varredura (MEV) as amostras de lodo
foram fixadas em glutaraldeído, pós-fixadas com tetróxido de ósmio, desidratadas por
série crescente de concentrações de etanol, secas no ponto crítico com CO
2
líquido,
dispostas em suporte de alumínio, fixadas ao suporte com cola de prata e cobertas com
camada de ouro, conforme metodologia descrita por OLIVEIRA et al. (1995).
A análise de Energia Dispersiva (EDX) foi realizada em um equipamento EDX
LINK ANALYTICAL, (Isis System Series 200), com detetor de SiLi Pentafet, janela
ultrafina ATW II (Atmosphere Thin Window), de resolução de 133eV à 5,9 keV,
acoplado a um Microscópio Eletrônico LEO (modelo 440). Utilizou-se padrão de Co para
calibração, feixe de elétrons de 20 kV, distância focal de 25 mm, dead time de 30%,
corrente de 2,82A e I probe de 950pA, potencia do feixe de elétrons de 20kV. As
amostras foram recobertas com Carbono em um metalizador Coating System BAL-TEC
MED 020.
A análise de raios X foi realizada em um difratometro de raio X, marca Rigako
Rotaflex, mod. RV-200B, Tubo de Cu, 1,54
57
Para a obtenção de extrato para a determinação de fósforo, nitrogênio total
kjeldahl, Ca, Mg, Na, K, Cu, Zn, Fe e Mn foram utilizando a digestão com ácido sulfúrico
e peróxido de hidrogênio no equipamento Digesdahl, conforme instruções do fabricante
(Hach) na partida e nas fases 1 e 2 e digestão ácida (ácido nítrico e ácido perclórico)
nas fases 3 e 4.
4.7.1 Demanda química de oxigênio
Para a determinação das diferentes frações de DQO, as amostras do afluente e
efluentes do sistema de tratamento foram filtradas em membranas com tamanhos
médios de poros de: 5,0 m (de nitrato de celulose), 1,2 m (de fibra de vidro) e 0,45
m (de nitrato de celulose). A filtração das amostras em membranas com diferentes
porosidades permitiu a determinação das frações filtrada, particulada, suspensa,
dissolvida e coloidal da DQO (Tabela 7).
TABELA 7. Determinações, freqüência e fontes das metodologias utilizadas para as
frações da demanda química de oxigênio.
Determinação Freqüência Referência Bibliográfica
Afluente e efluentes (UASB, filtro
anaeróbio e filtro biológico percolador)
Total (sem filtração)
DQO total duas vezes por
semana
APHA, AWWA, WPCF (1998)
Filtrada (membranas com poros de 5,0
m e 1,2 m)
DQO filtrada (DQO do filtrado de 5,0 m –
DQO do filtrado de 1,2 m)
duas vezes por
semana
APHA, AWWA, WPCF (1998); ELMITWALLI
et al. (2000); CHERNICHARO (2007).
Particulada
DQOtotal – DQO do filtrado de 5,0 m
APHA, AWWA, WPCF (1998); ELMITWALLI
et al. (2000); CHERNICHARO (2007).
Suspensa
DQO particulada + DQO filtrada duas vezes por
semana
APHA, AWWA, WPCF (1998); ELMITWALLI
et al. (2000); CHERNICHARO (2007).
Dissolvida (membrana com poros de 0,45 m)
DQO dissolvida (filtrada de 0,45 m) duas vezes por
semana
APHA, AWWA, WPCF (1998); ELMITWALLI
et al. (2000); CHERNICHARO (2007).
Coloidal
DQO do filtrado de 1,2 m – DQO
dissolvida
duas vezes por
semana
APHA, AWWA, WPCF (1998); ELMITWALLI
et al. (2000); CHERNICHARO (2007).
58
Na metodologia descrita por ELMITWALLI et al. (2000) para a determinação da
DQOfiltrada e particulada, a membrana utilizada possuía a porosidade de 4,4 m. Neste
experimento, foi utilizada membrana de 5,0 m, em virtude da impossibilidade de
obtenção de membranas de 4,4 m, após várias tentativas em fornecedores
especializados.
4.7.2 Carboidratos, proteínas e lipídios.
Segundo BLUNDI & GADÊLHA (2001), as determinações de carboidratos,
proteínas e lipídios por métodos colorimétricos têm o objetivo de trazer economia,
rapidez e precisão aos ensaios, não constituindo metodologia substitutiva, mas sim
alternativa complementar em relação as usuais indiretas (DQO e DBO).
O método utilizado para a determinação de carboidratos foi o do fenol e ácido
sulfúrico, baseado na metodologia descrita por DUBOIS et al., (1956), que consiste na
adição de fenol e ácido sulfúrico concentrado, os quais na presença de carboidratos,
resultam em cor laranja quantificada em espectrofotômetro, utilizando o comprimento de
onda de 488 m.
Para a determinação da concentração das proteínas foi utilizado o método do
micro-biureto modificado, baseado na metodologia descrita por STICKLAND (1951). O
método do micro-biureto modificado consiste na adição de hidróxido de sódio e sulfato
de cobre à solução que contém proteínas. O excesso de sulfato de cobre é removido
por centrifugação e o sobrenadante submetido à leitura em espectrofotômetro,
utilizando o comprimento de onda de 310 m.
O método utilizado para a determinação de lipídios foi o da sulfofosfovanilina,
descrito por POSTMAN & SHROES (1968), que consiste na adição de ácido sulfúrico
concentrado, ácido fosfórico concentrado e solução de vanilina, os quais em presença
de lipídio, resultam em cor rosa quantificada em espectrofotômetro, utilizando o
comprimento de onda de 537 m. As concentrações de proteínas, carboidratos e
lipídios foram determinados por meio de uma curva padrão previamente construída,
para a caseína, lactose e óleo de soja, respectivamente. As metodologias para
59
quantificação dos parâmetros de matéria orgânica específica: proteínas, carboidratos e
lipídios, estão descritos em BLUNDI & GADELHA (2001).
4.7.3 Fósforo
Foram avaliadas as concentrações de fósforo total (sem filtração) e dissolvido
(filtração em membrana com tamanho médio de poros de 0,45 m) no afluente e
efluentes dos reatores anaeróbios e do pós-tratamento, divididos analiticamente dentro
de três espécies químicas: ortofosfato (“fósforo reativo”), fósforo hidrolisável (em
solução ácida, que é a soma do ortofosfato mais os fosfatos condensados particulados)
e fósforo orgânico (ou fósforo ligado a matéria orgânica). Essas três formas de fósforo
podem ocorrer na fração suspensa e na dissolvida, conforme descrito por APWA,
AWWA, WPCF (1998). Também foram avaliadas as concentrações de cobre e zinco
total, de cobre e zinco dissolvidos e a condutividade elétrica (Tabela 8).
TABELA 8. Determinações, freqüência e fontes das metodologias utilizadas para as
frações de fósforo.
Exames e determinações Freqüência Referências
Afluente e efluentes (UASB, filtro
anaeróbio e filtro biológico percolador)
Total (sem filtração)
Ortofosfato total (OFT)
duas vezes por semana APHA, AWWA, WPCF (1998)
Fósforo hidrolizável total (FHT)
duas vezes por semana APHA, AWWA, WPCF (1998)
Fósforo orgânico total (FOT)
duas vezes por semana APHA, AWWA, WPCF (1998)
Fósforo total (FT)
duas vezes por semana APHA, AWWA, WPCF (1998)
Dissolvido (filtrado de membranas com poros de
0,45 m)
Ortofosfato dissolvido (OFD)
duas vezes por semana APHA, AWWA, WPCF (1998)
Fósforo hidrolizável dissolvido (FHD)
duas vezes por semana APHA, AWWA, WPCF (1998)
Fósforo total dissolvido (FTD)
duas vezes por semana APHA, AWWA, WPCF (1998)
Suspenso (total menos o dissolvido)
Ortofosfato suspenso (OFS)
duas vezes por semana APHA, AWWA, WPCF (1998)
Fósforo hidrolisável suspenso (FHS)
duas vezes por semana APHA, AWWA, WPCF (1998)
Fósforo total suspenso (FTS)
duas vezes por semana APHA, AWWA, WPCF (1998)
Para a determinação do fósforo total (FT) e fósforo total dissolvido (FTD), foi
obtido o extrato das amostras brutas e filtradas (membrana com poros de 0,45 m)
60
utilizando-se a digestão com ácido sulfúrico e peróxido de hidrogênio no equipamento
Digesdahl Hach, conforme instruções do fabricante, nas fases 1 e 2 e digestão nitrico –
perclórico nas fases 3 e 4, e posterior utilização do método colorimétrico empregando
metavanadato e molibdato de amônio, conforme descrito por APHA, AWWA, WPCF
(1998).
Para a determinação da soma dos ortofosfatos total, dissolvido e suspenso (OFT,
OFD e OFS) inicialmente presente nas amostras e dos fósforos hidrolisáveis total,
dissolvido e suspenso (FHT, FHD e FHS) foi adicionada às amostras bruta e filtrada
uma solução ácida (H
2
SO
4
+ HNO
3
diluídos) e, em seguida, utilizou-se a digestão em
autoclave durante 30 minutos com pressão de 98 a 137 kPa e temperatura de 121 a
127 ºC, conforme descrito por APHA, AWWA, WPCF (1998). Posteriormente, as
amostras foram diluídas e os ortofosfatos (OFT, OFD e OFS) inicialmente presente nas
amostras e os fósforos hidrolisáveis (FHT, FHD e FHS) foram determinados utilizando-
se o método colorimétrico, empregando metavanadato e molibdato de amônio,
conforme descrito por APHA, AWWA, WPCF (1998).
A soma dos ortofosfatos (OFT, OFD e OFS) e dos respectivos fósforos
hidrolisáveis (FHT, FHD e FHS) podem corresponder, aproximadamente, aos fósforos
inorgânicos total, dissolvido e suspenso (FIT, FID e FIS), os quais também serão
apresentados no item Resultados e Discussão. De acordo com APHA, AWWA, WPCF
(1998), a hidrólise ácida e a autoclavagem, inevitavelmente, liberam o fósforo de alguns
compostos orgânicos, mas isto pode ser reduzido para o mínimo com a seleção
criteriosa da intensidade da digestão ácida e do tempo e temperatura de hidrólise na
autoclavagem, o que foi buscado neste trabalho.
Os resultados da análise colorimétrica direta das amostras brutas e filtradas
(através da membrana de 0,45 m), corresponderam ao ortofosfato total (OFT) e ao
ortofosfato dissolvido (OFD), respectivamente, e o ortofosfato da fração suspensa
(OFS) foi obtida pela diferença. Com a análise colorimétrica aplicada às amostras
previamente submetidas ao tratamento de hidrólise (digestão com solução ácida e
autoclavagem), determinaram-se, aproximadamente, as concentrações de fósforo
inorgânico (FIT, FID e FIS). As diferenças entre as medidas dos fósforos de amostras
61
submetidas ao tratamento de hidrólise e os resultados da análise colorimétrica direta
das amostras, permitiu calcular o fósforo hidrolizável total (FHT) para as amostras
brutas e o fósforo hidrolizável dissolvido (FHD) para as amostras filtradas. Com a
diferença entre FHT e FHD obteve-se o fósforo hidrolizável suspenso (FHS), conforme
descrito por APHA, AWWA, WPCF (1998).
O fósforo orgânico total (FOT) foi obtido pela equação: FOT=FT-FHT-OFT; o
fósforo orgânico dissolvido foi obtido pela equação: FOD=FTD-FHD-OFD e o fósforo
orgânico suspenso pela equação: FOS=FOT – FOD.
Dessa forma resultaram quinze formas para expressar o fósforo presente nas
águas residuárias de suinocultura:
- Ortofosfato: dissolvido (OFD) suspenso (OFS) e total (OFT);
- Fósforo hidrolisável: dissolvido (FHD) suspenso (FHS) e total (FHT);
- Fósforo orgânico: dissolvido (FOD), suspenso (FOS) e total (FOT);
- Fósforo inorgânico: dissolvido (FID), suspenso (FIS) e total (FIT);
- Fósforo total: dissolvido (FTD) suspenso (FTS) e total (FT).
4.7.4 Atividade hidrolítica, acidogênica, acetogênica, metanogênica acetotrófica e
metanogênica hidrogenotrófica do lodo.
O ensaio da atividade hidrolítica, acidogênica, acetogênica, metanogênica
acetotrófica e metanogênica hidrogenotrófica do lodo baseou-se nas metodologias
descritas por CHERNICHARO (1997) e OLIVEIRA (1997), modificadas por SANTANA
(2004). Os sólidos voláteis do lodo (SV) foram determinados segundo APHA, AWWA,
WPCF (1998).
O ensaio consistiu na determinação, por cromatografia de fase gasosa, das
concentrações do metano presentes no biogás produzido e acumulado no volume livre
(headspace), dos frascos-reatores de 500mL.
Adicionaram-se nos frascos reatores substratos orgânicos específicos: amido,
glicose, mistura de propionato e butirato de sódio, acetato de sódio e formiato de sódio,
os quais permitiram a determinação da atividade hidrolítica, acidogênica, acetogênica,
62
metanogênica acetotrófica e metanogênica hidrogenotrófica, respectivamente, do lodo
estudado.
Nos frascos reatores foram adicionados 300 mL do lodo anaeróbio com sólidos
voláteis (SV) em torno de 5 g L
-1
. O lodo foi adaptado às condições de temperatura do
ensaio (30ºC) por 24 horas. Após, fluxionou-se gás nitrogênio como padrão interno
gasoso a fim de minimizar possíveis erros decorrentes da retirada de gás nas
amostragens e para a purga do oxigênio contida nos frascos reatores.
Foram adicionados individualmente como fontes de substrato o amido, glicose,
propionato + butirato de sódio, acetato de sódio e formiato de sódio na concentração
de 2,5 g DQO L
-1
em cada frasco reator. As cargas orgânicas testadas no lodo dos
frascos-reatores foram de 0,5 g DQO (g SV)
-1
para cada amostra de lodo e cada
substrato orgânico utilizado, conforme recomendado por CHO et al (2005).
A atividade basal do lodo foi medida em frascos controle (sem adição de
qualquer fonte de substrato).
Os frascos reatores foram incubados a 30ºC. O ensaio foi realizado em duplicata.
O monitoramento da concentração de metano foi realizado utilizando
cromatógrafo de fase gasosa (Finigan GC-2001) usando coluna Q Porapak, H
2
como
gás de arraste e detector de condutividade térmica.
Uma reta padrão (Figura 14) para o metano foi estabelecida a fim de que as
áreas de metano obtidas nos cromatogramas fossem convertidas para concentração de
metano (mmol CH
4
). Para tanto, foram injetados diferentes volumes de metano 100%
puro. Considerando-se que 1 mol de CH
4
corresponde a 22,4 L de metano nas CNTP, e
que os volumes injetados foram conhecidos, pôde-se estabelecer uma relação entre a
área cromatográfica e a concentração de metano. A partir desses dados, traçou-se um
gráfico de áreas de metano em função da concentração de metano em mmoles.
Ajustando-se esses pontos pelo método da regressão linear, obteve-se uma equação
de reta, que foi utilizada para a conversão dos dados.
A equação da reta obtida foi: Y = 3000000 * X – 10269, onde X = mmol de CH
4
e
Y = área cromatográfica.
63
A atividade aparente foi obtida por meio de uma curva com os valores de
produção de metano acumulados em função do tempo do ensaio. Os dados
experimentais foram ajustados à sigmóide de Boltzmann por meio do software micronal
Origen 6.0 . A partir desta curva determinaram-se os pontos que correspondiam à fase
de maior produção de metano (reta com maior inclinação). Estes dados foram então
ajustados por meio do método de regressão linear. O coeficiente angular da reta
representou a atividade do lodo. Dividindo-se este valor pela concentração de biomassa
de cada frasco-reator (g SV), obteve-se a atividade aparente.
A atividade específica foi calculada subtraindo-se da atividade aparente dos
frascos reatores que receberam as fontes de substratos a atividade aparente do frasco
reator controle. Como os ensaios foram realizados em duplicata, para a obtenção da
atividade específica, utilizou-se a média a partir das atividades de cada frasco reator.
FIGURA 14. Reta “padrão” para o metano (mmol CH
4
versus área cromatográfica).
Foram determinados os SV de cada frasco reator logo após o término dos
ensaios. Para o cálculo da atividade aparente e a determinação das cargas orgânicas
aplicadas no lodo (S0/X0), utilizou-se o valor médio das concentrações inicial e final dos
SV presentes nos frascos reatores.
4.7.5 Aplicação da técnica metagênomica
a. Extração do DNA metagenômico
y = 3E+06x - 10269
0
20000
40000
60000
0,003 0,008 0,013 0,018
mmol CH4
área cromatográfica
R
2
= 0,9857
64
A extração do DNA genômico do lodo da região intermediária do reator UASB
(R1) e do lodo da região intermediária do filtro anaeróbio (R2) foi realizada no final da
fase 2, conforme metodologia descrita por HENSIEK et al. (1992), com algumas
modificações. Um volume de 2 mL de lodo do R1 e do R2 foram colocados em tubos
eppendorf (2 mL), separadamente, e centrifugados a 600 x g, por 10 min a 4ºC. A
seguir foram retiradas 0,13 g do material sólido-aderido nos tubos Eppendorf do lodo do
R1 e do R2. O material sólido aderido do lodo do R1 e do R2 foi colocado em novos
Eppendorf (2 mL). Em seguida, foi adicionado igual volume de solução tamponada
contendo fenol e Tris-HCl (10 m M) com pH 8,0. Adicionou-se também 0,5 g de pérolas
de vidro (“glass beads”) e 20 µL de proteinase K e mais 20 µL de SDS (20%). Os tubos
foram agitados três vezes por 2 min e colocados no gelo por 2 min entre cada agitação.
A seguir a solução foi centrigugada por 10621 x g durante 10 min a 4ºC. A fase aquosa
foi transferida para um tubo novo e precipitada com etanol. As amostras foram tratadas
com RNAse e novamente extraídas com fenol tamponado e precipitadas em etanol. O
pelete final foi ressuspendido em 100 µl de H
2
O estéril.
A quantificação de DNA das amostras foi estimada em gel de agarose 0,8%, em
tampão TBE1X (Tris 89 mM, ácido bórico 89 mM, EDTA 2,5 mM, pH 8,3). A corrida
eletroforética foi realizada em uma cuba horizontal modelo HORIZON 11-14, em
tampão TBE 1 x adicionado de brometo de etídio (0,5 µl/mL), durante 1 h à voltagem
constante de 75 V. Uma alíquota de 4 µl de DNA adicionada a 3 µl de tampão de
carregamento (0,025% de azul de bromofenol e 50 % de glicerol) foi aplicada no gel,
assim como uma amostra contendo fragmentos de tamanho conhecido, múltiplos de 1
kb DNA “Ladder” (GIBCO). Os géis foram visualizados e documentados por meio de um
sistema de documentação de géis (GEL DOC BIO-RAD). A concentração de DNA foi
estimada em espectrofotômetro Beckmann DU 640, sendo a leitura realizada nos
comprimentos de onda de 260 nm e 280 nm e a relação 260/280 foi calculada pra
caracterizar a pureza do DNA.
b. Reações em cadeia da polimerase
Após as etapas de otimização das reações de PCR com as seqüências
65
estudadas, foi determinada por NEVES (2008), que a reação de PCR para a região
RNAr16 S apropriada seria: 200 ng de DNA amplificados em uma reação contendo
tampão Taq DNA polimerase 1X (10mM Tris-HCl, 1,5 mM KCl, 50 mMKCl), cloreto de
magnésio 6,0 mM, 0,1 mM de dNTP, 50 pmol de cada primer e 1 U de Taq DNA
polimerase e água MILLI-Q autoclavada para completar um volume final de 100 µl da
reação (WHITFORD et al., 1998). Uma alíquota desta reação contendo apenas água foi
usada como controle negativo.
As seqüências de oligonucleotídios iniciadores utilizadas para a amplificação do
gene da subunidade ribossomal DNAr16S foram preparadas de acordo com EMBLEY
(1992) e estão descritas na Tabela 9.
Tabela 9. Seqüências nucleotídicas dos iniciadores específicos utilizados para a
amplificação de genes correspondentes às arquéias metanogênicas.
Genes Tamanho aproximado de pares de
base (pb)
Seqüências de bases (EMBLEY,1992)
subunidade
DNAr 16S
1100
5’-CYGKTTGATCCYGSCRGAG -3’
5’- TGGGTCTCGCTCGTTG -3’
Para amplificação da região dos primers, o DNA foi submetido à seguinte
seqüência de termo ciclos: Passo 1: 94ºC por 6 min; passo 2: 94ºC por 1 min; passo 3:
53ºC por 2 min; passo 4: 72ºC por 3 min; passo 5: 35 vezes o passo 2; passo 6: 72ºC
por 10 min e passo 7: 4ºC para temperatura de refrigeração das amostras (HALES et al,
1996). A visualização dos fragmentos amplificados pela PCR foi realizada por
eletroforese, em géis de agarose na concentração de 1,5 % em cuba horizontal modelo
HORIZON 11-14, usando tampão TBE 1X e como padrão de tamanho molecular foi
usado 1 kb DNA “Ladder” (GIBCO). As eletroforeses foram conduzidas à voltagem
constante de 75 V, durante aproximadamente 1 h. Os géis foram visualizados e
registrados por meio de um sistema de documentação de géis (GEL DOC BIO-RAD).
c. Clonagem em pGEM-T
c.1. Purificação e Quantificação do DNA amplificado
Após a reação de PCR, os produtos de amplificação da região DNAr 16S foram
66
purificados por eletroforese preparativa e eluição em gel de agarose. A eluição do
fragmento correspondente foi realizada a partir de 10 reações de PCR com volume final
de 20 µL cada, totalizando um volume de 200 µL de reação. Em seguida, foram
adicionados 20 µl de tampão de carregamento (azul de bromofenol) às amostras,
separadas por gel de agarose de baixo ponto de fusão, sem brometo de etídio no gel e
no tampão, durante 1,5 h a 100 V constantes.
Após a eletroforese, as canaletas correspondentes ao padrão molecular e às
alíquotas das respectivas amostras foram separadas do gel e coradas com brometo de
etídio (0,5 µg/ml), durante 10 min. As bandas contendo os fragmentos foram
visualizadas em luz UV e a região foi marcada. A região correspondente ao fragmento
de PCR foi cortada colocada em microtubos tipo Eppendorf para purificação. A
purificação foi realizada com o Kit Pure Link
TM
Quick gel Extractions, conforme
instruções do fabricante. Uma alíquota de 2 µL do fragmento eluído e purificado foi
submetido à eletroforese como descrito anteriormente para quantificação do material
c.2 Reação de ligação
Os fragmentos da PCR purificados foram então clonados no sistema I de vetor
pGEM-T (Promega) seguindo as instruções do fabricante. As reações de ligação foram
realizadas da seguinte maneira: 1 µL de tampão de ligação rápida T4 DNA ligase 1X
(30 mM Tris-HCl, pH 7,8); 10 mM MgCl
2
; 10 mM DTT; 1 mM ATP; 5% de
polietilenoglicol (PM 8000, grau ACS); pGEMR-T (50 ng); T4 DNA ligase (3 U); produto
da PCR (150 ng); Água milli-Q esterilizada por filtração para completar o volume final
para 10 µL.
Como controle positivo foi usado um DNA contendo o inserto (fornecido pelo
fabricante) e um controle negativo sem a presença de inserto de DNA, para determinar
a eficiência da ligação. As reações foram homogeneizadas e incubadas durante a noite
num termociclador à temperatura constante de 4
o
C, para obtenção de uma maior
eficiência de ligação.
67
d. Transformação das células competentes
As células competentes de Escherichia coli DH5α foram previamente removidas
do freezer -80
o
C e descongeladas em banho de gelo por aproximadamente 5 min antes
de serem utilizadas. As células (50 µL) foram depositadas cuidadosamente em um tubo
de 1,5 mL junto com 2 µL do vetor obtido pela ligação e o mesmo foi feito com o
material de controle positivo e negativo. Todos os tubos foram mantidos em gelo por 20
min e em seguida colocados em banho-maria a 42
o
C por 50 s e imediatamente
recolocados no banho de gelo por 2 min.
Aos tubos foi adicionado 1ml de meio SOC e estes foram incubados durante 2,5
h, a 37
o
C, com agitação de 180 rpm. O meio SOC foi preparado do seguinte modo: 20 g
de triptona; 5 g de extrato de levedura; 0,5 g de NaCl e 0,19 g de KCl foram
adicionados a volume total de água de 1000 mL, pH 7. O meio foi autoclavado a 120
o
C,
por 20 min. Foram adicionadas ao meio uma solução de 2% de glicose 1 M e 1 % de
MgCl
2
1 M, esterilizadas por filtração.
Aos clones transformados e crescidos em meio LB (10 g/L de triptona, 5 g/L de
extrato de levedura; 10 g/L de NaCl; 10 g/L de agar, pH 7) foi adicionada ampicilina,
esterilizada por filtração, com concentração final de 50 µg/ml. Após a solidificação do
meio, 100 µL de IPTG (4,8 % em água) esterilizado por filtração e 100 µL de X-GAL
(5% em N´N´dimetil formamida) foram espalhados sobre a superfície com o auxílio de
uma alça de Drigalski esterilizada. As placas foram mantidas a 37
o
C até o momento do
uso.
Após incubação das células transformadas em meio SOC, 100 µl de cada
cultura foram espalhados nas placas de Petri com o meio LB. As placas foram
incubadas a 37
o
C por 16 h e, após este período, foi realizada a seleção das colônias
brancas (células transformadas).
e. Seleção e estoque dos clones
Os clones foram coletados com palitos esterilizados e cultivados em 150 µl de
meio CG (CircleGrow, B10101) contendo ampicilina (50 mg/mL) durante 22 h, a 37
o
C.
68
Após esse período foram adicionados a cada clone cultivado 150 µL de glicerol
40% para estoque a -80
o
C.
f. Seqüênciamento
f.1. Extração do DNA plasmidial
Os clones estocados foram cultivados em multiplacas "Mega Titer" contendo 1 ml
de meio CG adicionado de ampicilina (50 µg/mL) durante 22 horas, a 37
o
C, com
agitação de 200 rpm.
As placas com os clones cultivados foram centrifugadas por 8 min a 4
o
C, com
velocidade de 3220 x g. Os sobrenadantes foram descartados e as placas invertidas e
secas em papel absorvente durante 10 min. Os sedimentos bacterianos obtidos foram
lavados com 240 µL de tampão GTE (glicose 50mM; Tris 25mM, pH 8,0; EDTA 10mM,
pH 8,0) e em seguida, estes foram centrifugados por 6 min, a 4°C, a 3220 x g. Os
sobrenadantes foram descartados e as placas novamente secas por inversão em papel
absorvente, durante 10 min. As células foram ressuspendidas por “vortex” em 85 µL de
uma solução GTE/RNAse (80 µL de solução GTE acrescida de 5 µL de solução de
RNAse).
Uma solução de RNAse (10 mg/mL) foi preparada contendo 40 mg de RNAse
dissolvidos em 4 mL de Tris-HCl 10 mM, pH 8 com 15 mM de NaCl. Essa solução foi
mantida em banho-maria fervente durante 10 min para inativar a DNAse, e em seguida,
estocada em alíquotas a –20
o
C.
Foram transferidos 60 µL das suspensões bacterianas para uma microplaca de
250 µl e a elas adicionados 60 µL de solução de lise (NaOH 0,2N; SDS 1%). As placas
foram seladas, as soluções misturadas por inversão 10 vezes e incubadas por 10 min, à
temperatura ambiente. Após a lise, 60 µL de uma solução de acetato de potássio 3 M,
pH 4,8 gelado foi adicionada às suspensões. As placas foram seladas, as soluções
misturadas por inversão por 10 vezes e novamente, as placas foram incubadas por 10
min, a temperatura ambiente. Os seladores foram removidos, as placas incubadas por
30 min em estufa a 90°C, resfriadas em gelo por 10 min, seladas e centrifugadas
69
durante 8 min, a 20°C a 3220 x g.
Aproximadamente, 170 µL da solução do lisado foi filtrada em placas “multi
spreen filter” (Millipore) e acopladas as microplacas de 250 µL, e centrifugadas por 6
min, a 20
o
C, a 3220 x g. O filtro foi removido e 110 µL de isopropanol absoluto foi
adicionado ao filtrado. As placas foram seladas, as soluções misturadas por inversão e
em seguida, centrifugadas a 20
o
C por 45 minutos com rotação de 3220 x g. O
sobrenadante descartado e as placas invertidas em papel absorvente para secar. Os
sedimentos obtidos foram lavados com 200 µl de etanol 70% e as placas centrifugadas
por 5 min, a 20°C e 3220 x g, o sobrenadante foi descartado e as placas secas à
temperatura ambiente, por aproximadamente 1 h em fluxo laminar. O DNA plasmidial
assim obtido foi ressuspendido em 50 µL de água milli-Q e quantificado por
eletroforese.
f.2. Reação de seqüenciamento
As reações de PCR foram realizadas em microplacas nas seguintes condições: 1
µL de BigDye Terminator (Perkin Elmer); 3,2 pmoles do oligonucleotídeo; tampão 5X
(400 mM Tris-HCl pH 9; 10 mM MgCl
2
) e para completar um volume de 10 µL; 100 a
150 ng de DNA.
Para a PCR de seqüênciamento foi utilizado o oligonucleotídeo universal
M13/pUC 1211 "forward", cuja seqüência foi a seguinte: M13/pUC 1211: 5' - GTA AAA
CGA CGG CCA GT -3'.
As placas foram seladas com um adaptador de silicone e levadas ao
termociclador (MJ Research, Inv. modelo PTC-100) seguindo o programa: 1 ciclo a
96°C por 2 min e 40 ciclos de 96°C por 10 s, 52°C por 20 s e 60°C por 4 min.
f.3 Precipitação e lavagem das reações de seqüenciamento
Após a reação de seqüenciamento, os fragmentos de DNA amplificados foram
precipitados e os dNTP´s marcados por fluorescência não incorporados foram
retirados por sucessivas lavagens.
70
Para a precipitação do DNA amplificado e marcado pela PCR de
seqüênciamento, foram adicionados 80 µL de isopropanol 75 % às amostras. As placas
foram agitadas cuidadosamente em vortex por alguns segundos, incubadas à
temperatura ambiente por 15 min e centrifugadas a 20ºC por 30 min, a 3220 x g. Os
sobrenadantes foram descartados e 200 µL de etanol 70 % foram adicionados às
amostras. As placas foram centrifugadas por 10 min na mesma temperatura e força
centrifuga descrita anteriormente, e os sobrenadantes descartados. Após a repetição
deste procedimento, as placas foram secas durante 60 min em fluxo laminar sem a
presença de luz. Posteriormente as placas foram embrulhadas em filme plástico e
acondicionadas a -20
o
C até o momento de serem aplicadas no seqüenciador.
f.4 Preparo da amostra e seqüenciamento do fragmento
Para a aplicação no seqüenciador, as amostras foram ressuspendidas em 9 µL
formamida deionizada e agitadas em “vortex”, submetidas à desnaturação por 5 min, a
96
o
C e, em seguida, colocadas em gelo. Os fragmentos foram seqüenciados em um
aparelho de capilar ABI 3700 (Perkin-Elmer).
g. Análise das sequências
Após o seqüênciamento das amostras, os dados obtidos foram analisados pelos
programas “Sequencing Analysis 3.4” e “DNA Star” e a qualidade dos eletroferogramas
das seqüências analisada pelo programa "Phred/Phrap/Consed" (GORDON et al.,
1998). Os dados obtidos foram também analisados pelo programa Contgen.pl para que
seqüências menores que 100 nucleotídeos, com qualidade inferior a 20, pudessem ser
descartadas. Posteriormente, as seqüências selecionadas foram submetidas ao
programa BLAST - “Basic Local Alignment Search Tool” (ALTSCHUL et al.,1997), que
comparou as seqüências obtidas com as existentes no banco de dados GenBanK, via
“internet”, do National Center for Biotecnology Information (NCBI), que possui dados de
todos organismos seqüenciados mundialmente. A partir daí verificou-se a identidade do
material seqüenciado por meio do grau de homologia com as seqüências do GenBank.
As seqüências foram comparadas também no Ribossomal database
71
(http://rdp.cme.msu/index.jsp) conferindo similaridade com o banco RNrA 16s. Uma
árvore filogenética foi construída para averiguar o grau filogenético entre os
microrganismos metanogênicos. Como ferramenta para as análises estatísticas foi
utilizado o softwares MEGA (TAMURA et al., 2007). Foram calculadas distâncias entre
as seqüências conhecidas das desconhecidas para fazer comparação das seqüências
RNAr 16 S.
As linhagens de arquéias padrões e seus respectivos acessos aos principais
bancos de dados são a Uncultured Methanosarcina (GU475181.1); Uncultured
Methanolinea (AB479395.1); Uncultured archaeon (GQ458204.1); Uncultured
Methanosaeta sp (AY899844.1); Uncultured Methanosarcinaceae archaeon
(AY133967.1); Uncultured Methanobacterium sp. (EU888015.1); Methanobrevibacter
acididurans (NR_028779.1) e Uncultured Methanomicrobiaceae (GU257316.1);
Uncultured Methanomicrobiaceae (GU257168.1).
4.7.6 Número mais provável (NMP) de bactérias nitrificantes oxidadoras de
amônia e de nitrito e NMP de bactérias heterotróficas e desnitrificantes.
Para a obtenção da amostra de biofilme aderida ao suportes do FBP foi utilizado
o seguinte procedimento analítico:
1) Coletou-se uma porção de suporte (aproximadamente 90 pedaços aleatórios) no
ponto de coleta intermediário do filtro biológico percolador, e transferiu-se para
um frasco de 5000 mL. Nos ensaios 1 a 4 o meio suporte era composto por anéis
de bambu e nos ensaios 5 a 8, por anéis de eletroduto corrugado.
2) Adicionou-se 50 mL de água Milli-Q;
3) Tampou-se o frasco e agitou-se intensamente durante 10 minutos, para
desprender a biomassa do suporte;
4) Após a agitação, o líquido foi separado do suporte. Utilizaram-se
aproximadamente 50 mL de água Milli-Q para a lavagem do frasco de 5000 mL.
Foram determinados os ST e SV do líquido.
72
a) Número mais provável (NMP) de bactérias nitrificantes oxidadoras de amônia e
oxidadoras de nitrito.
As estimativas do número mais provável (NMP) de bactérias nitrificantes foi
realizada segundo metodologia descrita por SCHMIDT & BELSER (1984), adaptado
para amostras de águas residuárias, a partir do método desenvolvido originalmente
para amostras de solo (MENDONÇA, 2002), no final dos ensaios 1 a 8.
1) Preparo da água de diluição
- Em um béquer de 500 mL, adicionaram-se 2 mL de solução de K
2
HPO
4
(3,48 g / 100
mL); 0,5 mL de solução de KH
2
PO
4
(2,72 g / 100 mL) e completou-se o volume para
500 mL com água Milli-Q;
- Adicionaram-se 18 mL de água de diluição em cada tubo de ensaio. Posteriormente,
os tubos de ensaio foram tampados com rolhas de algodão envoltos em gaze e
esterilizados em autoclave por 20 minutos, sob pressão de 1 atm e temperatura de 120
ºC;
- Sob ambiente de assepsia (próximo ao bico de Bunsen) foram realizadas as diluições
necessárias, seguindo o seguinte procedimento:
- Adicionaram-se 2 mL de amostra de biofilme ( previamente preparado em tubo de
ensaio contendo água de diluição (18 mL), obtendo-se a diluição 10
-1
;
- Após a homogeneização, retirou-se 2 mL do tubo com diluição 10
-1
e adicionou-se a
outro tubo contendo água de diluição, obtendo-se assim a diluição de 10
-2
;
- Esse procedimento foi realizado até a obtenção da diluição 10
-12
nos oito ensaios;
A determinação do NMP de bactérias nitrificantes foi realizada separadamente
para bactérias oxidadoras de amônia e para bactérias oxidadoras de nitrito.
2) Preparo dos meios de cultura:
Os meios de cultura para as bactérias oxidadoras de amônia e nitrito foram
preparados em recipientes separados, com as soluções listadas na Tabela 10,
73
completando-se o volume para 250 mL com água Milli-Q. Após o preparo, o pH das
soluções foi corrigido para 7,5, com a adição de gotas de solução de Na
2
CO
3
.
Tabela 10. Composição química dos meios de cultura para as bactérias oxidatoras de
amônia e oxidadoras de nitrito.
Volume da solução estoque para 250 mL de
meio (mL)
Constituintes químicos
presentes no meio de
cultura
Concentração da solução
estoque (g / 100 mL)
Oxidadoras de
amônia
Oxidadoras de nitrito
NaNO
2
0,680 - 0,25
(NH
4
)
2
SO
4
10,000 1,00 -
CaCl
2
. H
2
O 1,340 0,25 0,25
MgSO
4
.7H
2
O 4,000 0,25 1,25
Azul de bromotimol 0,040 0,70 -
KH
2
PO
4
2,720 1,88 0,25
K
2
HPO
4
3,480 - 1,0
Ferro quelante 0,25 0,25
FeSO
4
. 7 H
2
O 0,246
EDTA dissódico 0,331
Elementos traço 0,25 0,25
NaMoO
4
. 2H
2
O 0,010
MnCl
2
0,020
CoCl
2
. 6 H
2
O 0,0002
ZnSO
4
. 7 H
2
O 0,010
CuSO
4
. 5 H
2
O 0,002
Fonte: MENDONÇA (2002)
3) Procedimento analítico:
- Adicionaram-se 9 mL do meio de cultura em cada tubo de ensaio, e foram
utilizados 5 tubos para cada diluição. Para as oxidadoras de amônia adicionaram-se 1 g
de CaCO
3
em cada tubo de ensaio, para o tamponamento da solução. Posteriormente,
os tubos foram tampados com chumaços de algodão envoltos em gaze e levados para
esterilização em autoclave, por 20 minutos, a temperatura de 120ºC e pressão de 1
atm;
74
- Após a esterilização adicionou-se 1 mL da amostra de biofilme previamente
diluída, sob condição de assepsia, em cada tubo de ensaio contendo o meio de cultura.
Esse procedimento foi realizado até a obtenção da diluição 10
-12
.
- Os tubos de ensaio foram incubados durante 30 dias à temperatura de 30ºC;
4) Resultado
Finalizado o período de incubação, realizou-se a verificação da presença de
nitrito em cada tubo de ensaio por meio da adição de 3 gotas de solução de
sulfanilamida (0,5 g dissolvida em 100 mL de ácido clorídrico 2,4 N) e, em seguida, de 3
gotas da solução de naftil-etilenodiamina hidrocloreto (0,3 g dissolvido em 100 mL de
ácido clorídrico 0,12 N). A presença de nitrito foi confirmada pela coloração rosa
avermelhada. Para os tubos de ensaio com meio de cultura específico para as bactérias
oxidadoras de amônia, a presença de nitrito representa resultado positivo, ou seja,
houve a oxidação do nitrogênio amoniacal a nitrito. No caso dos tubos de ensaio com
meio de cultura específico para bactérias oxidatoras de nitrito, a presença de nitrito
indica resultado negativo, ou seja, ausência de oxidação do nitrito. A contagem de NMP
de bactérias nitrificantes oxidatoras de amônia e oxidadoras de nitrito foi feita com a
combinação das diluições e das respectivas respostas positivas, utilizando a tabela
padrão de probabilidade descrita por ALEXANDER (1984) (ANEXO 1).
b) Número mais provável (NMP) de bactérias heterotróficas e desnitrificantes
A estimativa do NMP de bactérias desnitrificantes e heterótrofas foi realizada
segundo o método descrito por TIEDJE (1984), adaptado por MENDONÇA (2002) para
amostras de águas residuárias, pois o método originalmente foi desenvolvido para
amostras de solo.
Para o exame das bactérias heterótroficas e desnitrificantes foram utilizados os
mesmos procedimentos de preparo de amostras de biofilme e água de diluição utilizada
para o exame das bactérias nitrificantes, descrito anteriormente.
1) Preparo dos meios de cultura
75
Os meios de cultura para as bactérias heterótroficas e desnitrificantes foram
preparados com 5 g de peptona e 3 g de extrato de carne (meio nutriente genérico)
dissolvido em 500 mL de água Milli-Q. Após a dissolução, separam-se 250 mL da
solução para ser utilizada exclusivamente para a incubação das bactérias
desnitrificantes e adicionaram-se 0,107 g de NaNO
3
. O restante foi utilizado para a
incubação das bactérias heterótroficas.
2) Procedimento analítico
- Adicionaram-se 4,5 mL do meio de cultura em cada tubo de ensaio e foram
sendo utilizados 5 tubos para cada diluição. Os tubos contendo meio de cultura para as
bactérias heterotróficas e desnitrificantes foram tampados com chumaços de algodão
envoltos em gaze. Todos os tubos foram esterilizados em autoclave a temperatura de
120ºC e pressão de 1 atm.
- Após a esterilização, adicionou-se 0,5 mL de amostra de biofilme previamente
diluída, sob condição de assepsia em cada tubo de ensaio contendo o meio de cultura.
Esse procedimento foi realizado até a obtenção da diluição 10
-10
e 10
-15
para as
bactérias desnitrificantes e heterotróficas, espectivamente. Os tubos contendo meio de
cultura para as bactérias desnitrificantes foram fechados com tampas roscáveis, para
impedir a entrada de oxigênio.
- Os tubos de ensaio foram incubados durante 30 dias à temperatura de 30ºC.
3) Resultado
Finalizado o período de incubação, foi realizada a medição de nitrato nos tubos
com meio de cultura específico para as bactérias desnitrificantes por meio da adição de
3 gotas de solução de difenilamina (0,2 g dissolvido em 100 mL de ácido sulfúrico
concentrado). A ausência de coloração indicou o consumo do nitrato e a presença de
bactérias desnitrificantes, resultado positivo e a coloração azul significaram que há
nitrato remanescente, portanto, ausência de desnitrificação, resultado negativo.
Para as bactérias heterótroficas, os tubos que apresentaram turvação do meio de
cultura, indicaram a atividade heterótrofica, e foram considerados positivos. Os tubos
76
que mantiverem a coloração inicial do meio de cultura (translúcido) foram considerados
negativos.
A contagem de NMP de bactérias desnitrificantes e heterótroficas foi feita com a
combinação das diluições das respectivas respostas positivas, utilizando a tabela
padrão de probabilidade descrita por ALEXANDER (1984), (ANEXO 1).
4.7.7 Ensaio de hidrodinâmica
Para a avaliação dos mecanismos hidrodinâmicos dos reatores (UASB e filtro
anaeróbio) foram efetuados ensaios utilizando a metodologia da traçagem por meio do
método estímulo-resposta, com entrada em pulso de uma solução de cloreto de sódio,
com acompanhamento da condutividade elétrica do efluente, conforme descrito por
DANTAS et al. (1999).
O traçador utilizado no reator UASB e no filtro anaeróbio foi uma solução de NaCl
comercial com concentração de 320 g L
-1
, recomendada por DANTAS et al. (1999). O
volume de traçador adicionado foi definido em função do volume do reator UASB e do
filtro anaeróbio. Desta forma:
Reator UASB (300 L)
C1*V1 = C2 * V2
320 g L
-1
* V1 = 1 g L
-1
* 300 L V1 = 0,94 L
320 g L
-1
= massa de NaCl / 0,94 L massa de NaCl = 300 g
Filtro anaeróbio (190 L)
C1*V1 = C2 * V2
320 g L
-1
* V1 = 1 g L
-1
* 190 L V1 = 0,59 L
320 g L
-1
= massa de NaCl / 0,59 L massa de NaCl = 190 g
Portanto, para o preparo da solução de NaCl comercial com concentração de
320 g L
-1
(concentração de entrada do traçador), dissolveram-se as 300 g e 190 g de
NaCl comercial em água destilada até o volume de 0,94 e 0,59 L, respectivamente, para
utilização no reator UASB e no filtro anaeróbio. Pelo cálculo das diluições, esperou-se
uma solução de concentração média de traçador de 1 g L
-1
nos efluentes do reator
77
UASB e do filtro anaeróbio.
Os ensaios de hidrodinâmica foram realizados separadamente para o reator
UASB e para o filtro anaeróbio, ao final das fases 1 a 4.
Duas horas antes do início de cada ensaio foram realizadas as medidas de
condutividade elétrica do efluente do reator UASB e do filtro anaeróbio, com coleta de
amostras a cada 15 minutos.
A solução do traçador (NaCl) foi injetada instantaneamente na tubulação de
entrada do reator UASB e do filtro anaeróbio. Logo após a injeção do traçador
iniciaram-se as coletas de efluente e a determinação da condutividade elétrica. A
finalização dos ensaios ocorreu quando a condutividade elétrica do efluente se igualou-
se às condições iniciais do ensaio.
a) Ajuste de modelos matemáticos uniparamétricos para escoamento não ideal
aos dados experimentais.
A análise de dados foi realizada a partir de metodologia proposta por
LEVENSPIEL (1974) e SWAINE & DAUGULIS (1998), utilizando-se a descrição e
planilha elaborada por DE NARDI (1997), conforme foi aplicada por OLIVEIRA (1997).
As curvas de resposta experimentais de concentração do traçador (c) por meio
de ensaio (t) foram normalisadas (área sob a curva igual a 1), obtendo-se as curvas de
distribuição de idade de saída adimensional (E
) em função do tempo adimensional ().
A partir das curvas normalisadas foram obtidas as variâncias adimensionais (
2
)
utilizadas no ajuste de mdelos matemáticos aso dados.
A seqüência de cálculos para a obtenção das curvas normalizadas está
apresentada a seguir, por meio das seguintes fórmulas:
E
i
= c
i
.S
-1
; (1)
S= c
i
.t
i
; (2)
t = t
i
. t
-1
; (3)
78
E
= t. Ei; (4)
2
= (t
i
. t
2
. Ei. .t
i
) – t
2
; (5)
2
=
2
. t
-2
; (6)
sendo:
E
i
– distribuição de idade de saída;
c
i
– concentração do traçador no tempo i;
S – área sob a curva de concentração em função do tempo;
t
i
– tempo de ensaio no instante de leitura da concentração do traçador no efluente;
t
i
– intervalo de tempo entre leituras da concentração do traçador no efluente;
t – tempo de detenção hidráulico médio, obtido a partir das curvasexperimentais;
- tempo de detenção hidráulico médio adimensional;
E
- distribuição de idade de saída adimensional;
2
– variância dos dados experimentais e
2
- variância adimensional;
Para o modelo de tanques em série calculou-se o número de tanques em série (N) por
meio da seguinte equação:
(7)
E substitui-se na equação:
(8)
Foram calculados os coeficientes de correlação (r) com a finalidade de avaliar-se
o ajuste dos modelos matemáticos aos dados experimentais. O coeficiente de
1
2
.1
−
=
θ
σ
N
).exp(
)!1(
1
)..(
θ
θ
θ
N
N
N
NN
E −
−
−
=
79
correlação compara a variância dos dados experimetnais em relação à dosvalores
obtidos pelo modelo matemático de ajuste proposto, com a variância da própria
população de dados experimentais:
(9)
Nessa expressão, yi é o valor do dado experimental, y é a média dos valores
experimentais, fi é o valor obtido pela funcção ajustada e f é a média dos valores
obtidos pela função ajustada.
4.8 Análise estatística
Foram realizadas análises estatisticas dos valores médiosobtidos por meio do
teste F e a Tukey 5%, considerando-se o delineamento inteiramente casualisado, com
cinco tratamentos para o sistema de tratamento anaeróbio (partida, fases 1, 2, 3 e 4) e
28 repetições para cada atributo avaliado. Para o sistema de pós-tratamento foram
utilizados 8 tratamentos (ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8), com 14 repetições para cada
atributo avaliado.
Nos gráficos estão apresentados todos os valores obtidos durante os períodos
de operação dos sistemas de tratamento anaeróbio e de pós-tratamento.
−
−
−−
=
2
)(.
2
)(
)).((
ffiyyi
ffiyyi
r
80
5. RESULTADOS E DISCUSSÃO
5.1. Temperatura
Nas Tabelas 11 e 12 e na Figura 15 estão apresentados os valores das
temperaturas do ar máximas, médias e mínimas, observadas na Estação
Agroclimatológica da UNESP, Câmpus de Jaboticabal, durante a operação do sistema
de tratamento anaeróbio em dois estágios na partida e nas fases 1, 2, 3 e 4, e no pós-
tratamento nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
Os valores médios das temperaturas do ar máxima, média e mínima observadas
na partida e fases 1 a 4, diferiram significativamente (p<0,01). Os menores valores de
temperatura média (p<0,05) do ar, de 19,3 e 20,1ºC foram observadas na partida e fase
4, realizadas nos meses de maio a julho a 2007, e de abril a agosto de 2009,
respectivamente. Os maiores valores de temperatura média do ar, de 24,7 e 24,5ºC
foram observadas nas fases 1 e 3 (Tabela 11), realizadas nos meses de setembro a
dezembro de 2007 e de outubro de 2008 a março de 2009, respectivamente. Na fase 2,
realizada de janeiro a maio de 2008, a temperatura média do ar foi de 22,5ºC.
TABELA 11. Valores médios das temperaturas do ar máximas, médias e mínimas
observadas na Estação Agroclimatológica do Câmpus de Jaboticabal,
durante a operação do sistema de tratamento anaeróbio em dois
estágios na partida e nas fases 1, 2, 3 e 4.
Temperatura do ar (ºC) Período Máxima Média Mínima
Partida 05 a 08/2007 27,1
c
19,3
c
13,5
c
Fase 1 09 a 12/2007 32,1
a
24,7
a
19,0
ab
Fase 2 01 a 05/2008 28,2
b
22,5
b
18,2
b
Fase 3 10/2008 a 03/2009 31,3
a
24,5
a
19,7
a
Fase 4 04 a 08/2009 27,8
bc
20,1
c
14,6
c
CV (%) - 10,0 10,2 12,8
Teste F - 54,5** 129,7** 154,4**
c.v. – coeficiente de variação; Letras minúsculas diferentes na mesma coluna, diferem pelo teste de Tukey a 5%. ** - Significativo a
1% de probabilidade (p<0,01); * - Significativo a 5% de probabilidade (p<0,05); ns - não significativo (p>0,05); p-probabilidade.
81
Com a subdivisão das fases em ensaios, observou-se que os maiores e os
menores valores médios de temperaturas médias do ar foram observados nos ensaios
1 e 8, de 25,8ºC e de 19,5 ºC (p<0,05), respectivamente.
As temperaturas médias na maior parte do tempo de operação dos reatores
anaeróbios e pós-tratamento foram iguais ou superiores a 20ºC (Figuras 16, 17a e 17b),
indicando que os reatores UASB, foram operados, predominantemente próximos ao
limite mínimo da faixa mesofílica, de 20ºC, segundo CHERNICHARO (2007). Durante a
partida e fase 4, houve períodos em que os reatores foram operados na faixa
psicrofílica (abaixo de 15º C).
TABELA 12. Valores médios das temperaturas do ar máximas, médias e mínimas
observadas na Estação Agroclimatológica do Câmpus de Jaboticabal,
durante a operação do sistema de pós-tratamento nos ensaios 1, 2, 3, 4,
5, 6, 7 e 8.
Temperatura do ar (ºC) Período Máxima Média Mínima
Ensaio 1 09 a 10/2007 33,4
a
25,8
a
19,0
b
Ensaio 2 11 a 12/2007 30,4
bc
23,8
b
19,0
b
Ensaio 3 01 a 03/2008 29,2
c
23,5
b
19,4
ab
Ensaio 4 04 a 05/2008 27,9
de
21,6
c
17,1
c
Ensaio 5 10 a 12/2008 32,0
ab
24,3
b
18,9
b
Ensaio 6 01 a 03/2009 31,1
b
24,7
ab
20,5
a
Ensaio 7 04 a 05/2009 28,5
d
21,2
c
15,7
d
Ensaio 8 06 a 08/2009 27,3
e
19,5
d
13,9
e
CV (%) - 9,6 9,0 11,9
F - 31,1** 66,8** 72,0**
c.v. – coeficiente de variação; Letras minúsculas diferentes na mesma coluna, diferem pelo teste de Tukey a 5%. ** - Significativo a
1% de probabilidade (p<0,01); * - Significativo a 5% de probabilidade (p<0,05); ns - não significativo (p>0,05); p-probabilidade.
Foram medidas diariamente as temperaturas do afluente, efluentes (R1, R2, filtro
biológico percolador e decantador) e do ar adjacente aos reatores (ambiente) às 10 h e
15 h, com o objetivo de obter uma relação entre as mesmas. As médias das
temperaturas realizadas às 10 h e 15 h estão apresentadas nas Tabelas 13 e 14 e os
valores médios nas Figuras 16 e 17a e 17b.
Observa-se que a temperatura do ar adjacente aos reatores (ambiente) foi
82
B C D E F G H I J
10
15
20
25
30
35
25%
50%
75%
Min
Máx
Média
Ensaio 8
Ensaio 7Ensaio 6Ensaio 5Ensaio 4Ensaio 3Ensaio 2Ensaio 1
Partida
Temperatura média do ar (ºC)
próxima as observadas no afluente e efluente dos reatores anaeróbios e pós-tratamento
e possuíram a mesma tendência das temperaturas médias do ar, observadas na
Estação Agroclimatológica.
FIGURA 15. Temperaturas média do ar observadas na Estação Agroclimatológica
durante a partida e os ensaios 1 a 8.
As temperaturas dos efluentes aproximaram-se da temperatura do ar adjacente
(ambiente), em virtude da pequena espessura (10 mm) dos tubos de PVC, com o qual
foram construídos os sistemas de tratamento anaeróbio e o pós-tratamento.
TABELA 13. Valores médios das temperaturas do afluente e efluentes do reator UASB
(R1), filtro anaeróbio (R2) e da temperatura do ar próximas aos reatores
(Ambiente) durante as fases 1, 2, 3 e 4.
Temperatura (ºC)
Afluente R1 Efluente R1 Efluente R2 Ambiente
Partida 24,2
d
23,2
c
23,0
c
23,9
c
Fase 1
29,7
a
28,7
ab
29,0
a
29,1
a
Fase 2
28,0
b
27,5
b
27,2
b
26,9
b
Fase 3
30,1
a
29,1
a
29,2
a
28,1
ab
Fase 4
25,8
c
24,7
c
24,2
c
24,7
c
CV (%) 8,2 10,0 10,5 11,0
Teste F 65,9** 48,7** 56,1** 30,1**
c.v. – coeficiente de variação; Letras minúsculas diferentes na mesma coluna, diferem pelo teste de Tukey a 5%. ** - Significativo a
1% de probabilidade (p<0,01); * - Significativo a 5% de probabilidade (p<0,05); ns - não significativo (p>0,05); p-probabilidade.
R1- reator 1; R2 – reator 2.
83
B C D E F G H I J K L M N O P Q
15
20
25
30
35
25%
50%
75%
Min
Máx
Média
Ensaio 2
Ensaio 1
Partida
Ambiente
D
FBP
R2R1
Afluente
Ambiente
D
FBP
R2R1
Afluente
Ambiente
R2R1Afluente
Temperatura (ºC)
B C D E F G H I J K L M N O P Q R S
15
20
25
30
35
25%
50%
75%
Min
Máx
Média
Ensaio 5
Ensaio 4Ensaio 3
Ambiente
D
FBP
R2
R1
AfluenteAmbiente
D
FBP
R2
R1
Afluente
Ambiente
D
FBP
R2
R1
Afluente
Temperatura (ºC)
TABELA 14. Valores médios das temperaturas do afluente, efluentes (R2, FBP e
decantador) e da temperatura do ar próximas aos reatores (ambiente)
durante os ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
Temperatura (ºC)
Efluente R2 Efluente FBP Efluente decantador Ambiente
Ensaio 1
29,7
a
27,2
ab
28,2
a
29,8
a
Ensaio 2
28,2
ab
27,1
abc
26,4
ab
26,9
bc
Ensaio 3
27,9
ab
28,0
ab
27,8
ab
27,6
bc
Ensaio 4
26,5
b
26,3
bc
26,2
b
26,3
bc
Ensaio 5
29,3
a
28,3
a
28,0
a
28,0
ab
Ensaio 6
29,2
a
28,4
a
28,2
a
28,2
b
Ensaio 7
26,2
b
25,3
c
25,9
b
25,9
c
Ensaio 8
23,1
c
22,3
d
23,9
c
23,9
d
CV (%) 9,9 9,6 9,6 10
F 30,4** 29,8** 30,4** 18,0**
c. v. – coeficiente de variação; Letras minúsculas diferentes na mesma coluna, diferem pelo teste de Tukey a 5%. ** - Significativo a
1% de probabilidade (p<0,01); * - Significativo a 5% de probabilidade (p<0,05); ns - não significativo (p>0,05); p-probabilidade.
R2 – reator 2; FBP- filtro biológico percolador.
FIGURA 16. Temperatura do afluente e efluentes do R1, R2, FBP e decantador na
partida e ensaios 1 e 2.
FIGURA 17a. Temperatura do afluente e efluentes do R1, R2, FBP e decantador nos
ensaios 3, 4 e 5.
84
B C D E F G H I J K L M N O P Q R S
15
20
25
30
35
25%
50%
75%
Min
Máx
Média
Ensaio 8
Ensaio 7Ensaio 6
AmbienteDFBPR2R1
Afluente
Ambiente
D
FBP
R2
R1
Afluente
Ambiente
DFBP
R2R1
Afluente
Temperatura (ºC)
FIGURA 17b. Temperatura do afluente e efluentes do R1, R2, FBP e decantador nos
ensaios 6, 7 e 8.
5.2 Demanda química de oxigênio (DQO)
Na Tabela 15 estão apresentados os valores médios e as eficiências de remoção
da DQOtotal, DQOdiss (1,2 m), DQOsuspensa, DQOfiltrada, DQOparticulada,
DQOdissolvida (0,45 m) e DQOcoloidal do afluente e efluentes, do sistema de
tratamento anaeróbio composto pelo reator UASB (R1) e filtro anaeróbio de fluxo
ascendente (R2), nas fases 1, 2, 3 e 4. Na partida foram avaliadas somente a DQOtotal,
DQOdiss (1,2 m), DQOsuspensa.
As cargas orgânicas volumétricas (COV) médias aplicadas no reator UASB (R1)
foram de 9,2; 12,9; 25,2; 26,0 e 26,7 g DQOtotal (L d)
-1
(p<0,01) na partida e nas fases
1, 2, 3 e 4, respectivamente (Tabela 14). CHERNICHARO (2007), as COV típicas
aplicadas em reatores UASB tratando esgoto doméstico são inferiores a 15 g DQOtotal
(L d)
-1
, embora COV de até 45 g DQOtotal (L d)
-1
tenham sido aplicadas com sucesso.
KARAKASHEV et al. (2008) citaram que não existem estudos com reatores UASB
tratando águas residuárias de suinocultura com COV superiores a 20 g DQOtotal (L d)
-1
.
No entanto, além das COV acima de 20 g DQOtotal (L d)
-1
utilizadas neste trabalho, em
outros estudos recentes realizados no Brasil com reatores UASB, em escala piloto,
tratando águas residuárias de suinocultura foram aplicadas COV de 34,4 g DQOtotal (L
d)
-1
(RAMIRES, 2005); COV de 21 e 40 g DQOtotal (L d)
-1
(URBINATI & OLIVEIRA,
85
2008) e COV de 26 g DQOtotal (L d)
-1
(SANTANA, 2008) e observadas eficiências de
remoção de DQOtotal de 73, 88 e 84%, e de 86%, respectivamente, indicando que os
reatores UASB podem ser uma alternativa para o tratamento de águas residuárias de
suinocultura com elevadas cargas orgânicas, dispensando o tratamento primário.
As cargas orgânicas volumétricas aplicadas no filtro anaeróbio de fluxo
ascendente (R2) foram de 2,6; 4,8; 4,4; 2,1 e 4,4 g DQOtotal (L d)
-1
(p<0,01) na partida
e fases 1, 2, 3 e 4 (Tabela 15). As maiores COV aplicadas no R2 foram observadas nas
fases 1, 2 e 4 (p<0,05) e situaram-se na faixa de 1 a 10 g DQO (L d)
-1
as quais
segundo COUTO (1993) são os valores de COV normalmente encontrados para filtros
anaeróbios, embora possam ultrapassar 20 g DQO (L d)
-1
, por exemplo, no caso de
efluentes de indústrias de alimentos.
Os valores médios de DQOtotal e DQOsuspensa observados no afluente foram
de 13830; 12993; 12622; 26030 e 13888 mg L
-1
(p<0,01); de 12017; 11649; 11213;
24256 e 11740 mg L
-1
(p<0,01), na partida e nas fases 1, 2, 3 e 4, respectivamente
(Tabela 1). Na fase 3 foram observados os maiores valores (p<0,05) de DQOtotal,
DQOsuspensa, DQOparticulada e DQOdiss (0,45 m) no afluente. As alterações na
composição do afluente ocorreram em virtude de variações na idade e manejo dos
animais nas instalações de confinamento de suínos na fase de terminação.
Durante as fases 1, 2, 3 e 4, a matéria orgânica no afluente, expressa como
DQO, esteve presente em maiores quantidades, com tamanho de partícula acima de
5,0 m (DQOparticulada), seguida das partículas entre 1,2 e 5,0 m (DQOfiltrada),
seguida de partículas entre 0,45 e 1,2 m (coloidal) e com menores quantidades de
partículas inferiores a 0,45 m (dissolvida). Ou seja, os valores de DQO no afluente
tiveram a seguinte ordem: DQOparticulada> DQOfiltrada> DQOcoloidal>
DQOdissolvida.
Os valores médios da DQOsuspensa do afluente corresponderam a 89; 88; 93 e
84 % da DQOtotal, e os da DQOparticulada a 89; 89; 88 e 78% da DQOsuspensa, nas
fases 1, 2, 3 e 4 respectivamente, indicando a predominância de sólidos suspensos
orgânicos e entre eles a dos particulados orgânicos, nas águas residuárias de
suinocultura.
86
TABELA 15. Valores médios e coeficiente de variação da carga orgânica volumétrica
(COV) e de DQOtotal, DQOfiltrada, DQOparticulada, DQOsuspensa,
DQOdiss (1,2 m), DQOdiss (0,45 m) e DQOcoloidal no afluente e nos
efluentes e suas respectivas eficiências de remoção (E) no reator UASB
(R1) e no filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2) nas fases 1, 2, 3 e 4.
Fases
Parâmetros
Partida
1
2
3
4
CV
(%)
Teste
F
R1
9,2
b
12,9
b
25,2
a
26,0
a
26,7
a
60
10,5**
COV
(g DQOtotal (L d)
-1
R2
2,6
ab
4,8
a
4,4
a
2,1
b
4,4
a
81 4,2**
Afluente
13830
b
12993
b
12622
b
26030
a
13888
b
63
8,9**
R1
2055
ab
2337
a
1055
b
1140
b
1222
b
89 4,9**
mg L
-1
R2
873
ab
139
9
a
945
ab
563
b
1182
a
77 5,8**
R1
82
b
82
b
90
ab
94
a
89
ab
10 7,6**
R2
53
a
43
a
11
b
51
a
-
-
134 14,4**
DQOtotal
E
(%)
R1+R2
92
ab
87
b
90
b
97
a
89
b
9 7,3**
Afluente
1812
a
1344
a
1409
a
1774
a
1648
a
58
1,3ns
R1
514
a
307
a
239
a
297
a
336
a
54 1,8ns
mg L
-1
R2
435
a
323
ab
207
b
263
b
257
b
54 6,6**
R1
69
b
74
ab
82
a
81
a
73
ab
17 4,1**
R2
17
a
-
-
13
a
10
a
23
a
151 0,5ns
DQOdiss
(1,2
m)
E
(%)
R1+R2
77
a
70
b
84
a
83
a
77
ab
20 3,5**
Afluente
12017
b
11649
b
11213
b
24256
a
11740
b
68
9,1**
R1
1423
ab
2029
a
816
b
843
b
886
b
110 4,5**
mg L
-1
R2
464
bc
1076
a
738
abc
299
c
926
ab
102 5,1**
R1
85
b
83
b
89
ab
95
a
90
ab
12 4,9**
R2
70
a
46
ab
9
b
64
a
-
-
227 9,7**
DQO
suspensa
E
(%)
R1+R2
94
a
89
b
90
b
88
b
90
b
10 4,7**
Afluente
-
-
10412
b
9972
b
21272
a
9168
b
78
9,4**
R1
-
-
1974
a
767
b
646
b
745
b
136 5,3**
mg L
-1
R2
-
-
1100
a
624
ab
225
b
799
ab
111 5,1**
R1
-
-
82
b
90
ab
95
a
87
ab
16 3,9**
R2
-
-
43
ab
18
b
66
a
-
-
125 6,0**
DQO
particulada
E
(%)
R1+R2
-
-
86
b
91
ab
99
a
86
b
14 5,4**
Afluente
-
-
1237
b
1288
b
2984
a
2572
a
59
15,1**
R1
-
-
243
a
218
ab
205
ab
140
b
63 3,2*
mg L
-1
R2
-
-
127
a
152
a
129
a
127
a
70 0,4ns
R1
-
-
79
b
82
ab
91
a
89
ab
18 3,5*
R2
43
a
32
a
31
a
12
b
129 12,2**
DQO
filtrada
E
(%)
R1+R2
89
ab
87
b
95
a
92
ab
9 4,3**
Afluente
-
-
919
a
833
a
1024
a
1318
a
73
2,2ns
R1
-
-
167
a
123
a
168
a
202
a
89 1,2ns
mg L
-1
R2
-
-
188
a
123
a
141
a
136
a
82 1,4ns
R1
-
-
80
a
85
a
81
a
77
a
24 0,7ns
R2
-
-
-
-
-
-
16
a
31
a
167 2,4ns
DQO
coloidal
E
(%)
R1+R2
-
-
78
a
85
a
82
a
87
a
17 1,9ns
Afluente
-
-
425
b
576
ab
750
a
329
b
87
4,5**
R1
-
-
164
a
133
a
128
a
134
a
48 1,9ns
mg L
-1
R2
-
-
142
a
107
b
123
ab
120
ab
40 2,4ns
R1
-
-
55
b
72
a
75
a
58
ab
32 4,7**
R2
-
-
12
a
18
a
3
b
9
a
244 4,1**
DQOdiss
(0,45 m)
E
(%)
R1+R2
-
-
62
ab
77
a
78
a
55
b
31 4,8**
c.v. – coeficiente de variação; Letras minúsculas diferentes na mesma linha diferem pelo teste de Tukey a 5%. ** - Significativo a
1% de probabilidade (p<0,01); * - Significativo a 5% de probabilidade (p<0,05); ns - não significativo (p>0,05); p-probabilidade;
87
Dessa forma, as frações de DQOcoloidal mais a DQOdissolvida corresponderam
a 10, 11, 7 e 11% da DQOtotal, com predominância de DQOcoloidal com 7, 6, 4 e 9%
da DQOtotal, respectivamente, nas fases 1, 2, 3 e 4.
A predominância de sólidos suspensos orgânicos e entre eles a dos particulados
orgânicos, nas águas residuárias de suinocultura, confirma a necessidade do
tratamento anaeróbio em dois estágios, com o primeiro reator operado com menores
velocidades ascensionais, para facilitar a retenção da DQOparticulada e da
DQOfiltrada, ou seja, de DQOsuspensa, na manta de lodo, visando a hidrólise ou a
estabilização.
As eficiências de remoção de DQOtotal no R1 foram de 82; 82; 90; 94 e 89% na
partida e fases 1, 2, 3 e 4, respectivamente, e diferiram significativamente (p<0,01)
(Tabela 15). As maiores eficiências de remoção (p<0,05) de DQOtotal, DQOsuspensa e
DQOfiltrada no R1, de 94, 95 e 91%, respectivamente, ocorreram na fase 3, com o TDH
de 24 h, COV de 26,0 g DQOtotal (L d)
-1
e temperatura média do ar de 24,5 ºC. Os
maiores valores de DQOparticulada do afluente na fase 3, provocaram aumento de
remoção de DQOtotal e SST em virtude da retenção física dos sólidos suspensos
particulados (> 5 m), os quais foram estabilizados e parte podem ter sido convertidos
as metano. Os valores médios de eficiência de remoção de DQOtotal, DQOsuspensa e
DQOfiltrada, no ensaio 2 e 4, mesmo com TDH de 12 h, não diferiram significativamene
dos valores médios obtidos no ensaio 3, indicando que o principal parâmetro
relacionado a essas remoções de DQO no reator UASB (R1) foi a COV, cujos valores
forma similares nos três ensaios, de 25,2 a 26,7 g DQOtotal (L d)
-1
.
As eficiências médias de remoção de DQOtotal no R2 foram de 53, 43, 11 e 51%
na partida e fases 1, 2 e 3, respectivamente. Na fase 4 não foi observado eficiência de
remoção de DQOtotal, DQOsuspensa e DQOparticulada no R2. O decréscimo nas
eficiências de remoção DQOtotal, DQOsuspensa e DQOparticulada da partida para a
fase 2 e da fase 3 para a fase 4 do R2 ocorreram em virtude do aumento da velocidade
ascensional de 0,13 para 0,26 m h
-1
e de 0,11 para 0,22 m h
-1
, respectivamente, o que
ocasionou o arraste de sólidos da manta de lodo. O decréscimo de eficiência de
88
remoção de matéria orgânica em filtros anaeróbios utilizando gomos de bambu como
meio suporte, com o aumento da velocidade ascencional do líquido, também foi
observado por COUTO (1993). As eficiências de remoção de DQOcoloidal no R2
ocorreram somente nas fases 3 e 4, quando se utilizou os anéis de conduite como meio
suporte.
As eficiências médias de remoção DQOtotal e DQOparticulada no sistema de
tratamento anaeróbio (R1 + R2) variaram de 87 a 97% e de 86 a 99%,
respectivamente, para as COV aplicadas, nas fases 1, 2, 3 e 4 (Tabela 15). Para a
DQOtotal, as maiores eficiências (p<0,05) ocorreram na fase 3 e na partida, com
valores de 97 e 92%, respectivamente. Na fase 3, como conseqüência ocorreu o menor
(p<0,05) valor médio de DQOtotal no efluente, apesar da maior (p<0,05) DQOtotal do
afluente. Portanto, o maior TDH para R1+R2 na partida e na fase 3 propiciou melhores
resultados, em virtude de maiores remoções no R2, com menores velocidades
ascencionais.
Para a DQOsuspensa, a maior (p<0,05) eficiência média de remoção, de 94%,
ocorreu na partida. Segundo CHERNICHARO (2007), a DQOparticulada pode ser
removida por meio de mecanismos não biológicos, como a retenção no lodo, em virtude
do material particulado apresentar boas propriedades de sedimentação. O acúmulo de
DQOparticulada no lodo anaeróbio, pode levar a formação de lodo não bacteriano e
diminuir o espaço para a população metanogênica.
Segundo ELMITWALLI et al. (2000), com a utilização de reatores anaeróbios em
dois estágios, para o tratamento de águas residuárias com altas concentrações de
material particulado, pode-se obter elevadas eficiências de remoção de
DQOparticulada, em virtude do primeiro estágio funcionar como um sedimentador
primário melhorado. No primeiro reator ocorrerá a estabilização desses sólidos
particulados orgânicos, o que poderá facilitar a sua disposição com o lodo excedente.
Além disso, parte dele será hidrolisado e convertido a metano no primeiro ou segundo
reator do sistema de tratamento anaeróbio em dois estágios, conforme foi observado
por SANTANA (2004 e 2008), FERNANDES (2004), RAMIRES (2005), e ABREU NETO
(2007), por meio de balanço de massa dos resultados de DQO do afluente e efluente,
89
metano no biogás e sólidos voláteis no lodo.
As eficiências de remoção da DQOfiltrada, DQOdiss (0,45 m) e DQOcoloidal no
sistema de tratamento anaeróbio (R1+R2) foram de 89; 87; 95 e 92%; de 62; 77; 78 e
55%; e de 78; 85; 82 e 87% nas fases 1, 2, 3 e 4, respectivamente. Na fase 4, a
remoção de DQOdiss (0,45 m) diminuiu significativamente em relação a fase 2, com a
aplicação de TDH e COV similares, em virtude da ocorrência de menores temperaturas.
A remoção de matéria orgânica dissolvida pode aumentar a atividade metanogênica
específica do lodo. Segundo ELMITWALLI et al. (2000), a remoção de material coloidal
em reatores anaeróbios não é satisfatória. Wang (1994) citado por ELMITWALLI et al.
(2000), observou remoções de DQOcoloidal de 40 e 49%, num reator UASB seguido
reator anaeróbio de leito fluidizado tratando esgoto doméstico, com temperaturas de 17
e 12ºC, respectivamente. No sistema de tratamento anaeróbio em dois estágios
(R1+R2) foi possível obter eficiências de remoção de DQOcoloidal maiores, de 78 a
87%, possivelmente, influenciadas pelas temperaturas médias mais altas, de 20,1 a
24,7 ºC.
As cargas orgânicas volumétricas aplicadas no filtro biológico percolador e no
decantador variaram de 1,0 a 7,9 g DQOtotal (L d)
-1
e de 0,9 a 5,4 g DQOtotal (L d)
-1
,
nos ensaios 1 a 8 (Tabela 16).
No efluente do decantador foram verificadas concentrações de DQOtotal,
DQOdiss (1,2 m) , DQOsuspensa, DQOparticulada, DQOfiltrada, DQOdiss (0,45 m) e
DQOcoloidal variando de 315 a 630 mg L
-1
; de 170 a 349 mg L
-1
; de 74 a 232 mg L
-1
; de
75 a 319 mg L
-1
; de 21 a 146 mg L
-1
; de 92 a 179 mg L
-1
e de 69 a 187 mg L
-1
,
respectivamente (Tabelas 16 e 17).
No filtro biológico percolador, ocorreram diferenças significativas (p<0,05) nas
eficiências de DQOtotal e DQOsuspensa, de 56 e 9% e de 73 e 27%, nos ensaios 2 e 6,
e 2 e 5, respectivamente. No ensaio 2 foi aplicada COV de 6,6 g DQOtotal (L d)
-1
e taxa
de superficial de 10,6 m
2
(m
3
d)
-1
no FBP, e nos ensaios 5 e 6 as COV aplicadas foram
de 1,0 a 1,5 g DQOtotal (L d)
-1
e as taxas superficiais de 3,0 a 9,1 m
3
(m
2
d)
-1
, indicando
que as menores (p<0,05) DQO do afluente do FBP (efluente do R2) e COV podem ter
prejudicado a remoção de DQOtotal e DQOsuspensa no FBP.
90
As eficiências médias de remoção de DQOdiss (1,2 m) no filtro biológico
percolador foram de 5; 4 e 5% nos ensaios 1, 3 e 5, respectivamente. Nos ensaios 2, 4,
6, 7 e 8 não foram observadas eficiências de remoção de DQOdiss (1,2 m) no FBP.
Para o sistema de pós-tratamento composto pelo FBP e o decantador as
eficiências de remoção de DQOtotal aumentaram e tiveram comportamento entre os
ensaios similares ao verificado no FBP.
As eficiências médias de remoção de DQOsuspensa e particulada variaram de
56 a 80% e de 40 a 78% nos ensaios 1 a 8 e não diferiram estatisticamente, com a
aplicação de taxas superficiais e COV variando de 3,1 a 21,1 m
2
(m
3
d)
-1
e 1,2 a 7,9 g
DQOtotal (L d)
-1
, utilizando anéis de bambu ou eletroduto corrugado como suportes.
Para o sistema de tratamento anaeróbio e pós-tratamento, as eficiências de
remoção de DQOtotal, DQOdiss (1,2 m), DQOsuspensa; DQOfiltrada,
DQOparticulada, DQOdiss (0,45 m) e DQOcoloidal variaram de 94,3 a 98,6%; de 67,1
a 85,0%, de 99,4 a 99,6%; de 77,9 a 98,8%; de 83,8 a 98,8%; de 47,0 a 83,0% e de
67,3 a 92,5%, respectivamente, com a aplicação de TDH de 22,3 a 66,6 horas, nos
ensaios 1 a 8 (Tabela 18). A eficiência de remoção de DQOtotal no sistema de
tratameto anaeróbio e de pós-tratamento, de 98,6%, observada no ensaio 5, quando foi
aplicado o maior TDH, de 66,6 h, diferiu (p<0,05) somente do valor de 94,3%, obtido no
ensaio 3, com TDH de 31,3 h. Portanto, para os TDH de 22,3 a 66,6 h, nos ensaios 1, 2,
3, 4, 5, 6, 7 e 8, no sistema de tratamento anaeróbio e pós-tratamento, não foram
observadas diferenças para a remoção de DQOtotal. Para a DQOdiss (1,2 m) e
DQOdiss (0,45 m), as eficiências de remoção foram menores (p<0,05) nos ensaios 2,
7 e 8, quando as temperaturas foram baixas.
91
TABELA 16. Valores médios e coeficientes de variação (cv) da carga orgânica volumétrica (COV) e DQOtotal, DQOdiss
(1,2 m) e DQOsuspensa no afluente e nos efluentes e respectivas eficiências de remoção (E) no filtro
biológico percolador (FBP) e no decantador (D) nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
Ensaios
cv (%)
Teste F
Parâmetros
1 2 3 4 5 6 7 8
FBP
1,2
c 6,6
ab
5,7
ab 6,8
a 1,0
c 1,5
c 3,9
bc 7,9
a
57 18,0**
COV
(g DQOtotal (L d)
-1
D
0,9
c 3,8
b 1,9
c 3,8
b 0,8
c 1,5
c 2,1
c 5,4
a
46 26,8**
R2
734
bc 2062
a 1182
bc 708
bc 753
bc 373
c 1403
ab 962
bc
68 7,8**
FBP
456
bc 788
ab
c
843
ab 405
bc 643
ab
c
335
c 1016
a 794
ab
c
62 4,7**
mg L
-1
D
410
ab 630
a 501
ab 315
b 425
ab 244
b 584
a 486
ab
51 4,4**
FBP
31
ab 56
a 30
ab 42
ab 15
ab 9
b 28
ab 17
ab
125 2,5*
D
12
a 20
a 39
a 22
a 34
a 28
a 40
a 35
a
119 1,2ns
DQOtotal
E
(%)
FBP+D
44
ab 64
a 58
ab 50
ab 41
ab 36
b 58
ab 50
ab
41 2,8**
R2
290
ab 355
a 261
abc
153
c 363
a 165
bc 245
ab 269
ab
44 6,3**
FBP
276
abc 370
a 251
abc
182
c 344
a 201
bc 331
ab 294
ab
c
41 4,7**
mg L
-1
D
223
bc 349
a 256
abc
185
bc 304
ab 170
c 262
ab
c
281
ab
c
42 4,6**
FBP
5
a -
- 4
a -
- 5
a -
- -
- -
-
- 2,0ns
D
19
a -
- 3
a 3
a 13
a 15
a 20
a 4
a
272 4,4**
DQOdiss
m)
E
(%)
FBP+D
22
a -
- -
- -
- 14
4
6
3
-
R2
446
bc 1707
a 920
abc
556
bc 391 bc 208
c 1159
ab 693
bc
89 7,2**
FBP
186
bc 418
ab
c
592
ab 224
bc 299
ab
c
134
c 685
a 499
ab
c
101 3,8**
mg L
-1
D
187
ab 281
ab
246
ab 130
ab 120 ab 74
b 323
a 206
ab
95 2,9**
FBP
58
ab 73
a 37
ab 57
ab 27 b 52
ab 40
ab 44
ab
65 2,5*
D
-
- 33
a 56
a 40
a 58 a 53
a 52
a 55
a
69 0,9ns
DQO
suspensa
E
(%)
FBP+D
56
a 80
a 72
a 74
a 71 a 66
a 74
a 71
a
37 0,9ns
c.v. – coeficiente de variação; Letras minúsculas diferentes na mesma linha diferem pelo teste de Tukey a 5%. ** - Significativo a 1% de probabilidade (p<0,01); * - Significativo a 5%
de probabilidade (p<0,05); ns - não significativo (p>0,05); p-probabilidade.
91
92
TABELA 17. Valores médios e coeficientes de variação (E) de DQOfiltrada, DQOparticulada, DQOdiss (0,45 m) e
DQOcoloidal no afluente e nos efluentes e respectivas eficiências de remoção (E) no filtro biológico
percolador (FBP) e no decantador (D) nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
Ensaios
cv (%)
Teste F
Parâmetros
1 2 3 4 5 6 7 8
R2
148
ab 112
ab
108
ab 188
a 76 b 178
ab 136
ab 117
ab
66
2,2*
FBP
114
ab 145
a 61
b 51
b 55 b 71
b 74
ab 70
b
72
3,8**
mg L
-1
D
127
ab 146
a 63
bc 55
bc 34 c 21
c 56
bc 48
c
89
7,2**
FBP
31
b -
- 44
b 66
a 24 b 56
a 45
b 63
a
128
2,9**
D
-
- -
- -
- -
- 38 69
29
34
-
-
DQO
filtrada
E (%)
FBP+D
14
c -
- 42
b 71
a 50 b 82
a 57
b 57
b
-
2,7**
R2
470
b 1595
a 854
b 395
b 320
b 60
c 1022
ab 576
b
102
5,6**
FBP
154
ab 557
ab
576
a 173
ab 268
ab 68
b 611
a 429
ab
118
3,4**
mg L
-1
D
311
ab 292
ab
223
ab 75
b 115
ab 66
b 319
a 165
ab
104
5,4**
FBP
40
a 65
a 35
a 55
a 15
b -
- 45
a 29
a
122
3,0**
D
-
- 51
a 54
a 59
a 55
a -
- 45
a 57
a
205
2,2*
DQO
particulada
E
(%)
FBP+D
40
a 78
a 75
a 63
a 33
a -
- 71
a 74
a
53
1,5ns
R2
137
a 148
a 112
a 101
a 139 a 106
a 132
a 108
a
40
1,8ns
FBP
122
a 127
a 103
a 102
a 162 a 102
a 156
a 153
a
45
2,7**
mg L
-1
D
108
bc 179
a 92
c 98
c 118 bc 100
bc 127
ab
c
154
ab
37
6,0**
FBP
11
- 14
- 8
- -
- - - -
- -
- -
-
-
-
D
-
- -
- 10
- -
- 25 - -
- 15
- -
-
-
-
DQOdiss
0,45
m
E
(%)
FBP+D
20
- -
- 15
- -
- 15 - -
- -
- -
-
-
-
R2
168
abc 207
ab
157
bc 80
bc 223 a 58 c 112
ab
160
ab
76
3,5**
FBP
153
ab 243
a 181
ab 88
b 182 ab 99
b 175
ab 141
ab
66
3,0**
mg L
-1
D
115
ab 170
ab
190
a 101
b 187 a 69
b 164
ab 127
ab
70
2,7*
FBP
-
- -
- -
- -
- 19 - -
- -
- 12
-
-
-
D
24
- 30
- -
- -
- - - 30
- 6
- 8
-
-
-
DQO
coloidal
E (%)
FBP+D
31
- 17
- -
- -
- 16 - -
- -
- 20
-
-
-
c.v. – coeficiente de variação; Letras minúsculas diferentes na mesma linha diferem pelo teste de Tukey a 5%. ** - Significativo a 1% de probabilidade (p<0,01); * - Significativo a 5%
de probabilidade (p<0,05); ns - não significativo (p>0,05); p-probabilidade.
92
93
TABELA 18. Valores médios e coeficientes de variação (cv) das eficiências de remoção de DQOtotal, DQOdiss (1,2 m),
DQOsuspensa, DQOfiltrada, DQOparticulada, DQOdiss (0,45 m) e DQOcoloidal no sistema de
tratamento anaeróbio e do pós-tratamento (R1+R2+FBP+D) nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
c.v. – coeficiente de variação; Letras minúsculas diferentes na mesma linha diferem pelo teste de Tukey a 5%. ** - Significativo a 1% de probabilidade (p<0,01); * - Significativo a 5%
de probabilidade (p<0,05); ns - não significativo (p>0,05); p-probabilidade.
Ensaios
cv (%)
Teste F
Parâmetros
1 2 3 4 5 6 7 8
TDH (h)
62,7 44,7 31,3 22,3 66,6 47,0 33,3 23,3
-
-
COV
(g DQOtotal (L d)
-1
)
R1
10
c 15
bc 28
ab 22
abc 36
a 16
bc 27
ab 26
ab
56
6,2**
DQOtotal
95,2
ab 97,8
ab 94,3
b 96,7
ab 98,6
a 96,4
ab 95,2
ab 95,1
ab
3
2,3*
DQOdiss m)
79,3
a 69,5
b 84,9
a 79,7
a 82,0
a 85,0
a 80,9
a 67,1
b
20
2,4**
DQOss
97,4
a 97,6
a 94,8
a 94,4
a 99,6
a 97,6 a 96,7
a 97,5
a
5
1,2ns
DQO filtrada
92,3
a 77,9
b 92,9
a 94,8
a 98,6
a 98,8
a 95,9
a 94,7
a
9,0
7,4**
DQO particulada
96,0
a 96,5
a 96,7
a 98,8
a 99,5
a 83,8
b 95,0
a 96,2
a
18
0,9**
DQOdiss (0,45 m)
63,4
ab 53,1
b 83,0
a 71,0
ab 81,1
a 58,2 ab 47,0
b 50,0
b
35
4,9**
DQO coloidal
85,1 ab 75,3
ab 78,4
ab 80,0
ab 67,3
b 92,5
a 86,6
ab 84,1
ab
24
2,2*
93
94
Os valores médios da DQOtotal e DQOdiss
no afluente e efluentes do reator
UASB, filtro anaeróbio, FBP e decantador durante o experimento estão apresentadas
nas Figuras 18 a 25.
Foram observadas baixas variações para a DQOtotal e DQOdiss (1,2 m) no
efluente final (Figuras 18 e 25) do sistema de tratamento anaeróbio composto pelo
reator UASB e filtro anaeróbio e com o pós-tratamento composto pelo filtro biológico
percolador e o decantador, com os TDH de 62,7; 44,7; 31,3; 22,3; 66,6; 47,0; 33,3 e
23,3 h (Tabela 18).
Nas Figuras 26 e 27 é possível evidenciar com maior facilidade, que a inclusão
do sitema de pós-tratamento propiciou aumentos e menores variações das eficiências
médias de remoção de DQOtotal, em relação ao sistema de tratamento anaeróbio em
dois estágios (R1 + R2). Para as remoções de DQOdiss (1,2 m) o efeito não foi
evidente, em virtude dos baixos valores de DQOdiss remanescentes no efluente do R2.
FIGURA 18. Valores de DQOtotal no afluente e efluentes do reator UASB (R1), do filtro
anaeróbio (R2), do filtro biológico percolador (FBP) e do decantador (D)
instalados em série, obtidos na partida e nos ensaios 1 e 2.
0
3000
6000
9000
12000
4 24 44 64 84 104 124 144 164 184 204 224
Tempo de operação (dias)
Partida
Ensaio 1
Ensaio 2
0
10000
20000
30000
40000
50000
4 24 44 64 84 104 124 144 164 184 204 224
DQOtotal (mg L-1)
R1 R2 FBP Decantador Afluente
95
FIGURA 19. Valores de DQOtotal no afluente e efluentes do reator UASB (R1), do filtro
anaeróbio (R2), do filtro biológico percolador (FBP) e do decantador (D)
instalados em série, obtidos nos ensaios 3 e 4.
R1 R2 FBP Decantador Afluente
0
10000
20000
30000
40000
50000
4 24 44 64 84 104
Ensaio 3 Ensaio 4
0
1000
2000
3000
4 14 24 34 44 54 64 74 84 94 104
Tempo de operação (dias)
DQOtotal (mg L
-1
)
R1 R2 FBP Decantador Afluente
Ensaio 5
Ensaio 6
0
10000
20000
30000
40000
50000
60000
2 22 42 62 82 102 122 142
0
1000
2000
3000
2 12 22 32 42 52 62 72 82 92 102 112 122 132 142
Tempo de operação (dias)
DQOtotal (mg L
-1
)
FIGURA 20. Valores de DQOtotal no afluente e efluentes do reator UASB (R1), do
filtro anaeróbio (R2), do filtro biológico percolador (FBP) e do decantador
(D) instalados em série, obtidos nos ensaios 5 e 6.
96
R1 R2 FBP Decantador Afluente
0
300
600
900
1200
1500
4 24 44 64 84 104 124 144 164 184 204 224
Tempo de operação (dias)
0
1000
2000
3000
4000
5000
4 24 44 64 84 104 124 144 164 184 204 224
Partida
Ensaio 1
Ensaio 2
DQOdiss (mg L
-1
)
FIGURA 21. Valores de DQOtotal no afluente e efluentes do reator UASB (R1), do filtro
anaeróbio (R2), do filtro biológico percolador (FBP) e do decantador (D)
instalados em série, obtidos nos ensaios 7 e 8.
0
10000
20000
30000
2 22 42 62 82 102 122 142
0
1000
2000
3000
4000
2 12 22 32 42 52 62 72 82 92 102 112 122 132 142
Tempo de operação (dias)
DQOtotal (mg L
-1
)
Ensaio 7
Ensaio 8
R1 R2 FBP Decantador Afluente
FIGURA 22. Valores de DQOdiss (1,2 m) no afluente e efluentes do reator UASB
(R1), do filtro anaeróbio (R2), do filtro biológico percolador (FBP) e do
decantador (D) instalados em série, obtidos na partida e ensaios 1 e 2.
97
Ensaio 3 Ensaio 4
0
1000
2000
3000
4 24 44 64 84 104
0
200
400
600
4 14 24 34 44 54 64 74 84 94 104
Tempo de operação (dias)
DQOdiss (mg L
-1
)
R1 R2 FBP Decantador Afluente
R1 R2 FBP Decantador Afluente
Ensaio 5
Ensaio 6
0
1000
2000
3000
4000
5000
2 12 22 32 42 52 62 72 82 92 102 112 122 132 142
0
100
200
300
400
500
600
700
2 12 22 32 42 52 62 72 82 92 102 112 122 132 142
Tempo de operação (dias)
DQOdiss (mg L
-1
)
FIGURA 23. Valores de DQOdiss (1,2 m) no afluente e efluentes do reator UASB
(R1), do filtro anaeróbio (R2), do filtro biológico percolador (FBP) e do
decantador (D) instalados em série, obtidos nos ensaios 3 e 4.
FIGURA 24. Valores de DQOdiss (1,2 m) no afluente e efluentes do reator UASB
(R1), do filtro anaeróbio (R2), do filtro biológico percolador (FBP) e
decantador (D), instalados em série, obtidos nos ensaios 5 e 6.
98
R1R2 I J K L M N O P Q R S T U V W1 W2
50
60
70
80
90
100
25%
50%
75%
Min
Máx
Média
Ensaio 8Ensaio 7
Ensaio 6
Ensaio 5
Ensaio 4
Ensaio 3Ensaio 2
Ensaio 1
Sistema
Sistema
SistemaSistema
SistemaSistema
Sistema
Sistema
R1+R2R1+R2
R1+R2
R1+R2R1+R2R1+R2 R1+R2R1+R2
R1+R2
Partida
Remoção de DQOtotal (%)
Ensaio 7
Ensaio 8
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
2 12 22 32 42 52 62 72 82 92 102 112 122 132 142
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
2 12 22 32 42 52 62 72 82 92 102 112 122 132 142
Tempo de operação (dias)
DQOdiss (mg L
-1
)
R1 R2 FBP Decantador Afluente
FIGURA 26. Eficiências médias de remoção de DQOtotal e respectivos coeficientes de
variação, no reator UASB (R1) e no filtro anaeróbio (R2), em série (R1 +
R2) e com sistema de pós-tratamento com filtro biológico percolador (FBP)
e o decantador (D) (R1+R2+FBP+D), durante a partida e os ensaios 1, 2,
3, 4, 5, 6, 7 e 8.
FIGURA 25. Valores de DQOdiss (1,2 m) no afluente e efluentes do reator UASB
(R1), do filtro anaeróbio (R2), do filtro biológico percolador (FBP) e
decantador (D), instalados em série, obtidos nos ensaios 7 e 8.
99
FIGURA 27. Eficiências médias de remoção de DQOdiss (1,2 m) e respectivos
coeficientes de variação, no reator UASB (R1) e no filtro anaeróbio (R2),
em série (R1 + R2) e com sistema de pós-tratamento com filtro biológico
percolador (FBP) e o decantador (D) (R1+R2+FBP+D), durante a partida
e os ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
5.3 Sólidos suspensos totais (SST), voláteis (SSV) e fixos (SSF)
As concentrações médias de SST e SSV no afluente variaram de 6850 a 15774
mg L
-1
e de 2637 a 9190 mg L
-1
, na partida e nas fases 1 a 4. As maiores (p<0,05)
concentrações, de 15574 mg L
-1
, no afluente foram observadas na fase 3 (Tabela 19).
As relações SSV/SST no afluente foram de 0,38; 0,58; 0,57; 0,58 e 0,64 na partida e
fases 1, 2, 3 e 4, respectivamente, indicando elevadas concentrações de sólidos
suspensos fixos (SSF) no afluente.
No efluente do filtro anaeróbio as concentrações médias de SST e SSV foram de
114; 718; 541; 267 e 540 mg L
-1
e de 68; 303; 274; 176 e 360 mg L
-1
(Tabela 19), na
partida e nas fases 1, 2, 3 e 4, respectivamente e diferiram significativamente (p<0,05).
Os menores valores (p<0,05) ocorreram na partida, quando a concentração de SSV no
afluente foi mais baixa e a retenção de SSV na manta de lodo foi acentuada,
principalmente no R2, favorecida pelos maiores TDH no R1 e R2.
Com a inclusão do sistema de pós-tratamento, composto pelo filtro biológico
percolador e o decantador, as concentrações médias de SST e SSV foram reduzidas
R1R2 I J K L M N O P Q R S T U V W1 W2
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
25%
50%
75%
Min
Máx
Média
Ensaio 8Ensaio 7
Ensaio 6
Ensaio 5
Ensaio 4
Ensaio 3Ensaio 2
Ensaio 1
Sistema
Sistema
SistemaSistema
SistemaSistema
Sistema
Sistema
R1+R2R1+R2
R1+R2
R1+R2R1+R2R1+R2 R1+R2R1+R2
R1+R2
Partida
Remoção de DQOdiss (1,2 Mm) (%)
100
para 191, 202, 112, 191, 269, 56, 158 e 112 mg L
-1
e 67, 97, 64, 117, 181, 32, 97 e 76
mg L
-1
, nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, respectivamente, com variações menos
acentuadas do que no efluente do R2, e sem diferenças significativas (Tabela 20 e
Figuras 28 a 35).
TABELA 19. Valores médios e os respectivos coeficientes de variação (c.v.) da carga
orgânica volumétrica (COV), das concentrações de SST, SSV e SSF do
afluente e efluente e das eficiências de remoção (E) obtidos no sistema de
tratamento composto pelo reator UASB (R1) e filtro anaeróbio de fluxo
ascendente (R2) durante a partida e as fases 1, 2, 3 e 4.
Tratamentos
Parâmetros
Partida 1 2 3 4
CV
(%)
Teste
F
R1
9,2
b
12,9
b
25,2
a
26,0
a
26,7
a
60 10,5**
COV
(g DQOtotal (L d)
-1
R2
2,6
ab
4,8
a
4,4
a
2,1
b
4,4
a
81 4,2**
R1
36,0
24,0
12,0
24,0
12,0
- -
TDH (h)
R2
17,6
11,7
5,8
13,2
6,6
- -
Afluente
6850
b
8396
b
8012
b
15774
a
9997
b
56 10,3**
R1
633
ab
1323
a
534
b
570
b
868
ab
107 3,8**
mg L
-1
R2
114
c
718
a
541
ab
267
b
540
ab
88 4,7**
R1
90
ab
84
b
92
ab
94
a
89
ab
14 3,4*
R2
77
a
46
b
-
-
49
b
39
b
67 2,9**
SST
E
(%)
R1+R2
98
a
92
a
91
a
96
a
93
a
8 2,8ns
Afluente
2637
c
4888
b
4642
bc
9190
a
6366
ab
71 7,5**
R1
470
a
676
a
369
a
328
a
588
a
135 1,5ns
mg L
-1
R2
68
b
303
ab
274
ab
176
ab
360
a
98 3,4*
R1
77
b
85
a
89
a
94
a
87
a
20 2,4*
R2
84
a
53
ab
30
b
52
ab
40
b
72 4,0**
SSV
E
(%)
R1+R2
96
a
93
a
90
a
95
a
92
a
10 1,1ns
Afluente
3770
b
4112
b
3391
b
6584
a
3631
b
70 5,0**
R1
311
ab
647
a
165
b
241
b
279
b
142 4,3**
mg L
-1
R2
55
b
413
a
267
ab
91
b
180
b
128 5,7**
R1
93
ab
84
b
91
ab
94
a
91
ab
12 4,2**
R2
79
a
41
ab
-
-
64
a
37
ab
117 9,9**
SSF
E
(%)
R1+R2
98
a
88
a
85
b
97
a
92
a
15 3,5**
SST – sólidos suspensos totais; SSV – sólidos suspensos voláteis; SSF- sólidos suspensos fixos; E – eficiência.
c.v. – coeficiente de variação; Letras minúsculas diferentes na mesma linha diferem pelo teste de Tukey a 5%. ** - Significativo a
1% de probabilidade (p<0,01); * - Significativo a 5% de probabilidade (p<0,05); ns - não significativo (p>0,05); p-probabilidade.
O efluente do decantador, no ensaio 6, com valores médios de SST de 56 mg L
-1
,
atendeu ao padrão do Estado de Minas Gerais (amparado pela Deliberação Normativa
COPAM n° 10) que estabelece a concentração máxima para o lançamento de efluentes
líquidos de 60 mg L
-1
para os SST. Segundo a Deliberação COPAM n° 10, nas águas
101
são tolerados lançamentos de despejos, desde que, além de atenderem às
concentrações máximas permitidas para os diferentes poluentes, não venham a
ultrapassar os limites estabelecidos para as respectivas classes de enquadramento dos
cursos d’água (SANTOS, 2005), os quais serão estabelecidos para cada corpo receptor
e fonte poluidora.
Na partida e fases 1, 2, 3 e 4 as eficiências médias remoção de SST e SSF no
R1 foram de 90; 84, 92, 94 e 89 e de 93, 84, 91, 94 e 91% (Tabela 19), respectivamente
e houve diferença significativa somente entre as fases 1 e 3. As menores eficiências
médias de remoção (p<0,05) de SSV no R1 foram de 77%; na partida. Nas fases 1, 2, 3
e 4, as eficiências de remoção de SSV foram de 85, 89, 94 e 87%, respectivamente, e
não diferiram estatisticamente.
As eficiências médias de remoção de SST e SSV no R2, com a utilização dos
anéis de bambu como meio suporte, diminuíram significativamente (p<0,05) da partida
para a fase 2, de 77% para zero e de 84 para 30%, respectivamente. Nas fases 3 e 4,
com a utilização anéis de conduite no R2, as eficiências médias de remoção de SST e
SSV decresceram significativamente (p<0,05), em relação a partida, para 49 e 39% e
para 52 e 40%, respectivamente, e não diferiram estatisticamente entre si.
O decréscimo nas eficiências de remoção de sólidos suspensos (SST, SSV e
SSF) do R2 da partida para a fase 2, e para as fases 3 e 4, ocorreu em virtude do
arraste de sólidos com o efluente, provocado pelo aumento da velocidade ascencional e
pelo acúmulo crescente de lodo intersticial e no biolfilme. Segundo EHLINGER et al.
(1987) citados por COUTO (1993), as possíveis causas de entupimento e conseqüente
arraste de sólidos do filtro anaeróbio são a presença de sólidos suspensos, a
precipitação de carbonato de cálcio e a obstrução biológica. Mesmo assim, houve
contribuição significativa do R2 para a melhoria da qualidade do efluente e aumento da
remoção de sólidos suspensos no sistema de tratamento anaeróbio.
As eficiências de remoção de SST e SSV no sistema de tratamento anaeróbio
em dois estágios (R1+R2) variaram de 91 a 98% e de 90 a 96%, respectivamente
(Tabela 19) da partida a fase 4 e não diferiram estatisticamente (Tabela 19), mesmo
com a aplicação de TDH de 17,6 a 53,6 h e a utilização de anéis de bambu ou conduite.
102
TABELA 20. Valores médios e os respectivos coeficientes de variação (c.v.) da carga orgânica volumétrica (COV), das
concentrações de SST, SSV e SSF do afluente e efluente e das eficiências de remoção no filtro biológico
percolador (FBP) e no decantador (D) e no sistema de tratamento anaeróbio e de pós-tratamento
(R1+R2+FBP+D), durante os ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
Ensaios
cv (%)
Teste F
Parâmetros
1 2 3 4 5 6 7 8
R2
3,2
ab 6,3
a 5,7
a 2,9
ab 2,7
ab 1,4
b 4,0
a
4,9
ab
78 4,5**
FBP
1,2
c 6,6
ab
5,7
ab 6,8
a 1,0
c 1,5
c 3,9
b
c
7,9
a
57 18,0**
COV
(g DQOtotal (L d)
-1
D
0,9
c 3,8
b 1,9
c 3,8
b 0,8
c 1,5
c 2,1
c 5,4
a
46 26,8**
R2
568
ab 869
a 630
ab 452
ab 372
ab 162
b 563
a
b
517
ab
87 2,8**
FBP
198
a 246
a 194
a 245
a 264
a 90
a 344
a 236
a
110 1,1ns
mg L
-1
D
191
a 202
a 112
a 191
a 269
a 56
a 158
a 112
a
129 1,4ns
FBP
62
abc 76
a 67
abc
69
ab 38
bc 51
abc 37
c 57
abc
45 3,9**
D
-
- 21
a 45
a 21
a -
- 42
a 53
a 51
a
- 1,8ns
FBP+D
67
a 75
a 77
a 63
a 79
a 63
a 71
a 76
a
64 1,8ns
SST
E
(%)
Sistema
97,9
a 97,8
a 98,4
a 95,7
a 98,7
a 95,5
a 98,0
a 98,0
a
4 1,0ns
R2
295
a 312
a 342
a 207
a 245
a 107
a 380
a 340
a
96 1,5ns
FBP
63
a 86
a 109
a 179
a 188
a 56
a 245
a 143
a
137 1,8ns
mg L
-1
D
67
ab 97
ab
64
ab 117
ab 181
a 32
b 97
a
b
76
ab
138 1,7ns
FBP
64
a 75
a 65
59
a 35
a 50
a 34
a 61
a
67 1,9ns
D
-
- -
- 39
- 40
- -
- 39
- 59
- 43
-
- -
FBP+D
60
a 77
a 78
a 58
a 63
a 66
a 76
a 71
a
45 ,8ns
SSV
E
(%)
Sistema
97,7
a 97,7
a 98,4
a 91,3
a 98,4
a
95,
7
a 98,2
a
97,9
a
7 1,7ns
R2
272
ab 556
a 289
ab 245
ab 127 b 55
b 183
b 177
b
123 3,6**
FBP
133
a 161
a 85
a 66
a 76 a 34
a 99
a 92
a
121 1,6ns
mg L
-1
D
124
a 108
a 49
a 75
a 88 a 24
a 60
a 36
a
165 1,2ns
FBP
52
ab 71
a 80
a 67
a 41 b 41
b 48
b 44
b
59 2,3*
D
5
- 32
- 42
- -
- - - 29
- 39
- 61
-
- -
FBP+D
54
a 75
a 74
a 68
a 31 b 56
a 64
a 69
a
38 0,8*
SSF
E
(%)
Sistema
98,2
a 96,8
a 96,6
a 96,0
a 98,9
a
95,4
a 96,8
a 98,1
a
6 0,5ns
SST – sólidos suspensos totais; SSV – sólidos suspensos voláteis; SSF- sólidos suspensos fixos; E – eficiência.
c.v. – coeficiente de variação; Letras minúsculas diferentes na mesma linha diferem pelo teste de Tukey a 5%. ** - Significativo a 1% de probabilidade (p<0,01); * - Significativo a 5%
de probabilidade (p<0,05); ns - não significativo (p>0,05); p-probabilidade.
102
103
As eficiências médias de SST no FBP variaram de 37 a 76% (Tabela 20) e diferiu
significativamente (p<0,01). A aplicação de taxas superficiais de 3,0 a 21,1 m
3
m
-2
d
-1
,
não influenciou as remoções de SST, SSV e SSF.
Houve diferenças significativas (p<0,05) entre as fases 2, 5 e 7. As maiores
remoções de SST e SSF, de 76 e 71%, ocorreram na fase 2 e as menores, de 38 e
37% e de 41 e 48%, nas fases 5 e 7, respectivamente. Na fase 2 foi aplicada COV de
6,3 g DQOtotal (L d)
-1
no FBP e nas fases 5 e 7 as COV aplicadas foram de 2,7 e 4,0 g
DQOtotal (L d)
-1
, respectivamente.
Com a inclusão do decantador as eficiências de SST e SSV do sistema de pós-
tratamento variaram de 63 a 77% e de 58 a 78%, respectivamente, e não houve mais
diferença significativa entre os ensaios 1 a 8.
A inclusão do sistema de pós-tratamento, com o filtro biológico percolador (FBP)
e o decantador, permitiram melhorar significativamente a qualidade do efluente e,
consequentemente, aumentaram as eficiências médias de remoção de SST e SSV para
97,9; 97,8; 98,4; 95,7; 98,7; 95,5; 98,0 e 98,0% e 97,7; 97,7; 98,4; 91,3; 98,4; 95,0; 98,2
e 97,0% nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, respectivamente, com menores variações e
sem diferenças significativas (Tabela 20 e Figuras 36 e 37).
Os resultados de remoção de SST e SSV indicam que com o sistema de
tratamento anaeróbio e o pós-tratamento proposto foi possível obter eficiências de
remoção de sólidos acima de 91%, com COV de 12,9 a 26,7 g DQOtotal (L d)
-1
no R1 e
a com a aplicação de taxas de superficiais de 3,0 a 21,1 m
3
m
-2
d
-1
no FBP, utilizando
como meio suporte no filtro anaeróbio e filtro biológico percolador anéis de bambu ou de
conduite, sem diferenças significativas para os valores de eficiência, mesmo nas fases
3 e 4, com a aplicação das maiores COV no R1, superiores a 26,0 g DQOtotal (L d)
-1
,
observaram-se as menores variações nas eficiências de remoção de SST e SSV
(Figuras 36 e 37), confirmando a estabilidade e a robustez do sistema de tratamento
com o reator UASB seguido pelos filtros anaeróbio e biológico percolador com o
decantador para tratar águas residuárias de suinocultura com altas concentrações de
sólidos suspensos.
104
Ensaio 3 Ensaio 4
0
5000
10000
15000
20000
4 24 44 64 84 104
0
1000
2000
3000
4 14 24 34 44 54 64 74 84 94 104
Tempo de operação (dias)
R1 R2 FBP Decantador Afluente
SST (mg L
-1
)
FIGURA 28. Concentração de sólidos suspensos totais (SST) no afluente e efluentes do
reator UASB (R1), filtro anaeróbio (R2), filtro biológico percolador (FBP) e
decantador (D) instalados em série, durante a partida e os ensaios 1 e 2.
FIGURA 29. Concentração de sólidos suspensos totais (SST) no afluente e efluentes do
reator UASB (R1), filtro anaeróbio (R2), filtro biológico percolador (FBP) e
decantador (D) instalados em série, durante os ensaios 3 e 4.
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
4 24 44 64 84 104 124 144 164 184 204 224
Tempo de operação (dias)
Partida
Ensaio 1
Ensaio 2
0
5000
10000
15000
20000
4 24 44 64 84 104 124 144 164 184 204 224
R1 R2 FBP Decantador Afluente
SST (mg L
-1
)
105
FIGURA 30. Concentração de sólidos suspensos totais (SST) no afluente e efluentes do
reator UASB (R1), filtro anaeróbio (R2), filtro biológico percolador (FBP) e
decantador (D) instalados em série, durante os ensaios 5 e 6.
FIGURA 31. Concentração de sólidos suspensos totais (SST) no afluente e efluentes do
reator UASB (R1), filtro anaeróbio (R2), filtro biológico percolador (FBP) e
decantador (D) instalados em série, durante os ensaios 7 e 8.
R1 R2 FBP Decantador Afluente
0
1000
2000
3000
2 12 22 32 42 52 62 72 82 92 102 112 122 132 142
Tempo de operação (dias)
Ensaio 5 Ensaio 6
0
5000
10000
15000
20000
25000
30000
35000
2 22 42 62 82 102 122 142
SST (mg L
-1
)
Ensaio 7
Ensaio 8
0
5000
10000
15000
20000
2 22 42 62 82 102 122 142
0
1000
2000
3000
2 12 22 32 42 52 62 72 82 92 102 112 122 132 142
Tempo de operação (dias)
R1 R2 FBP Decantador Afluente
SST (mg L
-1
)
106
FIGURA 32. Concentração de sólidos suspensos voláteis (SSV) no afluente e efluentes
do reator UASB (R1) e do filtro anaeróbio (R2), filtro biológico percolador
(FBP) e decantador (D) instalados em série, durante a na partida e os
ensaios 1 e 2.
FIGURA 33. Concentração de sólidos suspensos voláteis (SSV) no afluente e efluentes
do reator UASB (R1) e do filtro anaeróbio (R2), filtro biológico percolador
(FBP) e decantador (D) instalados em série, durante os ensaios 3 e 4.
Partida
Ensaio 1
Ensaio 2
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
4 24 44 64 84 104 124 144 164 184 204 224
Tempo de operação (dias)
0
2500
5000
7500
10000
12500
15000
4 24 44 64 84 104 124 144 164 184 204 224
R1 R2 FBP Decantador Afluente
SSV (mg L
-1
)
Ensaio 3 Ensaio 4
0
5000
10000
15000
4 24 44 64 84 104
0
500
1000
1500
2000
4 14 24 34 44 54 64 74 84 94 104
Tempo de operação (dias)
R1 R2 FBP Decantador Afluente
SSV (mg L
-1
)
107
FIGURA 34. Concentração de sólidos suspensos voláteis (SSV) no afluente e efluentes
do reator UASB (R1) e do filtro anaeróbio (R2), filtro biológico percolador
(FBP) e decantador (D) instalados em série, durante os ensaios 5 e 6.
FIGURA 35. Concentração de sólidos suspensos voláteis (SSV) no afluente e efluentes
do reator UASB (R1) e do filtro anaeróbio (R2), filtro biológico percolador
(FBP) e decantador (D) instalados em série, durante os ensaios 7 e 8.
Ensaio 5 Ensaio 6
0
5000
10000
15000
20000
25000
2 22 42 62 82 102 122 142
0
500
1000
1500
2000
2 12 22 32 42 52 62 72 82 92 102 112 122 132 142
Tempo de operação (dias)
R1 R2 FBP Decantador Afluente
SSV (mg L
-1
)
Ensaio 7 Ensaio 8
0
3000
6000
9000
12000
15000
2 22 42 62 82 102 122 142
0
500
1000
1500
2000
2 12 22 32 42 52 62 72 82 92 102 112 122 132 142
Tempo de operação (dias)
R1 R2 FBP Decantador Afluente
SSV (mg L
-1
)
108
FIGURA 36. Eficiências médias de remoção de sólidos suspensos totais (SST) no
reator UASB (R1) e filtro anaeróbio (R2) em série (R1 + R2), e no sistema
com o pós-tratamento no filtro biológico percolador e decantador
(R1+R2+FBP+D), durante a partida e os ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
FIGURA 37. Eficiências médias de remoção de sólidos suspensos voláteis (SSV) no
reator UASB (R1) e filtro anaeróbio (R2) em série (R1 + R2), e no sistema
com o pós-tratamento no filtro biológico percolador e decantador
(R1+R2+FBP+D), durante a partida e os ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
R1R2 I J K L M N O P Q R S T U V W1 W2
30
40
50
60
70
80
90
100
25%
50%
75%
Min
Máx
Média
Ensaio 8Ensaio 7
Ensaio 6
Ensaio 5
Ensaio 4
Ensaio 3Ensaio 2
Ensaio 1
Sistema
Sistema
SistemaSistema
SistemaSistema
Sistema
Sistema
R1+R2R1+R2
R1+R2
R1+R2R1+R2R1+R2 R1+R2R1+R2
R1+R2
Partida
Remoção de SST (%)
R1R2 I J K L M N O P Q R S T U V W1 W2
20
30
40
50
60
70
80
90
100
25%
50%
75%
Min
Máx
Média
Ensaio 8
Ensaio 7
Ensaio 6
Ensaio 5
Ensaio 4
Ensaio 3Ensaio 2
Ensaio 1
Sistema
Sistema
SistemaSistema
SistemaSistema
Sistema
Sistema
R1+R2R1+R2
R1+R2
R1+R2R1+R2R1+R2 R1+R2R1+R2
R1+R2
Partida
Remoção de SSv (%)
109
5.4 Carboidratos, proteínas e lipídeos.
As concentrações de proteínas, carboidratos e lipídeos no afluente variaram de
151 a 420 mg L
-1
; de 360 a 1496 mg L
-1
e de 32 a 66 mg L
-1
, na partida e fases 1 a 4,
respectivamente (Tabela 21).
Tabela 21. Valores médios e coeficientes de variação (cv) da carga orgânica
volumétrica (COV) e das concentrações de proteínas, carboidratos e
lipídeos no afluente e efluentes e respectivas eficiências de remoção (E)
no reator UASB (R1) e filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), nas
fases 1, 2, 3 e 4.
Fases
Parâmetros
1 2 3 4
CV
(%)
Teste
F
R1
12,9
b
25,2
a
26,0
a
26,7
a
60 10,5**
COV
(g DQOtotal (L d)
-1
R2
4,8
a
4,4
a
2,1
b
4,4
a
81 4,2**
Afluente
420
a
151
b
160
b
219
b
83 9,8**
R1
290
a
141
b
56
b
50
b
125 12,3**
mg L
-1
R2
235
a
132
b
44
c
43
c
81 26,8**
R1
31
b
8
c
68
a
76
a
57 25,5*
R2
18
a
6
b
19
a
15
a
130 21,3**
Proteínas
E
(%)
R1+R2
50
b
13
c
73
a
77
a
43 29,2**
Afluente
360
c
520
c
1496
a
954
b
84 12,5**
R1
155
a
119
a
54
b
104
ab
83 5,7**
mg L
-1
R2
118
a
106
a
36
b
83
a
71 9,5**
R1
60
b
76
a
89
a
82
a
25 9,6**
R2
27
a
13
b
31
a
20
a
125 1,8**
Carboidratos
E
(%)
R1+R2
65
c
77
b
92
a
87
ab
18 16,5**
Afluente
57
ab
32
b
64
a
66
a
79 3,3*
R1
25
a
11
b
15
ab
20
ab
98 2,8*
mg L
-1
R2
20
a
6
b
11
ab
19
a
111 4,3**
R1
59
a
63
a
67
a
67
a
37 0,5ns
R2
21
b
41
a
25
b
6
c
200 4,0**
Lipídeos
E
(%)
R1+R2
66
a
74
a
76
a
70
a
32 0,9ns
c.v. – coeficiente de variação; Letras minúsculas diferentes na mesma linha diferem pelo teste de Tukey a 5%. ** - Significativo a
1% de probabilidade (p<0,01); * - Significativo a 5% de probabilidade (p<0,05); ns - não significativo (p>0,05); p-probabilidade.
As concentrações de proteínas, lipídios e carboidratos observadas por PINHO et
al (2005), foram de 230, 210 e 134 mg L
-1
, respectivamente, para águas residuárias de
suinocultura com concentrações médias de DQOtotal de 2000 mg L
-1
. AHN et al. (2006)
para esterco de suíno com DQOtotal de 130.000 mg L
-1
observaram concentrações
médias de carboidratos de aproximadamente 900 mg L
-1
.
As alterações na composição do afluente ocorreram em virtude de variações na
idade e manejo dos animais. BOURSIER et al. (2005) observaram variações nas
110
frações de DQO nas águas residuárias de suinocultura e atribuíram ao sistema de
produção das fazendas (crescimento e terminação, somente crescimento ou
terminação), a composição da alimentação dos animais e ao consumo de água.
As eficiências médias de remoção de proteínas, carboidratos no R1 variaram de
8 a 76% e de 60 a 89%, respectivamente. As menores eficiências de remoção de
proteínas e carboidratos no R1, de 8 e 60% ocorreram na fase 2 e fase 1, com a
aplicação de COV média de 25,2 e 12,9 g DQOtotal (L d)
-1
, respectivamente. As
eficiências médias de remoção de lipídeos no R1 foram de 59; 63; 67 e 67% nas fases
1, 2, 3 e 4, e não foram observadas diferenças significativas, mesmo com a aplicação
de COV média de 12,9 a 26,7 g DQOtotal (L d)
-1
e temperaturas médias do ar de 20,1 a
24,7ºC.
Para o sistema de tratamento anaeróbio em dois estágios (R1 + R2), as
eficiências médias de remoção de proteínas e carboidratos variaram, respectivamente,
de 13 a 77% e de 65 a 92% nas fases 1 a 4 (Tabela 21), com os maiores valores
(p<0,05) nas fases 3 e 4. As eficiências médias de remoção de lipídeos no sistema de
tratamento anaeróbio (R1 + R2) foram de 66 a 76 % e não houve diferenças
significativas.
As concentrações médias de proteínas e lipídeos no efluente do decantador
variaram de 25 a 256 mg L
-1
e de 4 a 9 mg L
-1
, nos ensaios 1 a 8 (Tabela 22). As
concentrações médias de carboidratos no efluente do decantador foram de 76 a 149 mg
L
-1
. No sistema de tratamento anaeróbio em dois estágios + pós-tratamento
(R1+R2+FBP+D) as eficiências de remoção de proteínas, carboidratos e lipídeos
variaram, respectivamente de 14 a 91%; de 68 a 90% e de 58 a 90%, nos ensaios 1 a
8. As eficiências de remoção de proteínas e carboidratos no sistema de tratamento
anaeróbio e de pós-tratamento aumentaram significativamente (p<0,05) nos ensaios 5 a
8, com o tempo de operação dos reatores e maior adaptação do lodo aos componentes
do afluente, possibilitando maior conversão dos carboidratos e proteínas. Assim como
para os carboidratos, as maiores remoções de proteínas e lipídeos ocorreram nos
reatores anaeróbios, principalmente no reator UASB (R1) Para os lipídeos houve
contribuição importante, também do filtro biológico percolador.
111
Tabela 22. Valores médios e coeficientes de variação (cv) da carga orgânica volumétrica (COV), das concentrações de
proteínas, carboidratos e lipídeos no afluente e efluentes do sistema de pós-tratamento e respectivas
eficiências de remoção no filtro biológico percolador (FBP), decantador (D), e no sistema de tratamento
anaeróbio e de pós-tratamento (R1+R2+FBP+D), nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
Ensaios
cv (%)
Teste
F
Parâmetros
1 2 3 4 5 6 7 8
FBP
1,2
c 6,6
ab
5,7
ab 6,8
a 1,0
c 1,5
c 3,9
bc 7,9
a
57 18,0**
COV
DQOtotal (L d)
-1
D
0,9
c 3,8
b 1,9
c 3,8
b 0,8
c 1,5
c 2,1
c 5,4
a
46 26,8**
R2
238
a 234
a 156
b 102
bc 44
c 44
c 53
c 34
c
82 11,7**
FBP
307
a 187
b 137
c 104
bcd
39
cd 48
cd 45
cd 27
d
88 12,7**
mg L
-1
D
256
a 155
b 141
b 106
c 33
c 37
c 39
c 25
c
75 17,8**
FBP
-
- 20
-
-
- -
- -
- -
- -
-
- -
D
16
- 17
-
- -
- -
- 23
13
-
-
- -
FBP+D
-
- 31
a 8
b -
- 24
a 21
a 23
a 26
a
169 3,8*
Proteínas
E
(%)
Sistema
14
c 59
b 26
c 22
c 77
ab 76
ab 72
ab 91
a
35 15,6**
R2
74
b 148
a 146
a 56
bc 49
bc 24
c 101
ab 66
bc
63 10,0**
FBP
199
a 110
a 162
a 87
a 138
a 123
a 124
a 92
a
64 2,2*
mg L
-1
D
149
a 110
a 128
a 100
a 107
a 95
a 90
a 76
a
77 0,9ns
FBP
-
- 26
- -
- -
- -
- -
- -
- -
-
- -
D
28,5
a -
- 26,5
a -
- 25,3
a 23,9
a 30,1
a 19,0
a
216 2,0ns
FBP+D
-
- 25
-
- -
- -
- -
- -
-
- -
Carboidratos
E
(%)
Sistema
64
b 68
b 78
ab 75
ab 90 a 85
a 86
a 83
a
23 2,6*
R2
23
a 19
a 8
b 4
b 17 a 5
b 18
a 19
a
110 2,6*
FBP
9
ab 4
b 10
a 6
ab 6 ab 4
b 10
a 10
a
62 4,4**
mg L
-1
D
7
ab 4
b 5
b 4
b 4 b 4
b 9
a 5
ab
56 3,6*
FBP
59
77
-
- -
- 64 20
44
47
- -
D
-
- -
-
-
- - - -
- -
-
FBP+D
57
ab 64
a 23
b 42
ab 65
a 26 b 49
ab 65
a
48 4,5**
Lipídios
E
(%)
Sistema
89
a 85
a 88
a 79
ab 90 a
58
b 88
a 86
a
21 4,3**
c.v. – coeficiente de variação; Letras minúsculas diferentes na mesma linha diferem pelo teste de Tukey a 5%. ** - Significativo a 1% de probabilidade (p<0,01); * - Significativo a 5%
de probabilidade (p<0,05); ns - não significativo (p>0,05); p-probabilidade.
111
112
5. 5 Produção e composição de biogás
Os valores médios do percentual de CH
4
no biogás no R1 e R2 foram de 73,6;
80,6; 82,4; 77,5 e 77,2% e de 70,5; 75,9; 82,1; 77,7 e 77,1%, na partida e fases 1, 2, 3 e
4, respectivamente (Tabela 23). Os maiores valores médios do percentual de CH
4
no
biogás, de 82,4 e 82,1% foram observados na fase 2, com aumento da COV no R1 para
25,2 g DQOtotal (L d)
-1
, e com temperatura média do ar de 22,5ºC.
TABELA 23. Valores médios e respectivos coeficientes de variação (c v) da
percentagem de metano (CH
4
) no biogás, das produções diárias e
volumétricas de CH
4
e das produções específicas de CH
4
em relação à
DQO adicionada e removida, obtidos durante a operação do sistema de
tratamento anaeróbio em dois estágios com o reator UASB (R1) e o filtro
anaeróbio (R2), na partida e fases 1, 2, 3 e 4.
Tratamentos
Parâmetros
Partida 1 2 3 4
CV
(%)
Teste
F
R1
9,2
b
12,9
b
25,2
a
26,0
a
26,7
a
60 10,5**
COV
(g DQOtotal (L d)
-1
R2
2,6
a
b
4,8
a
4,4
a
2,1
b
4,4
a
81 4,2**
R1
73,7
d
80,6
b
82,4
a
77,5
c
77,2
c
4 50,1**
% CH
4
R2
70,5
c
75,9
b
82,1
a
77,7
b
77,1
b
7 28,3**
R1
0,240
c
0,651
b
0,793
ab
0,798
ab
0,931
a
43 27,3**
R2
0,029
c
0,202
a
0,122
b
0,160
b
0,217
a
52 33,5**
Produção
volumétrica de
metano
(Nm
3
CH
4
(m
3
d)
-1
R1+R2
0,160
c
0,503
b
0,568
b
0,572
b
0,678
a
41 32,4**
R1
0,059
a
0,065
a
0,055
a
0,054
a
0,047
a
99 1,1ns
R2
0,012
d
0,061
b
0,036
c
0,086
a
0,066
b
67 26,1**
Produção
específica de CH
4
adicionada
(Nm
3
CH
4
(kg DQO)
-
1
R1+R2
0,064
a
0,074
a
0,059
a
0,059
a
0,053
a
95 1,3ns
R1
0,094
a
0,083
a
0,066
a
0,061
a
0,054
a
105 2,8ns
R2
0,019
a
0,091
a
0,124
a
0,202
a
0,253
a
- 1,1ns
Produção
específica de CH
4
removida
(Nm
3
CH
4
(kg DQO)
-
1
R1+R2
0,070
a
0,086
a
0,072
a
0,063
a
0,061
a
100 1,4ns
c..v. – coeficiente de variação (%), R1- reator UASB; R2-filtro anaeróbio, N- condições normais de temperatura e pressão na CNTP.
c.v. – coeficiente de variação; Letras minúsculas diferentes na mesma linha diferem pelo teste de Tukey a 5%. ** - Significativo a
1% de probabilidade (p<0,01); * - Significativo a 5% de probabilidade (p<0,05); ns - não significativo (p>0,05); p-probabilidade
Os valores médios da produção volumétrica de metano no R1 aumentaram
significativamente (p<0,01) de 0,240 N m
3
CH
4
(m
3
d)
-1
para 0,651; 0,793; 0,789 e 0,931
N m
3
CH
4
(m
3
d)
-1
da partida para as fases 1, 2, 3 e 4, respectivamente, em virtude dos
aumentos da COV (Tabela 23 e Figura 38).
113
FIGURA 38. Produção volumétrica de metano no reator UASB (R1), filtro anaeróbio
(R2) e sistema de tratamento anaeróbio em dois estágios (R1+R2), na
partida e fases 1, 2, 3 e 4.
0,0
0,3
0,6
0,9
1,2
1,5
1 11 21 31 41 51 61 71 81 91 101 111
Produção volumétrica de CH
4
(m
3
CH
4
(m
3
d)
-1
)
Fase 2
0,0
0,3
0,6
0,9
1,2
1,5
44 64 84 104 124 144 164 184 204 224
R1 R2 R1+R2
Partida
Fase 1
0,0
0,3
0,6
0,9
1,2
1,5
1 11 21 31 41 51 61 71 81 91 101 111 121 131 141 151
Fase 3
0,0
0,3
0,6
0,9
1,2
1,5
1,8
2,1
2,4
1 11 21 31 41 51 61 71 81 91 101 111 121 131 141
Tempo de operação (dias)
Fase 4
114
As produções volumétricas de metano no R2 foram de 0,029; 0,202; 0,122; 0,160
e 0,217 N m
3
CH
4
(m
3
d)
-1
, durante a partida e as fases 1, 2, 3 e 4, respectivamente, e
os maiores valores (p<0,05) ocorreram nas fases 1 a 4.
Para o sistema de tratamento anaeróbio em dois estágios (R1+R2), as
produções volumétricas médias de metano foram crescentes da partida, com 0,160 N
m
3
CH
4
(m
3
d)
-1
, até a fase 4, quando foi obtido o maior valor (p<0,05), de 0,678 N m
3
CH
4
(m
3
d)
-1
(Tabela 23). Na fase 4, as produções volumétricas de metano decresceram
com o tempo de operação (Figura 39), em virtude da diminuição acentuada da
temperatura a partir dos 65 dias de operação (Figura 15). Na fase 3, a diminuição da
produção volumétrica de CH
4
, a partir dos 75 dias de operação (Figura 39), pode ser
atribuída ao decréscimo acentuado da DQOdiss (1,2 m) do afluente (Figura 25). As
produções específicas de metano em relação à DQO adicionada e removida, foram
baixas para o conjunto de reatores anaeróbios em dois estágios (R1+R2) de 0,064;
0,074; 0,059; 0,059 e 0,053 Nm
3
CH
4
(kg DQO
total
)
-1
e de 0,070; 0,086; 0,072; 0,063 e
0,061 Nm
3
CH
4
(kg DQO
total
)
-1
, respectivamente, na partida e fases 1, 2, 3 e 4. Isto pode
ser atribuído às perdas de metano (dissolvido no efluente e no separador de fases) é
alta retenção de SSV na manta de lodo, dos quais parte é hidrolisada e outra parte é
descartada com o lodo excedente ao final de cada fase. As produções específicas de
metano não aumentaram da partida para a fase 4, como observado para a produção
volumétrica de metano.
As produções específicas de metano em relação à DQO removida foram maiores
no R2 e variaram de 0,0190 a 0,253 Nm
3
CH
4
(kg DQO
total
)
-1
, da partida a fase 4, com a
aplicação das COV variando de 2,1 a 4,8 g DQOtotal (L d)
-1
, idicando melhores taxas de
conversão, em virtude dos menores tamanhos de sólidos orgânicos procedentes do R1.
5.6 pH, alcalinidade e ácidos voláteis totais.
Os valores médios do pH do afluente variaram de 6,0 a 6,5. As maiores
variações de pH (c.v. de 10 %) ocorreram no ensaio 1 (Figura 39 e Tabela 24).
Os valores médios de pH observados no efluente do R1 e R2 aumentaram para
7,1; 7,4; 7,1; 7,1 e 7,1 e de 7,3; 7,5; 7,2; 7,3 e 7,1, respectivamente, na partida e fases1,
115
2, 3 e 4.
A faixa ótima de pH para o desenvolvimento das metanogênicas é de 6,6 a 7,4;
embora possa se conseguir estabilidade na formação de metano numa faixa de 6,0 a
8,0. Portanto os valores de pH do efluente do R1 e R2 estiveram dentro da faixa ótima
de pH recomendada, com produção estável de metano nas fases.
TABELA 24. Valores médios e os respectivos coeficientes de variação (c.v. em %), da
carga orgânica volumétrica (COV) e do pH, alcalinidade total (AT),
alcalinidade parcial (AP), alcalinidade intermediária (AI), relação AI/AP e
ácidos voláteis totais (AVT) do afluente e efluente, obtido no reator UASB
(R1) e filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), durante a partida e as
fases 1, 2, 3 e 4.
Fases
Parâmetros
Partida 1 2 3 4
CV
(%)
Teste
F
R1
9,2
b
12,9
b
25,2
a
26,0
a
26,7
a
60 10,5**
COV
(g DQOtotal (L d)
-1
R2
2,6
ab
4,8
a
4,4
a
2,1
b
4,4
a
81 4,2**
Afluente
6,0
b
6,1
b
6,3
ab
6,0
b
6,5
a
8 4,4**
R1
7,1
b
7,4
a
7,1
b
7,1
b
7,1
b
3 13,5**
pH
R2
7,3
b
7,5
a
7,2
bc
7,3
b
7,1
c
3 13,4**
Afluente
742
ab
707
b
876
ab
936
a
756
ab
73 8,4**
R1
898
b
1072
ab
920
b
1176
a
973
ab
31 3,6**
AT
(mg CaCO
3
L
-1
)
R2
918
b
1165
ab
925
b
1264
a
964
b
30 6,5**
Afluente
633
ab
576
b
635
ab
791
a
508
b
43 4,1**
R1
203
b
243
b
256
b
421
a
340
ab
62 5,7**
AI
(mg CaCO
3
L
-1
)
R2
118
c
254
bc
235
bc
388
a
336
ab
56 6,3**
Afluente
109
c
131
c
241
ab
145
bc
289
a
73 8,4**
R1
695
ab
829
a
665
ab
755
ab
632
b
31 3,4*
AP
(mg CaCO
3
L
-1
)
R2
730
bc
911
a
690
c
876
ab
633
c
29 8,1**
R1
0,31
ab
0,30
b
0,40
ab
0,78
a
0,57
ab
126 3,0*
AI/AP
R2
0,26
b
0,28
b
0,34
b
0,45
ab
0,60
a
65 7,5**
Afluente
679
abc
605
b
437
c
847
a
679
a
45 6,8**
R1
157
bc
117
c
155
bc
210
ab
276
a
59 8,8**
AVT
(mg CH
3
COOHL
-1
)
R2
167
abc
125
bc
115
c
194
ab
243
a
57 8,2**
c.v. – coeficiente de variação; Letras minúsculas diferentes na mesma linha diferem pelo teste de Tukey a 5%. ** - Significativo a
1% de probabilidade (p<0,01); * - Significativo a 5% de probabilidade (p<0,05); ns - não significativo (p>0,05); p-probabilidade
Os valores médios de pH no efluente do FBP aumentaram em relação aos do
efluente do R2 e foram de 7,8; 7,9; 7,9; 7,7; 7,7; 7,5; 8,0 e 7,9 e no efluente do
decantador permaneceram similares com valores médios de 8,0; 7,9; 7,9; 7,7; 7,8; 7,6;
8,0 e 7,9, nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, respectivamente (Tabela 25).
116
TABELA 25. Valores médios e os respectivos coeficientes de variação (c.v. em %), da carga orgânica volumétrica (COV)
e do pH, alcalinidade total (AT), alcalinidade parcial (AP), alcalinidade intermediária (AI), relação AI/AP e
ácidos voláteis totais (AVT) do afluente e efluente, obtidos no efluente do filtro anaeróbio de fluxo
ascendente (R2), do filtro biológico percolador (FBP) e do decantador (D) durante os ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6,
7 e 8.
Ensaios
cv (%)
F
Parâmetros
1 2 3 4 5 6 7 8
FBP
1,2
c 6,6
ab
5,7
ab 6,8
a 1,0
c 1,5
c 3,9
bc 7,9
a
57 18,0**
COV
(g DQOtotal (L d)
-1
D
0,9
c 3,8
b 1,9
c 3,8
b 0,8
c 1,5
c 2,1
c 5,4
a
46 26,8**
R2
7,6
a 7,4
ab
7,3
bc 7,1
cd 7,3
bc 7,3
bc 7,1
cd 7,0
d
3 13,4**
FBP
7,8
ab 7,9
ab
7,9
ab 7,7
bc 7,7
abc 7,5
c 8,0
a 7,9
ab
3 7,0**
pH
D
8,0
a 7,9
ab
7,9
ab 7,7
bc 7,8
abc 7,6
c 8,0
ab 7,9
ab
2 5,8**
R2
1039
bc 1260
ab
882
c 968
bc 1468
a
1060
bc 974
bc 964
bc
28 5,4**
FBP
368
b 600
ab
585
ab 562
ab 767
a 276
b 839
a 844
a
46 7,9**
AT
(mg CaCO
3
L
-1
)
D
538
c 676
ab
c
641
abc
577
b 805
ab 344
d 818
ab 850
a
35 7,8**
R2
182
b 325
ab
214
ab 256
ab 406 a 370
ab 302
ab 370
ab
55 3,1**
FBP
80
b 144
ab
149
ab 125
ab 205 ab 77
b 278
a 237
ab
96 3,0**
AI
(mg CaCO
3
L
-1
)
D
107
c 153
bc 144
bc 132
bc 204 ab 88
c 204
ab 240
a
39 9,7**
R2
887
abc 936
ab
667
bc 712
bcd
1063
a 690
cd 672
cd 594
d
26 9,0**
FBP
288
bc 454
b 436
b 437
ab 562 a 199
c 561
a 606
a
37 10,1**
AP
(mg CaCO
3
L
-1
)
D
431
ab 523
a 497
a 445
ab 601 a 255
b 614
a 610
a
36 6,5**
R2
0,2
b 0,34
b 0,32
b 0,36
ab 0,38
ab 0,51
ab 0,52
ab 0,67
a
65 3,9**
FBP
0,3
8
a 0,31
a 0,36
a 0,32
a 0,37
a 0,39
a 0,43
a 0,39
a
56 0,5ns
AI/AP
D
0,2
7
b 0,28
b 0,29
b 0,30
ab 0,34
ab
0,34
ab 0,35
ab 0,39
c
28 3,0**
R2
120
cd 130
cd 91
d 138
bc
244 ab 145
bc
284
a 203
ab
54 7,5**
FBP
76
c 65
c 58
c 98
c 166 b
111
bc 198
a 214
a
44 14,5**
AVT
(mg CH
3
COOH L
-1
)
D
79
bc 74
bc 48
c 104
bc 140 ab
105
bc 185
a 183
a
51 10,1**
c.v. – coeficiente de variação; Letras minúsculas diferentes na mesma linha diferem pelo teste de Tukey a 5%. ** - Significativo a 1% de probabilidade (p<0,01); * - Significativo a 5%
de probabilidade (p<0,05); ns - não significativo (p>0,05); p-probabilidade
116
117
FIGURA 39. Valores de pH do afluente e efluentes dos reatores UASB (R1), filtro
anaeróbio de fluxo ascendente (R2), filtro biológico percolador (FBP) e
decantador (D), durante a partida e ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
5,0
6,0
7,0
8,0
9,0
4 24 44 64 84 104 124 144 164 184 204 224
pH
R1 R2 FBP Decantador Afluente
5,0
6,0
7,0
8,0
9,0
4 12 20 28 36 44 52 60 68 76 84 92 100 108
pH
Ensaio 3 Ensaio 4
Partida
Ensaio 1
Ensaio 2
5,0
6,0
7,0
8,0
9,0
1 11 21 31 41 51 61 71 81 91 101 111 121 131 141
pH
Ensaio 5 Ensaio 6
5,0
6,0
7,0
8,0
9,0
1 11 21 31 41 51 61 71 81 91 101 111 121 131 141
Tempo de operação (dias)
pH
Ensaio 7
Ensaio 8
118
Os valores médios de alcalinidade total (AT) no afluente variaram de 707 a 936
mg L
-1
, na partida e fases 1 a 4. Nos efluentes dos reatores R1 e R2 os valores de AT
aumentaram para 898; 1072; 920; 1176 e 973 mg L
-1
e 918; 1165; 925; 1264 e 964 mg
L
-1
, na partida e fases 1, 2, 3 e 4, respectivamente (Tabela 24).
Os maiores valores de AT no efluente dos reatores R1 e R2 do que nos seus
afluentes (Tabela 24) indicam que houve incremento de alcalinidade, proporcionando
capacidade tampão aos reatores. O aumento da alcalinidade total (AT) ocorreu em
virtude do acréscimo na concentração de bicarbonato, como pode ser observado por
meio dos aumentos acentuados dos valores médios da alcalinidade parcial (AP) nos
efluentes do R1, de 632 a 829 mg L
-1
, e do R2, de 633 a 911 mg L
-1
, em relação à do
afluente, de 109 a 289 mg L
-1
(Figura 40). A alcalinidade intermediária (AI),
proporcionada pelos ácidos graxos voláteis, diminuiu no afluente, de 508 a 791 mg L
-1
no afluente para 203 a 421 mg L
-1
e 118 a 388 mg L
-1
nos efluentes do R1 e do R2,
respectivamente, indicando o consumo destes ácidos, principalmente no R1.
Os valores médios da relação AI/AP variaram de 0,30 a 0,78 e de 0,26 a 0,60, no
R1 e R2, respectivamente. De acordo com RIPLEY et al. (1986), valores da relação
AI/AP superiores a 0,3 indicam a ocorrência de distúrbios no processo de digestão
anaeróbia. Segundo FORESTI (1994), é possível ocorrer estabilidade no processo de
digestão anaeróbia com valores diferentes de 0,3; sendo prudente a verificação para
cada caso em particular, o que ocorreu em alguns ensaios no R1 e no R2, sem
comprometer a estabilidade dos valores de pH, alcalinidade e ácidos voláteis totais.
Os valores médios de AT, AP e AI no efluente do FBP diminuíram para 276 a
839 mg L
-1
; 199 a 606 mg L
-1
e 77 a 278 mg L
-1
, respectivamente, nos ensaios 1, 2, 3, 4,
5, 6, 7 e 8. No efluente do decantador, na maioria dos ensaios, os valores médios de
AT, AP e AI tiveram pequeno aumento para 344 a 850 mg L
-1
; 255 a 614 mg L
-1
e de 88
a 240 mg L
-1
, respectivamente. O consumo de AT, AP e AI no sistema de pós-
tratamento composto pelo FBP e o decantador foi de 531; 585; 240; 391; 663; 719; 156
e 113 mg L
-1
, de 456; 413; 170; 267; 461; 435; 58 e zero mg L
-1
e de 76; 172; 70; 124;
202; 282; 98 e 129 mg L
-1
, nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, respectivamente (Tabela
26 e Figura 41).
119
FIGURA 40. Alcalinidade parcial (AP) no afluente e nos efluentes do reator UASB (R1),
filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), filtro biológico percolador (FBP)
e decantador, durante a partida e ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
0,0
300,0
600,0
900,0
1200,0
1500,0
1 21 41 61 81 101 121 141 161 181 201 221
AP (mg CaCO
3
L
-1
)
R1 R2 FBP Decantador Afluente
Partida Ensaio 1
Ensaio 2
Ensaio 3
0,0
200,0
400,0
600,0
800,0
1000,0
1200,0
1400,0
4 12 20 28 36 44 52 60 68 76 84 92 100 108
AP (mg CaCO
3
L
-1
)
Ensaio 4
0,0
200,0
400,0
600,0
800,0
1000,0
1200,0
1400,0
1 11 21 31 41 51 61 71 81 91 101 111 121 131 141
AP (mg CaCO
3
L
-1
)
Ensaio 5
Ensaio 6
0,0
200,0
400,0
600,0
800,0
1000,0
1200,0
1400,0
1 11 21 31 41 51 61 71 81 91 101 111 121 131 141
Tempo de operação (dias)
AP (mg CaCO
3
L
-1
)
Ensaio 7
Ensaio 8
120
TABELA 26. Valores médios do consumo da alcalinidade total (AT), parcial (AP) e intermediária (AI) no sistema de pós-
tratamento, composto pelo filtro biológico percolador (FBP) e o decantador (D), nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7
e 8.
Ensaios
cv (%)
F
Parâmetros
1 2 3 4 5 6 7 8
FBD
701
ab 661
ab
296
c
406
bc 700
ab 784
a 134
c 119
c
56 14,4**
AT
(mg CaCO
3
L
-1
)
FBP+D
531
ab 585
ab
240
cd 391
bc 663
ab 719
a 156
cd 113
d
55 13,9**
FBD
10
b 181
ab
65
b 131
ab 201 ab 293
a 117
ab 132
ab
102 2,8**
AI
(mg CaCO
3
L
-1
)
FBP+D
76
b 172
ab
70
b 124
ab 202 ab 282
a 98
b 129
ab
105 3,1**
FBD
599
a 482
a 231
b 275
b 500
a 491
a 111
c -
-
105 3,1**
AP
(mg CaCO
3
L
-1
)
FBP+D
456
ab 413
ab
170
cd 267
bc 461 a 435
ab 58
d -
-
58 19,3**
c.v. – coeficiente de variação; Letras minúsculas diferentes na mesma linha diferem pelo teste de Tukey a 5%. ** - Significativo a 1% de probabilidade (p<0,01); * - Significativo a 5%
de probabilidade (p<0,05); ns - não significativo (p>0,05); p-probabilidade
120
121
FIGURA 41. Alcalinidade total (AT) no efluente do R2 e consumo de AT no FBP e
decantador, nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
Os maiores (p<0,05) consumos de AT e AP no FBP, destinados a nitrificação,
foram observados nos ensaios 1, 2, 5 e 6 (Tabela 26 e Figura 41) nos quais foram
0
300
600
900
1200
1500
1800
2100
4 14 24 34 44 54 64 74 84 94 104
AT (mg CaCO
3
L
-1
)
0
300
600
900
1200
1500
1800
2100
2 12 22 32 42 52 62 72 82 92 102 112 122
AT (mg CaCO
3
L
-1
)
R2 Consumo de AT
Ensaio 1
Ensaio 2
Ensaio 3
Ensaio 4
0
300
600
900
1200
1500
1800
2100
1 11 21 31 41 51 61 71 81 91 101 111 121 131 141
AT (mg CaCO
3
L
-1
)
0
300
600
900
1200
1500
1800
2100
4 14 24 34 44 54 64 74 84 94 104 114 124 134
Tempo de operação (dias)
AT (mg CaCO
3
L
-1
)
Ensaio 7
Ensaio 8
Ensaio 5
Ensaio 6
122
aplicadas COV no FBP, de 1,2; 6,6; 1,0 e 1,5 g DQOtotal (L d)
-1
. Nos ensaios 7 e 8,
ocorreram os meores (p<0,05) consumos de AT e AP (Tabela 26 e Figura 42) em
virtude do aumento da COV no FBP e das baixas temperaturas médias do ar
observadas no período, de 21,2 e 19,5 ºC, respectivamente, diminuindo a atividade
nitrificante no biofilme.
Segundo VICTORIA (2006), não existe um consenso a respeito dos valores a
partir dos quais a alcalinidade começa a ser limitante para a nitrificação, porém alguns
relatos indicam que pode ser com valores menores que 100 mg CaCO
3
L
-1
. De acordo
com a EPA (1975) citada por VICTORIA (2006), são necessários 7,07 mg CaCO
3
L
-1
para oxidar 1 mg de nitrogênio amoniacal até nitrato. Portanto, de acordo com os
valores médios de AT apresentados nas Tabelas houve alcalinidade suficiente para
oxidar de 125 a 208 mg L
-1
de N-am., mas foram consumidoas AT equivalente a
oxidação de 17 e 111 mg L
-1
de N-am.
Os valores de ácidos voláteis totais foram de 679; 605; 437; 847 e 679 mg L
-1
, na
partida e fases 1, 2, 3 e 4, respectivamente. No efluente do R1 e R2 foram observadas
concentrações médias de AVT de 117 a 276 mg L
-1
e de 115 a 243 mg L
-1
,
respectivamente (Tabela 24 e Figura 42) e estão na faixa de valores recomendada por
GIRARDI (2003), de 50 a 500 mg L
-1
, para que exista estabilidade no processo
anaeróbio.
As relações AVT/AT no R1 foram de 0,17; 0,11; 0,17; 0,17 e 0,28, nos ensaios 1,
2, 3 e 4, respectivamente. Segundo SANCHÉZ et al. (2005) a relação de AVT/AT pode
ser utilizada para determinar a estabilidade do processo anaeróbio, pois valores acima
de 0,3 a 0,4 favorecem a acidificação do sistema, o que não ocorreu nas fases do
experimento.
Os valores médios de AVT no efluente do FBP de 76; 65; 58; 98; 166; 111; 198 e
214 mg L
-1
, nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, respectivamente, foram menores que os
observados no afluente (efluente do R2) em virtude da conversão aeróbia no FBP,
exceto no ensaio 8 (Figura 42). Os maiores (p<0,05) valores médios de AVT no efluente
do FBP ocorreram nos ensaios 7 e 8, quando a temperatura média do ar decresceu
acentuadamente e as COV aumentaram.
123
FIGURA 42. Concentrações de ácidos voláteis totais (AVT) no afluente e efluentes do
reator UASB (R1) e do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), do filtro
biológico percolador (FBP) e do decantador (D) durante a partida e ensaios
1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
0,0
300,0
600,0
900,0
1200,0
1 21 41 61 81 101 121 141 161 181 201 221
AVT (mg CH
3
COOH L
-1
)
R1 R2 FBP Decantador Afluente
Partida Ensaio 1
Ensaio 2
0,0
200,0
400,0
600,0
800,0
1000,0
1200,0
4 14 24 34 44 54 64 74 84 94 104
AVT (mg CH
3
COOH L
-1
)
Ensaio 3
Ensaio 4
0,0
200,0
400,0
600,0
800,0
1000,0
1200,0
1400,0
1600,0
1 11 21 31 41 51 61 71 81 91 101 111 121 131 141
AVT (mg CH
3
COOH L
-1
)
Ensaio 5
Ensaio 6
0,0
200,0
400,0
600,0
800,0
1000,0
1200,0
1400,0
1600,0
4 14 24 34 44 54 64 74 84 94 104 114 124 134
Tempo de operação (dias)
AVT (mg CH
3
COOH L
-1
)
Ensaio 7
Ensaio 8
124
5.7 Sólidos totais e voláteis do lodo.
Nas Tabelas 27 e 28 estão apresentados os valores médios das concentrações
de sólidos totais (ST) e sólidos voláteis (SV) do lodo ao longo da manta de lodo do R1 e
do lodo intersticial ao longo do leito fixo do R2, obtidos das amostras retiradas nos
pontos de coleta de eqüidistantes, da região superior, ponto 5 (P5), até a base do
reator, ponto 1 (P1).
TABELA 27. Valores médios e respectivos coeficientes de variação (c.v.) da
concentração de sólidos totais (ST) e voláteis (SV), em g L
-1
, e da
relação SV/ST do lodo da manta do reator UASB (R1) durante a
operação do sistema de tratamento anaeróbio em dois estágios, na
partida e fases 1, 2, 3 e 4.
Fases
Parâmetros
Partida 1 2 3 4
CV
(%)
Teste
F
ST
39,5
c
58,3
b
62,0
b
64,0
b
82,0
a
19 14,2**
SV
30,7
b
40,0
b
42,3
b
42,8
b
57,8
a
30 6,1**
P1
SV/ST
0,79
a
0,68
a
0,68
a
0,66
a
0,69
a
15 1,5ns
ST
40,3
c
43,7
c
55,0
bc
59,2
b
73,6
a
23 12,0**
SV
34,7
b
33,4
b
41,0
ab
40,9
ab
53,3
a
32 4,7**
P2
SV/ST
0,86
a
0,76
ab
0,75
ab
0,69
b
0,69
b
12 5,4**
ST
2,9
c
4,4
c
42,3
b
57,2
a
69,0
a
31 58,7**
SV
2,2
c
3,1
c
29,3
b
40,6
a
45,7
a
24 96,5**
P3
SV/ST
0,74
a
0,70
a
0,70
a
0,71
a
0,68
a
10 0,8ns
ST
2,5
c
4,2
c
11,7
bc
51,8
a
25,4
b
61 28,2**
SV
1,9
c
3,1
c
8,7
bc
34,9
a
18,0
b
70 20,0**
P4
SV/ST
0,75
a
0,71
a
0,73
a
0,67
a
0,69
a
13 1,2ns
ST
2,4
b
3,7
b
5,5
b
21,5
a
4,1
b
105 11,4**
SV
2,0
b
2,1
b
3,8
b
14,2
a
2,8
b
98 12,8**
P5
SV/ST
0,80
a
0,62
b
0,69
ab
0,67
ab
0,71
ab
16 2,6*
P1 – ponto 1 (inferior) ; P2 – ponto 2; P3 – ponto 3; P4 – Ponto 4; P5 – ponto 5 (superior).
Letras minúsculas diferentes na mesma linha diferem pelo teste de Tukey a 5%. ** - Significativo a 1% de probabilidade (p<0,01); * -
Significativo a 5% de probabilidade (p<0,05); ns - não significativo (p>0,05); p-probabilidade
As concentrações médias dos sólidos totais (ST) do lodo variaram de 39,5 a 82,0
g L
-1
; de 40,3 a 73,6 g L
-1
; de 2,9 a 69,0 g L
-1
; de 2,5 a 51,8 g L
-1
e de 2,4 a 21,5 g L
-1
da
base (P1) até a região superior (P5) da manta do R1 (Tabela 27) e de 31,6 a 53,8 g L
-1
;
de 2,9 a 38,4 g L
-1
; de 1,3 a 39,5 g L
-1
; de 0,77 a 36,2 g L
-1
e de 1,0 a 32,3 g L
-1
, do P1
ao P5 no R2 (Tabela 28), na partida e fases 1, 2, 3 e 4, respectivamente. Os maiores
valores de SV foram observados no lodo das camadas inferiores (P1), em virtude da
estratificação proporcionada pela mistura proveniente do escoamento ascendente e da
produção de biogás (Figura 43).
125
Figura 43. Concentração média de sólidos voláteis (SV) do lodo da manta, obtida de
amostras retiradas nos pontos de coleta eqüidistantes, da base (P1), até o
topo (P5), do reator (R1) e do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), na
partida e fases 1, 2, 3 e 4.
1
2
3
4
5
0 5 10 15 20 25 30 35
Partida
P5
P4
P3
P1
P2
g L
-1
de SV
R2
R1
1
2
3
4
5
0 5 10 15 20 25 30 35 40
Fase 1
P5
P4
P3
P1
P2
g L
-1
de SV
R2
R1
1
2
3
4
5
0 5 10 15 20 25 30 35 40
Fase 2
P5
P4
P3
P1
P2
g L
-1
de SV
R2
R1
1
2
3
4
5
0 5 10 15 20 25 30 35 40
Fase 3
P5
P4
P3
P1
P2
g L
-1
de SV
R2
R1
1
2
3
4
5
0 10 20 30 40 50 60
Fase 4
P5
P4
P3
P1
P2
g L
-1
de SV
R2
R1
126
Os valores de SV aumentaram significativamente (p<0,05) com o tempo de
operação, ao longo de toda a altura do R1 e R2, e foram influenciados pelo aumento da
COV e propiciados pelo crescimento contínuo de biomassa microbiana e pela retenção
de SSV do afluente.
A relação SV/ST do lodo do R1 variou de 0,66 a 0,79 no P1, de 0,69 a 0,86 no
P2, de 0,68 a 0,74 no P3, de 0,67 a 0,75 no P4 e de 0,62 a 0,80 no P5 (Tabela 27). No
R2 a relação SV/ST variou de 0,63 a 0,78 no P1, de 0,67 a 0,79 no P2, de 0,65 a 0,75
no P3, de 0,58 a 0,77 no P4 e de 0,55 a 0,69 no P5 (Tabela 28). As altas relações
SV/ST evidenciam a predominância de matéria orgânica no lodo, e conseqüentemente
a presença de microrganismos, considerando-se as altas conversões de DQO à metano
observadas no R1 e R2. (OLIVEIRA, 1997).
TABELA 28. Valores médios e respectivos coeficientes de variação (c.v.) da
concentração de sólidos totais (ST) e voláteis (SV), em g L
-1
, e da
relação SV/ST do lodo dos interstícios do filtro anaeróbio de fluxo
ascendente (R2) durante a operação do sistema de tratamento
anaeróbio em dois estágios, na partida e fases 1, 2, 3 e 4.
Fases
Parâmetros
Partida 1 2 3 4
CV
(%)
Teste
F
ST
31,6
b
47,0
a
52,0
a
50,3
a
53,8
a
19 7,1**
SV
24,7
b
33,8
ab
36,0
a
34,2
a
33,6
ab
21 2,9*
P1
SV/ST
0,78
a
0,72
ab
0,69
ab
0,68
ab
0,63
b
13 3,7**
ST
2,9
c
34,3
ab
27,9
b
28,5
b
38,4
a
26 25,3**
SV
2,3
c
24,0
ab
20,2
b
18,9
b
26,1
a
27 21,5**
P2
SV/ST
0,79
a
0,70
ab
0,72
ab
0,67
b
0,69
ab
9 2,9*
ST
1,3
c
22,9
b
39,5
a
18,3
b
35,8
a
30 35,7**
SV
0,97
d
15,4
c
29,6
a
12,3
c
22,9
b
28 45,6**
P3
SV/ST
0,72
a
0,68
a
0,75
a
0,65
a
0,66
a
18 1,6ns
ST
0,77
c
16,4
b
33,3
a
15,3
b
36,2
a
37 28,7**
SV
0,44
c
12,3
b
25,5
a
9,8
b
24,6
a
39 27,2**
P4
SV/ST
0,58
b
0,70
ab
0,77
a
0,64
b
0,68
ab
14 5,8**
ST
1,0
c
12,1
b
6,7
b
12,9
b
32,3
a
84 11,2**
SV
0,65
c
9,09
b
4,48
b
9,10
b
21,5
a
79 11,8**
P5
SV/ST
0,55
a
0,68
a
0,64
a
0,69
a
0,67
a
19 1,6ns
P1 – ponto 1 (inferior) ; P2 – ponto 2; P3 – ponto 3; P4 – Ponto 4; P5 – ponto 5 (superior).
Letras minúsculas diferentes na mesma linha diferem pelo teste de Tukey a 5%. ** - Significativo a 1% de probabilidade (p<0,01); * -
Significativo a 5% de probabilidade (p<0,05); ns - não significativo (p>0,05); p-probabilidade
Segundo a Resolução do Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA) nº
375, 29/08/06, para fins de utilização agrícola, o lodo de esgoto ou produto derivado
127
será considerado estável se a relação entre sólidos voláteis e sólidos totais for inferior
(P1) a 0,70. Portanto, observa-se que o lodo estável foi obtido com maior tempo de
operação (fases 3 e 4) e encontram-se principalmente na região inferior (P1) e superior
(P5) do R1 e intermediária (P3 e P4) e superior (P5) do R2, nas fases 1, 2, 3 e 4; e no
lodo de todo o perfil do R1 e R2, nas fases 3 e 4, quando seria adequado o descarte do
lodo excedente para a reutilização na agricultura, atendendo ao limite de 0,70 para a
relação SV/ST.
Os valores médios das taxas de carregamento orgânico no lodo (TCL) no reator
UASB foram de 0,82; 1,96; 1,84; 0,94 e 1,44 g DQOtotal (g SV d)
-1
, na partida e fases 1,
2, 3 e 4, respectivamente e diferiram significativamente (p<0,01), com os maiores
valores (p<0,05) nas fases 1 e 2 e os menores na partida e fase 3. No filtro anaeróbio
de fluxo aascendente as TCL foram de 0,29; 0,34; 0,31; 0,24 e 0,17 g DQOtotal (g SV
d)
-1
(p>0,01), na partida e fases 1, 2, 3 e 4, respectivamente, (Tabela 29).
TABELA 29. Valores médios e os coeficientes de variação (c.v.) da taxa de
carregamento do lodo (TCL) no reator UASB (R1) e no filtro anaeróbio
de fluxo ascendente (R2) em série durante a partida e fases 1, 2, 3 e 4.
Fases
Parâmetros
Partida 1 2 3 4
CV
(%)
Teste
F
TCL
0,82
b
1,96
a
1,84
a
0,94
b
1,44
ab
41
8,7**
R1
TRS
35,9
b
39,2
b
38,4
b
148,2
a
20,7
b
95
12,2**
TCL
0,29
a
0,34
a
0,31
a
0,24
a
0,17
a
67
2,0ns
R2
TRS
33,7
ab
65,4
ab
19,5
b
83,1
a
20,0
b
108
5,7**
c. v. – coeficiente de variação; TRS- tempo de retenção de sólidos (d); TCL- taxa de carregamento orgânico no lodo ((gDQO (g SV
d)
-1
); Letras minúsculas diferentes na mesma linha diferem pelo teste de Tukey a 5%. ** - Significativo a 1% de probabilidade
(p<0,01); * - Significativo a 5% de probabilidade (p<0,05); ns - não significativo (p>0,05); p-probabilidade
A TCL, na partida de um reator anaeróbio deve ser da ordem de 0,05 a 0,15 g
DQO
total
(g SV
lodo
d)
-1
e durante o regime permanente, pode atingir, de acordo com o
tipo de água residuária a ser tratada, valores em torno de 2,0 g DQO
total
(g SV
lodo
d)
-1
(CHERNICHARO, 2007). Portanto os valores observados estão abaixo dos valores
recomendados por CHERNICHARO (2007), exceto na partida. A aplicação de TCL
acima da recomendada, na partida, não prejudicou a estabilidade do processo em
termos de pH e ácidos voláteis totais e, conseqüentemente do desempenho para a
128
remoção de DQO, sólidos suspensos e conversão de matéria orgânica em metano.
As estimativas do tempo de retenção de sólidos (TRS) foram de 35,9; 39,2; 38,4;
148,2 e 207 d no R1 e de 33,7; 65,4; 19,5; 83,1 e 20 d no R2, na partida e fases 1, 2, 3
e 4, respectivamente e diferiram significativamente (p<0,05). Os maiores valores
(p<0,05) de TRS de 148,2 e 83,1 d, no R1 e R2, respectivamente, foram observados na
fase 3, com COV similar as das fases 2 e 4, mas com TDH maior (24 h) e com
temperaturas médias do ar mais elevadas (p<0,05), de 24,5ºC, fatores que favoreceram
o crescimento da biomasa microbiana e a retenção de SSV do afluente e,
consequentemente, a acumulação de lodo nos reatores.
Na fase 4, com os menores valores de temperatura média do ar, de 20,1 ºC e
TDH de 12 h foram observados TRS menores no R1 e R2, de 20,7 e 20,0 d, do que na
fase 3, respectivamente. Com as baixas temperaturas, a viscosidade do fluído no reator
aumenta, diminuindo a velocidade de sedimentação do lodo, especialmente dos
microrganismos dispersos (NDON & DAGUE, 1997), o que deve ter ocorrido na fase 4,
intensificado pelas maiores velocidades ascencionais do líquido.
Os valores de TRS obtidos neste trabalho foram superiores ou similares aos
observados por SANTANA (2008) em reator UASB tratando águas residuárias de
suinocultura, os quais foram de 8,3 a 16,7 d com COV de 11 a 19 g DQOtotal (L d)
-1
e
TDH de 14 a 28 h e de 40,7 d com COV de 26 g DQOtotal (L d)
-1
e TDH de 14 h, com
temperatura média do ar de 20,8 ºC. RAMIRES (2005) observou valores de TRS de
25,8 e 90,0 d coma aplicação de COV de 13,2 e 5,5 g DQO
total
(L d)
-1
, respectivamente,
e de TDH de 36 h.
O TRS mínimo para o processo metanogênico é de aproximadamente 10 d para
a temperatura de 35ºC (NDON & DAGUE, 1997). Portanto, nas condições operacionais
impostas, os valores de TRS observados no R1 e R2, na partida e nas quatro fases não
foram limitantes para o estabelecimento da microbiota necessária para a conversão da
matéria orgânica a metano.
5. 8 Estimativa do balanço de massa no reator UASB (R1) e no filtro anaeróbio de
fluxo ascendente (R2).
Na Tabela 30 estão apresentados, para o reator UASB (R1), o filtro anaeróbio de
129
fluxo ascendente (R2) e conjunto de reatores (R1 + R2), na partida e fases 1, 2, 3 e 4,
os valores médios das produções diárias de lodo e metano, juntamente com a COV, as
médias diárias da DQO afluente, efluente e removida, os valores médios das
porcentagens de DQO
total
afluente e removida, convertidas em metano e a relação entre
a produção de DQO-CH
4
e DQO dissolvida removida.
Os valores médios da DQO
total
removida convertida em metano (CH
4
) no R1
foram de 8,7; 16,3; 9,1; 8,5 e 9,8%; e no R2 de 5,2; 30,1; 77,6; 43,7 e 42,7% e no
conjunto R1+R2 de 8,4; 17,4; 9,8; 9,3 e 11,1% durante a partida e fases 1, 2, 3 e 4,
respectivamente. Os maiores valores médios da DQOtotal
removida convertida em
metano (CH
4
) foram na fase 2, no reator UASB e nas fases 3 e 4 no filtro anaeróbio de
fluxo ascendente. Verificou-se que com o aumento da COV da fase 1 a 4, no reator
UASB, houve decréscimo na conversão de DQOtotal em metano. Segundo OLIVEIRA &
FORESTI (2004) o aumento do TDH e temperaturas mais altas permitem maior
solubilização da matéria orgânica suspensa.
Neste trabalho foram verificados valores de DQOtotal removida convertida em
CH
4
próximos aos observados por FERNANDES (2004), operando um reator anaeróbio
compartimentado (ABR) no tratamento de águas residuárias de suinocultura, os quais
foram 15,1; 10,6 e 9,2% para COV de 5,05; 7,81 e 10,12 g DQO
total
(L d)
-1
,
respectivamente.
Segundo OLIVEIRA & FORESTI (2004), a produção de metano é bem menor do
que a prevista com base em considerações estequiométricas, em virtude às perdas de
biogás na coleta e de metano dissolvido na fase líquida, cuja concentração depende da
temperatura e da pressão parcial desse gás na fase gasosa (Lei de Henry). VAN
HAANDEL & LETTINGA (1994) citaram que as perdas de biogás podem estar entre 20
e 50% da produção. Segundo Cakir e Stenstrom (2005) citados por SOUSA et al.
(2009), o CH
4
dissolvido em efluentes de reatores anaeróbios é o maior contribuinte
para a emissão de gases de efeito estufa, nesta tecnologia.
130
TABELA 30. Estimativas das percentagens da DQO
total
afluente e removida convertidas em metano (CH
4
) e da relação
entre a produção diária de metano medida (expressa em g DQO- CH
4
d
-1
) e a DQO dissolvida removida a
partir das médias diárias de DQO afluente, efluente, removida e na forma de metano nos reator UASB (R1),
no filtro anaeróbio (R2) e no conjunto de reatores (R1+R2).
Reator
TDH
COV
Prod.Diária
Prod. Diária
DQO
total
DQO
total
Relação
DQO
total
DQO
diss
DQO
ss
DQO
total
DQO
diss
DQO
ss
DQO
total
DQO
diss
DQO
ss
CH
4
lodo removida removida
DQO-CH
4
por
(b)
( c )
convertida
convertida
DQO dissolvida
(h) (a)
g.d
-1
g.d
-1
g.d
-1
g.d
-1
g.d
-1
g.d
-1
g.d
-1
g.d
-1
g.d
-1
gDQO-CH
4
.d
-1
gDQO-SV.d
-1
em lodo (%) em CH4 (%) removida
36
9,2
2766
362,4
2403,6
411
102,8
308,2
2355,0
259,6
2095,4
205,7
40,5
1,72
8,7
0,8
24
12,90
3897,9
403,2
3494,7
701,1
92,1
609,0
3196,8
311,1
2885,7
520,8
58,5
1,8
16,3
1,7
1
12
25,20
7573,2
845,4
6727,8
633,0
143,4
489,6
6940,2
702,0
6238,2
634,4
135,4
2,0
9,1
0,9
24
26,00
7809,0
532,2
7276,8
342,0
89,1
252,9
7467,0
443,1
7023,9
638,4
59,1
0,8
8,5
1,4
12
26,70
8332,8
988,8
7344,0
733,2
201,6
531,6
7599,6
787,2
6812,4
744,8
211,7
2,8
9,8
0,9
17,6
2,60
411
102,8
308,2
174,6
87,0
87,6
236,4
15,8
220,6
12,2
11,9
5,0
5,2
0,8
11,7
4,80
701,1
92,1
609,0
419,7
96,9
322,8
281,4
_
286,2
84,8
29,4
10,4
30,1
_
2
5,8
4,40
633,0
143,4
489,6
567,0
124,2
442,8
66,0
19,2
46,8
51,2
108,1
163,7
77,6
2,7
13,2
2,10
342,0
89,1
252,9
168,9
78,9
90,0
173,1
10,2
162,9
75,6
24,9
14,4
43,7
7,4
6,6
4,40
733,2
201,6
531,6
709,2
154,2
555,0
24,0
47,4
-23,4
102,5
59,2
246,8
427,0
2,2
47,7
9,2
2766
362,4
2403,6
174,6
87,0
87,6
2591,4
275,4
2316,0
217,9
52,4
2,0
8,4
0,8
35,7
12,90
3897,9
403,2
3494,7
419,7
96,9
322,8
3478,2
306,3
3171,9
605,6
87,9
2,5
17,4
2,0
1+2
17,8
25,20
7573,2
845,4
6727,8
567,0
124,2
442,8
7006,2
721,2
6285,0
685,6
243,5
3,5
9,8
1,0
37,2
26,00
7809,0
532,2
7276,8
168,9
78,9
90,0
7640,1
453,3
7186,8
714,0
84,0
1,1
9,3
1,6
18,6
26,70
8332,8
988,8
7344,0
709,2
154,2
555,0
7623,6
834,6
6789,0
847,3
270,9
3,6
11,1
1,0
a- unidade: g DQO total (L d)
-1
b-cálculo: a partir da produção diária de CH
4
(L.d
-1
) nas CNTP tem-se :((produção diária de CH
4
x16)/22,4)x4=(gDQO-CH
4
.d
-1
)
c-cálculo:SSV do efluente(g/d)/1,48
Afluente Efluente Remoção
130
131
A relação DQO-CH
4
por DQOdiss removida foi de 0,8; 1,7; 0,9; 1,4 e 0,9; de
0,88; zero; 2,7; 7,4 e 2,2 e de 0,8; 2,0; 1,0; 1,6 e 1,0, no R1, R2 e R1+R2, para a partida
e fases 1, 2, 3, e 4, respectivamente. Os maiores valores de DQO-CH
4
por DQOdiss
removida no R1 e R1+R2 foram observadas nas fase 1 e 3, com os maiores TDH (24
h), e pode-se atribuir as maiores taxas de hidrólise ocorridas, por conseqüência dos
maiores TRS observados (Tabela 38).
5.9 Teores de macronutrientes e micronutrientes no afluente e efluentes
5.9.1 Nitrogênio
As concentrações médias de NTK, N-org., N-am. observadas no afluente
variaram de 657 a 1028 mg L
-1
; de 506 a 822 mg L
-1
e de 151 a 252 mg L
-1
, na partida e
fases 1, 2, 3 e 4, respectivamente (Tabela 31). Os valores de NTK observados no
afluente estão próximos aos observados por RAMIRES (2005) de 477 a 1.588 mg L
-1
para águas residuárias de suinocultura com média de DQOtotal de 8.390 a 26.025 mg
L
-1
.
As maiores eficiências de remoção de NTK e N-org. no R1 (p<0,05), de 61, 64 e
55% e de 80, 91 e 85%, respectivamente, ocorreram nas fases 2, 3 e 4, com a
aplicação das maiores COV, de 25,2, 26,0 e 26,7 g DQOtotal (L d)
-1
. Na partida e fase
1, com a aplicação de COV de 9,2 e 12,9 g DQOtotal (L d)
-1
no R1, foram observadas
menores eficiências de remoção de NTK e de N-org. (p<0,05), de 26 e 42% e de 62 e
77%, respectivamente.
No efluente do R2 foram observadas concentrações médias de NTK de 481; 322;
341; 309 e 307 mg L
-1
, na partida e nas fases 1, 2, 3 e 4, respectivamente (Tabela 31).
As eficiências médias de remoção de NTK, no sistema de tratamento anaeróbio em dois
estágios (R1+R2) foram de 45; 54; 61; 71 e 55% (p<0,01), na partida e nas fases 1, 2, 3
e 4, respectivamente (Tabela 31). Nas fases 2, 3 e 4, no R2, não ocorreram remoções
de NTK e o N-org..
132
TABELA 31. Valores médios e respectivos coeficientes de variação (c.v.em %) da carga
orgânica volumétrica (COV); das concentrações de nitrogênio total kjeldahl
(NTK), nitrogênio amoniacal (N-am.) e nitrogênio orgânico (N-org.) no
afluente e efluente; e das eficiências de remoção (E) de NTK e N-org
obtidos no sistema de tratamento composto pelo reator UASB (R1) e filtro
anaeróbio de fluxo ascendente (R2) durante a partida e fases 1, 2, 3 e 4.
Fases
Parâmetros
Partida 1 2 3 4
CV
(%)
Teste
F
R1
9,2
b
12,9
b
25,2
a
26,0
a
26,7
a
60 10,5**
COV
(g DQOtotal (L d)
-1
R2
2,6
ab
4,8
a
4,4
a
2,1
b
4,4
a
81 4,2**
Afluente
990
a
657
b
903
ab
1028
a
664
b
44 6,2**
R1
739
a
357
b
330
b
317
b
298
b
36 3,5**
mg L
-1
R2
481
a
322
b
341
b
309
b
307
b
28 10,4**
R1
26
c
42
bc
61
a
64
a
55
b
37 12,1**
R2
35
-
11
-
-
-
-
-
-
-
-- --
NTK
E
(%)
R1+R2
45
c
54
bc
61
ab
71
a
55
b
28 7,9**
Afluente
826
a
506
bc
714
ab
822
a
411
c
55 3,5**
R1
535
a
140
b
138
bc
60
cd
57
d
69 64,0**
mg L
-1
R2
273
a
96
bc
144
b
77
d
58
c
70 33,8**
R1
36
c
71
b
80
ab
91
a
85
ab
25 22,9**
R2
49
-
31
-
-
-
-
-
-
-
- -
N-org
E
(%)
R1+R2
62
c
77
b
80
b
93
a
86
ab
19 12,2**
Afluente
163
bc
151
c
189
bc
206
b
252
a
30 5,2**
R1
203
ab
217
ab
192
b
257
a
241
ab
30 4,1**
N-am mg L
-1
R2
208
ab
226
ab
197
b
232
ab
249
a
30 2,5*
Letras minúsculas diferentes na mesma linha diferem pelo teste de Tukey a 5%. ** - Significativo a 1% de probabilidade (p<0,01); * -
Significativo a 5% de probabilidade (p<0,05); ns - não significativo (p>0,05); p-probabilidade
Os valores médios da concentração de nitrogênio amoniacal (N-am.)
aumentaram de 163; 151; 189; 206 e 252 mg L
-1
no afluente, para 203, 217; 192; 257 e
241 mg L
-1
no efluente do R1 e para 208; 226; 197; 232 e 249 mg L
-1
no efluente do R2,
na partida e nas fases 1, 2, 3 e 4, respectivamente, como resultado da amonificação de
N-org.. Segundo MASCARENHAS et al. (2004), a amonificação consiste na conversão,
por meio da ação de bactérias heterotróficas, da matéria orgânica nitrogenada, que se
encontra na forma solúvel, em amônia. Conforme constatado por OLIVEIRA (1997) e
RAMIRES (2005) e também observado neste estudo, na partida e ensaios 1, 2, 3 e 4, a
concentração de N-am. no efluente não aumentou proporcionalmente com a redução de
N-org.,indicando que a maior quantidade de N-org. ficou retida na biomassa do lodo dos
reatores, principalmente no R1.
133
TABELA 32. Valores médios e respectivos coeficientes de variação (c.v.em %) da carga orgânica volumétrica (COV); das
concentrações de nitrogênio total kjeldahl (NTK), nitrogênio amoniacal (N-am.) e nitrogênio orgânico (N-org.)
no afluente e efluente; e das eficiências de remoção de NTK, N-org e N-am. obtidos no sistema de
tratamento composto pelo reator UASB (R1), filtro anaeróbio (R2), filtro biológico percolador (FBP) e
decantador (D), durante os ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
Ensaios
cv (%)
Teste F
Parâmetros
1 2 3 4 5 6 7 8
R2
3,2
ab 6,3
a 5,7
a 2,9
ab 2,7
ab 1,4
b 4,0
ab 4,9
ab
78
4,5**
FBP
1,2
c 6,6
ab
5,7
ab 6,8
a 1,0
c 1,5
c 3,9
bc 7,9
a
57
18,0**
COV
(g DQOtotal (L d)
-1
D
0,9
c 3,8
b 1,9
c 3,8
b 0,8
c 1,5
c 2,1
c 5,4
a
46
26,8**
R2
287
bc 358
ab
294
bc 388
a 401
a 217
c 353
ab 262
c
23
11,3**
FBP
146
c 159
bc 159
bc 235
a 222
ab 118
c 240
a 224
ab
32
8,9**
mg L
-1
D
132
cd 183
ab
135
bcd
217
a 193
ab 84
d 238
a 198
a
29
14,5**
FBP
48
ab 54
a 45
ab 39
abc
44
abc
46
ab 33
bc 17
c
42
5,0**
D
8,0
ab -
- 14
ab 9
ab 11
ab 30
a 01
b 15
ab
52
5,1**
FBP+D
53
a 48
abc
53
ab 43
bc 51
ab 60
a 31
bc 23
d
32
9,8**
NTK
E
(%)
Sistema
78
ab 59
c 83
a 72
ab
c
84
a 85
a 64
bc 63
bc
21
6,4**
R2
83
b 108
b 91
b 197
a 108
bd 46
b 72
bd 46
b
79
5,8**
FBP
44
ab 20
b 32
b 82
a 31
b 38
b 43
ab 28
b
86
4,3**
mg L
-1
D
23
b 33
b 15
b 73
a 26
b 13
b 42
ab 19
b
97
6,2**
FBP
51
b 80
a 66
ab 58
ab 71
a 19
c 44
ab 35
c
87
3,4**
D
49
a -
- 52
a 12
a 21
a 65
a -
- 32
a
226
2,0ns
FBP+D
70
a 65
a 78
a 59
a 31
b 20
c 33
b 46
ab
94
1,9*
N-org
E
(%)
Sistema
94
a 81
a 97
a 84
a 96
a 95
a 88
a 93
a
16
2,3ns
R2
204
cd 249
abc
203
cd 191
cd 293 a 172
d 281
ab 216
bc
25
8,2**
FBP
102
cd 138
c 126
cd 152
bc 190 ab 80
d 228
a 196
ab
29
17,9**
mg L
-1
D
109
de 149
bc
d
120
cde
144
bc
d
167
ab
c
71
e 205
a 179
ab
49
13,8**
FBP
48
a 44
ab
35
abc
23
bc 37
ab
c
51
a 18
c 15
c
53
7,5**
D
-
- -
- -
- 05
- 12 - 11
- 10
- 8
-
-
-
N-am
E
(%)
FBP+D
48
ab 39
abc
38
abc
26
bc 41 abc
54
a 25
c 26
bc
49
4,3**
Letras minúsculas diferentes na mesma linha diferem pelo teste de Tukey a 5%. ** - Significativo a 1% de probabilidade (p<0,01); * - Significativo a 5% de
probabilidade (p<0,05); ns - não significativo (p>0,05); p-probabilidade.
133
134
As eficiências médias de remoção de NTK no filtro biológico percolador (FBP)
foram de 48; 54; 45; 39; 44; 46; 33 e 17% (Figura 44 a 47), com a aplicação das taxas
superficiais de 3,5; 10,6; 7,0; 21,1; 3,0; 9,1; 6,0 e 18 m
2
(m
3
d)
-1
, nos ensaios 1 a 8,
respectivamente. Para o sistema de pós-tratamento (FBP+D), as eficiencias médias de
remoção de NTK variaram de 23 a 60%, nos ensaios 1 a 8, e contribuíram para o
aumento nas eficiências médias de remoção de NTK do sistema (R1+R2+FBP+D) para
valores de 59 a 85%, nos ensaios 1 a 8. As eficiências médias de remoção de N-org. no
sistema de tratamento anaeróbio e pós-tratamento variaram de 81 a 97%, nos oito
ensaios.
Nos ensaios 1, 3, 5 e 6 as eficiências médias de remoção de NTK, de 78 a 85% no
sistema (R1+R2+FBP+D), aproximaram-se das observadas por SANTANA (2008), de
76 a 93%, obtidas no tratamento de águas residuárias de suinocultura em dois reatores
UASB seguidos de um reator em batelada sequencial aeróbio com a aplicação de COV
de 11 a 26 g DQOtotal (L d)
-1
no primeiro reator e TDH total de 40 a 72 h. Portanto, com
a utilização do sistema anaeróbio composto pelo reator UASB e o filtro anaeróbio de
fluxo ascendente seguidos do FBP e do decantador, com a aplicação de TDH de 62,7;
31,3; 66,6 e 47,0 h, nos ensaios 1, 3, 5 e 6, respectivamente foi possível obter
eficiências de remoção de NTK similares aos observados por SANTANA (2008), sem
gastos de energia para a aeração.
As eficiências médias de remoção de N-am. no sistema de pós-tratamento (FBP+
D) variaram de 25 a 54%. As cargas de N-am. aplicadas no FBP foram de 723; 1796;
1391; 3340; 1719; 2493; 1673 e 4189 g N-am.(m
2
d)
-1
, nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8,
respectivamente. Segundo Okey & Albertson (1989) citados por VICTÓRIA (2006), com
cargas de N-am. menores que 104 g N-am.(m
2
d)
-1
e com temperaturas na faixa de 7 a
29ºC podem ser esperadas remoções de N-am. de até 80%, indicando uma alternativa
para aumentar a remoção no FBP. Portanto, as cargas de N-am. aplicadas no FBP nos
oito ensaios foram muito superiores as recomendadas por Okey & Albertson (1989)
citados por VICTORIA (2006), o que pode ter contribuído para as baixas eficiências de
N-am. no FBP.
O decréscimo das eficiências de remoção de N-am. no FBP com o decréscimo
135
do TDH de 15 para 5 h, dos ensaios 1 ao 4, com a utilização dos anéis de bambu e de
17,4 para 2,9 h, dos ensaios 5 ao 8 com a utilização dos anéis de conduite podem ter
ocorrido em virtude do arraste de biofilme da região superior do FBP para as regiões
inferiores. O lodo biológico presente no biofilme arrastado e acumulado nas regiões
inferiores do FBP poderá decompor-se e entrar em lise celular, em virtude da baixa
disponibilidade de substrato nesta região, conforme observado por VICTORIA (2006),
liberando entre outros compostos, o N-org. e N-am. que aumentarão as suas
concentrações no efluente. Segundo PERSON et al. (2002), a biomassa desenvolvida
em um FBP é composta de um biofilme externo, de pouca consistencia e baixa
aderência e um biofilme interno, de maior consistência e firmemente aderido ao meio
suporte. O biofilme externo é normalmente formado por populações heterotróficas,
predadores, além de bactérias nitrificantes.
As concentrações médias de N-am. no efluente do FBP e do decantador
diminuíram para 102; 138; 126; 152; 190; 80; 228 e 196 mg L
-1
e para 109; 149; 120;
144; 167; 71; 205 e 179 mg L
-1
, nos ensaios 1 a 8, respectivamente (Tabela 32). Com
esses valores as concentrações de N-am. ainda não atendem ao padrão de lançamento
de efluentes, de 20 mg L
-1
, previsto na Resolução 357 do Conselho Nacional de Meio
ambiente (CONAMA) (BRASIL, 2005).
As concentrações médias de nitrogênio nas formas de nitrato (N-NO
3
-
) e nitrito
(N-NO
2
-
) no efluente do FBP foram de 38; 40; 29 e 41 mg L
-1
e de 30; 38; 29 e 31 mg L
-
1
, nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente, e com a utilização dos anéis de bambu
como meio suporte no FBP (Figura 48). Com a substituição do meio suporte no FBP,
nos ensaios 5, 6, 7 e 8, para anéis de conduite, os valores de nitrato no efluente do FBP
diminuíram significativamente (p<0,05) para 15; 15; 9 e 6 mg L
-1
e os de nitrito
aumentaram (p<0,05) para 67; 40; 59 e 65 mg L
-1
.
No efluente do decantador foram observados valores de nitrato e nitrito pouco
inferiores aos observados no efluente do FBP, de 37; 35; 23; 40; 15; 14; 8 e 7 mg L
-1
e
de 28; 35; 20; 29; 65; 43; 56 e 68 mg L
-1
, nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8,
respectivamente (Tabela 33).
.
136
TABELA 33. Valores médios e coeficientes de variação (c.v.) das concentrações de oxigênio dissolvido (OD), nitrato (N-
NO
3
-
), nitrito (N-NO
2
-
) e nitrogênio total (NT), e das eficiências de remoção (E) de nitrogênio total (NT)
obtidos no sistema de tratamento composto pelo reator UASB (R1), filtro anaeróbio (R2), filtro biológico
percolador (FBP) e decantador, durante os ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
Ensaios
cv
(%)
Teste F
Parâmetros
1 2 3 4 5 6 7 8
FBP
5,0
ab 3,9
bc 3,5
c 5,0
ab 4,5
b 5,5
a 4,2
bc 4,7
ab
19
7,6**
OD
mg L
-1
D
4,4
a 2,9
c 2,9
c 4,0
ab 3,9 abc
4,5
a 3,1
bc 3,4
ab
c
24
7,3**
FBP
38
ab 40
ab
29
ab 41
a 15
c 15
c 9
c 6 c
42
27,5**
Nitrato
mg L
-1
D
37
a 35
ab
23
bc 40
a 15 cd 14
cd 8
d 7
d
46
21,9**
FBP
30
b 38
b 29
b 31
b 67 a 40
b 59
a 65
a
29
20,8**
Nitrito
mg L
-1
D
28
de 35
cd 20
e 29
cde 65 a 43
bc 56
ab 68
a
29
29,7**
R2
287
bc 358
ab 294
bc 388
a 401
a 217
c 353
ab 262
c
23
11,3**
FBP
215
b
23
6
d 216
b 307
a 304
a 173
b 308
a 260
a
25
9,3**
mg L
-1
D
197
bc
25
2
ab 178
c 286
a 274
a 142
c 303
a 261
a
26
27,3
FBP
25
ab
31
a 24
ab 19
ab 21 ab 19
ab
13
ab 2
b
89
2,0ns
D
7
- -
- 6
- 17
- 6 - 5
- -
- -
-
-
-
FBP+D
30
ab
27
ab 37
a 24
ab 30 ab 33
a 12
b 1
c
68
5,7**
NT
E
(%)
Sistema
68
ab
c
45
d 78
a 63
abc 76 ab 76
ab
54
bc
d
49
cd
29
6,7**
Letras minúsculas diferentes na mesma linha diferem pelo teste de Tukey a 5%. ** - Significativo a 1% de probabilidade (p<0,01); * - Significativo a 5% de probabilidade (p<0,05); ns -
não significativo (p>0,05); p-probabilidade; NT = NTK + N-NO
3
-
+ N-NO
2
-
136
137
No efluente do FBP e do decantador foram observados concentrações de
oxigênio dissolvido (OD) de 5,0; 3,9; 3,5; 5,0; 4,5; 5,5; 4,2 e 4,7 mg L
-1
e de 4,4; 2,9; 2,9;
4,0; 3,9; 4,5; 3,1 e 3,4 mg L
-1
, nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, respectivamente
(Tabela 33), as quais propiciaram a nitrificação no FBP.
A relação entre os valores de OD e N-am no efluente do FBP foram de 0,049;
0,028; 0,027; 0,032; 0,023; 0,068; 0,018 e 0,024 nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8,
respectivamente. Segundo GONÇALVES et al. (2002), a relação entre os valores de
OD e N-am. para que ocorra a nitrificação devem ser de 0,3 a 0,4. Para valores da
relação OD e N-am. muito baixas, o compartimento aeróbio é dominado por bactérias
heterotróficas e a nitrificação não ocorre. Apesar das baixas relações OD/N-am. ocorreu
nitrificação no FBP, a qual poderia ser aumentada com maior aporte de O
2
ao FBP.
Szwerinki et al (1986) citado por VICTÓRIA (2006), sugeriram que a relação
entre as massas da alcalinidade e do N-am. menor que 12,1 pode ser limitante na
conversão de N-am., pela diminuição da transferência de massa no biofilme. A relação
entre as massas da alcalinidade total e do N-am. no FBP foram menores de 6,8; 4,8;
2,3; 2,7; 3,7; 9,8; 0,5 e 0,6, nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, respectivamente, o que
também poderia indicar a existência de limitações na difusão da alcalinidade para a
biomassa nitrificante no interior do biofilme. Contudo, a existência de estruturas
especiais como espaços vazios intersticiais e canais abertos na biomassa,
possivelmente facilitam a difusão da alcalinidade (VICTÓRIA, 2006). Como os
remanescentes de alcalinidade no efluente do FBP foram altos, acima de 276 mg L
-1
,
houve limitação para o seu consumo na nitrificação ou não se formou biomassa
nitrificante suficiente.
Observou-se aumento na AT no efluente do decantador (Tabela 25), o que pode
ter ocorrido em virtude da geração de alcalinidade proporcionada pela desnitrificação
heterotrófica. Segundo METCALF & EDDY (2003), são produzidas 3,57 mg de CaCO
3
L
-1
para a desnitrificação do N-disponível [NTK removido - (N lodo - (N-NO
3
-
+ N-NO
2
-
)].
A alcalinidade necessária para oxidar 1 g de N-am. à nitrito é de 7,07 g CaCO
3
(METCALF & EDDY, 2003). Portanto seriam necessárias 1441; 1760; 1435; 1350;
2071; 1216; 1986 e 1527 mg CaCO
3
para oxidar todo o N-am. do efluente do R2, nos
138
ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, respectivamente. A alcalinidade disponível no efluente do
R2 não seria suficiente. Como só foram oxidadas 77; 11; 72; 36; 84, 92, 53 e 20 mg L
-1
de N-am. no FBP, estequiometricamente a alcalinidade consumida foi de 544; 78; 509;
254; 594, 650; 378 e 141 mgCaCO
3
, nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, respectivamente.
A maior parte do NT (NTK + N-NO
3
-
+ N-NO
2
-
) removido foi imobilizada no
biofilme produzido no FBP, pois as condições para a desnitrificação no FBP foram
desfavoráveis, em virtude das altas concentrações de OD no efluente (Tabela 33). O
oxigênio pode causar inibição na desnitrificação pela repressão das enzimas redutoras
de nitrato (VICTORIA, 2006). Segundo METCALF & EDDY (2003) a desnitrificação
pode ocorrer na presença de baixas concentrações de oxigênio dissolvido (0,5 mg L
-1
).
Isso porque a concentração de oxigênio no interior do biofilme pode ser menor que no
meio do líquido, promovendo a desnitrificação no local.
FIGURA 44. Concentrações de NTK no afluente e efluentes dos reatores UASB (R1) e
do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), filtro biológico percolador
(FBP) e decantador (D) em série, obtidas na partida e ensaios 1 e 2.
R1 R2 FBP Decantador Afluente
Partida
Ensaio 1
Ensaio 2
50,0
350,0
650,0
950,0
1250,0
4 24 44 64 84 104 124 144 164 184 204 224
Tempo de operação (dias)
NTK (mg L
-1
)
0,0
500,0
1000,0
1500,0
2000,0
2500,0
4 24 44 64 84 104 124 144 164 184 204 224
NTK (mg L
-1
)
139
FIGURA 45. Concentrações de NTK no afluente e efluentes dos reatores UASB (R1) e
do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), filtro biológico percolador
(FBP) e decantador (D) em série, obtidas nos ensaios 3 e 4.
FIGURA 46. Concentrações de NTK no afluente e efluentes dos reatores UASB (R1) e
do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), filtro biológico percolador
(FBP) e decantador (D) em série, obtidas nos ensaios 5 e 6.
0,0
500,0
1000,0
1500,0
2000,0
4 24 44 64 84 104
NTK (mg L
-1
)
Ensaio 3
Ensaio 4
50,0
200,0
350,0
500,0
650,0
4 14 24 34 44 54 64 74 84 94 104
Tempo de operação (dias)
NTK (mg L
-1
)
R1 R2 FBP Decantador Afluente
0,0
500,0
1000,0
1500,0
2000,0
2500,0
1 21 41 61 81 101 121 141
NTK (mg L
-1
)
Ensaio 5
Ensaio 6
0,0
150,0
300,0
450,0
600,0
750,0
1 11 21 31 41 51 61 71 81 91 101 111 121 131 141
Tempo de operação (dias)
NTK (mg L
-1
)
R1 R2 FBP Decantador Afluente
140
FIGURA 47. Concentrações de NTK no afluente e efluentes dos reatores UASB (R1) e
do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), filtro biológico percolador
(FBP) e decantador (D) em série, obtidas nos ensaios 7 e 8.
No sistema de tratamento R1+R2+FBP+D, as eficiências médias de remoção de
NT aumentaram, na maior parte dos ensaios, em relação ao R1+R2 (Tabela 33) e
foram de 68; 45; 78; 63; 76; 76; 54 e 49%, com o TDH de 62,7; 44,7; 31,3; 22,3; 66,6;
47,0; 33,3 e 23,5 h, nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, respectivamente, com valores
mais estáveis (coeficiente de variação de 29%). As eficiências médias de remoção de
NT observadas neste trabalho, aproximaram-se das obtidas por SANTANA (2008), de
68 a 87%, tratando águas residuárias de suinocultura DQO total de 10.851 a 21.309 mg
L
-1
, em reatores UASB em dois estágios, seguidos de um reator em batelada seqüencial
aeróbio, com TDH de 46 a 97 h.
0,0
500,0
1000,0
1500,0
2000,0
1 21 41 61 81 101 121 141
NTK (mg L
-1
)
Ensaio 7
Ensaio 8
0,0
150,0
300,0
450,0
1 11 21 31 41 51 61 71 81 91 101 111 121 131 141
Tempo de operação (dias)
NTK (mg L
-1
)
R1 R2 FBP Decantador Afluente
141
FIGURA 48. Concentrações de nitrato (N-NO
3
-
) e de nitrito (N-NO
2
-
) nos efluentes do
filtro biológico percolador (FBP) e decantador (D), obtidas nos ensaios 1,
2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
0,0
20,0
40,0
60,0
80,0
100,0
2 12 22 32 42 52 62 72 82 92 102 112 122
mg L
-1
Nitrito FBP Nitrito decantador
Nitrato FBP
Nitrato decantador
0,0
20,0
40,0
60,0
80,0
100,0
4 14 24 34 44 54 64 74 84 94 104
mg L
-1
Ensaio 3
Ensaio 4
Ensaio 1
Ensaio 2
0,0
20,0
40,0
60,0
80,0
100,0
1 11 21 31 41 51 61 71 81 91 101 111 121 131 141
mg L
-1
Ensaio 5
Ensaio 6
0,0
20,0
40,0
60,0
80,0
100,0
4 14 24 34 44 54 64 74 84 94 104 114 124 134
Tempo de operação (dias)
mg L
-1
Ensaio 8
Ensaio 7
142
5.9.2 Número mais provável (NMP) de bactérias nitrificantes oxidadoras de
amônia e de nitrito e NMP de bactérias heterotróficas e desnitrificantes.
O crescimento das bactérias nitrificantes oxidadoras de amônia, oxidadoras de
nitrito, heterotróficas e desnitrificantes foram acompanhados por meio da determinação
do número mais provável (NMP).
Nas Tabelas 34 e 35 estão apresentados os valores dos números mais prováveis
(NMP) de bactérias oxidadoras de amônia, oxidadoras de nitrito, desnitrificantes e
heterotróficas, no final dos ensaios 1 a 8, em amostras de biofilme retiradas de meio
suporte da região intermediária da altura do filtro biológico percolador.
O número mais provável (NMP) de bactérias oxidadoras de amônia foram de 2,5
x 10
8
; 1,5x10
7
; 1,2x10
7
e 1,8x10
7
NMP g
-1
SV no biofilme do FBP, nos ensaios 1, 2, 3 e
4, respectivamente e de 1,7x10
5
; 9,8x10
7
; 2,0x10
10
e 1,8x10
7
NMP NMP g
-1
SV no
biofilme do FBP, nos ensaios 5, 6, 7 e 8, respectivamente. O NMP de bactérias
oxidadoras de nitrito foi menor do que os obtidos para as oxidadoras de amônia nos oito
ensaios (Tabelas 34 e 35). Comportamento similar foi verificado por VICTÓRIA (2006),
em biofilme de meio suporte de filtro biológico percolador utilizado no pós-tratamento de
esgoto doméstico. A autora atribuiu a menor produção de energia na oxidação de nitrito
(65 a 90 kJ/mol) do que na oxidação de amônia (240 a 350 kJ/mol), portanto a produção
celular das bactérias oxidadoras de amônia é maior do que a das bactérias oxidadoras
de nitrito.
Com os resultados de NMP de bactérias nitrificantes observou-se a existência de
populações de bactérias oxidadoras de amônia e de oxidadoras de nitrito, evidenciando
a rota convencional de nitrificação, ou seja, amônia sendo oxidada a nitrito e
posteriormente a nitrato. Isto ocorreu com maior equilíbrio nos ensaios 1, 2, 3 e 4,
conforme pode ser verificado na Tabela 33 e Figura 48. No entanto, nos ensaios 5, 6, 7
e 8, quando se utilizaram os anéis de conduite no FBP, os NMP das bactérias
oxidadoras de nitrito foram muito inferiores aos obtidos nos ensaios 1, 2, 3 e 4. Como
conseqüência, verificou-se acúmulo de nitrito nos efluentes do FBP e do decantador,
em concentrações de 40 a 80 mg L
-1
, e diminuição do nitrato, para valores inferiores a
20 mg L
-1
(Figura 48).
143
O número mais provável de bactérias desnitrificantes aumentou do ensaio 1 ao
ensaio 4, de 2,4x10
4
a 25x10
9
NMP g
-1
SV, no biofilme dos anéis de bambu do FBP.
Quando se utilizaram os anéis de conduite como meio suporte o NMP das bactérias
desnitrificantes variou de 2,0x10
2
a 9,3x10
8
NMP g SV
-1
, nos ensaios 5, 6, 7 e 8,
respectivamente. No ensaio 8, com o decréscimo significativo da temperatura média do
ar foi verificado o menor NMP das bactérias desnitrificantes, de 2,0x10
2
NMP g
-1
SV. No
ensaio 8 ocorreu a menor remoção de NT no FBP, de 2% (Tabela 33).
O número de bactérias heterotróficas variou de 2,2x10
6
NMP g
-1
SV a valores
superiores a 10
15
NMP g SV
-1
, nos ensaios 1 a 8. Os maiores NMP de bactérias
hetrotróficas foram observadas com
a utilização dos anéis de conduite como meio
suporte no FBP.
TABELA 34. Contagem das bactérias oxidadoras de amônia, oxidadoras de nitrito,
desnitrificantes e heterotróficas (em NMP g
-1
SV) no biofilme coletado na
região intermediária do filtro biológico percolador nos ensaios 1, 2, 3 e 4.
Bactérias Ensaio 1 Ensaio 2 Ensaio 3 Ensaio 4
Oxidadoras de amônia 2,5 x 10
8
1,5 x 10
7
1,2 x 10
7
1,8 x 10
7
Oxidadoras de nitrito 1,2 x 10
3
7,3 x10
4
4,1 x10
6
6.8 x10
6
Desnitrificantes 2,4 x 10
4
3,5 x 10
7
2,4 x 10
8
2,5 x10
9
Heterotróficas 1,1 x 10
7
1,6 x 10
8
3,2 x 10
10
4,1 x10
11
NMP: número mais provável, SV- sólidos voláteis.
TABELA 35. Contagem das bactérias oxidadoras de amônia, oxidadoras de nitrito,
desnitrificantes e heterotróficas (NMP g
-1
SV) no biofilme coletado na
região intermediária do filtro biológico percolador nos ensaios 5, 6, 7 e 8.
Bactérias Ensaio 5 Ensaio 6 Ensaio 7 Ensaio 8
Oxidadoras de amônia 1,7 x 10
5
9,8 x 10
7
2,0 x 10
10
1,8 x 10
7
Oxidadoras de nitrito 1,1 x 10
1
8,0 x10
2
4,8 x 10
2
2,8 x 10
6
Desnitrificantes 2,1 x 10
6
1,4 x10
6
9,3 x10
8
2,0 x10
2
Heterotróficas 2,2 x 10
6
9,8 x 10
15
>10
15
6,8 x10
11
NMP: número mais provável, SV- sólidos voláteis.
Foi possível associar o NMP das bactérias heterotróficas com as remoções de
lipídeos no FBP, nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8. Nas fotomicrografias do biofilme, no
final do ensaio 8 (Figura 49), foram encontradas gotículas de óleo dispersas na
biomassa microbiana. Conforme citado por VICTORIA (2006), cada vez que o biofilme
144
de menor consistência é desprendido (o que ocorre frequentemente) e é arrastado para
o fundo do reator, ocorre uma distribuição irregular de biomassa ao longo do FBP, o
que pode ter dificultado a correlação mais estreita entre as contagens de bactérias e o
desempenho do FBP.
O biofilme menos consistente arrastado do FPB foi retido pelo decantador.
Durante os ensaios 1 a 4 o descarte do lodo do decantador era realizado duas vezes
por semana e nos ensaios 5 a 8 os descartes eram realizados três vezes por semana.
O lodo descartado era misturado ao afluente do reator UASB. As médias do volume de
lodo descartado e os valores médios de ST e SV estão apresentados na Tabelas 36 e
37.
TABELA 36. Valores médios semanais do volume de lodo descartado do decantador, a
sua concentração de sólidos totais (ST) e voláteis (SV), e a relação
SV/ST, durante a operação do decantador nos ensaios 1, 2, 3 e 4.
1
c.v.
2
c.v.
3
c.v.
4
c.v.
Volume (L) 2,2
54
4,5
19
3,9
11
4,2
8
ST (g L
-1
) 27,4
12
28,6
13
27,4
10
40,1
13
SV (g L
-1
) 16,8
10
17,6
12
19,3
11
28,9
15
SV/ST 0,61
8
0,62
5
0,70
6
0,72
8
TABELA 37. Valores médios semanais do volume de lodo descartado do decantador,
sua concentração de sólidos totais (ST) e voláteis (SV) e a relação SV/ST,
durante a operação do decantador nos ensaios 1, 2, 3 e 4.
5
c.v.
6
c.v.
7
c.v.
8
c.v.
Volume (L) 2,1
47
3,5
21
4,2
23
4,6
18
ST (g L
-1
) 22,4
15
28,6
18
30,4
8
48,2
6
SV (g L
-1
) 19,6
12
27,1
15
18,2
12
29,8
8
SV/ST 0,87
6
0,96
7
0,59
6
0,61
5
Observa-se que houve aumento de lodo retido no decantador dos ensaios 1 ao 4
e dos ensaios 5 ao 8, o que pode ter ocorrido em virtude do maior desenvolvimento do
biofilme no meio suporte do FBP e o seu despreendimento provocados pelo aumento
da COV no FBP. Os maiores volumes semanais de lodo coletado no decantador foram
observados nos ensaios 2, 4, 6 e 8, quando houve a recirculação. Nos ensaios 1, 2, 7 e
145
8 foram observadas as menores relações SV/ST, de 0,59 a 0,62. Isto pode ter ocorrido
em virtude do arraste de precipitados de minerais aderidos sobre o meio suporte,
conforme será apresentado no item 5.8.3, na Figura 54.
Na Figura 49 estão apresentadas algumas fotomicrografias obtidas do biofilme
dos anéis de conduite ao final do ensaio 8.
FIGURA 49. Morfologias observadas sob microscopia ótica de contraste de fase e
fluorescência de biofilme de anéis de conduite no final do ensaio 8.
5 m
5 m
5 m
5 m
5 m
5 m
(a)
(b)
(c)
(d)
(f)
(g)
146
As fotomicrografias foram obtidas por microscopia óptica, e permitiram observar
a ocorência de óleo (Figuras 49 a, b, c e d) cercadas de diferentes morfologias
microbianas (Figura 49 c). Quanto ao aspecto microscópico do biofilme (Figuras 49 c e
f) verificou-se característica de flocos densos com resíduos do afluente e biomassa
microbiana.
5.9.3 Fósforo
As concentrações médias de fósforo total (FT) no afluente foram de 361; 407;
673 e 453 mg L
-1
, nas fases 1, 2, 3 e 4, respectivamente (Tabela 38) e diferiram
significativamente (p<0,01), apresentando variações acentuadas como pode ser
verificado na Figura 50. Os valores de FT estão próximos aos encontrados por COSTA
& MEDRI (2002) de 391 mg L
-1
, para águas residuárias de suinocultura com DQOtotal
de 15153 mg L
-1
e aos observados por CONTRELL et al. (2009), de 566 e 131 mg L
-1
para o FT e fósforo total suspenso (FTS), respectivamente, para águas residuárias de
suinocultura com DQOtotal de 16.758 mg L
-1
. Segundo LUDKE & LUDKE (2002), as
concentrações de P, Cu e Zn nas águas residiuárias de suinocultura variam
principalmente em virtude do manejo nutricional adotado, da fase da vida dos animais e
da diluição dos dejetos.
Os valores de fósforo total dissolvido (FTD) corresponderam a 20, 14, 23 e 32%
do FT, nas fases 1, 2, 3 e 4, respectivamente. O valor de FTD observado por
CONTRELL et al. (2009) correspondeu a 23% do FT, valor próximo ao observado neste
trabalho, confirmando a predominância de fósforo na fração suspensa das águas
residuárias de suinocultura.
As eficiências médias de remoção de FT no reator UASB foram de 49; 57; 61 e
42%, nas fases 1, 2, 3 e 4, respectivamente. No sistema de tratamento anaeróbio em
dois estágios as eficiências médias de remoção de FT mantiveram-se e foram de 50;
61; 64 e 36% (p<0,05), nas fases 1, 2, 3 e 4, respectivamente.
Dessa forma, observou-se que o R2 não contribuiu significativamente para o
aumento na eficiência de remoção de FT no sistema de tratamento (R1+R2), nas fases
1, 2 e 3 (Figura 51). Na fase 4 foi observado aumento de FT no efluente do R2. As
147
maiores eficiências de remoção de FT no reator UASB (R1) podem ser atribuídas, com
base em resultados obtidos por PEREIRA (2003) e OLIVEIRA et al. (1997), à retenção
de sólidos no lodo do reator e a possibilidade de remoção por precipitação do fósforo. A
maior (p<0,05) eficiência de remoção de FT no R1, de 61%, foi observada na fase 3
(Tabela 38), com a aplicação de COV de 26,0 g DQOtotal (L d)
-1
e o maior tempo de
retenção de sólidos (TRS) de 148 d. Com o decréscimo do TRS para 21 d, no R1, as
eficiências de remoção de FT diminuíram significativamente (p<0,05) para 42% na fase
4.
TABELA 38. Valores médios e coeficientes de variação (c v) das concentrações de
fósforo total (FT), fósforo total dissolvido (FTD), fósforo total suspenso
(FTS) no afluente e efluentes, e das respectivas eficiências de remoção
(E), obtidos no sistema de tratamento anaeróbio em dois estágios
composto pelo reator UASB (R1) e filtro anaeróbio de fluxo ascendente
(R2), nas fases 1, 2, 3 e 4.
Parâmetros
Fase 1 Fase 2 Fase 3 Fase 4
c.v.
(%)
F
Afluente
361
b
407
b
673
a
453
b 54 7,7**
R1
175
b
176
b
232
a
259
a 38 7,5**
(mg L
-1
)
R2
178
bc
166
c
221
b
290
a 36 14**
R1
49
ab
57
ab
61
a
42
b 40 3,8*
Fósforo
total
(FT)
Eficiência de
remoção (%)
R1+R2
50
b
61
ab
64
a
36
c 33 13,3**
Afluente
74
b
93
ab
157
a
145
a 54 4,5**
R1
102
a
56
b
101
a
79
b 56 3,0*
(mg L
-1
)
R2
82
a
73
a
66
a
65
a 51 0,8ns
R1
-
-
39
-
35
-
45
- - -
Fósforo
total
dissolvido
(FTD)
(mg L
-1
)
Eficiência de
remoção
(%)
R1+R2
-
21
-
56
-
55
- - -
Afluente
285
b
310
b
521
a
312
b 66 3,9*
R1
75
b
120
ab
135
ab
180
a 60 3,8*
(mg L
-1
)
R2
95
b
92
b
155
b
225
a 51 8,5**
R1
70
a
60
a
70
a
42
b 56 5,1**
Fósforo
total
suspenso
(FTS)
Eficiência de
remoção
(%)
R1+R2
68
a
70
a
70
a
27
b 68 9,1**
nd – não detectado; Letras minúsculas diferentes na mesma linha, diferem pelo teste de Tukey a 5% (p<0,05). Teste F: ** - Significativo a 1% de
probabilidade (p<0,01); * - Significativo a 5% de probabilidade (p<0,05); ns - não significativo (p>0,05); p-probabilidade.
As eficiências médias de remoção de FT no sistema de tratamento anaeróbio em
dois estágios (R1+R2) seguidos do pós-tratamento com o FBP+D foram de 71, 75, 58,
71, 79, 37, 54 e 41% nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, respectivamente (Tabela 39).
148
TABELA 39. Valores médios e coeficientes de variação (c v) das concentrações de fósforo total (FT), fósforo total
dissolvido (FOD), fósforo total suspenso (FTS) no afluente e efluentes, e das respectivas eficiências de
remoção, obtidos no sistema de tratamento composto pelo reator UASB (R1), filtro anaeróbio (R2), filtro
biológico percolador (FBP) e decantador (D) nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
Ensaios
cv (%)
Teste F
Parâmetros
1 2 3 4 5 6 7 8
FBP
1,2
c 6,6
ab
5,7
ab 6,8
a 1,0
c 1,5
c 3,9
bc
7,9
a
57
18,0**
D
0,9
c 3,8
b 1,9
c 3,8
b 0,8
c 1,5
c 2,1
c 5,4
a
46
26,8**
R2
180
b 175
b 176
b 156
b 300
a 143
b 311
a 269
a
31 14,2**
FBP
106
cd 73
d 75
d 53
d 241
a
b
142
c 208
b 268
a
31 45,0**
mg L
-1
D
93
bc 79
bc 111
bc 76
c 200
a 140
a
b
213
a 224
a
46 36,1**
FBP
41
abc 52
ab
56
ab 63
a 18
c
d
0,5
d 32
bc
1
d
67 16,6**
D
12
- -
- -
- -
- 17
- -
- -
- 16
-
- -
FBP+D
48
ab 52
ab
36
ab 53
a 34
a
b
-
- 36
a
b
19
c
69 7,0**
FT
E
(%)
Sistema
71
ab 75
ab
58
abc 71
ab 79
a 37
c 54
a
bc
41
bc
47 4,1**
R2
72
a 95
a 77
a 70
a 68
a
64
a
71
a
63
a 50 0,6ns
FBP
75
a 64
a 60
a 77
a 50
a
54
a
59
a
60
a 59 0,6ns
mg L
-1
D
76
a 53
a 70
a 50
a 54
a
49
a
49
a
59
a 57 0,7ns
FBP
-
- 33
- 22
- -
- 26
-
15
-
17
-
3
- - -
D
-
- 17
- -
- 35
- -
-
9
-
17
-
-
- - -
FBP+D
-
- 44
- 9
- 28
- 20
-
23
-
31
-
6
- - -
FTD
E
(%)
Sistema
39
b 59
a 36
b 76
a 70
a
46
b
65
a
58
a 39 2,4**
R2
132
a 99
c 123
bc 92
c 231
ab
79
c
240
a
209
ab 43 9,9**
FBP
30
bc 9
c 15
bc n.d.
- 191
a
90
ab
159
a
218
a 49 23,4**
mg L
-1
D
20
c 26
c 41
c 26
c 150
ab
83
b
164
a
174
a 62 12,4**
FBP
77
- 90
- 85
- >99
- 17
-
-
-
33
-
-
- - -
D
30
- -
- -
- -
- 21
-
7
-
-
-
20
- - -
FBP+D
84
- 73
- 66
- 72
- 35
-
-
-
31
-
17
- - -
FTS
E
(%)
Sistema
89
a 80
a 88
a 95
a 78
a
45
b
46
b
30
c 51 10,1*
nd – não detectado; Letras minúsculas diferentes na mesma linha, diferem pelo teste de Tukey a 5% (p<0,05). Teste F: ** - Significativo a 1% de probabilidade (p<0,01); * - Significativo a 5% de
probabilidade (P<0,05); ns - não significativo (p>0,05); p-probabilidade.
148
149
FIGURA 50. Concentrações de fósforo total (FT) no afluentes e efluente do reator UASB
(R1), do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), do filtro biológico
percolador (FBP) e do decantador (D), instalados em série, nos ensaios 1,
2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
0
20
40
60
80
10
0
2
12
34
56
78
91
1
1
Afluente R1 R2 FBP Decantador
0,0
100,0
200,0
300,0
400,0
500,0
600,0
700,0
2 12 22 32 42 52 62 72 82 92 102 112 122
Fósforo total (mg L
-1
)
Ensaio 1
Ensaio 2
0,0
100,0
200,0
300,0
400,0
500,0
600,0
700,0
800,0
2 12 22 32 42 52 62 72 82 92 102 112
Fósforo total (mg L
-1
)
Ensaio 3
Ensaio 4
0,0
500,0
1000,0
1500,0
2 12 22 32 42 52 62 72 82 92 102 112 122 132 142
Fósforo total (mg L
-1
)
Ensaio 5
Ensaio 6
0,0
500,0
1000,0
2 12 22 32 42 52 62 72 82 92 102 112 122 132 142
Tempo de ensaio (d)
Fósforo total (mg L
-1
)
Ensaio 7
Ensaio 8
150
O sistema de pós-tratamento (FBP+D) contribuiu, nos ensaios 1, 2, 5 e 7, para o
aumento nas eficiências de remoção de FT (Tabela 39). Comparando com os
resultados obtidos por SANTANA (2008), que obteve remoções de FT de 28 a 61%,
com reatores UASB em dois estágios e o pós-tratamento em um reator aeróbio operado
em batelada sequencial (RBS), a utilização do reator UASB seguido dos filtros
anaeróbio de fluxo ascendente (R2) e biológico percolador (FBP) propiciou maiores
remoções de FT e mais estáveis. Na Figura 51 pode-se observar as menores variações
das concentrações de FT nos efluentes dos reatores (R1, R2 e FBP), em relação ao
afluente. Os valores médios de fósforo orgânico total (FOT) no afluente foram de 268,
348, 533 e 324 mg L
-1
, nas fases 1, 2, 3 e 4, respectivamente (Tabela 40). As
concentrações de fósforo orgânico suspenso (FOS) corresponderam a 71, 73, 90 e 85
% do FOT, nas fases 1, 2, 3 e 4, respectivamente.
TABELA 40. Valores médios e coeficientes de variação (c.v. em %) das concentrações
de fósforo orgânico total (FOT), fósforo orgânico dissolvido (FOD) e
fósforo orgânico suspenso (FOS) e das respectivas eficiências de
remoção (E), obtidos no sistema de tratamento composto pelo reator
UASB (R1) e o filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2) nas fases 1, 2, 3
e 4.
Parâmetros
Fase 1 Fase 2
Fase 3
Fase 4
c.v. F
Afluente
268
b
348
b
553
a
324
b 65 6,7**
R1
124
a
124
a
157
a
170
a 52 2,6ns
(mg L
-1
)
R2
129
b
118
b
165
ab
216
a 48 8,8**
R1
54
ab
64
a
66
a
34
b 38 4,1*
Fósforo
orgânico
total
(FOT)
Eficiência
de
remoção
(%)
R1+R2
52
ab
63
a
66
a
35
b 40 9,8**
Afluente
16
b
42
a
50
a
46
a 173 0,6*
R1
39
a
28
a
43
a
30
a 124 0,5ns
(mg L
-1
)
R2
45
a
49
a
28
a
23
a 112 2,1ns
R1
-
-
33
-
14
-
35
- - -
Fósforo
orgânico
dissolvido
(FOD)
Eficiência
de
remoção
(%)
R1+R2
-
-
-
-
44
-
50
- - -
Afluente
191
b
255
ab
503
a
277
ab 74 4,9**
R1
22
b
68
ab
115
a
140
a 83 2,7**
(mg L
-1
)
R2
46
c
45
c
137
a
192
a 65 8,4**
R1
84
a
70
a
76
a
49
b 52 5,4**
Fósforo
orgânico
suspenso
(FOS)
Eficiência
de
remoção
(%)
R1+R2
70
a
78
a
73
a
31
b 64 5,6**
Letras minúsculas diferentes na mesma linha, diferem pelo teste de Tukey a 5% (p<0,05). ** - Significativo a 1% de probabilidade (p<0,01); * -
Significativo a 5% de probabilidade (p<0,05); ns - não significativo (p>0,05); p-probabilidade;
151
O FOT correspondeu de 71 a 85% do FT e o FOS de 52 a 63% do FT,
evidenciando que a principal procedência do fósforo é fração orgânica suspensa das
águas residuárias de suinocultura.
A eficiência média de remoção de FOT no sistema no sistema de tratamento
anaeróbio em dois estágios foi de 35 a 66%, com os maiores valores nas fases 2 e 3 e
o menor na fase 4. Com a inclusão do pós-tratamento, com o filtro biológico percolador
os maiores valores (p<0,05) de eficiência de remoção de 68 a 87%, ocorreram nos
ensaios 1 a 5 (Tabela 41). Tomando-se por base os resultados das fases 1 e 2, e
ensaios 1 a 4, observa-se que as remoções de FT foram provenientes, principalmente,
das reduções nas concentrações de FOS no efluente do sistema de tratamento.
Os valores médios de ortofostato total (OFT), ortofosfato dissolvido (OFD),
ortofosfato suspenso (OFS), fósforo hidrolizável total (FHT), fósforo hidrolizável
dissolvido (FHD) no afluente foram de 73; 38; 91 e 89 mg L
-1
; 32; 28; 54 e 65 mg L
-1
; 41;
10; 37 e 24 mg L
-1
; de 21; 20; 28 e 31 mg L
-1
e de 13; 23; 47 e 28 mg L
-1
, nas fases 1, 2,
3 e 4, respectivamente (Tabela 42). Somente na fase 1 foi observado concentração de
8 mg L
-1
de fósforo hidrolisável suspenso (FHS) no afluente.
No efluente do R2 foram observadas concentrações de OFT, OFD e OFS
inferiores às observadas no afluente, de 36, 16 e 20 mg L
-1
; de 34; 16; e 17 mg L
-1
, de
40; 22 e 18 mg L
-1
e de 51; 29 e 21 mg L
-1
, nos ensaios 1, 2, 3 e 4, respectivamente
(Tabela 42 e Figura 51). No efluente do decantador as concentrações de OFT também
diminuíram e foram de 33; 28; 33; 35; 32; 26; 28 e 38 mg L
-1
, nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5,
6, 7 e 8, respectivamente (Tabela 43 e Figura 52). Segundo GERARDI (2003), o
ortofosfato é a forma prontamente disponível para os microrganismos e, portanto,
primeiramente utilizada. Além do que, a solubilização do fósforo hidrolisável e do fósforo
orgânico fornece ortofosfato para o uso da microbiota.
As concentrações de fósforo inorgânico total (FIT), fósforo inorgânico dissolvido
(FID) e fósforo inorgânico suspenso (FIS), que são as somas: OFT + FHT; OFD + FHD
e OFS + FHS, respectivamente, observadas no afluente foram de 94; 58; 120 e 129 mg
L
-1
; de 45; 51; 101 e 93 mg L
-1
e de 49; 8; 18 e 35 mg L
-1
, nas fases 1, 2, 3 e 4,
respectivamente, as quais estão apresentadas na Tabela 43 e Figura 52.
152
TABELA 41. Valores médios e coeficientes de variação (c v) das concentrações de fósforo orgânico total, fósforo orgânico
dissolvido (FOD) e fósforo orgânico suspenso (FOS) no afluente e efluentes e das respectivas eficiências de
remoção (E), no sistema de tratamento composto pelo reator UASB (R1), filtro anaeróbio (R2), filtro
biológico percolador (FBP) e o decantador (D), nas fases 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
Ensaios
cv (%)
Teste F
Parâmetros
1 2 3 4 5 6 7 8
R2
141
bcd 121
cd 132
cd 104
d 232
ab 98
d 239
a 193
ab
43 9,2**
FBP
49
bc 38
bc 29
c 7
c 159
a 94
b 167
a 170
a
56 24,0**
mg L
-1
D
46
cd 36
cd 62
cd 31
d 187
a 100
bc 154
ab 211
a
54 21,5**
FBP
57
abc 71
ab
c
86
a 79
ab 31
bc
d
4
d 35
bc
d
16
c
90 6,9**
D
-
- -
- -
- -
- -
- -
- -
- -
-
- -
FBP+D
58
ab 66
ab
54
ab
c
72
a 23
bc
d
-
- 36
abc
d
7
c
94 7,5**
FOT
E
(%)
Sistema
83
a 87
a 68
a 80
a 76
a 56
ab 54
ab 24
b
38 8,1**
R2
72
a 94
a 77
a 70
a 26
b
31
b
32
b
15
c 113 1,3**
FBP
74
a 64
a 60
a 77
a 13
b
23
b
25
b
17
b 50 1,0**
mg L
-1
D
33
a 30
a 50
a 21
a 12
b
19
a
17
a
11
b 174 0,9**
FBP
-
- 30
- 19
- -
- 50
25
-
22
-
- - -
D
50
ab 53
ab
16
b 70
a -
-
- -
FBP+D
52
ab 68
a 35
b 70
a 53
ab
38
b
47
ab
26
b 115 2,3**
FOD
E
(%)
Sistema
50
ab 65
a 30
b 69
a 77
a
78
a
90
a
69
a 91 4,2**
R2
68
b 25
c 54
b 32
c 206
a
67
b
207
a
178
a 59 8,1**
FBP
n.d.
n.d.
n.d.
n.d.
145
-
71
-
142
-
153
- - -
mg L
-1
D
11
- -
- 12
- 10
- 170
-
81
-
137
-
200
- - -
FBP
>99
>99
9
>99
>99
29
-
-
-
30
-
14
- - -
D
-
- -
- -
- -
- -
-
-
-
-
-
-
- - -
FBP+D
80
- 75
- 71
- 68
- 17
-
-
-
33
-
-
- - -
FOS
E
(%)
Sistema
75
a 89
a 74
a 78
a 71
a
78
a
90
a
69
a 69 7,1ns
Letras minúsculas diferentes na mesma linha, diferem pelo teste de Tukey a 5% (P<0,05). ** - Significativo a 1% de probabilidade (p<0,01); * - Significativo a 5% de probabilidade (p<0,05); ns - não
significativo (p>0,05); p-probabilidade; Sistema - R1+R2+FBP+D; n.d. – não detectado.
152
153
TABELA 42. Valores das concentrações de ortofostato total (OFT), dissolvido (OFD) e
suspenso (OFS); fósforo hidrolisável total (FHT), dissolvido (FHD) e
suspenso (FHS); e fósforo inorgânico total (FIT), dissolvido (FID) e
suspenso (FIS) no afluente e efluentes, no sistema de tratamento
anaeróbio com o reator UASB (R1) e o filtro anaeróbio de fluxo
ascendente (R2) nas fases 1, 2, 3 e 4.
Parâmetros
Fase 1 Fase 2 Fase 3 Fase 4
c.v (%) Teste F
Afluente
73
b
38
c
91
a
89
a 25 49,0**
R1
39
b
37
b
46
b
60
a 28 17,9**
Ortofosfato
total
(OFT)
(mg L
-1
)
R2
36
b
34
b
40
b
51
a 24 16,8**
Afluente
32
b
28
b
54
a
65
a 41 27,1**
R1
20
bc
18
c
26
ab
31
a 39 11,2**
Ortofosfato
dissolvido
(OFD)
(mg L
-1
)
R2
16
c
16
c
22
b
29
a 33 22,0**
Afluente
41
a
10
c
37
a
24
b 60 19,0**
R1
19
a
19
a
19
a
28
a 74 2,5ns
Ortofosfato
suspenso
(OFS)
(mg L
-1
)
R2
20
a
17
a
18
a
21
a 52 0,9ns
Afluente
21
a
20
a
28
a
31
a 117 2,1ns
R1
13
b
16
b
29
a
28
a 72 8,5**
Fósforo
hidrolisável
total (FHT)
(mg L
-1
)
R2
12
b
15
ab
16
ab
23
a 80 3,6*
Afluente
13
b
23
b
47
a
28
b 59 9,8**
R1
11
b
5
c
28
a
15
b 107 10,3**
Fósforo
hidrolisável
dissolvido
(FHD)
(mg L
-1
)
R2
11
b
8
c
16
a
12
ab 95 2,7*
Afluente
8
-
n.d.
-
n.d.
-
n.d.
- - -
R1
2
-
10
-
2
-
14
- - -
Fósforo
hidrolisável
suspenso
(FHS)
(mg L
-1
)
R2
0,6
-
7
-
n.d.
-
11
- - -
Afluente
94
b
58
c
120
a
129
a 35 22,5**
R1
52
c
53
c
75
b
88
a 26 29,5**
Fósforo
inorgânico total
(FIT)
(mg L
-1
)
R2
48
b
48
b
56
b
74
a 25 18,6**
Afluente
45
b
51
b
101
c
93
a 38 30,1**
R1
31
b
23
b
54
a
46
a 41 22,0**
Fósforo
inorgânico
dissolvido
(FID)
(mg L
-1
)
R2
28
b
24
b
38
a
42
a 35 14,1**
Afluente
49
a
8
c
18
b
35
ab 148 5,6**
R1
21
b
29
ab
21
b
42
a 77 5,7**
Fósforo
inorgânico
suspenso
(FIS)
(mg L
-1
)
R2
21
ab
24
ab
18
b
32
a 75 3,3*
Letras minúsculas diferentes na mesma linha, diferem pelo teste de Tukey a 5% (p<0,05). ** - Significativo a 1% de probabilidade (p<0,01); * -
Significativo a 5% de probabilidade (p<0,05); ns - não significativo (p>0,05); p-probabilidade, n.d. – não detectado.
154
FIGURA 51. Concentrações médias de ortofosfato total (OFT), ortofosfato dissolvido
(OFD) e ortofostato suspenso (OFS) no afluente do R1 e no efluente do
R2.
FIGURA 52 Concentrações médias de fósforo inorgânico total (FIT), fósforo inorgânico
dissolvido (FID) e fósforo inorgânico suspenso (FIS) no afluente do R1 e
no efluente do R2.
Os valores de OFT no afluente corresponderam a 77; 65; 76 e 69% do FIT, nas
fases 1, 2, 3 e 4, respectivamente. No efluente do R2 os valores de OFT
corresponderam a 75; 71; 71 e 69 % do FIT, nas fases 1, 2, 3 e 4, respectivamente
(Tabela 42). Os valores de ortofostato total (OFT) variaram de 51 a 78% do FIT, no
efluente do decantador durante os ensaios (Tabela 53). Isto evidencia que a forma
predominate de fósforo inorgânico foi o de ortofosfato, o que permaneceu no afluente e
efluente do sistema de tratamento.
1 2 3 4
0
20
40
60
80
100
OFT do afluente (mg L
-1
)
Fases
OFD OFS
1 2 3 4
0
20
40
60
80
100
OFT do efluente do R2 (mg L
-1
)
Fases
OFD OFS
1 2 3 4
0
20
40
60
80
100
120
140
FIT do afluente (mg L
-1
)
Fases
FID FIS
1 2 3 4
0
20
40
60
80
100
120
140
FIT do efluente do R2 (mg L
-1
)
Fases
FID FIS
155
TABELA 43. Valores das concentrações de ortofostato total (OFT), dissolvido (OFD) e suspenso (OFS); fósforo hidrolisável total (FHT), dissolvido
(FHD) e suspenso (FHS); e fósforo inorgânico total (FIT), dissolvido (FID) e suspenso (FIS) no afluente e efluentes, no sistema de
pós-tratamento com o filtro biológico percolador (FBP) e decantador (D) nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
Ensaios
cv (%)
Teste F
Parâmetros
1 2 3 4 5 6 7 8
R2
30
d
43
bc
32
cd
34
cd
47
ab
33
cd
48
ab
53
a
21 14,4**
FBP
29
cd 23
d 33
c 35
bc 44
a 30
cd 35
bc 43
ab
23 11,6**
Ortofosfato total
(OFT)
(mg L
-1
)
D
33
abc 28
bc 33
abc
35
ab 32
ab
c
26
c 28
bc 38
a
21 4,5**
R2
15
d 18
cd 17
cd 19
cd 23
bc 20
bc
d
26
ab 32
a
32 11**
FBP
30
a 18
c 24
abc
18
c 21
bc 20
c 24
ab
c
29
ab
30 6,0**
Ortofosfato dissolvido
(OFD)
(mg L
-1
)
D
28
a 18
b 21
ab 18
b 18
b 18
b 22
ab 26
a
20 5,2**
R2
15
ab 25
a 18
ab 15
ab 24
b 13
b 22
ab 21
ab
50 2,7*
FBP
n.d.
- 5
cd 9
bcd
17
ab 23
a 10
bc
d
10
bc
d
14
ab
c
93 7,4**
Ortofosfato suspenso
(OFS)
(mg L
-1
)
D
45
b 10
ab
12
ab 16
a 14
ab 7
ab 6
ab 10
ab
91 2,5*
R2
10
a
14
a
11
a
18
a
20
a
12
a
24
a
23
a
79 2,3*
FBP
27
a 20
ab
13
ab 12
b 10 b 9
b 20
ab 13
ab
76 3,8**
Fósforo hidrolisável
total (FHT)
(mg L
-1
)
D
20
a 1
a 17
a 10
a 9 a 11
a 18
a 17
a
68 2,6*
R2
14
ab 8
ab
10
ab 5
b 19 a 13
ab 12
ab 12
ab
94 2,0ns
FBP
16
a 9
ab
5
ab 1
c 16 a 11
b 9
ab 10
ab
124 2,5*
Fósforo hidrolisável
dissolvido (FHD)
(mg L
-1
)
D
9
ab 7
ab
6
b 6
b 19 a 10
ab 9
ab 12
ab
102 2,3*
R2
n.d.
- 5
- 1
- 12
- 1 - n.d.
- 11
- 10
-
- -
FBP
10
- 11
- 8
- 11
- - - -
- 10
- 3
-
- -
Fósforo hidrolisável
suspenso (FHS)
(mg L
-1
)
D
11
- 3
- 10
- 4
- - - 1
- 8
- 5
-
- -
R2
41
d
56
bc
44
cd
52
bc
67
ab
45
cd
72
a
76
a
23 15**
FBP
56
a 43
bc 46
abc
47
ab
c
41 c 38
c 46
ab
c
55
ab
22 4,**
Fósforo inorgânico
total (FIT)
(mg L
-1
)
D
53
a 39
b 50
ab 45
ab 54 a 39
b 54
a 57
a
22 6,1**
R2
29
bcd 26
cd 27
cd 21
d 42 ab 33
abc
d
39
abc
44
a
35 7,6**
FBP
46
a 28
bc 29
bc 18
c 38 ab 29
bc 32
bc 39
ab
37 7,2**
Fósforo inorgânico
dissolvido (FID)
(mg L
-1
)
D
37
ab 26
bc 27
abc
24
c 37 ab 31
abc
34
abc
39
a
34 3,9**
R2
11
b 30
ab
17
ab 31
a 25 b 11
b 33
a 31
a
70 4,2**
FBP
9
b 15
ab
17
ab 28
a 4 b 8
b 15
ab 16
ab
102 3,6**
Fósforo inorgânico
suspenso (FIS)
(mg L
-1
)
D
9
b 15
ab
17
ab 28
a 4 c 8
b 15
ab 16
ab
102 3,6**
Letras minúsculas diferentes na mesma linha, diferem pelo teste de Tukey a 5% (p<0,05). ** - Significativo a 1% de probabilidade (p<0,01); * - Significativo a 5% de probabilidade (p<0,05); ns - não
significativo (p>0,05); p-probabilidade, n.d. – não detectado.
155
156
1 2 3 4 5 6 7 8
0
10
20
30
40
50
60
70
80
OFT do efluente do decantador (mg L
-1
)
Fases
OFD OFS
1 2 3 4 5 6 7 8
0
10
20
30
40
50
60
70
80
OFT do efluente do R2 (mg L
-1
)
Fases
OFD OFS
Ensaios
Ensaios
FIGURA 53. Concentrações médias de ortofosfato total (OFT), ortofosfato dissolvido
(OFD) e ortofostato suspenso (OFS) no efluente do R2 e no efluente do
decantador, nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
5.9.3 (a) Análises de energia dispersiva (EDX) e cristalografia utilizando o raio X.
Foram observadas eficiências de remoção de FT de 41; 52; 56; 63; 18; 0,5; 32 e
1% no FBP nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8 (Tabela 39). As maiores eficiências de
remoção de FT no FBP foram observados nos ensaios 1 a 4, quando se utilizou o
bambu como meio suporte. As remoções ocorreram em virtude da precipitação de sais
de sobre os anéis de bambu, como podem ser observados pelas imagens obtidas em
microscópio eletrônico de varredura (MEV) (Figura 54).
FIGURA 54. Eletromicrografia (MEV) da parte interna de anéis de bambu do FBP, no
final do ensaio 2.
157
0 2 4 6 8 10
Energy (keV)
0
500
1000
1500
Counts
C
Ca
O
Os
Si
Os
P
P
Os
Ca
Ca
Os
Os
Para a confirmação da composição dos precipitados observados sobre os anéis
de bambu, foram realizadas análises de energia dispersiva de raio X (EDX) (Figura 55).
FIGURA 55. Gráfico da composição química obtida por meio de análise de EDX, de
mineral precipitado na superfície interna de anéis de bambu coletados no
FBP, no final do ensaio 2.
O resultado da análise de EDX no precipitado, encontrado sobre a superfície
interna dos anéis de bambu do FBP, no final do ensaio 2, foi a composição com 63% de
oxigênio, 2,6% de sódio; 2,6% de magnésio, 5% de silício; 12% de fósforo e 15% de
cálcio, conforme descrito na Tabela 44.
TABELA 44. Distribuição dos elementos químicos analisados por meio de EDX, dos
precipitados observados sobre a superfície interna dos anéis de bambu do
filtro biológico percolador no final do ensaio 2.
Elemento
s
%
O
62,67
Na 2,58
Mg 2,64
Si 5,13
P 12,23
Ca 14,74
Total
100,00
No gráfico da composição química obtida por meio de EDX, do mineral
precipitado, também foram observados picos de carbono e ósmio. O carbono foi
proveniente do recobrimento realizado para preparação da amostra para a análise do
158
0 2 4 6 8 10
Energy (keV)
0
1000
2000
3000
Counts
C
Ca
O
Mg
P
P
Ca
Ca
EDX e o ósmio é o fixador utilizado para a preparação da amostra para a realização da
observação em microscópio eletrônico de varredura (MEV).
Nos ensaios 5 a 8, com a utilização dos anéis de conduite como meio suporte no
FBP, foram observados eficiências de remoção de FT de 0,5 a 18%. Esses valores de
remoção de FT foram inferiores aos observados com a utilização dos anéis de bambu
como meio suporte. As menores eficiências de remoção podem ter ocorrido em virtude
do arraste de precipitados de fósforo com o efluente do FBP. Sobre a superfície dos
anéis de conduite no FBP foi observada a formação de uma espessa camada de
precipitados (Figuras 56 A e B). Para a confirmação da composição química dos
precipitados observados sobre os anéis de conduite foram realizadas análises de
energia dispersiva de raio X (EDX) (Figura 57).
FIGURA 56. Precipitados sobre a superfície dos anéis de conduite (A) e precipitados
recuperados dos anéis de conduite (B), do filtro biológico percolador, no
final do ensaio 8.
FIGURA 57. Gráfico da composição química obtida por análise de EDX, de mineral
precipitado sobre a superfície dos anéis de conduite, coletados no FBP,
no final do ensaio 8.
A
B
159
10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
16000
18000
20000
22000
Intensidade (counts)
2 theta (deg.)
Para a análise de EDX foram utilizadosdo precipitados recuperados dos anéis de
conduite do FBP, em virtude do fácil despendimento dos precipitados e foi confecionada
uma pastilha. Nos precipitados recuperados dos anéis de conduite do FBP foi verificado
46,4% de oxigênio, 20,0% de magnésio, 0,4% de alumínio; 29,9% de fósforo e 3,4% de
cálcio, conforme descrito na Tabela 45.
TABELA 45. Distribuição quantitativa dos elementos químicos analisados por meio de
EDX, dos precipitados recuperados da superfície dos anéis de conduite do
filtro biológico percolador, no final do ensaio 8.
Elementos %
O
46,35
Al 0,44
Mg 19,96
P 29,86
Ca 3,40
Total
100,00
Para a determinação dos compostos nos precipitados recuperados da superfície
dos anéis de conduite do FBP, foi realizada a análise de cristalografia utilizando a
difração de raio X, conforme ilustado na Figura 58.
FIGURA 58. Difratograma da amostra de precipitado recuperado da superfície dos
anéis de conduite no FBP, no final do ensaio 8.
160
Foram comparadas as distâncias interplanárias e as densidades de átomos ao
longo do plano cristalino dos principais picos obtidos, com os padrões disponíveis no
Banco de dados JCPDS (MDI5.0 – JADE). Segundo KAHN (2009) as distâncias
interplanárias e as densidades de átomos são características específicas e únicas para
cada substância cristalina, como o padrão difratométrico por ela gerado.
O principal pico obtido foi o de intensidade 22352 counts, que coincide com a
estrovita (NH
4
MgPO
4
) 6 H
2
O (ficha PDF#15-0762 do Banco de dados JCPDS).
O material precipitado recuperado dos anéis de conduite foi digerido utilizando-se
a digestão nitro-perclórica e após leitura em espectrofotômetro de absorção atômica foi
verificado 19,5; 8,8; 0,7; 0,3; 0,2; 0,1; 0,1 e 49,5% de Ca, Mg, K, Na; Cu; Zn; Fe, Mn e
FT, confirmando os resultados obtidos utilizando o EDX.
Segundo FALKENTOFT et al. (1999), a remoção de fósforo em precipitados nos
biofiltros não é comum em virtude da complexidade do processo, mas possui vantagem
quando comparado com a remoção de fósforo em sistemas de lodos ativados, como o
menor gasto de energia, a não dependência da sedimentação do lodo, e por serem os
biofiltros mais compactos.
Segundo SAIDOU et al. (2009) a reação simplificada para a formação da
estrovita é:
+
+→+
−
+
+
+
+
HOHPOMgNHOHHPONHMg
2
6.
442
6
2
44
2
A estrovita foi identificada em plantas de tratamento de águas residuárias no ano
de 1939 e, normalmente, está associada a problemas de obstrução de linhas e bombas
em estações de tratamento de águas residuárias. A formação de estrovita de maneira
controlada e a sua recuperação podem trazer muitos benefícios, como a redução de
fósforo e nitrogênio nos efluentes, além do seu valor comercial como fertilizante
(JAFFER et al., 2002). Portanto, com a utilização do filtro biológico percolador foi
possível à recuperação do Mg
++
, do NH
4
+
e do HPO
4
--
, principalmente na forma de
estrovita, mas existe a necessidade de estudo mais detalhado do tempo necessário
para a troca do meio suporte e retirada dos precipitados de estrovita e a recuperação do
FBP. Os anéis de conduite como meio suporte no FBP não permitiram uma forte
161
aderência dos precipitados, o que pode facilitar a recuperação dos mesmos, mas
também pode prejudicar a qualidade do efuente, em virtude do seu desprendimento,
como pode ser verificado pelas baixas eficiências de remoção de NT e FT no FBP
(Tabelas 33 e 41).
5.9.4 Potássio, cálcio, magnésio, sódio, cobre, zinco, manganês e ferro no
afluente e efluentes.
As concentrações médias de Ca, Mg, Na e K no afluente variaram de 99 a 583
mg L
-1
, de 31 a 158 mg L
-1
, de 42 a 108 mg L
-1
e de 81 a 195 mg L
-1
, respectivamente
(Tabela 46). As variações podem ter ocorrido em virtude da idade dos animais e da
alimentação. RODRIGUES & SELBACH (2003) encontraram concentrações médias de
Ca, Mg, K e Na de 538; 9,4; 148 e 72 mg L
-1
, respectivamente, em dejetos de
suinocultura com concentrações médias similares de DQO total e SST de 3726 e 990
mg L
-1
, respectivamente.
As eficiências médias de remoção de Ca e Mg no R1 foram de 71; 57; 65; 71 e
61% e de 43, 42, 52, 58 e 59%, na partida e fases 1, 2, 3 e 4, respectivamente. As
maiores (p<0,05) eficiências médias de remoção de Ca e Mg que ocorreram na partida
e nas fases 2, 3 e 4 no R1 podem ser atribuídos aos altos TRS de 35,9; 38,4; 148 e
20,3 d. Segundo OLIVEIRA (1997), grânulos anaeróbios formados em condições de
maiores concentrações de Ca
+2
, como ocorreu, por exemplo, na fase 3 (583 mg L
-1
de
Ca no afluente) sedimentam-se 3 a 4 vezes mais rápido do aqueles formados em
baixas concentrações, o que pode ter ocorrido na fase 3 e proporcionado o aumento do
TRS.
No R2, as eficiências médias de remoção de Ca foram de 45 e 2%, na partida e
fase 1, respectivamente. Nas fases 2, 3 e 4 não foram observadas remoções de Ca.
Não foram observadas remoções de Mg no R2, na partida e fases 1 a 4.
No sistema de tratamento anaeróbio (R1+R2), as eficiências médias de remoção
de Ca e Mg variaram de 61 a 87% e de 41 a 56%, respectivamente. Para o Ca, as
maiores remoções (p<0,05) ocorreram na partida e fase 3, em virtude da maior
adsorção no lodo recém introduzido para a partida, e da maior concentração no
162
afluente, na fase 3.
TABELA 46. Valores médios e coeficientes de variação (c.v. em %) das concentrações
de Ca, Mg, Na e K no afluente e efluentes e das respectivas eficiências de
remoção (E), obtidos durante a operação do sistema de tratamento
composto pelo reator UASB (R1) e filtro anaeróbio de fluxo ascendente
(R2) na partida e nas fases 1, 2, 3 e 4.
Fases
Parâmetros
Partida 1 2 3 4
CV
(%)
Teste
F
R1
9,2
b
12,9
b
25,2
a
26,0
a
26,7
a
60 10,5**
COV
(g DQOtotal (L d)
-1
R2
2,6
ab
4,8
a
4,4
a
2,1
b
4,4
a
81 4,2**
Afluente
99
c
315
b
110
c
583
a
386
b
60 27,0**
R1
28
b
134
a
38
b
129
a
138
a
37 48,5**
(mg L
-1
)
R2
15
b
129
a
42
b
130
a
157
a
44 38,6**
R1
71
a
57
b
65
ab
71
a
61
ab
25 3,4*
R2
45
--
2
-
-
-
-
-
-
-
- -
Ca
E (%)
R1+R2
87
a
57
b
61
b
74
a
58
b
24 12,2**
Afluente
31
b
66
b
41
b
133
a
158
a
56 29,0**
R1
17
d
38
c
18
d
52
b
62
a
34 51,1**
(mg L
-1
)
R2
15
c
39
b
18
c
55
a
65
a
46 30,8**
R1
43
b
42
b
52
ab
58
a
59
a
28 2,5**
R2
-
-
-
-
-
-
-
-
-
-
- -
Mg
E (%)
R1+R2
53
ab
41
b
55
a
53
a
b
56
a
29 4,8**
Afluente
94
ab
108
a
97
a
59
bc
42
c
57 10,4**
R1
75
a
74
a
34
b
44
b
44
b
59 8,9**
(mg L
-1
)
R2
58
ab
70
a
37
b
35
b
40
b
73 5,4**
R1
19
c
31
b
63
a
27
bc
-
-
11
4
11,0**
R2
20
a
3
b
-
-
22
a
-
-
- -
Na
E (%)
R1+R2
38
ab
36
ab
62
a
41
b
4
c
12
2
3,7*
Afluente
97
bc
105
bc
81
c
135
b
195
a
58 10,1**
R1
86
bc
104
b
52
c
130
a
b
154
a
51 14,0**
(mg L
-1
)
R2
73
cd
110
bc
54
d
128
a
b
152
a
47
17,0**
R1
10
-
-
-
35
-
-
-
21
-
- -
R2
15
-
-
-
-
-
-
-
-
-
- -
K
E (%)
R1+R2
25
-
-
-
32
-
5
-
20
-
- -
Letras minúsculas diferentes na mesma linha, diferem pelo teste de Tukey a 5% (p<0,05). ** - Significativo a 1% de probabilidade (p<0,01); * -
Significativo a 5% de probabilidade (p<0,05); ns - não significativo (p>0,05); p-probabilidade.
No efluente do decantador, as concentrações médias de Ca, Mg, Na e K
variaram de 51 a 159 mg L
-1
; de 12 a 38 mg L
-1
; de 18 a 92 mg L
-1
e de 32 a 108 mg L
-1
,
respectivamente. As maiores (p<0,05) eficiências de remoção de Ca e Mg no FBP
foram observadas nas fases 1 a 3, com a utilização dos anéis de bambu como meio
suporte no FBP.
163
TABELA 47. Valores médios e respectivos coeficientes de variação (c.v. em %) das concentrações de Ca, Mg, Na e K no
afluente e efluentes, obtidos durante a operação do sistema de tratamento composto pelo filtro biológico
percolador (FBP) e decantador (D) nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8.
Ensaios
cv (%)
Teste F
Parâmetros
1 2 3 4 5 6 7 8
R2
118
b 139
sb 66
cd 17
d 149
ab 110
bc 132
ab 183
a
38
19,0**
FBP
60
bc 59
bc 41
c 13
c 144
a 98
ab 130
a 133
a
48
19,5**
mg L
-1
D
51
c 52
c 33
cd 13
d 104
b 114
b 112
b 159
a
32
53,0**
FBP
45
ab 57
a 41
abc
26
bcd
4
d 9
cd 3
d 27
bc
d
90
9,6**
D
17
- 13
- 19
- -
- 24
- -
- 13
- -
-
-
-
FBP+D
53
a 63
a 48
abc
23
bc
d
32
bc
d
3
d 15
c 15
c
81
8,3**
Ca
E
(%)
Sistema
83
ab 79
ab
63
bc 71
ab
c
86
a 61
bc 67
ab
c
54
c
23
4,9**
R2
44
bc 34
cde
17
e 21
de 71
a 38
bcd
56
ab 75
a
40
20,5**
FBP
14
c 15
c 11
c 16
c 57
a 37
b 40
b 64
a
38
41,0**
mg L
-1
D
13
cd 14
cd 12
d 16
cd 26
b 21
bc 16
cd 38
a
33
24,1**
FBP
66
a 54
a 34
b 24
b 18
bc 2
c 27
b 15
bc
52
23,7**
D
7
b 7
b 11
b -
- 51
a 45
a 58
a 44
a
60
23,6**
FBP+D
67
a 53
ab
34
cd 22
d 56
ab 45
bc 69
a 49
bc
30
15,1**
Mg
E
(%)
Sistema
80
abc 75
bc
d
59
e 66
de 83
ab 71
cd 87
a 77
b
12
13,1**
R2
87
a 54
ab
41
bc 33
bc 63 ab 7
c 18
c 62
ab
66
10,5**
FBP
24
c 25
c 27
c 25
c 66 ab 12
c 36
b 76
a
83
4,7**
mg L
-1
D
19
c 25
c 28
bc 26
c 57 b 18
c 42
bc 92
a
65
13,8**
FBP
70
- 53
- 32
- 24
- - - -
- -
- -
-
-
-
D
20
- -
- -
- -
- 10 - -
- -
- -
-
-
-
FBP+D
78
- 52
31
- 24
- - - -
- -
- -
-
-
-
Na
E
(%)
Sistema
82
a 64
a 78
a 21
b 35 b 12
c -
- -
-
-
9,2**
R2
117
bc 102
cd 48
e 59
de 151 b 105
bc
211
a 93
cd
36
24,1**
FBP
59
bc 58
bcd
33
d 49
cd 154 a 81
b 164
a 82
b
26
65,1**
mg L
-1
D
61
cde 56
de
32
e 58
de 108 a 69
bc
d
99
ab 90
ab
c
37
12,2**
FBP
44
a 43
a 22
a 16
a - - 22
a 23
a 10
a
225
4,4**
D
-
- -
- -
- -
- 40 - 13
- 39
- 9
-
-
-
FBP+D
46
a 44
a 28
abc
1
c 36 ab 29
ab
c
55
a 4
bc
96
5,8**
K
E
(%)
Sistema
29
abc 47
ab
55
a 24
ab
c
11 bc 48
ab 61
a -
-
104
9,8*
Letras minúsculas diferentes na mesma linha, diferem pelo teste de Tukey a 5% (p<0,05). ** - Significativo a 1% de probabilidade (p<0,01); * - Significativo a 5% de probabilidade (p<0,05); ns - não
significativo (p>0,05); P-probabilidade; Sistema :R1+R2+FBP+D
163
164
As menores eficiências de remoção de Ca e Mg no FBP, observadas com a
utilização dos anéis de eletroduto como meio suporte nas fases 5 a 7, pode ter ocorrido
em virtude da menor aderência dos precipitados ao meio suporte e consequentemente
arraste com o efluente, como também foi observado para o fósforo.
No FBP + D as eficiências médias de remoção de Ca nos ensaios 2, 4, 6 e 8
foram menores e variaram de 3 a 23 % e aumentaram nos ensaios 1, 2, 3, 5 e 7 para 15
a 63%, e assim contribuíram para reduzir a concentração de Ca no efluente final. As
maiores (p<0,05) eficiências de remoção de Ca e Mg, que não diferiram
significativamente, no sistema de tratamento anaeróbio e no pós-tratamento, foram de
67 a 86%, nos ensaios 1, 2, 4, 5 e 7 e de 80 a 87%, nos ensaios 1, 5 e 7,
respectivamente.
No efluente do decantador as concentrações médias de Na e K variaram de 18 a
92 mg L
-1
e de 32 a 108 mg L
-1
, respectivamente.
Foram observadas eficiências de remoção de Na e K no R1+R2 de 4 a 62% e de
5 a 25%, na partida e nas fases 1 a 8. Essas variações acentuadas na remoção
ocorreram em virtude da alta solubilidade do Na e K, o que prejudica a sua retenção no
lodo. No FBP foram observadas remoções de Na de 70; 53; 32 e 24%, nos ensaios 1 a
4, quando se utilizou os anéis de bambu como meio suporte.
Nos ensaios 5 a 8 com a utilização dos anéis de conduite como meio suporte no
FBP, não se observou remoções de Na. Para o K foram observadas remoções de 9 a
40% quando se utilizaram os anéis de conduite no FBP e ausência de remoção de K
com a utilização dos anéis de bambu no FBP. As eficiências médias de remoção de Na
e K no sistema de tratamento R1+R2+FBP+D foram de 12 a 82% e de 11 a 61%, nos
ensaios 1 a 8, respectivamente, indicando que a associação de reatores utilizada foi
adequada para a redução da concentração principalmente de Na, com a utilização dos
anéis de bambu no FBP, apesar da sua alta solubilidade.
As concentrações médias de Cu, Fe, Mn e Zn no afluente variaram de 0,6 a 2,4
mg L
-1
; de 9,0 a 33,2 mg L
-1
; de 1,7 a 3,7 mg L
-1
e de 5,4 a 21,5 mg L
-1
, respectivamente
(Tabela 48). As consideráveis variações na composição de dejetos da suinocultura
ocorrem principalmente em virtude do manejo nutricional adotado e fase da vida dos
165
animais e da diluição dos dejetos (LUDKE & LUDKE, 2002).
TABELA 48. Valores médios e coeficientes de variação (c.v. em %) das concentrações
de Cu, Fe, Mn e Zn no afluente e efluentes e das respectivas eficiências
de remoção (E), obtidos durante a operação do sistema de tratamento
composto pelo reator UASB (R1) e filtro anaeróbio de fluxo ascendente
(R2) na partida e nas fases 1, 2, 3 e 4.
Fases
Parâmetros
Partida 1 2 3 4
CV
(%)
Teste
F
R1
9,2
b
12,9
b
25,2
a
26,0
a
26,7
a 60
10,5**
COV
(g DQOtotal (L d)
-
1
R2
2,6
ab
4,8
a
4,4
a
2,1
b
4,4
a 81
4,2**
Afluente
1,4
b
1,4
b
0,8
bc
2,4
a
0,6
c 66
17,1**
R1
0,8
a
0,5
b
0,2
c
0,1
c
0,1
c 86
21,0**
(mg L
-1
)
R2
0,6
a
0,4
b
0,1
c
0,1
c
0,2
c 82
24,1**
R1
47
c
64
bc
77
ab
92
a
79
ab 28
12,8**
R2
25
-
20
-
50
-
-
-
-
- -
-
Cu
E (%)
R1+R2
51
d
74
bc
85
ab
96
a
68
cd 27
12,6**
Afluente
10,2
c
33,2
a
11,5
c
23,0
b
9,0
c 58
26,3**
R1
2,4
b
8,6
a
1,6
b
1,7
b
1,6
b 106
20,2**
(mg L
-1
)
R2
0,6
b
5,6
a
1,1
b
0,9
b
1,2
b 92
33,2**
R1
74
a
73
a
83
a
87
a
82
a 25
2,0ns
R2
75
a
32
b
31
b
47
b
25
b 102
5,6**
Fe
E (%)
R1+R2
96
a
80
b
89
b
93
a
83
b 17
5,9**
Afluente
1,7
b
3,1
ab
2,5
b
3,7
a
1,8
b 59
7,2**
R1
0,7
b
1,2
a
0,5
b
0,5
b
0,5
b 46
23,1**
(mg L
-1
)
R2
0,6
b
1,2
a
0,5
b
0,5
b
0,5
b 49
23,3**
R1
59
c
59
c
78
ab
83
a
70
bc 22
10,5**
R2
-
-
-
-
-
-
-
-
-
- -
-
Mn
E (%)
R1+R2
64
ab
61
b
78
a
79
a
69
b 22
7,5**
Afluente
5,4
b
8,8
b
9,9
b
21,5
a
6,5
b 80
13,2**
R1
0,2
b
2,2
a
0,9
ab
1,3
ab
0,6
b 158
3,9**
(mg L
-1
)
R2
0,05
b
0,97
a
0,35
ab
0,36
ab
0,23
b 198
3,6**
R1
95
a
77
b
91
a
96
a
90
a
17 6,1**
R2
75
a
54
a
63
a
70
a
62
a
80 0,6ns
Zn
E (%)
R1+R2
99
a
88
b
97
a
98
a
95
c
10 5,2**
Letras minúsculas diferentes na mesma linha, diferem pelo teste de Tukey a 5% (P<0,05). ** - Significativo a 1% de probabilidade (P<0,01); * -
Significativo a 5% de probabilidade (P<0,05); ns - não significativo (P>0,05); P-probabilidade.
No reator UASB (R1) foram observadas eficiências de remoção superiores a 47;
73; 59 e 77% para o Cu, Fe, Mn e Zn, respectivamente. O R2 contribuiu para o aumento
das eficiências de remoção do Fe e Zn na partida e fases 1 a 4 e o Cu, na partida e
fases 1 e 2. Segundo HAWARY & MULLIGAN (2005; 2007 a e b), a biomassa
microbiana proveniente de lodo anaeróbio granulado tem efeitos nas remoções de
metais em virtude dos processos de bioadsorção e bioacumulção, as quais consistiram
166
na habilidade que certos tipos de biomassa têm em acumular metais pesados em
soluções aquosas, principalmente, na presença de cálcio no lodo e com valores de pH
acima de 5,5. Considerando-se, a presença de lodo biológico no reator UASB e no filtro
anaeróbio de fluxo ascedente, a alta capacidade de retenção de sólidos dos reatores
anaeróbios, que nas águas residuárias de suinocultura predominaram sólidos
suspensos orgânicos e as altas concentrações de nutrientes; a combinação dos
mecanismos descritos de acumulação de nutrientes no lodo pode ter provocado as altas
remoções de Cu, Fe, Mn e Zn, as quais foram respectivamente de 51 a 96%, 80 a 96%,
61 a 79% e 88 a 99% no sistema de tratamento anaeróbio em dois estágios (R1+R2).
Foram observadas eficiências de remoção, no sistema de tratamento anaeróbio
e no pós-tratamento, de 50 a 100% para o Cu; 70 a 97% para o Fe, de 82 a 100% para
o Zn e de 72 a 99% para o Mn, durante os ensaios (Tabela 49). No efluente do
decantador os valores médios diminuíram para concentrações médias de 0,11; 0,11;
0,10; <0,015; 0,17; 0,05; 0,02 e 0,30 mg L
-1
para o Cu; de 0,11; 0,27; 0,08; 0,08; 0,04;
<0,015; 0,09 e 0,45 mg L
-1
para o Zn; de 0,7; 1,1; 0,9; 0,6; 1,1; 2,5; 0,7 e 0,8 mg L
-1
para
o Fe de 0,03; 0,15; 0,74; 0,007; 0,35; 0,63; 0,19 e 0,28 mg L
-1
para o Mn,
respectivamente, nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8 (Tabela 49). Portanto, o efluente do
decantador atendeu aos limites máximos de lançamento de efluentes, de 1,0 mg L
-1
para o Cu, 15 mg L
-1
para o Fe, 1,0 mg L
-1
para o Mn e 5,0 mg L
-1
para o Zn,
estabelecidos pelo Conselho Nacional do Meio Ambiente – CONAMA na Resolução 357
(BRASIL, 2005).
Os limites máximos estabelecidos na Resolução 357 pelo Conselho Nacional do
Meio Ambiente (BRASIL, 2005) para as concentrações em cursos d´água doce de
classe de 3 são de 0,013 mg L
-1
para o Cu solúvel, 5 mg L
-1
para o Fe, 0,5 mg L
-1
para o
Mn e 5 mg L
-1
para o Zn. Estas águas podem ser destinadas para à irrigação de
culturas arbóreas, cerealíferas e forrageiras. Portanto, o efluente do decantador obtido
durante a operação do sistema de tratamento composto pelo reator UASB e filtro
anaeróbio, em série, seguidos do FBP e decantador (D), poderiam ser utilizados na
irrigação de culturas arbóreas, cerealíferas e forrageiras, quanto à presença de Zn e Fe,
nos oito ensaios e a presença de Mn nos ensaios 1, 2, 4, 5, 7 e 8.
167
TABELA 49. Valores médios e coeficientes de variação (c.v. em %) das concentrações de Cu, Fe, Mn e Zn no afluente e
efluentes e das respectivas eficiências de remoção (E), obtidos durante a operação do sistema de
tratamento composto pelo filtro biológico percolador (FBP) e decantador (D) nos ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8
Ensaios
cv (%)
Teste F
Parâmetros
1 2 3 4 5 6 7 8
R2
0,25
bc 0,48
a
0,20
bcd 0,02
d 0,18
b
c
0,03
d 0,06
cd 0,27
b
89
11,8**
FBP
0,07
bcd 0,11
bc
0,13
b 0,02
cd 0,14
b n.d
d 0,05
bc
d
0,32
a
80
19,6**
mg L
-1
D
0,11
bc 0,11
bc
0,10
bc n.d.
c 0,17
b 0,05
c 0,02
c 0,30
a
94
11,6**
FBP
73
- 74
- 38
- 0
- 22
- 100
- 16
- 18
-
-
-
D
0
- 0
- 23
- 100
- 0
- 0
- 60
- 6
-
-
-
FBP+D
56
- 75
- 50
- 100
- 5
- 0
- 66
- 0
-
-
-
Cu
E
(%)
Sistema
92
a 84
a 87
a 100
a 93
a 95
a 98
a 50
b
18
13,5**
R2
3,6
b 7,6
a 1,3
c 0,9
c 1,1
c 0,7
c 1,7
c 0,8
c
73
30**
FBP
0,5
b 1,2
a 0,7
ab 0,5
b 0,8
a
b
0,6
ab 0,9
ab 1,1
ab
75
2,9**
mg L
-1
D
0,7
b 1,1
b 0,9
b 0,6
b 1,1
b 2,5
a 0,7
b 0,8
b
92
5,1**
FBP
80
a 82
a 51
abc
-
40
abc
-
24
b
c
14
c 44
abc
-
-
110
7,2**
D
-
- -
- -
- -
- -
- -
-
- 25
-
-
-
FBP+D
80
- 85
- 84
- 33
- -
- -
- 55
- -
-
-
-
Fe
E
(%)
Sistema
97
a 96
a
b
81
bc 94
ab 96
a
b
70
c 88
ab 88
ab
14
7,1**
R2
0,42
b 1,52
a
0,40
b 0,31
b 0,71
a
b
0,02
b 0,07
b 0,39
b
180
4,1**
FBP
0,12
b 0,25
b
0,25
b 0,16
b 0,25 b 0,11
b 0,20
b 0,91
a
159
4,6**
mg L
-1
D
0,11
b 0,27
a
b
0,08
b 0,08
b 0,04
b n.d. b 0,09
b 0,45
a
176
4,7**
FBP
70
- 83
- 37
- 48
- 63 - -
- -
- -
-
-
-
D
-
- -
- 65
- 50
- 80- - 100
- 55
- 50
-
-
-
FBP+D
73
- 80
- 80
- 74
- 94 - 100
- -
- -
-
-
-
Zn
E
(%)
Sistema
98
a 95
a 99
a 96
a 99 a 100
a 99
a 82
b
11
4,1**
R2
0,97
b 1,40
a
0,52
cd 0,40
cd 0,65
bcd
0,34
d 0,69
bc 0,37
cd
42
23,4**
FBP
0,06
c 0,13
bc
0,34
a 0,12
bc 0,31 a 0,27
ab 0,32
a 0,43
a
58
10,7**
mg L
-1
D
0,03
a 0,15
a
0,74
a 0,007
a 0,35 a 0,63
a 0,19
a 0,28
a
242
1,8s
FBP
92
a 90
a 36
acd 68
ab 54 bc
25
d 52
bcd
-
45
22,7**
D
50
- -
- -
- 90
- - - -
- 38
- 35
-
-
-
FBP+D
95
a 87
a -
- 92
a 36 b -
- 70
a 21
b
291
3,0**
Mn
E
(%)
Sistema
98
a 94
ab
77
bc 99
a 93 ab
78
bc 91
ab 72
c
18
6,5**
Letras minúsculas diferentes na mesma linha, diferem pelo teste de Tukey a 5% (p<0,05). ** - Significativo a 1% de probabilidade (p<0,01); * - Significativo a 5% de probabilidade (p<0,05); ns - não
significativo (p>0,05); p-probabilidade; Sistema :R1+R2+FBP+D; n.d <0,015 mg L
-1
167
168
5.9.5 Potássio, cálcio, magnésio, sódio, cobre, zinco, manganês e ferro no lodo do
reator UASB (R1) e dos interstícios do filtro anaeróbio de fluxo ascendente
(R2).
Neste trabalho determinou-se a ocorrência de macro e micronutrientes no lodo
dos reatores (R1) e (R2) e as suas concentrações estão apresentadas nas Tabelas 50 e
51.
Segundo HAWARI & MULLIGAN (2005; 2007a e b), a biomassa microbiana pode
ser considerada um trocador de íons de origem biológica. Um grande número de
microrganismos pertencentes a vários grupos, como as bactérias, fungos, leveduras e
algas são descritos como aglutinadores de metais. Dois diferentes processos podem
estar envolvidos nas trocas dos íons metálicos entre biomassa viável e não viável. O
primeiro processo é independente da atividade metabólica celular, e é referida como
biosorção ou troca passiva, pois os íons metálicos ficam na superfície da célula. O outro
processo envolve a passagem dos íons metálicos através da membrana, este processo
é conhecido como intracelular ou bioacumulação. Este processo pode ser observado
para os metais como o Cu, Cd, Ni, Zn, Mn, Sr, Co.
O Ca, o P, o K e o Mg foram os elementos encontrados em maiores
concentrações, na base seca, no lodo dos reatores R1 e R2, em todos os pontos de
coleta, conforme descrito na Tabela 50 e Figuras 59 e 60.
Segundo OLIVEIRA (1997), um dos mecanismos de remoção de nutrientes é a
precipitação seguida deretenção no lodo com a formação da estrovita (MgNH
4
PO
4
) e
vivianita (Fe
3
PO
4
. 8H
2
O), além da CaHPO
4
as quais podem representar uma das
principais formas de retirada, principalmente, de N e P, assim como do Ca, Fe e Mg das
águas residuárias, como as provenientes da suinocultura, tratadas em sistemas
anaeróbio-aeróbio.
Para o Cu, Zn e Mn, com eficiências médias de remoção acima de 47% no R1
(Tabela 48), podem-se atribuir a bioadsorção e bioacumulação destes no lodo biológico
anaeróbio, conforme constatado por HAWARI & MULLIGAN (2005; 2007 a e b). Na
Tabela 51 e Figuras 59 e 60, observa-se que estes micronutrientes estão presentes em
concentrações altas no lodo dos reatores. OLIVEIRA (1997) utilizando microanálises de
169
energia dispersiva de raios (EDX) pontuais e em linha ao longo da parede de grânulos
cortados transversalmente, observou na camada interna e externa do grânulo P, Ca e
Si como principais constituintes, seguidos de Al, Fe, S, Zn e em menores proporções
Cu, K, Mg, Mn e Ni.
TABELA 50. Valores médios das concentrações de fósforo total (FT), Ca, Mg, Na e K na
massa seca de lodo coletado nos pontos de amostragem da manta do
reator UASB (R1) e do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), no final
das fases 1, 2, 3 e 4.
As baixas concentrações de Na, no lodo do R1 e do R2, de 269 a 5733 e de
1800 a 8066 mg (kg base seca)
-1
(Tabela 50) relacionam-se com as baixas remoções
Nutrientes (mg (kg base seca)
-
1
Reator UASB (R1) Filtro anaeróbio (R2)
Fases
1 2 3 4 1 2
3 4
P1 9019 8779 9016 7318 8779 11537 18607 11604
P2 2469 2377 2082 1787 2377 12997 10203 12268
P3 16262 1524 1320 1268 1524 5110 9933 5031
P4 16874 3570 1818 16779 3570 6044 11588 588
FT
P5 20626 9077 11996 20160 9077 21017 12407 8824
P1 28979 43494 65592 43237 62589 36000 54669 43237
P2 8340 11727 11325 65432 25063 53660 50564 65432
P3 91575 7808 7583 23274 18936 25540 26647 23274
P4 102239 302289 11415 18868 47289 30080 30453 18869
Ca
P5 95884 68244 71555 26735 60976 109055 58032 26735
P1 6415 6482 5713 6228 9050 7213 10030 10352
P2 1533 1575 1386 1446 4734 9200 6322 11035
P3 9406 1001 976 1064 4446 3953 7395 4567
P4 10571 3426 1339 15950 5141 4096 8146 5542
Mg
P5 15582 6369 8917 22228 5582 14861 8720 8500
P1 2158 2973 3453 1456 2744 2343 3261 2795
P2 439 528 441 269 1880 4025 3088 3822
P3 2841 392 353 195 2053 2484 3682 1198
P4 3368 3894 520 3151 2602 2335 3241 1738
Na
P5 5733 1725 2986 4122 3202 8066 5531 4914
P1 11205 10231 16133 9316 10550 10811 9896 14393
P2 2151 2713 1827 2183 5936 13743 8198 18962
P3 13976 1737 2250 1680 7983 8272 6784 661
P4 16026 5367 3325 25114 7938 10372 7201 9006
K
P5 12222 4910 20794 33546 8802 37644 15235 18029
170
deste elemento no sistema de tratamento anaeróbio (R1+R2).
TABELA 51. Valores médios das concentrações de Cu, Fe, Mn e Zn na massa seca de
lodo coletado nos pontos de amostragem do lodo dos reatores R1 e R2,
ao final das fases 1, 2, 3 e 4.
Observando-se na Tabela 51 e Figura 59, verificam-se concentrações de Cu e
Zn, no lodo do R1, de 203 a 371 mg (kg base seca)
-1
e de 690 a 1222 mg (kg base
seca)
-1
, respectivamente, nas fases 1 a 4, no segundo ponto de amostragem, as quais
atendem aos limites estabelecidos na Resolução do CONAMA nº 375, 29/08/06, para o
uso agrícola do lodo de esgoto e de produtos derivados. Na Resolução CONAMA
nº375, 29/08/06 os limites máximos de concentração de Cu e Zn são de 1500 e 2800
mg (kg base seca)
-1
, respectivamente. Nas fases 2, 3 e 4 e fases 3 e 4, para os pontos
de amostragem 3 e 4 do R1, e nas fases 1, 2 e 4, para o ponto e amostragem 3 do R2,
também são atendidos os limites máximos de Cu e Zn, para o uso agrícola do lodo.
OLIVEIRA & DUDA (2009) observaram concentrações médias menores de Cu e Zn, de
490 a 1250 e de 600 a 1370 mg (kg base seca)
-1
, respectivamente, no lodo de um
reator anaeróbio em batelada sequencial (ASBR) tratando águas residuárias de
Nutrientes (mg(kg base seca)
-1
)
Reator UASB (R1) Filtro anaeróbio (R2)
Fases
1 2 3 4 1 2 3 4
P1
1511
1349
1422
617
2157
2129
2505
1238
P2
371
362
323
203
1092
1882
1664
1150
P3
2443
298
280
140
838
775
2247
444
P4
2700
217
390
2111
1142
940
2348
753
Cu
P5
3527
1561
2637
2497
1473
3423
1564
809
P1
5715
3888
5164
3476
5944
5736
9976
4458
P2
1284
1004
1256
984
2396
5147
4116
5637
P3
8525
762
864
677
2912
2039
5112
1476
P4
9430
1008
1366
10245
3237
2419
5829
1244
Fe
P5
12332
5129
9095
12448
4020
8307
4697
1251
P1
847
992
834
625
1377
1218
1524
1241
P2
181
201
199
145
661
1412
1013
1557
P3
1186
145
142
107
830
658
1576
531
P4
1370
177
217
1593
828
798
1778
554
Mn
P5
3085
1291
1430
1628
1048
2947
1225
587
P1
3977
4184
3424
2741
5247
3515
5474
5966
P2
1222
780
1176
690
3558
5914
378
9
7687
P3
8416
544
909
553
3531
1833
4739
2825
P4
9149
483
1342
8269
2669
2284
5212
3015
Zn
P5
12174
6339
8783
11371
3294
7824
4815
3977
171
suinocultura, indicando que pode ocorrer interferência do tipo de reator na acumulação
de metais no lodo anaeróbio.
FIGURA 59. Valores médios das concentrações de Ca, P, Mg, K, Na, Fe, Zn, Cu e Mn
na massa seca de lodo coletado nos pontos de amostragem da manta do
reator UASB (R1), no final das fases 1, 2, 3 e 4.
1
2
3
4
5
0 40000 80000 120000 160000 200000
mg / Kg base seca (R1 - Fase1)
Pontos de coleta
Mn Cu Zn Fe Na
K Mg P Ca
1
2
3
4
5
0 40000 80000 120000 160000 200000
mg / Kg base seca (R1 - Fase 2)
Pontos de coleta
Mn Cu Zn Fe Na
K Mg P Ca
1
2
3
4
5
0 40000 80000 120000 160000 200000 240000
mg / Kg base seca (R1 - Fase 4)
Pontos de coleta
Mn Cu Zn Fe Na
K Mg P Ca
1
2
3
4
5
0 40000 80000 120000 160000 200000 240000
mg / Kg base seca (R1 - Fase 3)
Pontos de coleta
Mn Cu Zn Fe Na
K Mg P Ca
172
FIGURA 60. Valores médios das concentrações de Ca, P, Mg, K, Na, Fe, Zn, Cu e Mn
na massa seca de lodo intersticial coletado nos pontos de amostragem do
leito do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), no final das fases 1, 2, 3
e 4.
5. 10 Coliformes totais e termotolerantes
No afluente foram observadas concentrações de 9,2x10
7
; 1,3x10
6
; 9,0x10
9
;
3,6x10
7
; 4,4x10
6
; 4,3x10
7
; 1,0x10
7;
1,9x10
7
e 1,1x10
8
NMP/100mL de coliformes
1
2
3
4
5
0 40000 80000 120000 160000 200000 240000
mg / Kg base seca (R2 - Fase 1)
Pontos de coleta
Mn Cu Zn Fe Na
K Mg P Ca
1
2
3
4
5
0 40000 80000 120000 160000 200000 240000
mg / Kg base seca (R2 - Fase 2)
Pontos de coleta
Mn Cu Zn Fe Na
K Mg P Ca
1
2
3
4
5
0 40000 80000 120000 160000 200000 240000
mg / Kg base seca (R2 - Fase 3)
Pontos de coleta
Mn Cu Zn Fe Na
K Mg P Ca
1
2
3
4
5
0 40000 80000 120000 160000 200000 240000
mg / Kg base seca (R2 - Fase 4)
Pontos de coleta
Mn Cu Zn Fe Na
K Mg P Ca
173
termotolerantes, na partida e ensaios 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7 e 8, respectivamente (Tabelas 52
e 53).
TABELA 52. Valores médios de número mais provável (NMP/100 mL) de coliformes
totais e termotolerantes no afluente e efluentes, e respectivas eficiências
de remoção no sistema de tratamento composto por reator UASB (R1),
filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), filtro biológico percolador (FBP)
e decantador, na partida e ensaios 1, 2, 3 e 4.
Coliformes termotolerantes Coliformes totais
Local de amostragem
NMP/100 mL % remoção NMP/100 mL % remoção
Afluente
9,2 x 10
7
-
9,2 x 10
7
-
R1 8,0 x 10
5
98,10 8,0 x 10
5
98,10
R2 1,2 x 10
5
85,00 1,2 x 10
5
85,00
Partida
R1+R2 - 99,86 - 99,86
Afluente 1,3 x 10
6
- 1,3 x 10
6
-
R1 3,1 x 10
5
76,15 8,6 x 10
5
33,84
R2 1,4 x 10
6
- 1,9 x 10
6
-
FBP 1,1 x 10
6
21,43 1,1 x 10
6
42,05
Decantador 5,7 x 10
5
48,18 1,1 x 10
6
-
R1+R2 - - - -
Ensaio 1
Sistema - 56,15 - 15,38
Afluente 9,0 x 10
9
- 9,0 x 10
9
-
R1 2,4 x 10
8
97,33 2,4 x 10
8
97,33
R2 1,1 x 10
8
54,16 1,1 x 10
8
54,16
FBP 1,5 x 10
6
98,6 1,5 x 10
6
98,6
Decantador 4,6 x 10
5
69,33 4,6 x 10
5
69,33
R1+R2 - 98,77 - 98,77
Ensaio 2
Sistema - 99,99 - 99,99
Afluente 3,6 x 10
7
- 3,6 x 10
7
-
R1 8,0 x 10
6
77,77 8,0 x 10
6
77,77
R2 2,3 x 10
6
71,25 2,3 x 10
6
71,25
FBP 9,0 x 10
4
96,08 2,0 x 10
5
91,30
Decantador 2,4 x 10
4
73,33 2,4 x 10
5
-
R1+R2 - 93,61 - 93,61
Ensaio 3
Sistema - 99,93 - 99,33
Afluente 4,4 x 10
6
- 4,6 x 10
6
-
R1 2,4 x 10
6
45,45 2,4 x 10
6
47,82
R2 2,4 x 10
6
- 3,5 x 10
6
-
FBP 1,5 x 10
6
37,50 1,9 x 10
6
47,71
Decantador 1,1 x 10
6
26,66 1,1 x 10
6
42,10
R1+R2 - 45,45 - 23,91
Ensaio 4
Sistema - 75,00 - 76,08
FERNANDES (2004), RAMIRES (2005) e SANTANA (2008) observaram em
174
águas residuárias de suinocultura, coliformes totais da ordem de 10
10
a 10
11
; de 10
8
a
10
10
e de 10
6
a 10
8
NMP/100 mL, respectivamente, e de coliformes termotolerantes da
ordem de 10
9
a 10
10
; de 10
8
a 10
9
, e de 10
6
a 10
8
NMP/100 mL. Estes valores
aproximam-se aos encontrados neste estudo.
TABELA 53. Valores médios de número mais provável (NMP/100 mL) de coliformes
totais e termotolerantes no afluente e efluentes, e respectivas eficiências
de remoção no sistema de tratamento composto por reator UASB (R1),
filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), filtro biológico percolador (FBP)
e decantador, nos ensaios 5, 6, 7 e 8.
Coliformes termotolerantes Coliformes totais
Local de amostragem
NMP/100 mL % remoção NMP/100 mL % remoção
Afluente
4,3x10
7
-
4,4x10
7
-
R1 7,5x10
4
99,82 7,5x10
4
99,82
R2 2,3x10
4
69,33 1,4x10
5
99,68
FBP 6,8x10
3
70,43 4,7x10
5
-
Decantador 2,2x10
3
67,64 5,6x10
4
88,08
R1+R2 - 99,94 - 99,68
Ensaio 5
Sistema - 99,99 - 99,87
Afluente 1,0x10
7
- 1,1x10
7
-
R1 6,7x10
6
33,00 1,1x10
7
-
R2 9,3x10
5
86,11 9,3x10
5
91,54
FBP 1,7x10
4
98,17 2,4x10
4
97,41
Decantador 1,1x10
4
35,20 2,4x10
4
-
R1+R2 - 90,70 - 91,54
Ensaio 6
Sistema - 99,89 - 99,78
Ensaio 7 Afluente 1,9x10
7
- 1,9x10
7
-
R1 1,8x10
6
90,52 1,8x10
6
90,52
R2 1,5x10
5
91,61 1,5x10
5
91,61
FBP 9,3x10
4
38,00 9,3x10
4
38,00
Decantador 6,8x10
4
26,83 6,8x10
4
26,83
R1+R2 - 99,21 - 99,21
Sistema - 99,64 - 99,64
Ensaio 8 Afluente 1,2x10
8
- 1,2x10
8
-
R1 2,6x10
5
99,78 2,6x10
5
99,78
R2 6,5x10
5
- 6,5x10
5
-
FBP 3,0x10
5
53,82 3,0x10
5
53,8
Decantador 2,7x10
5
- 2,7x10
5
-
R1+R2 - 99,45 - 99,45
Sistema - 99,77 - 99,77
As altas contagens de coliforme totais e termotolerantes observadas no afluente
podem estar relacionadas com a utilização de águas residuárias de suinocultura “brutas
175
e frescas”. FERREIRA et al. (2003) observou o decréscimo de Escherichia coli de
7,1x10
7
para 9,9x10
5
NMP/100 mL após armazemanento de águas residuárias de
suinocultura em um tanque com TDH de 24 h.
As maiores eficiências de remoção de coliformes termotolerantes, de 99,99 e
99,99% e de 99,94 e 99,99% nos sistemas de tratamento R1+R2 e R1+R2+FBP+D
ocorreram nos ensaios 2 e 5, com os TDH para o sistema de tratamento anaeróbio e
pós-tratamento, de 44,7 e 66,6 h.
Verificaram-se eficiências de remoção de coliformes termotolerantes acima de
56% no sistema de tratamento (R1+R2+FBP+D), mas com concentrações nos efluentes
acima de 2,2 x 10
3
NMP/100 mL. Para a aplicação de águas doces para a irrigação de
plantas, de acordo com a Resolução do Conselho Nacional do Meio Ambiente
(CONAMA) nº 357,17/03/05, os limites de coliformes termotolerantes são de 200, 1000
e 4000 NMP/100 mL em corpos d´água de classe 1, 2 e 3. Portanto, no ensaio 5, o
efluente do decantador poderia ser utilizado como água para de irrigação de arbóreas,
cerealíferas e forrageiras; tomando-se por base a Resolução CONAMA nº 357 de 17 de
março de 2005, em corpos de água da classe 3, que toleram até 4000 NMP/100 mL.
COSTA & MEDRI (2002) obtiveram eficiências de remoção similares as
observadas neste trbalho, de 99,99% para coliformes temotolerantes e concentrações
no efluente final de 2,7 x 10
3
NMP/100 mL, trabalhando com duas lagoas anaeróbias,
uma lagoa facultativa e uma lagoa utilizando aguapés com TDH total de 154 dias, no
tratamento de águas residuárias de suinocultura com concentrações de DQO de 15153
mg L
-1
.
5.11 Atividade específica da microbiota
As atividades hidrolítica, acidogênica, acetogênica, metanogênica acetotrófica e
metanogênica hidrogenotrófica da microbiota do lodo de inóculo foram de 0,144; 0,485;
0,160; 0,130 e 0,120 mmolCH
4
(g SVT h)
-1
(Tabela 54), evidenciando maior potencial
para a conversão da glicose a ácidos graxos voláteis, ou seja, a acidogênese. As
atividades hidrolítica, acetogênica e metanogênica acetotrófica do lodo do R1, ao final
da fase 1, aumentaram em relação ao lodo de inóculo, e foram de 0,257; 0,408 e 0,198
176
mmol CH
4
(g SV h)
-1
, respectivamente, e as atividade acidogênica e metanogênica
hidrogenotrófica diminuíram para 0,198 e 0,093 mmol CH
4
(g SV h)
-1
(Tabela 54).
TABELA 54. Valores médios de atividade hidrolítica, acidogênica, acetogênica,
metanogênica acetotrófica e metanogênica hidrogenotrófica da
microbiota do lodo de inoculo, do lodo proveniente da manta do reator
UASB (R1) e do lodo intersticial do leito fixo do filtro anaeróbio de fluxo
ascendente (R2), no final das fases 1, 2, 3 e 4.
Atividade
Hidrolítica Acidogênica Acetogênica Metanogênica
acetotrófica
Metanogênica
hidrogenotrófica
Fonte
amido glicose propionato +
butirato
acetato formiato
Fase
TDH(h)
Mmol CH
4
(g SV h)
-1
- - inoculo
0,144
±0,01
0,485
±0,03
0,159
±0,02
0,133
±0,01
0,119
±0,02
24,0 R1 0,257
±0,04
0,198
±0,04
0,408
±0,05
0,198
±0,007
0,093
±0,04
1
11,7 R2 0,252
±0,0
1 0,207
±0,03
0,195
±0,03
0,148
±0,002
0,100
±0,001
12,0 R1 0,259
±0,01
0,238
±0,02
0,444
±0,04
0,202
±0,03
0,108±
0,07
2
5,8 R2 0,233
±0,01
0,168
±0,01
0,239
±0,02
0,193
±0,005
0,077
±0,001
24,0 R1 0,104
±0,001
0,111
±0,02
0,325
±0,01
0,187
±0,04
0,067
±0,01
3
13,2 R2 0,119
±0,02
0,101
±0,01
0,116
±0,007
0,127
±0,01
0,066
±0,01
12,0 R1 0,130
±0,02
0,182
±0,01
0,481
±0,02
0,323
±0,03
0,090
±0,01
4
6,6 R2 0,205
±0,01
0,210
±0,05
0,246
±0,03
0,316
±0,05
0,095
±0,001
As atividades hidrolítica metanogênica acetrófica no R1, no final das fases 1 e 2,
foram próximas, mesmo com o decréscimo do TDH de 24 para 12 h e o aumento da
COV de 12,9 para 25,2 g DQOtotal (L d)
-1
(Figura 61). No final da fase 3 foram
observadas as menores atividades hidrolítica, acidogênica, acetogênica, metanogênica
acetotrófica e metanogênica hidrogenotrófica do lodo no R1, com a aplicação de COV
de 26,0 g DQOtotal (L d)
-1
. Na fase 3 foram registradas temperaturas médias do ar de
24,5ºC e as maiores remoções de DQOtotal e SST, de 94%, e com produções
volumétricas de metano de 0,798 m
3
CH
4
(m
3
d)
-1
, que não diferiram da fase 2. Na fase
3, também foram observadas as menores taxas de carregamento orgânico no lodo e
DQO removida convertida em CH
4
no R1, de 0,94 g DQOtotal (g SV)
-1
e 8,5 %,
respectivamente. Isto pode indicar que a maior parte da DQO foi removida fisicamente,
177
o que pode ter ocasionado os maiores TRS nesta fase, de 148 dias, e ocupado o reator
com menor proporção de biomassa ativa.
Os maiores valores de atividade observadas no R1 foram das acetogênica, as
quais apresentaram mesma tedência que as atividades acidogênicas e metanogênicas
acetotrófica, ou seja, o aumento da acidogênese quando a produção de ácidos graxos
de cadeia maior que a do acetato, houve correspondente acréscimo da acetogênese e
consequentemente maior quantidade de substrato para a metanogenese acetotrófica
(Figura 62).
As atividades hidrolítica, acidogênica, acetogênica, metanogênica acetotrófica e
metanogênica hidrogenotrófica no lodo do R2, no final das fases 1, 2, 3 e 4, foram de
0,252; 0,207; 0,195; 0,148 e 0,100 mmol CH
4
(g SV h)
-1
, de 0,233; 0,168; 0,239; 0,193 e
0,077 mmol CH
4
(g SV h)
-1
, de 0,119; 0,101; 0,116; 0,127 e 0,066 mmol CH
4
(g SV h)
-1
e
de 0,205; 0,210; 0,246, 0,316 e 0,095 mmol CH
4
(g SV h)
-1
, respectivamente (Tabela
54).
As atividades acidogênica, acetogênica, metanogênica acetotrófica e
metanogênica hidrogénotrófica no R2 foram menores que as observadas no lodo do R1,
exceto a hidrolítica na fase 3 e a hidrolítica e acidogênica na fase 4, com o aumento da
COV para valores próximos a 26 g DQOtotal (L d)
-1
. Isto evidencia mais uma
característica diferente do lodo do R1 e R2, conseqüência da separação do processo
anaeróbioem dois estágios, principalmente, para a ativiade acetogênica, indicando a
predominância da produção de acetato no R1 e consequentemente conversão a
metano, mesmo com as altas COV aplicadas no R1 (de 9,2 a 26,7 g DQOtotal (L d)
-1
.
As menores atividades hidrolítica, acidogênica, acetogênica, metanogênica
acetotrófica e metanogênica hidrogenotrófica do lodo do R2 ocorreram na fase 3, como
também observado para o R1, com a aplicação dos maiores TDH (Figura 62).
OLIVEIRA (1997) avaliou a AME de lodo proveniente de reator UASB, tratando
águas residuárias de suinocultura com SST de 0,5 a 2,0 g L
-1
, aplicando COV de 0,82
6,07 g DQO total (L d)
-1
, e utilizou como fonte de substrato o acetato, propionato,
butirato e formiato de forma conjunta, aplicando a relação S0/X0 de 0,13 a 0,24 g DQO
(g SV)
-1
, e obteve valores menores de AME, de 0,01 a 0,13 mmol CH
4
(g SSV h)
-1
,
178
5,5 6,0 6,5 7,0 11 12 13
0,00
0,05
0,10
0,15
0,20
0,25
0,30
0,35
COV (g DQOtotal (L d)
-1
)
2,1
4,8
4,4
4,4
R2
Mmol CH
4
(g SV h)
-1
TDH (h)
Hidrolítica
Acidogênica
Acetogênica
Metanogênica acetotrófica
Metanogênica hidrogenotrófica
12,8 25,0 25,5 26,0 26,5 27,0
0,00
0,05
0,10
0,15
0,20
0,25
0,30
0,35
0,40
0,45
0,50
TDH (h)
12
24
12
24
R1
Mmol CH
4
(g SV h)
-1
COV (g DQOtotal (L d)
-1
Hidrolítica
Acidogênica
Acetogênica
Metanogênica acetotrófica
Metanogênica hidrogenotrófica
predominantemente inferiores, em relação aos encontrados neste trabalho, em virtude
das menores relações So/Xo.
FIGURA 61. Valores de atividades hidrolítica, acidogênica, acetogênica, metanogênica
acetotrófica e metanogênica hidrogenotrófica da microbiota do lodo
proveniente da manta do reator UASB (R1) no final das fases 1, 2, 3 e 4.
FIGURA 62. Valores de atividade hidrolítica, acidogênica, acetogênica, metanogênica
acetotrófica e metanogênica hidrogenotrófica da microbiota do lodo
proveniente do lodo intersticial do leito fixo do filtro anaeróbio de fluxo
ascendente (R2), no final das fases 1, 2, 3 e 4.
179
SANTANA (2008) obteve atividades hidrolítica, acidogênica, acetogênica,
metanogênica acetotrófica e metanogênica hidrogenotrófica em um reator UASB
tratando águas residuárias de suinocultura com COV de 26 g DQOtotal (L d)
-1
, TDH de
14 h, e tempertura media do ar de 20ºC, de 0,068; 0,063; 0,179; 0,112 e 0,050 mmol
CH
4
(g SSV h)
-1
, ou seja, valores inferiores aos observados neste estudo para a
aplicação de COV e TDH semelhantes.
Os valores médios das cargas orgânicas aplicadas nos frascos reatores variaram
de 0,43 a 0,57 durante as quatro fases (Tabela 55). Segundo CHO et al. (2005)
menores cargas orgânicas volumétricas aplicadas nos frascos reatores podem diminuir
a atividade. Portanto, os autores recomendaram uma carga orgânica próxima a 0,5 g
DQOtotal (g SV
-1
), conforme utilizado neste trabalho.
Nos anexos 2.1 a 2.18 estão apresentadas às curvas com os valores de
produção de metano do lodo de inóculo, lodo do reator UASB (R1) e lodo intersticial do
filtro anaeróbio (R2) no final das fases 1, 2, 3 e 4, em função do tempo do ensaio, para
cada uma das fontes de substrato adicionadas.
TABELA 55. Valores médios das cargas orgânicas aplicadas nos frascos reatores dos
ensaios de atividade da microbiota para o lodo de inoculo e o lodo
proveniente do reator UASB e do filtro anaeróbio, no final das fases 1 a 4.
Hidrolítica Acidogênica Acetogênica Metanogênica
acetotrófica
Metanogênica
hidrogenotrófica
Atividade
amido glicose propionato +
butirato
acetato formiato
Fase
TDH (h)
S0/Xo (g DQOtotal (gSV
-1
)
- -
i
nó
culo
0,57 0,53 0,51 0,49 0,50
24,0
R1
0,50 0,57 0,46 0,59 0,50
1
11,7
R2
0,48 0,50 0,55 0,47 0,46
12,0
R1
0,52 0,48 0,47 0,49 0,50
2
5,8
R2
0,51 0,49 0,48 0,49 0,49
24,0 R1
0,52 0,51 0,55 0,54 0,46
3
13,2 R2
0,45 0,39 0,45 0,54 0,43
12,0 R1
0,50 0,52 0,53 0,55 0,52
4
6,6 R2
0,52 0,51 0,51 0,53 0,49
So/Xo – relação alimento / microrganismo
180
5.12 Microscopia eletrônica de varredura (MEV)
Foram submetidas à observação em microscópio eletrônico de varredura (MEV)
as amostras de grânulos do lodo do reator UASB (R1) e do lodo insterticial do filtro
anaeróbio de fluxo ascendente (R2). Também foram observados em microscópio
eletrônico de varredura (MEV) os anéis de bambu e de conduite dos leitos fixos do R2 e
do filtro biológico percolador. Na Figura 63 estão apresentadas as eletromicrografias de
grânulos utilizados como inóculo do reator UASB (R1) e do filtro anaeróbio (R2).
Verificou-se arranjo disperso das morfologias semelhantes à
Methanosaeta,
além de
bacilos e cocos entre filamentos de diferentes espessuras, por todas as regiões do
grânulo.
FIGURA 63. Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de grânulo de lodo utilizado
como inóculo do reator UASB (R1) e do filtro anaeróbio (R2).
No final da fase 1, no R1 e R2, com a aplicação de COV médias de 12,9 e 4,8 g
DQOtotal (L d)
-1
, respectivamente, foi observada alteração nas características
morfológicas com predominância de bacilos ovalados e cocos em toda a região interna
de grânulo (Figuras 64 e 65). Na fase 2, com o decréscimo do TDH para 12 h e o
aumento da COV para 25,2 g DQOtotal no R1, foi observado nova mudança nas
características morfológicas nos grânulos do lodo, com o predomínio de cocos (Figura
181
66 A e B). A predominância de cocos nos grânulos de reatores UASB tratando águas
residuárias de suinocultura também foi relatada por PEREIRA (2003). O TDH e as COV
aplicadas por PEREIRA (2003) variaram de 62 a 16h e de 4,5 a 18,6 g DQOtotal (L d)
-1
,
respectivamente.
FIGURA 64. Microscopia eletrônica de varredura (MEV) do grânulo do lodo do reator
UASB (R1) no final da fase 1.
FIGURA 65. Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de grânulo de lodo insterticial
do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), no final da fase 1.
No R2, no final da segunda fase, além da predominância de cocos nos grânulos
(Figura 66), também foram encontrados protozoários (Figura 67 e 68).
182
FIGURA 66. Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de grânulos de lodo do reator
UASB (R1), no final da fase 2.
FIGURA 67. Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de grânulos de lodo intersticial
do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2) no final da fase 2.
A
B
183
FIGURA 68. Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de grânulos de lodo intersticial
do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2) no final da fase 2.
No final da fase 2 foram retiradas lascas dos anéis de bambu do leito do filtro
anaeróbio de fluxo ascendente (R2) para a obsevação em MEV, e as imagens podem
ser verificadas na Figura 69. Sobre a superfície dos anéis de bambu foram encontrados
microrganismos filamentosos e a predominância de bacilos.
FIGURA 69. Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de biofilme de anéis de bambu
do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2) no final da fase 2.
Com a mauntenção das elevadas COV nas fases 3 e 4, com valores superiores a
26 g DQOtotal no R1 foi verificada a predominância de filamentos de bacilos (Figuras
70 e 71) nos grânulos do R1. Segundo OLIVEIRA (1997) a ocorrência de
184
microrganismos filamentosos pode ser associada a altas COV e consequente aumento
de bactérias hidrolíticas e acidogênicas.
FIGURA 70. Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de grânulos de lodo do reator
UASB (R1), no final da fase 3.
FIGURA 71. Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de grânulos de lodo do reator
UASB (R1), no final da fase 4.
No final das fases 3 e 4, no lodo intersticial do filtro anaeróbio de fluxo
ascendente (R2) foram verificadas morfologias semelhantes a
Methanosaeta
(Figura 72
A e B). Segundo Wu et al. (1993) citado por OLIVEIRA (1997), a presença de
Methanosaeta
está associada as baixas concentrações de ácidos voláteis (menores
200 mg L
-1
). No R2 foram observadas concentrações de AVT de 194 e 243 mg L
-1
, nas
fases 3 e 4. Segundo SCHMIDT & AHRING (1996), a ocorrencia de
Methanosaeta
185
melhora a granulação e consequentemente contribui para um reator anaeróbio estável.
Nas fases 3 e 4, os valores médios de produção específica de metano no R2, de 0,202
N m
3
CH
4
(kg DQO removida)
-1
foram as maiores.
FIGURA 72. Microscopia eletrônica de varredura (MEV) de grânulos de lodo intersticial
do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2) no final das fases 3 (A) e 4
(B).
No biofilme do filtro biológico percolador (FBP), com a utilização dos anéis de
bambu como meio suporte, foi verificado, no final da fase 1, a formação de biofilme
onde predominavam os bacilos e cocos (Figura 73).
FIGURA 73. Microscopia eletrônica de varredura (MEV) do biofilme sobre os anéis de
bambu no filtro biológico percolador (FBP), no final da fase 1.
A
B
186
No final da fase 2, com a estabilização do FBP, a biomassa foi alterada,
predominando os protozoários. Esses organismos são indicadores de estabilidade
(Figura 74).
FIGURA 74. Microscopia eletrônica de varredura (MEV) do biofilme sobre os anéis de
bambu no filtro biológico percolador (FBP), no final da fase 2.
Com a utilização dos anéis de eletroduto corrugado (conduite) como meio
suporte no FBP, a preparação das amostras para a observação em MEV foi
prejudicada, em virtude da pouca aderência do biofilme no meio suporte, como pode ser
verificado na Figura 75. Mesmo assim foi possível observar a ocorrência de bacilos e
cocos.
FIGURA 75. Microscopia eletrônica de varredura (MEV) do biofilme sobre os anéis de
eletroduto corrugado (conduite) no filtro biológico percolador (FBP) no final
da fase 4.
187
5. 13 Filogenia das arqueias pela região RNAr 16S
Os resultados da extração de DNA obtidos a partir do protocolo com “glass
beads”, possibilitaram a amplificação do material genético correspondente à região
RNAr 16S. NEVES (2008) testou dois protocolos para a extração do DNA de material
coletado no rúmen de bovinos, o que utilizava as “glass beads” e o que utilizava o N
2
líquido e verificou que o material genético obtido com as “glass beads” apresentou
qualidade superior.
Foram verificadas bandas inespecíficas (Figura 76) e, como descrito no Item
Material e Métodos, os fragmentos de PCR do material genético, para a região
marcada, foram purificados. Após a obtenção do DNA metagenômico e utilizando
seqüências de oligonucleotídios iniciadores para o gene da subunidade ribossomal 16S
foi feita a clonagem em pGEM-Teasy, transformação bacteriana (Figura 78), extração
do DNA plasmidial, preparo das bibliotecas e posterior sequenciamento de
microrganismos metanogênicos, referentes ao lodo do reator UASB (R1) e do filtro
anaeróbio de fluxo ascendente (R2).
FIGURA 76. Amplificação da região RNAr 16 S em arquéias metanogênicas do lodo dos
reator UASB (R1) e do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), no final
da fase 2. MM - Marcador de tamanho molecular 1 kb plus. Fermentas.
Após o sequenciamento, além das seqüências foram obtidos eletroferogramas,
os quais possibilitaram determinar a qualidade do material seqüenciado (Figura 77). O
R1 R2
MM
1000 pb
750 pb
500 pb
1500 pb
188
estudo envolvendo a amplificação, clonagem e sqeuenciamento da região 1RNAr 16S,
demonstrou ser eficiente para a avaliação de microrganismos metanogênicos, como
também foi observado por NEVES (2008) em material obtido de rúmen bovino. As
seqüências de clones foram analisadas após o sequenciamento, e foi determinada a
qualidade do material seqüenciado e comparadas pelo programa BLAST no banco
GenBank, para uma prévia identificação dos clones seqüenciados.
FIGURA 77. Eletroferograma representando parte da seqüência RNAr 16S obtida por
meio de sequenciamento do fragmento inserido no vetor, com o primer
universal SP6.
FIGURA 78. Visualização do DNA plasmidial obtido das amostras de lodo do filtro
anaeróbio de fluxo ascendente (R2), no final da fase 2. MM - Marcador de
tamanho molecular 1 kb plus. Fermentas.
MM
1000 pb
189
As seqüências obtidas foram analisadas e comparadas com outras sequências
presentes em banco de dados, como o Ribossomal Database (RDP).
Foi possível identificar microrganismos das famílias
Methanomicrobiaceae,
Methanobacteriaceae, Methanosaetacea
e
Methanosarcinaceae
, incluindo os gêneros
Methanothrix, Methanobrevibacter, Methanomethylovorans, Methanosarcina
e
methanobacterium.
Nas seqüências analisadas das arquéias do lodo do R1 e do R2
foram verificadas 58,2; 3,2; 3,2; 12,9 e 22,5% e 63,3; 6,6; zero, 13,4 e 16,7% de
arquéias do gênero
Methanothrix, Methanobrevibacter, Methanomethylovorans,
Methanosarcina
e
methanobacterium
, respectivamente
(Tabela 56).
TABELA 56. Resultados das seqüências analisadas das arqueias do lodo do reator
UASB (R1) e do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2) a partir do
banco de dados da Ribossomal Database (RDP).
Seqüências analisadas
Nome
R1
%
R2
%
Domínio
Ar
chaea
80
59
Filo Euryarchaeota
78
59
Classe
Methanobacteria
10
9
Classe
Methanomicrobiana
63
50
Ordem
Methanomicrobiales
23
22
Ordem
Methanosarcinales
37
27
Ordem
Methanobacteriales
10
9
Família
Methanomicrobiaceae
11
12
Família Methanobacteriaceae
10
9
Família
Methanosaetaceae
18
19
Família
Methanosarcinaceae
5
4
Gênero
Methanothrix
18
58,2
19
63,3
Gênero
Methanobrevibacter
1
3,2
2
6,6
Gênero
Methanomethylovorans
1
3,2
0
0
Gênero
Methanosarcina
4
12,9
4
13,4
Genero
Methanobacterium
7
22,5
5
16,7
Archaea
não classificadas
2
0
Euryarchaeota
não classificadas
5 0
Methanomicrobia
não classificadas
3 1
Methanosarcinales
não classificadas
14 4
Methanomicrobiales
não classificadas
12 10
Methanomicrobiaceae
não classificadas
11 12
Methanobacteriaceae
não classificadas
2 2
Microrganismos desconhecidos 4 5
190
No lodo do R1, foi verificada a maior diversidade de microrganismos do Domínio
Archaea
com as análises do programa BLAST foi possível também verificar qe ocorreu
o maior número de arquéias desconhecidas ou não classificadas. A ocorrência de
famílias e gêneros no R1 e R2 foi similar, exceto a ocorrência do gênero
Methanomethylovorans
, a qual foi encontrada somente no R1 (Tabela 56).
Uma matriz de similaridade das seqüências alinhadas foi gerada pelo programa
MEGA, agrupando os possíveis OTUs, os quais podem ser observados nas Figuras 79
e 80. Os eletroferrogramas foram construídos a partir de uma matriz de distância Jukes-
Cantor pelo método Neighbor-Joining.
Na Figura 79, pode-se verificar que grande parte das sequências obtidas para o
lodo do R1 encontra-se agrupadas junto aos padrões de
Methanosaeta
sp
(não
cultivada
), de Methonolinea
sp.
TNR
e de
Methanobrevibacter acididurans
, além de
menor proporção de
Methanobacterium
sp
. (
não cultivada
)
e
Methanosarcinaceae
(não
cultivad
a
).
Na Figura 80 pode-se verificar que grande parte das sequências obtidas no lodo
do R2 encontram-se agrupadas junto aos padrões de
Methanosaeta
sp
.
(não
cultivadas), de
Methonolinea
sp
. TNR
, de
Methanobrevibacter acididurans
, de
Methanosarcinaceae (
não cultivada)
e de
Methanobacterium
sp
. (
não cultivada).
Estes resultados demonstram a diversidade de arqueias presentes no lodo dos
reatores UASB (R1) e do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), confirmando a
ocorrência de intensa atividade metanogênica acetotrófica e hidrogenotrófica (Tabela
54). A predominância de seqüências agrupadas junto aos padrões de
Methanothrix
sp
(Tabela 56) e
Methanosaeta
sp (Figuras 80 e 81), os quais são sinônimos objetivos
(FERRY, 1993), podem ser associadas a maior atividade metanogênica acetotrófica
observadas no lodo do R1 e R2, nas fases 1 a 4. SONG et al (2010) observaram no
lodo de reator UASB aplicando TDH de 7,0; 6,4; 5,0 e 3,5 dias e COV de 1,3; 2,3; 4,0 e
5,8 g DQOtotal (L d)
-1
, no tratando águas residuárias de suinocultura, a predominância
das ordens
Methanobacteriales
e
Methanomicrobiales
, as quais correspondiam a 95,8%
da concentração total do DNA metanogênico (RNAr 13S) e também em menor a
quantidade da ordem
Methanosarcinales
.
191
FIGURA 79. Filograma de seqüências parciais de 16S DNA do lodo do reator UASB
(R1) no final da fase 2. A escala representa o número de substituições por
base. O filograma foi construído a partir de uma matriz de distância Jukes-
Cantor pelo método de Neighbor-Joining com 1000 Bootstrap.
192
FIGURA 80. Filograma de seqüências parciais de 16S DNA do lodo do filtro anaeróbio
(R2) no final da fase 2. A escala representa o número de substituições por
base. O filograma foi construído a partir de uma matriz de distância Jukes-
Cantor pelo método de Neighbor-Joining com 1000 Bootstrap.
193
1450
1700
1950
2200
2450
2700
2950
3200
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55
Tempo (h)
Condutividade elétrica
(mS/cm
2
)
R1 - Fase 1
SONG et al. (2010) concluíram que a maior rota de formação de metano no
processo anaeróbio de tratamento de águas residuárias de suinocultura é a
hidrogenotrófica, em virtude da formação de altas concentrações de amônia e dos
baixos TDH utilizados. Os resultados obtidos no reator UASB (R1), para atividade
metanogênica acetotrófica e hidrogenotrófica, associadas às arqueias identificadas, não
confirmam essa conclusão de SONG et al. (2010). No R1, as concentrações médias de
N-amoniacal foram no máximo de 257 mg L
-1
, enquanto SONG et al. (2010)
encontraram valores de 920 a 2640 mg L
-1
, o que poderia justificar a diferença.
5.13 Ensaio de hidrodinâmica
Para a avaliação do escoamento nos reatores (UASB e filtro anaeróbio) foram
efetuados ensaios da hidrodinâmica utilizando a metodologia da traçagem por meio do
método estímulo resposta, com entrada em pulso de uma solução de cloreto de sódio,
com acompanhamento da condutividade elétrica do efluente, conforme descrito por
DANTAS et al. (1999).
As variações da condutividade elétrica do efluente após a introdução do traçador
no reator UASB (R1) e no filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2) no final das fases 1,
2, 3 e 4, estão apresentadas nas Figuras 81 a 88.
FIGURA 81. Curva de resposta à entrada em pulso do traçador (condutividade elétrica
no efluente em função do tempo), no reator UASB (R1), durante o ensaio
de hidrodinâmica realizado ao final da fase 1.
194
1700
1950
2200
2450
2700
2950
3200
3450
0 5 10 15 20 25 30
Tempo (h)
Condutividade elétrica
(mS/cm
2
)
R1 - Fase 2
2250
2500
2750
3000
3250
3500
0 5 10 15 20 25 30 35
Tempo (h)
Condutividade elétrica
(mS/cm
2
)
R1 - Fase 4
FIGURA 82. Curva de resposta à entrada em pulso do traçador (condutividade elétrica
no efluente em função do tempo), no reator UASB (R1), durante o ensaio
de hidrodinâmica realizado ao final da fase 2.
.
FIGURA 83. Curva de resposta à entrada em pulso do traçador (condutividade elétrica
no efluente em função do tempo), no reator UASB (R1), durante o ensaio
de hidrodinâmica realizado ao final da fase 3.
FIGURA 84. Curva de resposta à entrada em pulso do traçador (condutividade elétrica
no efluente em função do tempo), no reator UASB (R1), durante o ensaio
de hidrodinâmica realizado ao final da fase 4.
1300
1550
1800
2050
2300
2550
2800
3050
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55
Tempo (h)
Condutividade elétrica
(mS/cm
2
)
R1 - Fase 3
195
1500
2000
2500
3000
3500
0 5 10 15 20 25 30 35
Tempo (h)
Condutividade elétrica
(mS/cm
2
)
R2 - Fase 1
2000
2500
3000
3500
4000
4500
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50
Tempo (h)
Condutividade elétrica
(mS/cm
2
)
R2 - Fase 3
FIGURA 85. Curva de resposta à entrada em pulso do traçador (condutividade elétrica
no efluente em função do tempo), no filtro anaeróbio de fluxo ascendente
(R2), durante o ensaio de hidrodinâmica realizado ao final da fase 1.
FIGURA 86. Curva de resposta à entrada em pulso do traçador (condutividade elétrica
no efluente em função do tempo), no filtro anaeróbio (R2), durante o
ensaio de hidrodinâmica realizado ao final da fase 2.
FIGURA 87. Curva de resposta à entrada em pulso do traçador (condutividade elétrica
no efluente em função do tempo), no filtro anaeróbio de fluxo ascendente
(R2), durante o ensaio de hidrodinâmica realizado ao final da fase 3.
1900
2400
2900
3400
3900
4400
4900
0 3 6 9 12 15 18 21
Tempo (h)
Condutividade elétrica
(mS/cm
2
)
R2 - Fase 2
196
2000
2500
3000
3500
4000
4500
0 3 6 9 12 15 18 21
Tempo (h)
Condutividade elétrica
(mS/cm
2
)
R2 - Fase 4
FIGURA 88. Curva de resposta à entrada em pulso do traçador (condutividade elétrica
no efluente em função do tempo), no filtro anaeróbio de fluxo ascendente
(R2), durante o ensaio de hidrodinâmica realizado ao final da fase 4.
As curvas de resposta aproximam-se das obtidas por OLIVEIRA (1997) para o
reator UASB. As curvas de resposta para o filtro anaeróbio aproximam-se das obtidas
por DANTAS et al (1999) e CAMARGO (2000), exceto nas fases 3 e 4, nas quais o
ensaio foi prejudicado provavelmente por algum mecanismo de retenção dos íons
cloreto pelo meio suporte (anéis de conduite). DANTAS et al (1999) e CAMARGO
(2000) trabalharam com filtros anaeróbios utilizando anéis de eletroduto corrugado e
anéis de bambu, respectivamente.
As curvas de resposta à entrada em pulso do traçador (condutividade elétrica no
efluente em função do tempo), principalmente no filtro anaeróbio, possuem forma não
simétrica, verificando-se uma cauda acentuada (Figuras 86, 87 e 88). A presença da
cauda nas curvas de resposta à entrada de pulso também foi verificada por CAMARGO
(2000), que atribuíram a presença de zonas mortas ou de adsorção do traçador no meio
suporte.
Nas Figuras 89 e 90 estão apresentadas às curvas experimentais de
concentração versus tempo, normalizadas, e o conjunto de curvas ajustadas aos
resultados experimentais, obtidos pelos modelos de tanques em série para o reator
UASB (R1) e o filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2). Os tempos de detenção
hidráulico médio (t) obtidos a partir das curvas experimentais foram de 18,6; 6,8; 14,3 e
6,7 h para o R1, e de 8,7; 1,09; 111 e 2,7 h, para o R2, nas fases 1, 2, 3 e 4,
respectivamente (Tabela 57). Estes valores são menores que os TDH impostos aos
reatores através da vazão do afluente, que eram de 24; 12; 24 e 12 h, para o R1 e de
11,7; 5,8; 13,2 e 6,6 h, para o R2, respectivamente.
197
TABELA 57. Valores dos parâmetros de ajuste dos modelos de tanques em série, às
curvas experimentais, utilizando o NaCl como traçador, nos reator UASB
(R1) e filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), nas fases 1, 2, 3 e 4.
Fases t (h) N
R1 18,6 2 ou 3 1
R2 8,7 0,58
R1 6,8 0,74 2
R2 1,09 0,62
R1 14,3 2 ou 3 3
R2 111,0 -
R1 6,7 0,56 4
R2 2,7 0,18
t- tempo de detenção hidráulico médio, obtido a partir das curvas experimentais, N- número de tanques em série;
Observando-se as Tabela 57 e 58 e a Figura 90, tem-se que o modelo de
tanques em série (N= 3) nas fases 1 (r= 0,93) e 3 (r=0,96) e para N= 2 nas fases 2
(r=0,86) e 4 (r=0,92), foram os mais adequados para descrever o escoamento do reator
UASB (R1). Segundo OLIVEIRA (1997), o N pode variar de acordo com as condições
operacionais do reator. Nas fases 1 e 3, com TDH menores, o grau de mistura no reator
UASB foi menos intenso que nas fases 2 e 4, com TDH maiores.
No filtro anaeróbio o N foi inferior a 1, nas fases 1, 2 e 4 (Tabela 57), sugerindo o
regime de escoamento com características hidrodinâmicas de reator de mistura
completa. Na fase 1, no R2 a correlação dos dados experimentais com o modelo de
tanques em série (N=2) foi de 0,80 e nas fases 2 e 4, os valores de correlação foram
negativos (Tabela 58).
TABELA 58. Valores dos parâmetros de ajuste dos modelos de tanques em série, às
curvas experimentais, utilizando o NaCl como traçador, nos reator UASB
(R1) e filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2), nas fases 1, 2, 3 e 4.
Coeficiente de correlação (r) – Tanques em série
N=2 N=3
R1
0,93
0,96
1
R2
0,80
0,52
R1
0,86
0,58
2
R2
-
0,44
-
0,69
R1
0,93
0,97
3
R2
-
-
R1
0,92
0,67
4
R2
-
0,24
-
0,49
198
Figura 89. Curvas normalizadas de distribuição do TDH obtidas experimentalmente,
utilizando o NaCl como traçador, e por meio de modelos matemáticos
teóricos ajustados para o reator UASB (R1), nas fases 1, 2, 3 e 4.
Fase 1 - Reator 1
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0
θ
E
(q)
Dados experimentais
Tanques em série (N=2)
Tanques em série (N=3)
Fase 2 - Reator 1
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2
θ
E
(q)
Dados experimentais
Tanques em série (N=2)
Tanques em série (N=3)
Fase 3 - Reator 1
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5
θ
E
(q)
Dados experimentais
Tanques em série (N=2)
Tanques em série (N=3)
Fase 4 - Reator 1
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0
θ
E
(q)
Dados experimentais
Tanques em série (N=2)
Tanques em série (N=3)
199
Figura 90. Curvas normalizadas de distribuição do TDH obtidas experimentalmente,
utilizando o NaCl como traçador, e por meiio de modelos matemáticos
teóricos ajustados para o filtro anaeróbio de fluxo ascendente (R2) nas
fases 1, 2 e 4.
Fase 1 - Reator 2
0,0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5
θ
E
(
θ
)
Dados experimentais
Tanques em série (N=2)
Tanques em série (N=3)
Fase 2 - Reator 2
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0
θ
E
(q)
Dados experimentais
Tanques em série (N=2)
Tanques em série (N=3)
Fase 4 - Reator 2
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
1,4
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6
θ
E
(q)
Dados experimentais
Tanques em série (N=2)
Tanques em série (N=3)
200
6. CONCLUSÕES
A utilização do sistema de tratamento anaeróbio composto pelo reator UASB e
filtro anaeróbio de fluxo ascendente seguidos pelo filtro biológico percolador e o
decantador permitiram a obtenção de eficiências de remoção de DQOtotal, sólidos
suspensos totais, nitrogênio total, fósforo total, Cu, Zn e coliformes termotolerantes de
94 a 97; de 96 a 98; de 45 a 78%; de 37 a 79%; 50 a 100%; de 82 a 100% e de 56 a
99,99% com a aplicação de tempos de detenção hidráulico (TDH) de 23,3 a 62,7 h. Isto
indica que o sistema de tratamento anaeróbio em dois estágios, com o reator UASB e o
filtro anaeróbio, seguido do filtro biológico percolador e decantador pode ser viável para
o tratamento de águas residuárias de suinocultura com altas eficiências de remoção de
matéria orgânica, nutrientes e coliformes.
Com relação aos resultados específicos do trabalho, foi possível verificar que:
- as eficiências médias de remoção de DQOtotal e SST no sistema de tratamento
anaeróbio em dois estágios foram superiores a 87% e 91%, respectivamente, para COV
variando de 9,2 a 26,7 g DQOtotal (L d)
-1
, indicando que o reator UASB seguido do filtro
anaeróbio de fluxo ascendente pode ser uma alternativa econômica e robusta para o
tratamento de águas residuárias de suinocultura com elevadas cargas orgânicas,
dispensando o tratamento primário. Os valores da produção volumétrica de metano
aumentaram com a carga orgânica volumétrica (COV), no reator UASB, de 0,240 para
0,931 m
3
CH
4
(m
3
d)
-1
;
- não houve influência do meio suporte, anéis de bambu ou eletroduto corrugado
(conduite) no filtro anaeróbio de fluxo ascendente, quanto as remoções de DQOtotal,
SST, nitrogênio total kjeldahl e fósforo total e produção volumética de metano, o que
pode ter ocorrido em virtude do índice de vazios ser semelhante nos leitos;
- o pós-tratamento composto pelo filtro biológico percolador (FBP) e decantador, para
as COV de 1,0 a 6,8 g DQOtotal (L d)
-1
, taxas superficiais de 3,0 a 21,1 m
3
(m
2
d)
-1
,
contribuiu para o aumento e a estabilização das eficiências de remoção de DQOtotal,
SST, SSV, nitrogênio total, fósforo total, Cu, Zn e consequentemente para aumentar a
qualidade do efluente. Não houve influência da recirculação nas eficiências de remoção
de DQO e SST no FBP, porém observou-se o aumento do N-am. no efluente.
201
- no efluente do decantador foram observadas concentrações abaixo de 0,30; 2,5; 0,45
e 0,74 mg L
-1
de Cu, Fe, Zn e Mn, respectivamente, as quais atenderam ao limite de
lançamento de efluentes da legislação brasileira que é de 1,0 mg L
-1
para o Cu, 15 mg
L
-1
para o Fe, 1,0 mg L
-1
para o Mn e 5,0 mg L
-1
para o Zn;
- com a utilização do eletroduto corrugado como meio suporte no FBP foram
observadas menores eficiências de remoção de nitrogênio total e fósforo total,
comparando-se com o uso dos anéis de bambu, o que ocorreu em virtude da
precipitação da estrovita. Os anéis de eletroduto corrugado facilitaram a recuperação da
estrovita precipitada, mas ainda são necessários estudos para verificar-se o momento
correto para a sua retirada, evitando assim a deteriorização da qualidade do efluente;
- com a aplicação da técnica da metagênomica foi possível identificar no lodo do reator
UASB e do filtro anaeróbio de fluxo ascendente arquéias das famílias
Methanomicrobiaceae, Methanobacteriaceae, Methanosaetacea e Methanosarcinaceae
,
incluindo os gêneros
Methanosaeta, Methanobrevibacter, Methanomethylovorans,
Methanosarcina
e
Methanobacterium.
- a diversidade de arquéias presentes no lodo dos reatores UASB (R1) e do filtro
anaeróbio de fluxo ascendente (R2), confirmam a ocorrência de intensa atividade
metanogênica. A predominância de seqüências agrupadas junto aos padrões de
Methanosaeta
sp, pode ser associada a maior atividade metanogênica acetotrófica
observadas no lodo do reator UASB e no filtro anaeróbio de fluxo ascendente.
202
7. REFERÊNCIAS
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223
8. ANEXOS
ANEXO 1.
Tabela padrão de probabilidade para cinco tubos por diluição (ALEXANDER,1984).
Número mais provável para a indicação do p
3
.
224
ANEXO 2
Nos anexos 2.1 a 2.18 estão apresentadas às curvas com os valores de
produção de metano do lodo de inóculo, lodo do reator UASB (R1) e lodo intersticial do
filtro anaeróbio (R2) no final das fases 1, 2, 3 e 4, em função do tempo do ensaio, para
cada uma das fontes de substrato adicionadas. Os dados experimentais foram
ajustados à sigmóide de Boltzmann através do
sofware micronal
Origen 6.0 .
Anexo 2.1. Variação temporal da produção de metano ( valores experimentais; --- modelo
sigmoidal ajustado) do lodo de inoculo, para o acetato, propionato + butirato como
fonte de substrato durante a avaliação da microbiota.
0 10 20 30 40 50 60
0
2
4
6
8
10
12
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60
0
2
4
6
8
10
12
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
Acetato
R
2
= 0,96
0 10 20 30 40 50 60
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
mmol CH
4
Tempo ensaio (h)
Propionato +
butirato
R
2
= 0,95 R
2
= 0,98
R
2
= 0,97
0 10 20 30 40 50 60 70 80
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
225
ANEXO 2.2. Variação temporal da produção de metano ( valores experimentais; --
modelo sigmoidal ajustado) do lodo de inoculo, para a glicose, amido, formiato
durante a avaliação da microbiota.
0 5 10 15 20 25 30 35 40
0
2
4
6
8
m mol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50
2
3
4
5
6
7
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
Glicose
0 10 20 30 40 50
0
5
10
15
20
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50
0
5
10
15
20
25
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50
0
1
2
3
4
5
6
7
8
mmol CH4
Tempo do ensaio (h)
Amido
0 10 20 30 40 50
2
3
4
5
6
7
8
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
Formiato
R
2
= 0,90
R
2
= 0,90
R
2
= 0,98
R
2
= 0,96
R
2
= 0,92
R
2
=0,89
226
ANEXO 2.3. Variação temporal da produção de metano ( valores experimentais; -- modelo
sigmoidal ajustado) do lodo do reator UASB (R1) ao final da fase 1, para o
amido, formiato como fonte de substrato e controle durante a avaliação da
microbiota.
0 10 20 30 40 50 60 70
0
2
4
6
8
10
12
14
m mol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70
0
2
4
6
8
10
12
m mol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70 80
2
3
4
5
6
7
8
m mol CH
4
Tempo do ensaio (h)
Amido
Formiato
R
2
= 0,96
R
2
= 0,98
R
2
= 0,99
R2 = 0,99
R2 = 0,99
0 10 20 30 40 50 60 70
2
4
6
8
10
12
m mol CH
4
Tempo do ensaio (h)
Controle
0 10 20 30 40 50 60 70
2,0
2,5
3,0
3,5
m mol CH
4
Tempo do ensaio (h)
227
0 10 20 30 40 50 60 70 80
0
2
4
6
8
10
12
14
m mol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 20 40 60 80
0
2
4
6
8
10
12
14
m mol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
m mol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70 80
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
m mol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70
0
2
4
6
8
10
12
m mol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70
2
4
6
8
10
12
14
16
18
m mol CH
4
Tempo do ensaio (h)
Acetato
R
2
= 0,98
R
2
= 0,99
Propionato
+ butirato
R2 = 0,86 R2 = 0,91
Glicose
R2 = 0,99 R2 = 0,96
ANEXO 2.4. Variação temporal da produção de metano ( valores experimentais; --
modelo sigmoidal ajustado) do lodo do reator UASB (R1) ao final da fase 1, para
o acetato, propionato+butirato e glicose com fonte de substrato adicionada durante
a avaliação da microbiota.
228
ANEXO 2.5. Variação temporal da produção de metano ( valores experimentais; --
modelo sigmoidal ajustado) do lodo intersticial do leito fixo do filtro anaeróbio
de fluxo ascendente (R2) ao final da fase 1, para o acetato, propionato +
butirato e glicose, como fonte de substrato adicionado durante a avaliação da
microbiota.
0 10 20 30 40 50 60 70 80
0
2
4
6
8
10
12
m mol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70 80
0
2
4
6
8
10
12
m mol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70 80
0
2
4
6
8
10
12
m mol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70
2
4
6
8
10
12
m mol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70 80
0
2
4
6
8
10
12
m mol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70
0
2
4
6
8
10
12
14
m mol CH
4
Tempo do ensaio (h)
Acetato
Propionato
+ butirato
Glicose
R
2
= 0,98
R
2
= 0,97
R
2
= 0,99
R
2
= 0,98
R
2
= 0,98
R
2
= 0,97
229
ANEXO 2.6. Variação temporal da produção de metano ( valores experimentais; --
modelo sigmoidal ajustado) lodo intersticial do leito fixo do filtro anaeróbio de
fluxo ascendente (R2) ao final da fase 1, para o amido, formiato como fonte de
substrato adicionada e controle durante a avaliação da microbiot
a.
R
2
= 0,98
R
2
= 0,98
0 10 20 30 40 50 60 70
0
2
4
6
8
10
12
14
m mol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70
0
2
4
6
8
10
12
m mol CH
4
Tempo de operação (h)
0 10 20 30 40 50 60 70 80
2
4
6
8
10
12
14
m mol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70 80
2
4
6
8
10
12
14
m mol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70 80
2
4
6
8
10
12
14
m mol CH
4
Tempo do ensaio (h)
Amido
Formi
ato
Controle
R
2
= 0,97
R
2
= 0,99
R
2
= 0,99
230
ANEXO 2.7. Variação temporal da produção de metano ( valores experimentais; -- modelo
sigmoidal ajustado) do lodo do reator UASB (R1) ao final da fase 2, para o
acetato, propionato + butirato e glicose, como fontes de substrato, durante a
avaliação da atividade da microbiota.
0 10 20 30 40 50 60
0
2
4
6
8
10
12
14
R
2
= 0,98
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60
0
2
4
6
8
10
12
14
16
R
2
= 0,97
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70 80
0
5
10
15
20
R
2
= 0,92
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70
0
5
10
15
20
R
2
= 0,93
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70 80
0
2
4
6
8
10
12
14
R
2
= 0,97
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70 80
0
2
4
6
8
10
12
14
16
R
2
= 0,97
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
Acetato
Propionato
+ Butirato
Glicose
231
ANEXO 2.8. Variação temporal da produção de metano ( valores experimentais; --
modelo sigmoidal ajustado) do lodo do reator UASB (R1) ao final da fase 2,
para o amido e formiato como fontes de substrato e para o controle (sem adição
de substrato), durante a avaliação da atividade da microbiota.
0 10 20 30 40 50
0
2
4
6
8
10
12
14
R
2
= 0,98
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
R
2
= 0,97
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70
2
4
6
8
10
12
R
2
= 0,99
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70
0
2
4
6
8
10
12
14
R
2
= 0,98
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
Formiato
Amido
Controle
232
ANEXO 2.9. Variação temporal da produção de metano ( valores experimentais; -- modelo
sigmoidal ajustado) do lodo intersticial do leito fixo do filtro anaeróbio de
fluxo ascendente (R2) ao final da fase 2, para o acetato, propionato + butirato
e glicose como fontes de substrato durante a avaliação da atividade da
microbiota.
0 10 20 30 40 50 60
0
2
4
6
8
10
12
14
16
R
2
= 0,97
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60
0
2
4
6
8
10
12
14
R
2
= 0,97
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70 80
0
5
10
15
20
25
R
2
= 0,98
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70 80
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
R
2
= 0,96
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70 80
0
2
4
6
8
10
12
14
R
2
= 0,98
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70 80
0
2
4
6
8
10
12
14
16
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
Acetato
Propionato
+ Butirato
Glicose
233
ANEXO 2.10. Variação temporal da produção de metano ( valores experimentais; --
modelo sigmoidal ajustado) do lodo intersticial do leito fixo do filtro anaeróbio
de fluxo ascendente (R2) ao final da fase 2, para o amido e formiato como
fontes de substrato e para o controle (sem adição de substrato), durante a
avaliação da atividade da microbiota.
0 10 20 30 40 50 60 70 80
0
2
4
6
8
10
12
14
R
2
= 0,97
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60
0
2
4
6
8
10
12
R
2
= 0,98
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
R
2
= 0,99
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70
0
2
4
6
8
10
12
R
2
= 0,97
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60 70
0
2
4
6
8
10
12
R
2
= 0,97
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
Amido
Formiato
Controle
234
ANEXO 2.11. Variação temporal da produção de metano ( valores experimentais; -- modelo
sigmoidal ajustado) do lodo do reator UASB (R1) ao final da fase 3, para o
acetato, propionato + butirato e glicose, como fontes de substrato, durante a
avaliação da atividade da microbiota.
0 10 20 30 40 50
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
R
2
= 0,99
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50
0
2
4
6
8
10
12
14
R
2
= 0,99
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
R
2
=0,99
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50
0
5
10
15
20
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50
0
1
2
3
4
5
6
7
R
2
= 0,98
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50
0
1
2
3
4
5
6
7
R
2
=0,99
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
Acetato
Propionato
+ butirato
Glicose
235
ANEXO 2.12. Variação temporal da produção de metano ( valores experimentais; -- modelo
sigmoidal ajustado) do lodo do reator UASB (R1) ao final da fase 3, para o
amido e formiato como fontes de substrato e para o controle (sem adição de
substrato), durante a avaliação da atividade da microbiota.
0 10 20 30 40 50 60
2,60
2,65
2,70
2,75
2,80
2,85
2,90
R
2
= 0,98
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60
0
1
2
3
4
5
6
7
R
2
= 0,98
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60
0
1
2
3
4
5
6
R
2
=0,98
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60
0
1
2
3
4
5
6
7
8
R
2
=0,99
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60
0
1
2
3
4
5
6
7
8
R
2
=0,98
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
Amido
Formiato
Controle
236
ANEXO 2.13. Variação temporal da produção de metano ( valores experimentais; -- modelo
sigmoidal ajustado)
do lodo intersticial do leito fixo do filtro anaeróbio de
fluxo ascendente (R2) ao final da fase 3
, para o acetato, propionato + butirato e
glicose como fontes de substrato durante a avaliação da atividade da microbiota.
0 10 20 30 40 50
0
2
4
6
8
10
12
14
R
2
= 0,98
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50
0
2
4
6
8
10
12
14
R
2
=0,99
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50
0
2
4
6
8
10
R
2
=0,99
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50
0
2
4
6
8
10
R
2
=0,96
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50
0
2
4
6
8
10
R
2
= 0,98
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50
0
2
4
6
8
R
2
=0,99
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
Acetato
Propionato + butirato
Glicose
237
ANEXO 2.14. Variação temporal da produção de metano ( valores experimentais; -- modelo
sigmoidal ajustado)
do lodo intersticial do leito fixo do filtro anaeróbio de
fluxo ascendente (R2) ao final da fase 3
, para o amido e formiato como fontes de
substrato e para o controle (sem adição de substrato), durante a avaliação da
atividade da microbiota.
0 10 20 30 40 50 60
0
1
2
3
4
5
6
7
R
2
=0,99
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60
0
2
4
6
8
R
2
=0,97
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60
0
2
4
6
8
10
R
2
=0,95
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60
0
2
4
6
8
10
R
2
=0,95
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50 60
2,5
2,6
2,7
2,8
2,9
3,0
R
2
=0,99
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
Amido
Formiato
Controle
238
0 5 10 15 20 25 30 35 40
0
2
4
6
8
10
12
14
16
R
2
=0,98
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 5 10 15 20 25 30 35 40
0
2
4
6
8
10
12
14
16
R2=0,98
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 5 10 15 20 25 30 35
0
5
10
15
20
R
2
=0,98
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 5 10 15 20 25 30 35
0
5
10
15
20
R
2
=0,97
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 5 10 15 20 25 30 35
0
1
2
3
4
5
6
7
8
R
2
=0,92
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 5 10 15 20 25 30 35
0
1
2
3
4
5
6
7
R
2
=0,90
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
Acetato
Propionato +
butirato
Glicose
ANEXO 2.15. Variação temporal da produção de metano ( valores experimentais; -- modelo
sigmoidal ajustado) do lodo do reator UASB (R1) ao final da fase 4, para o
amido e formiato como fontes de substrato e para o controle (sem adição de
substrato), durante a avaliação da atividade da microbiota.
239
ANEXO 2.16. Variação temporal da produção de metano ( valores experimentais; -- modelo
sigmoidal ajustado) do
lodo do reator UASB (R1) ao final da fase 4
, para o
amido e formiato como fontes de substrato e para o controle (sem adição de
substrato), durante a avaliação da atividade da microbiota.
0 10 20 30 40 50
0
2
4
6
8
10
R
2
=0,97
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50
0
1
2
3
4
5
6
7
R
2
=0,91
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 5 10 15 20 25 30 35 40
0
1
2
3
4
5
R
2
=0,92
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 5 10 15 20 25 30 35 40
0
1
2
3
4
5
6
7
8
R
2
=0,93
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 5 10 15 20 25 30 35 40
2,60
2,65
2,70
2,75
2,80
2,85
2,90
2,95
3,00
3,05
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
Amido
Formiato
Controle
240
ANEXO 2.17. Variação temporal da produção de metano ( valores experimentais; -- modelo
sigmoidal ajustado)
do lodo intersticial do leito fixo do filtro anaeróbio de
fluxo ascendente (R2) ao final da fase 4
, para o acetato, propionato + butirato e
glicose como fontes de substrato durante a avaliação da atividade da microbiota.
0 5 10 15 20 25 30 35 40
0
2
4
6
8
10
12
14
R
2
=0,98
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 5 10 15 20 25 30 35 40
0
2
4
6
8
10
12
14
R
2
=0,98
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40
0
2
4
6
8
10
12
14
16
R
2
=0,97
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40
0
2
4
6
8
10
12
14
16
R
2
=0,98
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 5 10 15 20 25 30 35
0
1
2
3
4
5
6
7
8
R
2
=0,94
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 5 10 15 20 25 30 35
0
2
4
6
8
R
2
=0,95
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
Acetato
Propionato
+ Butirato
Glicose
241
ANEXO 2.18. Variação temporal da produção de metano ( valores experimentais; -- modelo
sigmoidal ajustado)
do lodo intersticial do leito fixo do filtro anaeróbio de
fluxo ascendente (R2) ao final da fase 4
, para o amido e formiato como fontes de
substrato e para o controle (sem adição de substrato), durante a avaliação da
atividade da microbiota.
0 10 20 30 40 50
0
2
4
6
8
10
R
2
=0,97
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40 50
0
2
4
6
8
10
R
2
=0,97
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 10 20 30 40
0
1
2
3
4
5
6
7
R
2
=0,95
mmol CH
4
Tempo de ensaio (h)
0 10 20 30 40 50
0
2
4
6
8
10
R
2
=0,95
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
0 5 10 15 20 25 30 35 40
2,4
2,6
2,8
3,0
3,2
mmol CH
4
Tempo do ensaio (h)
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Formiato
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