ads:
UNIVERSIDADE
FEDERAL
DE
SANTA
MARIA
CENTRO
DE
CIÊNCIAS
RURAIS
PROGRAMA
DE
PÓS-GRADUAÇÃO
EM
CIÊNCIA
DO
SOLO
BIOGRÂNULOS
AERÓBICOS
EM
REATOR
SEQÜENCIAL
EM
BATELADA
PARA
O
TRATAMENTO
DE
EFLUENTE
DE
BIODIGESTOR
PROVENIENTE
DA
SUINOCULTURA
DISSERTAÇÃO
DE
MESTRADO
Stefen Barbosa Pujol
Santa Maria, RS, Brasil
2008
ads:
Livros Grátis
http://www.livrosgratis.com.br
Milhares de livros grátis para download.
BIOGRÂNULOS AERÓBICOS EM REATOR SEQÜENCIAL
EM BATELADA PARA O TRATAMENTO DE EFLUENTE DE
BIODIGESTOR PROVENIENTE DA SUINOCULTURA
por
Stefen Barbosa Pujol
Dissertação apresentada ao Curso de Mestrado do Programa de Pós-Graduação
em Ciência do Solo, Área de Concentração em Biodinâmica e Manejo do Solo,
da Universidade Federal de Santa Maria (UFSM, RS), como requisito parcial
para obtenção do grau de
Mestre em Ciência do Solo.
Orientador: Prof. Dr. Celso Aita
Santa Maria, RS, Brasil
2008
ads:
Pujol, Stefen Barbosa, 1982-
P979b
Biogrânulos aeróbicos em reator seqüencial em batelada
para o tratamento de efluente de biodigestor proveniente da
suinocultura / por Stefen Barbosa Pujol ; orientador Celso
Aita. – Santa Maria, 2008.
94 f. : il.
Dissertação (mestrado) – Universidade Federal de
Santa
Maria, Centro de Ciências Rurais, Programa de Pós-
Graduação em Ciência do Solo, RS, 2008.
1. Ciência do solo 2. Biotecnologia 3. Dejeto de suínos
4.
Água residual 5. Nitrificação 6. Remoção de poluentes I. Aita
,
Celso, orient. II. Título
CDU: 614.76
Ficha catalográfica elaborada por
Luiz Marchiotti Fernandes – CRB 10/1160
Biblioteca Setorial do Centro de Ciências Rurais/UFSM
Universidade Federal de Santa Maria
Centro de Ciências Rurais
Programa de Pós-Graduação em Ciência do Solo
A Comissão Examinadora, abaixo assinada,
aprova a Dissertação de Mestrado
BIOGRÂNULOS AERÓBICOS EM REATOR SEQÜENCIAL EM
BATELADA PARA O TRATAMENTO DE EFLUENTE DE
BIODIGESTOR PROVENIENTE DA SUINOCULTURA
elaborada por
Stefen Barbosa Pujol
como requisito parcial para obtenção do grau de
Mestre em Ciência do Solo
COMISSÃO EXAMINADORA:
___________________
Celso Aita, Dr.
(Presidente/Orientador)
____________________________
Sandro José Giacomini, Dr. (UFSM)
(Co-orientador)
_________________________________________
Rodrigo Josemar Seminoti Jacques, Dr. (UNIPAMPA)
Santa Maria, 17 de março de 2008.
Aos meus pais
EU DEDICO
AGRADECIMENTOS
Ao colega, professor, Mestre e, sobretudo, amigo André Paulo Hübner, por sua
prontidão irrestrita para tirar dúvidas, auxiliar no Laboratório, ensinar e discutir aspectos
relevantes ao projeto além, claro, de ser um tremendo “Cevador de Mate” e “pudinzeiro”, nas
poucas horas de folga (da meia-noite às seis da manhã).
Aos bolsistas Andressa Ballem, Janquieli Schirmann e Lineu Leal (e à Andriéli), pelo
auxílio responsável, incansável e incondicional nos trabalhos de laboratório, independente de
dia e/ou horário. Juntamente ao André e a Aline Leal, esta equipe formou o grupo de pesquisa
“BIOGRÂNULOS”, um grupo/família acostumado a trabalhar noite adentro entre uma pizza
e outra e, claro, com meus atrasos pela parte da manhã.
A meus pais e à Vó Zilda, sem os quais não seria ninguém, e a meus irmãos; em
especial ao “Nitcho”, pelo apoio em diversos momentos da execução deste trabalho, desde o
auxílio na elaboração dos dados, até mesmo na hora de por a “mão na merda”.
Ao professor Celso Aita, pela orientação imprescindível ao término desta Dissertação
e pela forma paciente e bem humorada de encarar o convívio dia-a-dia, bem como à atenção,
respeito, auxílio e ensino prestados no decorrer deste trabalho.
Aos demais colegas de laboratório, tanto de Biologia como de Microbiologia do Solo e
do Ambiente, pela amizade e convivência super-humorada, quer fosse na hora do trabalho
árduo no Lab., ou nas festas e nas freqüentes rodas de chimarrão.
Aos grandes e inesquecíveis amigos Marcos Stroschein, Janete Baumgardt, Vívi Bugs,
Andréa Weber, Genuir Luis, Alisson Pujol, Mateus Perez, Roberta Pujol, Manoeli Lupatini e
Débora Trichez, por compartilharem comigo o que mais prezo na vida, a amizade.
Aos também professores Sandro Giacomini, pelo apoio, amizade e auxílio no
desenvolvimento da Dissertação do início ao fim do Curso, Pedro Escosteguy, pelas correções
na elaboração do projeto, e Rodrigo Jacques, além da amizade à participação na Banca.
Aos amigos e colegas Eduardo Souza, Beto Casali, Luis e Luisa, Elisandra Pocojeski,
Gustavo Brunetto, Diovane Moterle, Fabiana Trevisan, Fábio Graupe e demais colegas do
Programa de Pós-Graduação em Ciência do Solo, UFSM, pelos mais de dois anos de
convivência e aprendizado.
Aos professores do Departamento de Solos, principalmente à Zaida I. Antoniolli,
Leandro S. da Silva e Carlos A. Ceretta.
Aos funcionários do Dep. de Solos Antônio Bassaco, Flávio Vieira da Silva, Gládis
Uberti e Tarcísio Uberti, pelo auxílio prestado, além da insuperável Rose, sempre de bom-
humor e pronta para uma prosa, e do inconfundível Finamor, “gente FINA”.
À Universidade Federal de Santa Maria e ao Programa de Pós-Graduação em Ciência
do Solo, pela oportunidade de desenvolver o conhecimento científico.
À CAPES, pela concessão de uma bolsa e, através desta, oportunizar a realização do
Curso de Mestrado.
À Olinda, meu Amor, que me incentivou muito, teve paciência para agüentar o meu
stress e a distância e que levantou meu ego nas horas difíceis da conclusão da Dissertação.
À Deus, por sempre guiar meus passos.
“Muitos dos meus amigos que estão lendo estas linhas não percebem o quanto são meus
amigos nem quanto os adoro e são indispensáveis ao meu equilíbrio vital. A alguns deles
não procuro. Basta-me somente saber que eles existem. Só isso me encoraja a seguir em
frente pela vida... Se alguma coisa me consome e me envelhece, é que a roda furiosa da
vida não me permite ter sempre a meu lado, morando comigo, andando comigo, falando
comigo, vivendo comigo, todos os meus amigos. E, principalmente, os que só desconfiam
ou talvez nunca vão saber que são meus amigos!.”
Paulo Sant’Ana, coluna “Plágio Póstumo”, ZH, 2002
RESUMO
Dissertação de Mestrado
Programa de Pós-Graduação em Ciência do Solo
Universidade Federal de Santa Maria, RS, Brasil
BIOGRÂNULOS AERÓBICOS EM REATOR SEQÜENCIAL EM
BATELADA PARA O TRATAMENTO DE EFLUENTE DE
BIODIGESTOR PROVENIENTE DA SUINOCULTURA
AUTOR: Stefen Barbosa Pujol
ORIENTADOR: Celso Aita
Local e Data da Defesa: Santa Maria, 17 de março de 2008.
A fermentação dos dejetos de suínos em biodigestores vem sendo recomendada para o
aproveitamento energético do metano (CH
4
) produzido, diminuindo assim a emissão desse
gás de efeito estufa para a atmosfera. Entretanto, a água residual (efluente de biodigestor), se
despejada em cursos d’água, pode causar poluição pois apresenta, ainda, Demanda Química
de Oxigênio (DQO) e teores de N amoniacal mais elevados do que os dejetos in natura, além
da concentração residual de fósforo e presença de odores e patógenos. Este trabalho teve
como objetivo avaliar a eficiência de um reator seqüencial em batelada (RSB), de biogrânulos
aeróbicos, no tratamento de efluente de biodigestor anaeróbico alimentado com dejetos de
suínos. Para isso, foi conduzido um experimento no Laboratório de Microbiologia do Solo e
do Ambiente, na Universidade Federal de Santa Maria (UFSM), Santa Maria – RS, Brasil. O
RSB foi operado por 88 dias, com três ciclos diários de oito horas, sendo que em cada ciclo
havia fases seqüenciais distintas: sem aeração, com aeração e sem aeração. Durante esse
período avaliou-se a eficiência do processo na remoção de DQO, Nitrogênio Total Kjeldahl
(NTK), N amoniacal e N nítrico, Fósforo Total (P total), Sólidos Totais (ST) e odor. A
eficiência de remoção foi de 52% para DQO, 37% para P total e próxima a 72% para NTK, N
amoniacal e ST. O efluente do reator não apresentou odor perceptível. A nitrificação
constituiu-se no principal processo de remoção de N amoniacal durante o tratamento, em
reator aeróbico de biogrânulos, da água residual proveniente da biodigestão anaeróbica de
dejetos de suínos. Embora o efluente resultante ainda necessite de tratamento complementar
para ser despejado no ambiente, o uso de biogrânulos aeróbicos em RSB mostrou ser uma
biotecnologia promissora para a remoção de poluentes da água residual avaliada.
Palavras-chave: biotecnologia; dejetos de suínos; água residual; nitrificação; remoção de poluentes.
ABSTRACT
Master Dissertation in Soil Science
Programa de Pós-Graduação em Ciência do Solo
Universidade Federal de Santa Maria, RS, Brasil
AEROBIC BIOGRANULES IN SEQUENTIAL BATCH REACTOR FOR
THE TREATMENT OF ANAEROBIC DIGESTER EFFLUENT FROM
THE PIGGISH
Author: Stefen Barbosa Pujol
Advisor: Celso Aita
Santa Maria, March 17
th
,2008.
The fermentation of pig slurry into anaerobic digesters has been a recommended practice for
the energetic utilization of the produced methane (CH
4
), thus reducing the emission of this
greenhouse gas into the atmosphere. However, the wastewater (effluent of the digester), if
dumped in the current water, can cause pollution because it has Chemical Oxygen Demand
(COD) and ammoniacal N levels higher than the slurries in natura, besides the phosphorus,
presence of odor and pathogens. This study had as objective to evaluate the efficiency of a
sequential batch reactor (SBR) of aerobic biogranules in the treatment of anaerobic digester
effluents fed with pigs slurry. For that, a study was done in the Soil and Environmental
Microbiology Laboratory, in Universidade Federal de Santa Maria, Santa Maria – RS, Brazil.
The SBR was operated for 88 days, with three daily cycles of 8 h, with different sequential
stages: without air supply, with air supply and without air supply. During this period the
efficiency of the process in the removal of the COD, Total Kjeldahl Nitrogen (TKN), nitric N
and ammoniacal N, total Phosphorus (total P), Total Solids (TS), pH and odor were evaluated.
The removal efficiency was of 52% for COD, 37% for total P and approximately 72% for
TKN, ammoniacal N and TS. The effluent of the reactor did not show noticeable odor. The
nitrification was the major process in the removal of the ammoniacal N during the treatment
in aerobic granules reactor of the wastewater from anaerobic digestion of pigs slurries.
Although the resulting effluent still needs a post-treatment to be dumped in the
environmental, the use of aerobic biogranules in SBR showed to be a promising
biotechnology for the pollutant removal of the evaluated wastewater.
Keywords: biotechnology; pig slurry; wastewater; nitrification; pollutant removal.
LISTA DE FIGURAS
FIGURA 1 – Imagem fotográfica de grânulos aeróbicos (a) e de microscopia eletrônica de
varredura (b), Tsuneda et al. (2003). Morfologia externa (c) e estrutura interna de grânulo
aeróbico (d), Linlin et al. (2005). Micrografia de varredura a laser de seção do grânulo através
de hibridização fluorescente in situ (FISH), mostrando organismos oxidantes de amônio em
azul, oxidantes de nitrito em amarelo e outras bactérias em verde (e), Carvalho et al. (2006).
Análise FISH de uma seção de um grânulo, mostrando em verde os organismos nitrificantes,
em azul os heterotróficos e em vermelho os organismos acumuladores de fosfato (f), de Kreuk
(2006). ...................................................................................................................................... 30
FIGURA 2 – Fluxo de entrada de ar no reator, velocidade de sedimentação da biomassa e
tempo de retenção hidráulico (TRH). ....................................................................................... 38
FIGURA 3 – Esquema do reator seqüencial em batelada (a) e fotografia parcial do reator
aeróbico de biogrânulos utilizado no experimento (b). ............................................................ 39
FIGURA 4 – Diagrama das etapas de operação de um ciclo típico completo do reator
seqüencial em batelada (RSB). ................................................................................................. 41
FIGURA 5 – Visualização da biomassa de grânulos e flocos utilizada como inóculo no RSB
para o tratamento do efluente de biodigestor anaeróbico (Hübner, 2008). .............................. 41
FIGURA 6 – Vista dos três biodigestores anaeróbicos em seqüência. Seta em vermelho indica
o terceiro biodigestor, do qual sai o material para o tanque de coleta de efluentes (indicado
pela seta em amarelo), onde foi coletada a primeira amostra. .................................................. 43
FIGURA 7 – Tanque de decantação do efluente de biodigestor (a) e detalhe da tubulação de
saída (b), onde foi coletada a 2ª amostra de água residual da digestão anaeróbica de dejetos de
suínos. ....................................................................................................................................... 44
FIGURA 8 – Temperatura ambiente no laboratório e pH do substrato durante o estudo com
reator aeróbico de biogrânulos. ................................................................................................ 46
FIGURA 9 – Concentração de nitrogênio amoniacal (N-NH
4
+
+ N-NH
3
) e N amônia (N-NH
3
)
no afluente do reator de biogrânulos aeróbicos. ....................................................................... 47
FIGURA 10 – Esquema da descarga de efluente do reator para cone Imhoff e posterior
separação das frações sobrenadante e sólidos do efluente, após 15 min de sedimentação no
cone. .......................................................................................................................................... 49
FIGURA 11 – Varredura espectrofotométrica de fósforo em amostra de efluente do reator
seqüencial em batelada (RSB), de biogrânulos aeróbicos, para determinação do comprimento
de onda (λ) ideal para a leitura de P total. ................................................................................ 53
FIGURA 12 – Evolução do pH no afluente e efluente do RSB durante parte do experimento.
A linha vertical (cinza) indica a separação entre o período sem adição e com adição de
carbonato de cálcio (adição de 0,2 a 0,7 g L
-1
). ........................................................................ 60
FIGURA 13 – Evolução da temperatura atmosférica e interna ao reator aeróbico de
biogrânulos durante o experimento. ......................................................................................... 61
FIGURA 14 – Percentual de biomassa de grânulos e flocos em relação à altura útil do reator
durante o período experimental. ............................................................................................... 62
FIGURA 15 – Fotografia da biomassa de grânulos utilizada no reator seqüencial em batelada
para o tratamento da água residual de biodigestor. .................................................................. 64
FIGURA 16 – Demanda Química de Oxigênio (DQO) durante o tratamento de efluente de
biodigestor em reator aeróbico de biogrânulos. A linha vertical tracejada (em verde) define o
momento a partir do qual passou a ser utilizado substrato da 2ª coleta de efluente de
biodigestor. ............................................................................................................................... 65
FIGURA 17 – Nitrogênio Total Kjeldahl (NTK) na água residual da digestão anaeróbica de
dejetos de suínos (afluente) e após tratamento em reator aeróbico de biogrânulos (efluente). 68
FIGURA 18 – Nitrogênio amoniacal (afluente e efluente), acúmulo de N nítrico (N-NO
x
-
) e
remoção de N amoniacal em reator aeróbico de biogrânulos. .................................................. 69
FIGURA 19 – Dinâmica das transformações do nitrogênio inorgânico durante um ciclo de
operação típico (dia 77,7) do reator aeróbico de biogrânulos. A linha vertical tracejada (em
verde) indica o pH (6,5) a partir do qual a nitrificação é afetada. ............................................ 70
FIGURA 20 – Cinética de nitrificação em um ciclo típico de operação do reator aeróbico de
biogrânulos no tratamento da água residual da suinocultura digerida anaerobicamente. ........ 74
FIGURA 21 – Fósforo total (afluente e efluente) e remoção do P total em reator aeróbico de
biogrânulos. .............................................................................................................................. 75
FIGURA 22 – Remoção de fósforo durante um ciclo de operação típico do reator aeróbico de
biogrânulos. .............................................................................................................................. 77
LISTA DE TABELAS
TABELA 1 – Composição dos dejetos líquidos de suínos de amostras obtidas na unidade de
tratamento de dejetos da Embrapa, Concórdia – SC. ............................................................... 21
TABELA 2 – Padrões químicos relativos a limites máximos de emissão de nitrogênio e
fósforo em efluentes líquidos, segundo a legislação ambiental de cada país. .......................... 24
TABELA 3 – Análise de coliformes totais e de E. coli nos dejetos de suínos in natura e na
água residual da biodigestão anaeróbica. ................................................................................. 26
TABELA 4 – Valores médios (mg L
-1
) de alguns parâmetros avaliados nos dejetos líquidos de
suínos in natura e na água residual de biodigestor anaeróbico. ............................................... 27
TABELA 5 – Tempo e horário de cada etapa de operação no RSB de grânulos aeróbicos,
demonstrando a seqüência de operações para os três ciclos iniciais. ....................................... 40
TABELA 6 – Composição da água residual da biodigestão anaeróbica de dejetos de suínos,
em dois momentos de coleta. .................................................................................................... 45
TABELA 7 – Cronograma de análise da cinética das reações durante um ciclo típico de
operação do RSB de grânulos aeróbicos. ................................................................................. 54
TABELA 8 – Planejamento e quantidades de carbonato de cálcio adicionado ao afluente. .... 57
TABELA 9 – Efeito da adição de carbonato de cálcio ao afluente na remoção de poluentes. 80
TABELA 10 – Remoção média de DQO, N, P e Sólidos Totais da água residual de
biodigestor anaeróbico tratada em RSB de biogrânulos aeróbicos. ......................................... 82
LISTA DE ABREVIATURAS E SÍMBOLOS
NT Nota do Tradutor
g grama (s)
°C grau (s) Celsius
h hora (s)
kg quilograma (s)
L litro (s)
M molar (mol por litro)
cm centímetro (s)
m metro (s)
mg miligrama (s)
mL mililitro (s)
mg L
-
1
miligrama (s) por litro
mm milímetro (s)
min minuto (s)
% percentagem
seg segundo (s)
d dia (s)
Fig. Figura
SUMÁRIO
1
INTRODUÇÃO.......................................................................................................... 17
2
REVISÃO DE LITERATURA .................................................................................. 21
2.1
Problemas associados aos dejetos líquidos de suínos ................................................ 21
2.2
Uso de biodigestores para o tratamento de dejetos de suínos .................................... 25
2.3
Potencial do uso de biogrânulos no tratamento de efluentes...................................... 29
2.3.1
Desenvolvimento de biogrânulos para tratamento de efluentes ................................. 29
2.3.2
Biogranulação aeróbica em RSB no tratamento de efluentes contendo material
orgânico particulado ................................................................................................................. 32
2.3.3
Performance dos biogrânulos na remoção e recuperação de carga orgânica e de
nutrientes .................................................................................................................................. 32
2.3.4
Potencial dos biogrânulos na remoção de coliformes ................................................ 35
2.3.5
Uso da biogranulação aeróbica no tratamento de efluentes de biodigestor ............... 36
3
MATERIAL E MÉTODOS........................................................................................ 37
3.1
Local do experimento ................................................................................................. 37
3.2
Período de realização.................................................................................................. 37
3.3
Características do reator ............................................................................................. 37
3.4
Etapas de operação do RSB........................................................................................ 40
3.5
Origem do inóculo ...................................................................................................... 41
3.6
Características dos biogrânulos .................................................................................. 42
3.7
Origem e composição do substrato ............................................................................ 42
3.8
Processamento e armazenamento do substrato .......................................................... 45
3.9
Adequação da biomassa de grânulos à carga do afluente .......................................... 46
3.10
Estudos realizados ...................................................................................................... 48
3.10.1
Observação do comportamento da biomassa ............................................................. 48
3.10.2
Parâmetros avaliados em cada ciclo de operação ....................................................... 48
3.10.3
Avaliações do reator aeróbico de biogrânulos na remoção de poluentes ................... 49
3.10.4
Avaliação da dinâmica de reações em um ciclo operacional do reator ...................... 53
3.10.5
Avaliação de SST, SSV e da atividade microbiana nitrificante ................................. 55
3.10.6
Adição de álcali no reator para controle de pH .......................................................... 56
4
RESULTADOS E DISCUSSÃO ............................................................................... 59
4.1
Acompanhamento do sistema RSB de biogrânulos no período avaliado ................... 59
4.1.1
Evolução do pH e da temperatura .............................................................................. 59
4.1.2
Evolução da biomassa do reator aeróbico de biogrânulos ......................................... 61
4.2
Desempenho do reator aeróbico de biogrânulos na remoção de poluentes ................ 65
4.2.1
Remoção de DQO ...................................................................................................... 65
4.2.2
Remoção de nitrogênio ............................................................................................... 67
4.2.3
Remoção de fósforo.................................................................................................... 75
4.2.4
Remoção de odor ........................................................................................................ 79
4.3
Efeito da adição de carbonato de cálcio no afluente sobre a remoção de poluentes .. 79
4.4
Viabilidade do pós-tratamento da água residual de biodigestor em reator aeróbico de
biogrânulos ............................................................................................................................... 81
4.4.1
Síntese dos resultados obtidos .................................................................................... 81
4.4.2
Melhorias possíveis ao sistema para maximizar a remoção de poluentes .................. 83
5
CONCLUSÕES .......................................................................................................... 85
6
PERSPECTIVAS FUTURAS .................................................................................... 86
7
REFERÊNCIAS ......................................................................................................... 87
1 INTRODUÇÃO
O Brasil notabiliza-se por possuir uma grande área agrícola, tendo no setor
agropecuário um dos alicerces da sua economia. O agronegócio representou em torno de 23%
do PIB brasileiro em 2007 (CNA, 2008).
A suinocultura é um dos “pilares” da agropecuária brasileira, principalmente a partir
dos anos 90. Desde 1994 o comércio de carnes suínas apresenta um crescimento exponencial,
não só no Brasil, mas em todo mercado internacional. As taxas de crescimento da
suinocultura são tão grandes que foram capazes de superar outros mercados de carne já
consolidados, como bovinos e frangos, inclusive, tornando a carne de suíno a mais consumida
no mundo (GRAZIANO, 2008).
A criação de suínos é realizada tipicamente em pequenas áreas, com elevada
densidade de animais por quilômetro quadrado, o que a caracteriza como uma criação
intensificada. Em nível mundial, em torno de 80% da produção de carne suína está altamente
concentrada em poucos países, como China, alguns pertencentes a União Européia e Estados
Unidos, sendo o Brasil o quarto maior produtor e exportador de carne suína mundial.
A concentração de suínos é tamanha na Região Sul do Brasil, que quase metade do
rebanho nacional encontra-se nessa região (aproximadamente 45%). Dados recentes do
Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística (IBGE, 2006) indicam que o efetivo de suínos
teve o maior crescimento entre os demais rebanhos brasileiros, obtendo taxa de crescimento
de 3,3%, em 2006, em relação ao ano anterior.
No País, os estados de Santa Catarina (SC), Paraná (PR) e Rio Grande do Sul (RS)
são, respectivamente, os principais responsáveis pela produção e comercialização de carne
suína. Em sua maior parte, a suinocultura, principalmente, catarinense e gaúcha, é
desenvolvida em locais de difícil acesso, como áreas declivosas, em muitas propriedades de
pequeno porte e de forma intensificada, o que dificulta o transporte dos dejetos para outros
locais. Com isso, grande parte dos dejetos suínos gerados em uma propriedade são,
comumente, despejados na própria unidade geradora, isto é, em locais inapropriados, como
em rios e/ou córregos d’água e em um mesmo solo repetidas vezes.
As dejeções (fezes + urina) dos suínos criados em confinamento, juntamente com a
água disponibilizada aos animais e a de lavagem das baias e, ainda, aos restos de rações
formam a água residual da suinocultura. Esta apresenta características capazes de poluírem
diferentes ambientes. Dentre os principais fatores que contribuem para o potencial poluente da
água residual da suinocultura estão: elevada carga orgânica, concentração de nutrientes
18
(principalmente, nitrogênio e fósforo) e de metais (em especial, zinco e cobre), presença de
organismos patogênicos, emissão de maus-odores, geração de grande volume de dejeções e a
criação, predominantemente, intensificada e em áreas acidentadas.
Essa última característica, aliada à presença de nitrogênio (N), em boa parte, na forma
mineral, propicia a rápida contaminação do solo e das águas com nitrato (NO
3
-
). Também,
torna-se facilitada a contaminação por fósforo, preponderantemente em lagoas e águas
paradas e/ou de pouca vazão. Outro fator poluente, também relacionado ao nitrogênio, é o N
amoniacal, isto é, o N na forma de amônio (NH
4
+
) ou amônia (NH
3
). A concentração de um
ou outro está relacionada ao pH; quanto maior for o pH, maior será a presença de amônia –
gás volátil, tóxico e de odor desagradável, ocasionando poluição do ar.
Um método empregado na atualidade para “tratar” os resíduos diz respeito à diluição
dos mesmos. Porém, na verdade, através da diluição não se realiza nenhum tratamento e,
conseqüentemente, ao dar um destino ao resíduo, estará sendo gerado um problema ambiental.
Da mesma forma pensam Wilsenach et al. (2003) ao afirmarem que “dilution is never a
solution for pollution”
1
. Os autores consideram ainda, que energia e recursos com potencial de
reutilização, como nutrientes e água presentes em um resíduo, não podem ser desperdiçados,
mas sim devem ser reaproveitados através de sistemas integrados de tratamento.
Seguindo esta linha de raciocínio, a tendência é de mudança dos atuais sistemas de
tratamento de um resíduo, os quais visavam, principalmente, a remoção de nutrientes, o que é
insustentável ambientalmente. Por isso, os novos sistemas biológicos de tratamento de
dejetos, efluentes e resíduos em geral devem viabilizar não só a remoção de nutrientes mas
também, e principalmente, a concentração desses na biomassa microbiana propiciando a
valorização do resíduo, bem como a sua exportação para áreas afastadas do local de produção
dos resíduos orgânicos.
Atualmente, os principais processos utilizados para a remoção de poluentes da água
residual da suinocultura são as lagoas (de estabilização, anaeróbica e de plantas), os digestores
anaeróbicos, e os diversos tipos de reatores – aeróbicos e híbridos (anaeróbicos/aeróbicos).
Várias pesquisas já foram realizadas utilizando reatores com etapas diferentes em um
mesmo ciclo de operação, isto é, associando fases anaeróbicas, aeróbicas e anóxicas, com o
intuito de permitir remoção mais eficiente de poluentes, como N e P (MEYER et al., 2005;
SOEJIMA et al., 2006; TSUNEDA et al., 2006; WANG et al., 2006).
1
NT: diluição nunca é uma solução à poluição.
19
O reator seqüencial em batelada (RSB) com a nova biotecnologia de grânulos
aeróbicos, durante fases sem e com a presença de aeração, parece ser uma alternativa para a
realização de tratamento de diferentes tipos de efluentes, desde sintéticos, até industriais e
agro-industriais. Todavia, pesquisas nessa área são ainda raras no Brasil, evidenciando a
necessidade de aprofundar o conhecimento científico nessa linha de pesquisa, buscando um
sistema eficaz e de ponta no tratamento das águas residuais geradas pela suinocultura
brasileira.
Baseado no exposto foi conduzido este trabalho, o qual está fundamentado nas
seguintes hipóteses:
a) biogrânulos aeróbicos são capazes de adaptarem-se a substrato diferente do qual
foram desenvolvidos;
b) o reator aeróbico de biogrânulos constitui um processo de elevada eficiência na
remoção de poluentes da água residual da digestão anaeróbica de dejetos de
suínos.
OBJETIVO GERAL
Avaliar o processo de biogranulação aeróbica, em reator seqüencial em batelada, no
tratamento da água residual suinícola digerida anaerobicamente.
OBJETIVOS ESPECÍFICOS
1) investigar o potencial de uso de biogrânulos aeróbicos, previamente desenvolvidos
(HÜBNER et al., 2006)
2
, como inóculo em RSB no tratamento de água residual da
digestão anaeróbica de dejetos de suínos;
2
Trabalho desenvolvido como parte da Tese de Doutorado, em elaboração, de André Paulo
Hübner no Programa de Pós-Graduação em Ciência do Solo, Universidade Federal de Santa Maria, RS.
20
2) determinar a eficiência do processo de biogranulação aeróbica, em reator
seqüencial em batelada, na remoção de carga orgânica, sólidos e nutrientes,
especialmente nitrogênio e fósforo, de água residual proveniente do processo de
digestão anaeróbica dos dejetos suínos;
3) analisar as biotransformações do nitrogênio, bem como a cinética de remoção de
N, durante operação do reator seqüencial em batelada, contendo três etapas
seqüenciais: sem aeração/aerada/sem aeração;
4) verificar o potencial das células bacterianas presentes em biogrânulos em
promoverem a remoção de fósforo, através de etapas seqüenciais sem aeração/com
aeração, em um ciclo de operação do reator;
5) avaliar qualitativamente a possibilidade de remoção de maus-odores em reator
aeróbico de biogrânulos.
21
2 REVISÃO DE LITERATURA
2.1 Problemas associados aos dejetos líquidos de suínos
Os dejetos gerados pela criação de suínos possuem diversos problemas associados a
sua composição, dentre os quais o alto risco de contaminação do ambiente. A presença de
nutrientes, como nitrogênio (N) e fósforo (P), em elevada concentração nos dejetos pode
proporcionar poluição do solo e eutrofização de corpos d’água. Além dos nutrientes já
mencionados, os níveis de potássio (K), cálcio (Ca), e magnésio (Mg), e de metais pesados,
como zinco (Zn) e cádmio (Cd), são elevados nos dejetos líquidos de suínos. Também, a
elevada concentração de carga orgânica e a presença de microrganismos patogênicos de
origem entérica tornam os dejetos potenciais poluentes do ambiente. Na Tabela 1 são
mostrados os teores médios de alguns desses potenciais poluentes, extraídos do trabalho de
Silva (1996).
A carga orgânica dos dejetos refere-se a sua concentração em carbono orgânico, a qual
é expressa em DQO (Demanda Química de Oxigênio). A DQO representa a quantidade de
oxigênio necessária para oxidar quimicamente o carbono da amostra. Já a Demanda
Bioquímica de Oxigênio (DBO) representa a necessidade de oxigênio para realizar oxidação
bioquímica do carbono, sendo que o teste é realizado em 5 dias (DBO
5
).
Tabela 1 – Composição dos dejetos líquidos de suínos de amostras obtidas na unidade de
tratamento de dejetos da Embrapa, Concórdia – SC.
Parâmetro
Mínimo Máximo Média
-------------------------------- mg L
-
1
--------------------------------
DQO 11.530 38.448 25.543
Sólidos totais 12.697 49.432 22.399
Sólidos voláteis 8.429 39.024 16.389
Sólidos fixos 4.268 10.408 6.010
Nitrogênio total 1.660 3.710 2.374
Fósforo total 320 1.180 578
Potássio 260 1.140 536
Fonte: adaptado de Silva (1996).
22
A literatura menciona, ainda, como problemas ambientais ligados aos dejetos de
suínos a presença de maus odores e a proliferação de insetos (BELLI FILHO et al., 2001).
Diversos gases são produzidos através da decomposição dos dejetos líquidos de suínos
durante o seu armazenamento. Alguns desses gases podem causar odores desagradáveis e
riscos à saúde, como amônia, aminas voláteis, sulfetos e mercaptanos; enquanto outros gases
estão associados a problemas ambientais relativos à destruição da camada de ozônio (óxidos
de nitrogênio), à chuva ácida (compostos de enxofre) e ao efeito estufa. Importância
fundamental ao aquecimento global é atribuída à produção de alguns gases de efeito estufa
(GEE) durante armazenamento e processamento de dejetos, como dióxido de carbono (ou gás
carbônico, CO
2
), metano (CH
4
) e óxido nitroso (N
2
O); sendo que o “poder poluente” de CH
4
e
N
2
O é, aproximadamente, 20 e 300 vezes superior ao do CO
2
, respectivamente (USEPA,
2008; COSTA et al., 2006; JANTALIA et al., 2006; BÉLINE; MARTINEZ, 2002).
A eutrofização de lagoas, córregos e outros corpos d’água pode ser derivada da
liberação de efluentes da suinocultura diretamente nesses corpos receptores ou em locais onde
possa ocorrer a infiltração ou escoamento para os mesmos. Eutrofização é o processo
resultante do enriquecimento da água em nutrientes, principalmente N e P, o que remete em
aumento da biomassa de organismos fotossintetizantes (algas e cianobactérias). A morte
gradativa desses organismos pode conduzir à redução do nível de oxigênio do sistema,
comprometendo a vida dos organismos aeróbios.
Na Tabela 1, percebe-se o quanto é elevado o teor de nitrogênio total nos dejetos
líquidos de suínos. Considerando que aproximadamente 60% do N total encontra-se na forma
amoniacal (SCHERER et al., 1996), o valor médio de N amoniacal (N-NH
4
+
+ N-NH
3
) nos
dados de Silva (1996) estaria em torno de 1.425 mg L
-1
. As conseqüências negativas dessa
elevada concentração em N amoniacal e da sua rápida nitrificação poderão ser a lixiviação de
nitrato (NO
3
-
), contaminando a água do lençol freático, além da perda de N na forma de N
2
O
por desnitrificação no solo (AITA et al., 2007).
Para as cianobactérias aquáticas o P se constitui em um dos principais nutrientes
limitantes para o seu crescimento, já que muitas delas são diazotróficas, ou seja, capazes de
fixarem o nitrogênio da atmosfera (N
2
). Quando há a deposição de dejetos suínos, haverá
maior disponibilidade de fósforo às cianobactérias, podendo ocorrer a proliferação excessiva
destes microrganismos. Esse fenômeno, que pode ocorrer tanto com cianobactérias quanto
algas, é chamado “bloom” de crescimento ou de disseminação. Portanto, o fósforo é
considerado um elemento de fundamental relevância nos estudos de qualidade ambiental e a
23
sua inserção em ambientes aquáticos a mais crítica (KORTSTEE et al., 1994) por propiciar,
principalmente, a ocorrência de eutrofização.
O Ministério do Meio Ambiente brasileiro, em busca de limitar as emissões de
poluentes e evitar a contaminação do ambiente, divulgou uma resolução através do
CONAMA referente a emissão e disposição de efluentes, cujos aspectos principais são os
seguintes:
- Art. 29. A disposição de efluentes no solo, mesmo tratados, não poderá causar
poluição ou contaminação das águas.
- Art. 34. Os efluentes de qualquer fonte poluidora somente poderão ser lançados,
direta ou indiretamente, nos corpos de água, desde que obedeçam as condições e
padrões previstos neste artigo...(CONAMA, 2005)
Ainda, no parágrafo primeiro do artigo 34:
§ 1° O efluente não deverá causar ou possuir potencial para causar efeitos
tóxicos aos organismos aquáticos no corpo receptor, de acordo com os critérios de
toxicidade estabelecidos pelo órgão ambiental competente (CONAMA, 2005).
Nota-se através dessa resolução a crescente preocupação com a poluição ambiental
decorrente dos efluentes. Porém, mesmo assim, muito pouco até o presente momento é
realizado pelos produtores e agroindústrias no tocante ao tratamento de dejetos de suínos,
além de haverem poucos incentivos e quase inexistente fiscalização do governo.
Do mesmo modo que no Brasil, também na China há necessidade de maiores
investimentos em sistemas de tratamento e na fiscalização das emissões de efluentes pelas
indústrias e agroindústrias. De acordo com Wang et al. (2008), o governo chinês quer evitar
que a totalidade dos rios do país sejam contaminados.
Na Tabela 2, onde estão apresentadas as concentrações máximas permitidas de N e P
em efluentes líquidos, verifica-se a grande amplitude dos valores ditos “limites máximos de
emissão”. Esta Tabela mostra, ainda, que os limites de nitrogênio e fósforo total, no Brasil
(CONSEMA, 2006), são enquadrados em faixas, as quais consideram as diferentes vazões
diárias de lançamento de efluentes líquidos. Assim, esta legislação considera limites de NTK
de 20, 20, 15 e 10 mg L
-1
, em razão das respectivas vazões de até 100, de 100 a 1.000, de
1.000 a 10.000 e maior que 10.000 m
3
d-1
, sendo que, para as mesmas vazões, apresenta os
seguintes níveis de P total: 4, 3, 2 e 1 mg L
-1
.
A maior parte dos sistemas de tratamento de efluentes é projetada visando, somente, a
remoção de nutrientes e redução de carga orgânica para que, com isso, possam atender às
exigências das legislações ambientais (Tabela 2). Essa preocupação é observada
24
principalmente nos países onde já existe racionamento de água e onde o custo para
abastecimento é consideravelmente elevado.
Tabela 2 – Padrões químicos relativos a limites máximos de emissão de nitrogênio e
fósforo em efluentes líquidos, segundo a legislação ambiental de cada país.
País N total
N amoniacal P total
----------------------------- mg L
-
1
------------------------------
Brasil
20,0
1
20,0
2
3,0
1
China
3
15,0 - 0,5
União Européia
3
10,0 - 1,0
1
extraído de CONSEMA-RS (2006), para uma vazão de 100 a 1000 m
3
dia
-1
, neste considerou-se o valor de
NTK como N total;
2
extraído de CONAMA (2005);
3
extraído de Hao; van Loosdrecht (2003).
Brasil e China (Tabela 2) constituem exemplos de onde se observa uma lenta, mas
crescente preocupação ambiental quanto à poluição das águas superficiais e sub-superficiais.
A China é um grande exemplo da lentidão com que são tomadas medidas de proteção
ambiental e no quanto esse atraso pode afetar a economia, a política, a sociedade e
principalmente o ambiente. Segundo Wang et al. (2008) mais de 80% dos rios chineses
possuem algum grau de contaminação.
De acordo com Perdomo et al. (2001), o maior problema para a adequação da
suinocultura às exigências de emissões de efluentes pela legislação brasileira é o fato de que
as ações para a melhoria da qualidade do ar e redução do poder poluente dos dejetos de
suínos, a níveis aceitáveis, requerem investimentos significativos. Além de, normalmente, se
tratar de valores acima da capacidade de pagamento do produtor e, muitas vezes, sem
garantias de atendimento das exigências da legislação ambiental, não há incentivo por parte
das agroindústrias em solucionar as questões relativas à proteção do ambiente, mas sim,
quando ocorre, visa a obtenção de certificados ou de autorizações para a exportação dos
produtos.
Entre as principais tecnologias existentes para o tratamento de dejetos de suínos, Belli
Filho et al. (2001) destacam a criação dos suínos sobre camas biológicas e o tratamento em
lagoas e reator anaeróbico de fluxo ascendente com manta de lodo (Upflow Anaerobic Sludge
Blanket reactor – UASB).
25
No trabalho desenvolvido por Medri (1997), o qual avaliou a eficiência do sistema de
lagoas naturais no tratamento de dejetos de suínos, verificou-se que é necessário um pré ou
pós tratamento às lagoas para atender aos padrões de emissões de efluentes líquidos e que
possui, também, elevado tempo de retenção hidráulico como limitação.
Reatores anaeróbicos como o UASB e o de Circulação Interna (Internal Circulation –
IC) possuem como vantagens, aos sistemas convencionais de tratamento, menor demanda por
volume de reator, menor requerimento de área, menores custos de implementação, menor
demanda energética e menor TRH (BELLI FILHO et al., 2001; DENG et al., 2006). Outros
reatores anaeróbicos como os biodigestores apresentam várias dessas características, porém
não satisfazem algumas, como o TRH e a demanda por área, bem como são considerados
insuficientes na estabilização do resíduo (PALHARES, 2007). Novas biotecnologias, como a
biogranulação aeróbica em reator seqüencial em batelada estão sendo avaliadas.
É importante ressaltar que as tecnologias de tratamento de efluentes devem prezar não
apenas pela remoção de carga orgânica e elementos da fração líquida, mas também pela
recuperação dos nutrientes e sua reintegração ao ciclo produtivo. Conforme Hao; van
Loosdrecht (2003), os trabalhos de pesquisa nesta área devem buscar, além de melhorias na
qualidade do ambiente, o desenvolvimento de processos sustentáveis para o tratamento de
efluentes. Esses processos, ditos sustentáveis, devem ser caracterizados por mínima oxidação
de DQO juntamente com máxima formação de metano (através da conversão de DQO),
mínimo consumo de energia, menores emissões possíveis de gás carbônico (CO
2
), mínima
produção de lodo e por possibilitar a recuperação de nutrientes, dentre os quais fosfato.
2.2 Uso de biodigestores para o tratamento de dejetos de suínos
Atualmente, os biodigestores anaeróbicos de dejetos de suínos estão sendo utilizados
sob dois enfoques principais: a produção de gás combustível e a venda de créditos de carbono;
embora o emprego como tratamento dos dejetos e geração de biofertilizante, erroneamente,
ainda ocorra.
O combustível refere-se ao gás metano (CH
4
), cujo processo de produção dependente
essencialmente da presença e ação de bactérias acidogênicas, acetogênicas e metanogênicas
capazes de converter carga orgânica (DQO) em biogás (CH
4
). O metano gerado é levado,
então, à combustão para fornecer energia. No caso de haver sobra de energia na propriedade,
26
este processo passa a ser considerado como gerador de renda, através de venda da energia
excedente.
No entanto, a utilização atual de biodigestores está direcionada à obtenção de renda
através da venda de créditos de carbono, conforme estabelece o Protocolo de Kyoto. Esta
“venda de créditos” é considerada pelo fato de diminuir o efeito poluidor da atmosfera pelo
CH
4
já que o mesmo é convertido a CO
2
durante a sua combustão e, ainda, devido ao CO
2
ser
cerca de 20 vezes menos poluente do que o metano.
Percebe-se que, atualmente, a utilização de biodigestores está baseada, principalmente,
na obtenção de renda. Pouca atenção tem sido dada sobre a presença de elevada concentração
de poluentes, sejam químicos ou biológicos, no efluente resultante da biodigestão. É
importante enfatizar a necessidade de tratamento posterior à digestão anaeróbica de dejetos de
suínos, pois grande parte dos poluentes, dos patógenos e dos maus-odores permanecem após
esse processo. Ou seja, o sistema de digestão anaeróbica não pode ser considerado como um
sistema de tratamento, mas somente como um processo que propicia a conversão parcial de
formas orgânicas de carbono (C) em inorgânicas, principalmente CH
4
(aproximadamente 70
% do C mineralizado) e CO
2
.
Os valores para os diferentes parâmetros dos efluentes da biodigestão anaeróbica,
apresentados nas Tabelas 3 e 4, indicam que os mesmos apresentam níveis elevados de
microrganismos patogênicos, de carga orgânica (DQO) e de nutrientes.
A população de bactérias do grupo coliformes totais e de Escherichia coli, indicadores
potenciais de microrganismos patogênicos de origem fecal, foi avaliada por Cheng et al.
(2004) nos dejetos líquidos de suínos in natura e nos efluentes da biodigestão anaeróbica
(Tabela 3). Observa-se que embora o processo de biodigestão anaeróbica foi capaz de reduzir
a população dos microrganismos indicadores, a população remanescente ainda é elevada,
evidenciando a necessidade de tratamento subseqüente.
Tabela 3 – Análise de coliformes totais e de E. coli nos dejetos de suínos in natura e na
água residual da biodigestão anaeróbica.
Amostra
Coliformes Totais Escherichia coli
NMP/100 mL NMP/100 mL
Dejetos líquidos de suínos in natura 4,11 x 10
9
2,82 x 10
8
Efluente de biodigestor anaeróbico 5,00 x 10
6
1,70 x 10
6
Fonte: modificado de Cheng et al.(2004).
27
A Tabela 4 mostra a manutenção de elevados teores para alguns parâmetros presentes
na água residual da digestão anaeróbica de dejetos de suínos. A redução de metais – cobre e
zinco – deve-se, provavelmente, à precipitação com o fosfato solúvel, o qual possui níveis
elevados tanto nos dejetos líquidos de suínos quanto no efluente do biodigestor.
A Fundação Estadual de Proteção Ambiental (FEPAM) do Rio Grande do Sul,
embasada nos padrões de emissão divulgados pelo Conselho Estadual do Meio Ambiente
(CONSEMA, 2006), estabelece como limite máximo para o lançamento de efluentes contendo
fósforo, com vazão superior a 100 m
3
dia
-1
, o valor de 3,0 mg P total L
-1
(Tabela 2). Este valor
é ultrapassado em aproximadamente 34 vezes pelo efluente do digestor anaeróbico (Tabela 4).
Tabela 4 – Valores médios (mg L
-1
) de alguns parâmetros avaliados nos dejetos líquidos
de suínos in natura e na água residual de biodigestor anaeróbico.
Parâmetros Dejetos de suínos in natura Efluente de biodigestor
NTK
1.603,0 1.166,0
N-NH
4
+
958,0 988,0
P total 357,0 101,0
P-PO
4
-
176,0 87,0
DQO 17.247,0 1.102,0
COT 2.818,0 365,0
ST 12.500,0 3.000,0
SV 7.994,0 886,0
K 808,0 576,0
Cu 1,3 0,1
Zn 15,0 0,8
pH
1
7,1 7,4
Fonte: modificado de Cheng et al. (2004).
1
Adimensional.
A legislação brasileira, através do Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA)
estabelece como padrão de emissões de nitrogênio amoniacal (N-NH
4
+
) nos efluentes líquidos
o valor de 20,0 mg L
-1
(CONAMA, 2005). O nível de N amoniacal no efluente do biodigestor
(Tabela 4) também é superior, em cerca de 50 vezes ao permitido para o descarte de efluentes.
28
Estes resultados apresentados por Cheng et al. (2004) reforçam a necessidade de encontrar
formas de tratamento de águas residuais de digestores anaeróbicos.
Em trabalho realizado por Scherer et al. (1996), foram avaliadas 98 amostras de
dejetos líquidos de suínos da região Oeste de Santa Catarina, em diferentes sistemas de
armazenamento e, nestas, foi constatada uma variação na proporção de nitrogênio amoniacal
na faixa de 40 a 60% do nitrogênio total. Esta proporção de N-NH
4
+
em relação ao N total foi
verificada, também, nos dejetos in natura de suínos por Cheng et al. (2004).
Entretanto, nos efluentes da digestão anaeróbica de dejetos de suínos a proporção de
N-NH
4
+
é ainda maior. Na Tabela 4 percebe-se que ela foi próxima a 85% do nitrogênio total,
o que causa maiores problemas para o manejo correto dos efluentes de biodigestor, já que o N
na forma amoniacal é solúvel e por isso, apresenta elevado potencial de poluição do ambiente.
Esses teores elevados de N mineral do efluente de biodigestor se devem à mineralização de
parte do nitrogênio orgânico dos dejetos de suínos in natura durante o processo de
biodigestão anaeróbica, já que durante o processo ocorre redução dos teores de N Total
Kjeldhal (Tabela 4).
Na digestão anaeróbica de dejetos de suínos, muitos compostos voláteis são gerados.
Ácidos graxos voláteis, compostos fenólicos e amônia são exemplos de gases gerados e que
estão associados a odores desagradáveis e a riscos de danos à saúde. Também são gerados
óxidos de nitrogênio, metano, dióxido de carbono e compostos de enxofre, aos quais estão
associados os problemas ambientais de destruição da camada de ozônio, efeito estufa e chuva
ácida.
Importante informação a ser extraída da Tabela 4 é a grande redução de carga orgânica
pelo processo de digestão anaeróbica. No entanto, além de não reduzir a DQO a níveis que
possibilitem o descarte direto dos efluentes de biodigestores, esta redução acarreta em
diminuição do conteúdo de C, de forma desproporcional à diminuição do conteúdo de N. Este
desbalanço proporciona aos efluentes de digestores anaeróbicos a característica de possuírem
baixa relação carbono:nitrogênio (C/N = 0,35), o que dificulta o tratamento biológico desse
tipo de efluente, pois prejudica o crescimento microbiano pela pouca disponibilidade em C.
Outro problema associado aos efluentes da digestão anaeróbica é a baixa
biodegradabilidade do material orgânico resultante no efluente final, dificultando a
decomposição completa dos resíduos orgânicos e a assimilação dos nutrientes pelos
microrganismos (OBAJA et al., 2003).
Deng et al. (2006) encontraram pouca eficiência no tratamento de efluentes da
biodigestão anaeróbica de dejetos de suínos diretamente por processo microbiano aeróbico.
29
Na pesquisa desenvolvida por estes autores, o uso de reator seqüencial em batelada no
tratamento de efluentes de biodigestor foi pouco eficiente na diminuição de carga orgânica,
removendo apenas 7,5% da DQO. Este reator, no entanto, atingiu níveis de remoção de DQO
próximos a 90% após a mistura de dejetos de suínos in natura com os efluentes da digestão
anaeróbica, na proporção de 1:2. Os autores atribuem estes resultados ao pequeno teor de
material orgânico biodegradável restante após a digestão anaeróbica e, também, à baixa
relação DQO/N-NH
4
+
nesse efluente. Através da adição de dejetos de suínos in natura foi
possível elevar os níveis de biodegradabilidade e da relação DQO/N-NH
4
dos efluentes do
reator anaeróbico, e melhorar a eficiência de remoção de carga orgânica e de nitrogênio.
Entretanto, é importante salientar que o trabalho de Deng et al. (2006) foi desenvolvido com
lodo ativado e não com biogrânulos, os quais podem apresentar dinâmica diferente de reações
no RSB.
2.3 Potencial do uso de biogrânulos no tratamento de efluentes
2.3.1 Desenvolvimento de biogrânulos para tratamento de efluentes
Biogranulação é um processo que envolve o agrupamento de microrganismos “livres”
em um tipo especial de biofilme, organizado e composto somente por bactérias; esses
agregados bacterianos compactos, sob condições específicas, adquirem formato arredondado,
até atingirem o estado maduro de um grânulo. Liu; Tay (2004) fazem, ainda, referência aos
grânulos como sendo uma comunidade microbiana contendo milhões de indivíduos
bacterianos, de diversos grupos, e que, dessa forma, constituem um micro-ecossistema.
Os biogrânulos permitem elevada retenção de biomassa em um reator (6 a 12 g L
-1
) e o
tratamento rápido de efluentes com elevada carga poluidora. Outra característica dos
biogrânulos é a capacidade de serem fácil e rapidamente separados do efluente por
sedimentação ou por peneiramento. A Figura 1 mostra algumas imagens de biogrânulos, as
quais possibilitam visualizações fotográficas de vários grânulos e microscópicas de alguns
grânulos com grande ampliação (Fig. 1a e 1b), da estrutura externa e interna do grânulo (Fig.
1c e 1d) e de seções de um grânulo (Fig. 1e e 1f) diferenciando os grupos bacterianos
presentes.
30
Figura 1 – Imagem fotográfica de grânulos aeróbicos (a) e de microscopia eletrônica de
varredura (b), Tsuneda et al. (2003). Morfologia externa (c) e estrutura
interna de grânulo aeróbico (d), Linlin et al. (2005). Micrografia de
varredura a laser de seção do grânulo através de hibridização fluorescente in
situ (FISH), mostrando organismos oxidantes de amônio em azul, oxidantes
de nitrito em amarelo e outras bactérias em verde (e), Carvalho et al. (2006).
Análise FISH de uma seção de um grânulo, mostrando em verde os
organismos nitrificantes, em azul os heterotróficos e em vermelho os
organismos acumuladores de fosfato (f), de Kreuk (2006).
a)
b)
c) d)
e)
f)
31
A morfologia de biogrânulos aeróbicos é completamente diferente de qualquer outro
tipo de biofilme, como dos biofilmes de lodos ativados na forma de flocos. A forma de um
biogrânulo aproxima-se de esférica à arredondada, e a superfície externa possui coloração
clara (LIU; TAY, 2004). Já o diâmetro médio varia de 0,2 a 5,0 mm, embora alguns autores
citem diâmetros de grânulos aeróbicos de até 8,0 mm (MISHIMA; NAKAMURA, 1991).
Os biogrânulos podem ser formados em condições aeróbicas e anaeróbicas. A primeira
referência à formação de grânulos anaeróbicos é de Lettinga (1980), em reator anaeróbico de
fluxo ascendente com manta de lodo (UASB). Já a ocorrência de granulação aeróbica foi
relatada por Mishima; Nakamura (1991), trabalhando em um bioreator aeróbico de fluxo
ascendente contínuo. Posteriormente, Morgenroth et al. (1997) foram os primeiros a
utilizarem biogrânulos aeróbicos, no tratamento de efluentes do processamento de beterraba
açucareira, em reatores seqüenciais em batelada (RSB).
RSB são reatores operados em batelada, isto é, a entrada do resíduo (afluente) se dá
por um determinado período (alimentação) e, esta, somente ocorre após o término da etapa
anterior de descarga do resíduo tratado ou, saída do efluente. Porém, alimentação e descarga
(entrada e saída) nunca ocorrem simultaneamente. Assim, esta operação é seqüencial, bem
como as demais operações do sistema.
Em uma revisão sobre o processo de biogranulação e o potencial dos grânulos
aeróbicos e anaeróbicos no tratamento de diversos tipos de efluentes, Liu; Tay (2004)
constataram que os grânulos desenvolvidos aerobicamente possuem maior eficiência que
grânulos anaeróbicos, principalmente, na remoção de nutrientes dos efluentes.
Alguns autores citam, ainda, a possibilidade de utilizar processos combinando as fases
anaeróbica e aeróbica em um mesmo ciclo de operação do RSB (ARROJO et al., 2004;
CASSIDY; BELIA, 2005; de KREUK et al., 2005; ERGÜDER; DEMIRER, 2005), visando a
remoção simultânea de carga orgânica e de alguns nutrientes, como N e P.
Também é relatada a viabilidade de realizar a alimentação do reator durante a fase
anaeróbica do ciclo e no sentido base-topo, isto é, de baixo para cima (de KREUK et al.,
2005) oportunizando, assim, a movimentação dos grânulos em um fluxo ascendente e
manutenção de suas principais características morfológicas: forma arredondada do grânulo,
tamanho pequeno, dentre outras.
Convém destacar que a maioria destas pesquisas, com biogrânulos, foi desenvolvida
utilizando substrato sintético, o que difere do tratamento de efluentes oriundos das dejeções
de animais, os quais possuem material particulado, podendo implicar em maiores dificuldades
32
para o seu tratamento. O processo de degradação do material orgânico pode ser alterado na
presença de partículas.
2.3.2 Biogranulação aeróbica em RSB no tratamento de efluentes contendo material
orgânico particulado
A composição de um grânulo diz respeito a interações de diversas espécies bacterianas
arranjadas de forma muito densa, possuindo geralmente milhões de organismos por grama de
biomassa (LIU; TAY, 2004). Esta diversidade em um único grânulo permite a coexistência de
populações com diferentes papéis na degradação de resíduos de constituição complexa.
As primeiras referências na literatura sobre o tratamento de efluentes contendo
material orgânico particulado são recentes. Morgenroth et al. (1997) e Schwarzenbeck et al.
(2004) desenvolveram pesquisas com resíduos de beterraba açucareira e com efluentes
derivados do processamento de cevada, respectivamente.
Schwarzenbeck et al. (2005) foram os primeiros pesquisadores a utilizar grânulos
aeróbicos, em reator seqüencial em batelada, no tratamento de efluentes derivados da criação
de animais, os quais contém material orgânico particulado.
Seguindo a linha de pesquisa desenvolvida por Schwarzenbeck et al. (2005), Hübner et
al. (2006) realizaram trabalho de pesquisa visando a formação de grânulos aeróbicos a partir
de material orgânico particulado como substrato. Este foi o primeiro trabalho objetivando o
tratamento de dejetos de suínos in natura com o uso de biogrânulos, em RSB, no Brasil.
Enquanto Schwarzenbeck et al. (2005) utilizaram como substrato os efluentes da
bovinocultura leiteira, Hübner et al. (2006) utilizaram dejetos líquidos de suínos. Ambos os
trabalhos, não só atingiram o objetivo de formação de biogrânulos como, evidenciaram o
potencial de grânulos aeróbicos no tratamento de efluentes contendo material particulado.
Há pouco tempo, Zhang et al. (2005) utilizaram biogrânulos aeróbicos para o
tratamento de efluente de reator UASB e obtiveram elevada eficiência no tratamento. Embora
o substrato para o desenvolvimento dos grânulos, dessa pesquisa, tenha sido um substrato
sintético, os biogrânulos demonstraram potencial para uso como inóculo para o tratamento de
outros tipos de substratos, diferentes do qual haviam sido desenvolvidos.
2.3.3 Performance dos biogrânulos na remoção e recuperação de carga orgânica e de
nutrientes
A maior parte das pesquisas realizadas atualmente com biogrânulos aeróbicos visa a
utilização destes no tratamento de efluentes sintéticos, com o objetivo de avaliar a eficiência
33
dos biogrânulos na remoção de nutrientes e o potencial de aplicação do processo no
tratamento de resíduos. Poucos são os trabalhos que buscam a utilização simultânea de
biogrânulos para remoção e recuperação desses nutrientes, e mais raros ainda são os estudos
envolvendo o uso de biogrânulos no tratamento de resíduos da criação de animais.
Na pesquisa desenvolvida por Hao; van Loosdrecht (2003), foi proposto o sistema
BNR (Biological Nutrients Removal) para a remoção biológica de nutrientes. Através desse
sistema foi possível remover parte da DQO presente na amostra, recuperar DQO como
metano, possibilitando a geração de energia, além de recuperar fosfato.
Assim como Schwarzenbeck et al. (2005) e Zhang et al. (2005), que utilizaram
grânulos aeróbicos, em RSB, no tratamento de efluente contendo material orgânico
particulado, recentemente Pujol et al. (2006) comprovaram a eficiência dos biogrânulos na
remoção de carga orgânica e de nutrientes dos efluentes avaliados. Os substratos utilizados
nesses trabalhos foram os respectivos efluentes da indústria de laticínios e da indústria
açucareira (processo de extração de açúcares) e os dejetos líquidos de suínos. Enquanto na
pesquisa de Schwarzenbeck et al. (2005) a remoção de DQO atingiu níveis de 90%, os valores
obtidos por Zhang et al. (2005) e Pujol et al. (2006) foram superiores, chegando a 95% e 94%,
respectivamente.
O nitrogênio total (N total) foi reduzido em 80% no trabalho de Schwarzenbeck et al.
(2005) e em 86% naquele de Pujol et al. (2006), onde houve depleção total do N amoniacal.
Para atingir níveis mais elevados de remoção, também, de N total é possível utilizar de forma
seqüencial as fases anaeróbica/aeróbica/anóxica, ou fases combinadas sem aeração, com
aeração e sem aeração, no mesmo ciclo de operação do RSB, favorecendo os processos
microbianos de nitrificação e desnitrificação (SOEJIMA et al., 2006).
Remoção simultânea de DQO, N e P foi obtida por de Kreuk et al. (2005), utilizando
ciclo com combinação das fases anaeróbica/aeróbica. Trabalhando com substrato sintético e
sem a presença de material particulado, a eficiência de remoção de nitrogênio foi superior em
relação àquela obtida por Pujol et al. (2006). A remoção de N total obtida por de Kreuk et al.
(2005) foi de 94%, além de ter ocorrido depleção total de N-NH
4
+
. A remoção de DQO e P-
PO
4
foi de 100% e 94%, respectivamente.
Pelo exposto, observa-se que a maioria dos sistemas de tratamento de efluentes
preconiza somente a remoção de nutrientes. Todavia, paralelamente a isso, um sistema de
remoção de nutrientes com potencial poluidor, pode se tornar, também, uma fonte de gases
poluentes à atmosfera, com destaque para o óxido nitroso (N
2
O), o dióxido de carbono (CO
2
)
e o metano (CH
4
). No caso da emissão de N
2
O, ela pode ocorrer em sistemas que utilizem os
34
processos de nitrificação e desnitrificação, objetivando a remoção de nitrogênio do efluente
através da conversão do nitrato (NO
3
-
) à N-gasoso (N
2
). Diversos fatores podem interferir na
ocorrência do processo de desnitrificação e, se o processo não for completo, desde NO
3
-
até
N
2
, poderá ocorrer a formação, acumulação e emissão para a atmosfera de intermediários
gasosos, como o N
2
O.
O processo de desnitrificação, e a conseqüente produção de óxidos de N e N
2
, pode
ocorrer mesmo em reatores aeróbicos. Em trabalho envolvendo a alternância de fases
aeróbicas e anaeróbicas de tratamento de efluentes, foram observadas emissões de N
2
O em
ambas as fases (PARK et al., 2000). Isto, deve-se à presença de zonas anaeróbicas no centro
dos biogrânulos (de KREUK et al., 2005), onde bactérias desnitrificantes podem estar
presentes.
Assim, é possível trabalhar com biogrânulos aeróbicos sob diferentes concentrações de
oxigênio em um mesmo ciclo, com o intuito, não só, de remover nitrogênio e fósforo da
fração líquida do efluente (sobrenadante), mas também incorporá-los na biomassa de células
(ERGÜDER; DEMIRER, 2005).
Não são apenas os biogrânulos que são capazes de remover nutrientes de efluentes,
mas também os demais tipos de biofilmes. Seviour et al. (2003) demonstraram a eficiência de
microrganismos arranjados em biofilmes em remover fósforo do efluente e acumular como
poli-fosfato após uma fase sem aeração (anaeróbica) seguida de uma fase com aeração
(aeróbica), em lodo ativado.
Entretanto, os microrganismos organizados em grânulos possuem elevado potencial de
remoção de nutrientes, podendo superar em eficiência os biofilmes convencionais. É
importante salientar que os biogrânulos aeróbicos possuem grande potencial em incorporar o
fósforo removido do efluente líquido na biomassa de grânulos. Resultados obtidos por Lin et
al. (2003), mostraram que os biogrânulos são capazes de incorporar, na biomassa de grânulos,
até 9,3% de fósforo do efluente líquido. No trabalho de Dulekgurgen et al. (2003), também
ficou comprovado o potencial dos biogrânulos em remover fósforo, já que os níveis deste
elemento no efluente foram inferiores a 0,1 mg de P-PO
4
-
L
-1
.
De acordo com Seviour et al. (2003), durante a fase anaeróbica, os microrganismos,
organizados em um tipo de biofilme, ao metabolizarem compostos orgânicos, como acetato,
produzem poli-hidróxi-alcanoato (PHA) e degradam o fosfato armazenado na célula na forma
de poli-fosfato liberando, com isso, fósforo inorgânico para a solução. Na fase aeróbica, o
fósforo liberado na solução (P-PO
4
-
) anteriormente é, agora, incorporado na célula
microbiana, como grânulo de poli-fosfato. Isso ocorre quando a biomassa microbiana é
35
exposta a um período de fome, isto é, na ausência de substrato biodegradável. Então, há
necessidade de retirar a energia armazenada na célula, como PHA.
Todavia, sempre que possível, deve-se procurar realizar conjuntamente a remoção e a
recuperação de nutrientes, do material a ser tratado. Dos nutrientes a serem recuperados, a
ênfase principal é dada ao fósforo e ao nitrogênio, em função do elevado potencial poluente
dos mesmos e da possibilidade de reutilização. Além de P e N, algumas pesquisas evidenciam
a capacidade de microrganismos removerem e recuperarem a carga orgânica presente em
efluentes na geração de energia, através da conversão de DQO a CH
4
(HAO; van
LOOSDRECHT, 2003). Porém, ainda com poucos estudos a respeito de sua reutilização, a
água deveria ser o primeiro recurso a ser reciclado.
Hao; van Loosdrecht (2003) propuseram um sistema de tratamento de efluentes e
obtiveram resultados significativos para remoção e recuperação de carga orgânica e de
fósforo. Esse sistema preconiza a utilização de seqüência de fases distintas, desde uma fase
anaeróbica até uma fase aeróbica passando, entretanto, por fase anóxica e mista. Além dessa
variação de fases, os autores citam a necessidade de recirculação do resíduo para
aproveitamento pleno do processo.
O desenvolvimento de grânulos a partir de uma mistura de culturas microbianas
aeróbias e anaeróbias foi obtido por Ergüder; Demirer (2005) sob condições alternadas de
anaerobiose e aerobiose. Além de comprovarem a eficiência do sistema, os autores citam
algumas vantagens do uso de reator com sistema combinado anaeróbico/aeróbico: menor
requerimento de energia para operação, menor produção de sólidos, menor valor de DBO,
menor custo de investimento inicial e maior rapidez de recuperação a “choques”, devido ao
excesso de carga orgânica.
2.3.4 Potencial dos biogrânulos na remoção de coliformes
Uma característica relevante observada por Hübner et al. (2006) em reator de grânulos
aeróbicos foi a presença, em elevada concentração, de protozoários no RSB, principalmente
junto com os grânulos e flocos existentes no reator. Acredita-se que estes cumpram um
importante papel na redução de microrganismos que estiverem livres na solução do reator.
De acordo com Hahn; Höfle (2001) os protozoários, ao realizarem a predação de
células bacterianas, podem influenciar a estrutura morfológica, a composição taxonômica e o
estado fisiológico de comunidades bacterianas em ambientes aquáticos. Acredita-se que, da
mesma forma, no reator seqüencial em batelada os protozoários possam atuar na remoção de
36
bactérias presentes no afluente, dentre as quais, as bactérias entero-patogênicas. Dessa forma,
o número de coliformes fecais presente nos efluentes de biodigestores anaeróbicos tenderá a
ser reduzido. Todavia, não foram encontradas informações de pesquisa em que esse aspecto
tenha sido objeto de estudo.
2.3.5 Uso da biogranulação aeróbica no tratamento de efluentes de biodigestor
Foram encontrados vários trabalhos de pesquisa utilizando água residual da
suinocultura como substrato para o tratamento biológico (OSADA et al., 1995; OBAJA et al.,
2003; OBAJA et al., 2005; PUJOL et al., 2006; DENG et al., 2006; VANOTTI et al., 2007;
HAN et al., 2008; DENG et al., 2008; ANEJA et al., 2008). Contudo, estes trabalhos diferem
em alguns pontos.
Destes trabalhos, somente Han et al. (2008) e Pujol et al. (2006) trataram água residual
suína através do uso de biogrânulos, embora no primeiro trabalho tenha sido utilizado um
consórcio de lodo ativado e biogrânulos, enquanto Deng et al. (2008), Deng et al. (2006),
Obaja et al. (2005) e Obaja et al. (2003) objetivaram o tratamento de água residual suína
digerida anaerobicamente, mas contendo lodo ativado como inóculo. Já os trabalhos de Aneja
et al. (2008) e Vanotti et al. (2007) não faziam uso de biogrânulos e nem de reator seqüencial
em batelada, mas sim de diversos tanques, cada um representando uma unidade de tratamento
diferente, como: separação de sólidos, nitrificação, desnitrificação, separação de fósforo e
clarificação.
O único trabalho encontrado na literatura científica que envolve a utilização de
grânulos aeróbicos, em RSB, no tratamento de água residual do processamento anaeróbico é o
de Zhang et al. (2005). Porém, estes autores usaram como substrato no reator aeróbico de
grânulos a água residual de reatores UASB, os quais diferem dos biodigestores anaeróbicos e,
neste caso, que estavam realizando o tratamento do efluente de uma indústria extratora de
açúcares.
Portanto, em busca realizada na literatura científica disponível e acessível nenhum
trabalho foi observado considerando o uso de reator seqüencial em batelada, com biogrânulos
aeróbicos, no tratamento de água residual da digestão anaeróbica de dejetos de suínos.
37
3 MATERIAL E MÉTODOS
3.1 Local do experimento
O sistema de tratamento foi manejado no Laboratório de Microbiologia do Solo e do
Ambiente, no Departamento de Solos, Centro de Ciências Rurais (CCR), da Universidade
Federal de Santa Maria (UFSM), Santa Maria – RS, Brasil. Todas análises laboratoriais
também foram realizadas no mesmo local.
3.2 Período de realização
A pesquisa com grânulos aeróbicos, em reator seqüencial em batelada (RSB), foi
realizada durante 88 dias. O período total do experimento se estendeu de 10 de março a 06 de
junho de 2007, tendo início logo após a coleta dos efluentes da biodigestão anaeróbica de
dejetos de suínos.
A primeira coleta da água residual da digestão anaeróbica de dejetos de suínos
(efluente de biodigestor) ocorreu em 09 de março de 2007 e no dia seguinte, 10 de março, foi
adicionado no reator o primeiro substrato, constituído da água residual da biodigestão
anaeróbica.
Além da água residual coletada em 09 de março, foi realizada uma segunda coleta de
efluente de biodigestor em 16 de abril (descrito no item 3.7, na seqüência).
3.3 Características do reator
Uma coluna de vidro borossilicato foi utilizada como reator seqüencial em batelada
(RSB). O reator possui 28,27 cm
2
de área e 120 cm de altura total, porém foi utilizado apenas
80 cm de altura útil, perfazendo um volume útil de 2.262 mL.
A construção de um protótipo do reator utilizado neste estudo teve início durante o
desenvolvimento da pesquisa de Tese de Doutorado de André Paulo Hübner, no Programa de
Pós-Graduação em Ciência do Solo da Universidade Federal de Santa Maria (UFSM), em
outubro de 2005. Desde então, vêem-se trabalhando com RSB de biogrânulos aeróbicos no
Laboratório de Microbiologia do Solo e do Ambiente da UFSM considerando, inclusive, o
reator aqui descrito.
38
O reator foi operado com uma taxa de troca de 50%, isto é, a cada ciclo de operação
era retirada e posteriormente adicionada a metade do volume útil (1.131 mL). A aeração foi
suprida por três bombas de aquário (bomba de ar, modelo AC 6600), impulsionando o fluxo
de ar a uma taxa específica de 16 m h
-1
, nos primeiros 30 dias, e de 23 m h
-1
, nos subseqüentes
(Figura 2). A entrada de ar no reator ocorria por um difusor de ar poroso, semelhante aos
difusores usados em aquários. O esquema e a foto do reator são apresentados na Figura 3.
Figura 2 – Fluxo de entrada de ar no reator, velocidade de sedimentação da biomassa e
tempo de retenção hidráulico (TRH).
Outro parâmetro definido e mantido constante durante período experimental foi o
tempo de sedimentação da biomassa no reator. Como o reator vinha sendo operado com um
tempo de sedimentação de um minuto (min), em experimento anterior, optou-se por manter
esse mesmo tempo de sedimentação nos ciclos iniciais do tratamento de água residual da
biodigestão. Posteriormente, no dia 11, o tempo de sedimentação foi alterado para 2,0 min
para potencializar a sedimentação da biomassa flocosa existente no reator e evitar perdas
excessivas da mesma através da descarga de efluente.
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
0
5
10
15
20
25
30
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90
Tempo de Retenção Hidráulico (h)
Fluxo de Ar e Velocidade de sedimentação (m/h)
Tempo de operação seqüêncial do RSB (dias)
Fluxo de Ar Velocidade de sedimentação TRH
Na Figura 2, ai
nda, é mostrada a velocidade de sedimentação dos grânulos no RSB
utilizado neste estudo, a qual é função do tempo de sedimentação aplicado no reator. Assim,
tempos de sedimentação de 1,0 e 2,0 min correspondem a velocidades de sedimentação de
24,0 e 12,0 m h
-1
, respectivamente, no reator aeróbico de biogrânulos.
tempo de retenção hidráulico (TRH) não foi alterado, mantendo
A Figura 3a mostra a
no reator
. Na mesma, foi acoplada uma seringa, adaptada, para retirada do efluente.
Figura 3 –
Esquema do reator seqüencial em batelada (a) e fotografia
aeróbico de biogrânulos
Já a entrada do afluent
também havia um sistema
gases gerados no processo. O difusor de ar foi mantido no fundo do reator, sendo que somente
era aciona
do, pela bomba de ar, quando iniciava a etapa/fase aer
a
nda, é mostrada a velocidade de sedimentação dos grânulos no RSB
utilizado neste estudo, a qual é função do tempo de sedimentação aplicado no reator. Assim,
tempos de sedimentação de 1,0 e 2,0 min correspondem a velocidades de sedimentação de
, respectivamente, no reator aeróbico de biogrânulos.
Durante todo período, o
tempo de retenção hidráulico (TRH) não foi alterado, mantendo
-s
e constante em 16 horas
A Figura 3a mostra a
abertura lateral
para a descarga (saída) do efluente do processo
. Na mesma, foi acoplada uma seringa, adaptada, para retirada do efluente.
Esquema do reator seqüencial em batelada (a) e fotografia
aeróbico de biogrânulos
utilizado no experimento (b).
Já a entrada do afluent
e era realizada pela parte superior do reator (Figura
também havia um sistema
acoplado para a retenção de espuma
, o que permitiria a
gases gerados no processo. O difusor de ar foi mantido no fundo do reator, sendo que somente
do, pela bomba de ar, quando iniciava a etapa/fase aer
ad
a de um ciclo.
b
39
nda, é mostrada a velocidade de sedimentação dos grânulos no RSB
utilizado neste estudo, a qual é função do tempo de sedimentação aplicado no reator. Assim,
tempos de sedimentação de 1,0 e 2,0 min correspondem a velocidades de sedimentação de
Durante todo período, o
e constante em 16 horas
.
para a descarga (saída) do efluente do processo
. Na mesma, foi acoplada uma seringa, adaptada, para retirada do efluente.
Esquema do reator seqüencial em batelada (a) e fotografia
parcial do reator
e era realizada pela parte superior do reator (Figura
3a), onde
, o que permitiria a
coleta de
gases gerados no processo. O difusor de ar foi mantido no fundo do reator, sendo que somente
a de um ciclo.
40
3.4 Etapas de operação do RSB
O reator foi operado seqüencialmente, da seguinte forma: alimentação concomitante
com a fase sem aeração inicial do sistema (120 minutos), movimentação da biomassa granular
através da fase aeróbica (324 min), fase sem aeração final (30 min), ressuspensão e pressão de
seleção com uma aeração (2 min), sedimentação (2 min) e descarga do efluente (2 min). A
seqüência e os respectivos horários em que era realizada cada etapa da operação estão
apresentados na Tabela 5, e o desenho esquemático dessas operações pode ser visualizado na
Figura 4.
Tabela 5 – Tempo e horário de cada etapa de operação no RSB de grânulos aeróbicos,
demonstrando a seqüência de operações para os três ciclos iniciais.
ETAPAS
DURAÇÃO
CICLO 1
CICLO 2
CICLO 3
- - min - -
- - - - - - - - - - horário - - - - - - - - - -
Sem aeração (SAEi/ALI
1
)
120
07:32
15:32
23:32
Aeróbica (AER)
324
09:32
17:32
01:32
Sem aeração (SAEf)
30
14:56
22:56
06:56
Aeração (AE)
2
15:26
23:26
07:26
Sedimentação
(SE)
2
15:28
23:28
07:28
Descarga (DE)
2
15:30
23:30
07:30
Total
480 min. = 8,0 h
1
ALI = alimentação do sistema, etapa simultânea ao início da 1ª fase sem aeração; i = inicial; f = final.
Para realizar o controle e a mudança das etapas foi utilizado um timer digital. No
entanto, em cada etapa de descarga e alimentação do reator era necessário a presença de um
operador, possibilitando assim, em cada ciclo, a coleta do efluente descarregado e a
observação do pH e da temperatura do afluente, antes da sua adição.
41
Figura 4 – Diagrama das etapas de operação de um ciclo típico completo do reator
seqüencial em batelada (RSB).
3.5 Origem do inóculo
Os grânulos aeróbicos utilizados neste projeto são provenientes do trabalho de Hübner
et al. (2006) em RSB, tendo como substrato dejetos líquidos de suínos. Os biogrânulos foram
obtidos em um momento em que já estavam estabilizados (Figura 5).
Figura 5 – Visualização da biomassa de grânulos e flocos utilizada como inóculo no RSB
para o tratamento do efluente de biodigestor anaeróbico (Hübner, 2008).
Ciclo de operação do RSB
SAEi
120 min
Aeróbica
324 min
Sedimentação
2 min
Descarga
2 min
Ciclo completo = 8 h
Alimentação
SAEf
30 min
Aeração
2 min
Flocos
Biogrânulos
Biomassa
presente no
RSB
42
Vale ressaltar que esta biomassa bacteriana, desenvolvida por Hübner et al. (2006),
provém do solo de mata nativa, algo inédito no desenvolvimento de grânulos aeróbicos,
geralmente provenientes de lodos ativados.
3.6 Características dos biogrânulos
A biomassa de grânulos já estava estabilizada e em operação anteriormente, no
entanto, estava sendo usada para o tratamento de dejetos líquidos de suínos
in natura
.
Portanto, o reator em que foi conduzido este trabalho, com a água residual de biodigestor
anaeróbico alimentado com dejetos de suínos, teve como inóculo a mesma biomassa granular
que vinha sendo utilizada no trabalho anterior.
As características gerais da biomassa na forma de grânulos eram o aspecto pouco
gelatinoso, grânulos bastante consistentes e resistentes, além de apresentarem formato
arredondado e de tamanho médio entre 0,8 e 2,5 mm.
3.7 Origem e composição do substrato
O afluente do reator aeróbico de biogrânulos, substrato
3
a ser decomposto pelos
microrganismos presentes nos biogrânulos, foi obtido em uma granja de suínos, localizada no
município de Santa Rosa, noroeste do Estado do RS. A granja de suínos, de ciclo completo,
gera 200 m
3
dia
-1
de efluentes e foi selecionada devido ao sistema de biodigestão anaeróbica
já estar em operação há alguns anos, o que garante boa representatividade para amostras de
efluentes de biodigestor anaeróbico.
Na granja em questão, existem três biodigestores em seqüência (Figura 6), sendo que a
coleta de efluente (água residual) foi realizada em dois locais e momentos diferentes. A
primeira coleta (09 de março de 2007) deu-se no tanque de coleta de efluentes (Fig. 6), cujo
tanque capta e armazena temporariamente a água residual do terceiro biodigestor. No segundo
momento (16 de abril de 2007), coletou-se o efluente na tubulação de saída do tanque de
decantação (Figura 7), o qual recebe o material proveniente do tanque de coleta de efluentes.
3
Neste estudo, os termos água residual e efluente são considerados sinônimos, indicando o material
resultante de um processo de tratamento. No caso, a água residual da digestão anaeróbica de dejetos de suínos
constituiu o material a ser adicionado no reator de grânulos aeróbicos (afluente) e, portanto, o material a ser
degradado pela biomassa microbiana presente nos biogrânulos (substrato). Então, afluente e substrato são,
também, considerados sinônimos do material que entra no reator.
43
Portanto, a água residual da biodigestão anaeróbica de dejetos de suínos, coletada
nessa granja, provém de uma seqüência de três biodigestores e um tanque de coleta (1ª
amostra de água residual) e, além dos demais, um tanque de decantação (2ª amostra). Assim,
no momento da 1ª coleta não foi realizada nenhuma separação de sólidos; enquanto na 2ª
coleta, porém, a água residual havia passado por separação de sólidos, em decantador.
Figura 6 – Vista dos três biodigestores anaeróbicos em seqüência. Seta em vermelho
indica o terceiro biodigestor, do qual sai o material para o tanque de coleta
de efluentes (indicado pela seta em amarelo), onde foi coletada a primeira
amostra.
A coleta da segunda amostra de água residual foi necessária para permitir maior
número de avaliações do sistema e o local diferenciado deve-se ao fato de já ter ocorrido a
descarga do material, presente no tanque de coleta de efluentes, no momento em que se
chegou à granja.
44
Figura 7 – Tanque de decantação do efluente de biodigestor (a) e detalhe da tubulação
de saída (b), onde foi coletada a 2ª amostra de água residual da digestão
anaeróbica de dejetos de suínos.
Alguns parâmetros da água residual dos biodigestores anaeróbicos são apresentados na
Tabela 6. A composição química da água residual da digestão anaeróbica de dejetos de suínos
foi relativamente próxima entre os dois momentos e locais de coleta.
A partir dos dados presentes na Tabela 6 pôde-se calcular a relação carbono:nitrogênio
(C/N) da água residual. O cálculo foi realizado conforme a equação 1.
C/N = DQO (mg L
-1
) x 1 (1)
------------------- ---------
2,666667 NTK (mg L
-1
)
A C/N da água residual dos biodigestores anaeróbicos foi de 0,84 na 1ª amostra e
0,82 na 2ª amostra.
a)
b)
45
Tabela 6 – Composição da água residual da biodigestão anaeróbica de dejetos de suínos,
em dois momentos de coleta.
Coleta
DQO
1
NTK
N
orgânico
N
amoniacal
N
nítrico
P total ST SS pH
- - - - - - - - - - - - - - - - - - - - - mg L
-
1
- - - - - - - - - - - - - - - - - - -
mL L
-
1
1ª 2.506,6
1.116,3
185,7 930,6 0,0 189,8 4.307 31,0 7,77
2ª 2.369,5
1.089,6
197,7 891,9 0,0 177,0 3.650 13,0 7,60
1
DQO = demanda química de oxigênio; NTK = Nitrogênio Total Kjeldahl; P total = fósforo total; ST = sólidos
totais; SS = sólidos sedimentáveis.
3.8 Processamento e armazenamento do substrato
Em cada coleta foram levados para o laboratório aproximadamente 70,0 L de água
residual dos biodigestores. O acondicionamento da água residual foi realizado em sacos de
polietileno. Posteriormente, os sacos foram colocados em isopor com gelo, para resfriar as
amostras e minimizar as biotransformações microbianas.
O transporte da água residual até o laboratório de Microbiologia deu-se imediatamente
após a coleta. No laboratório, as amostras foram homogeneizadas e armazenadas em galões
plásticos em incubadora, sob refrigeração contínua a uma temperatura aproximada de 1°C.
Momentos antes da alimentação do reator o efluente de biodigestor (substrato do
sistema RSB) foi retirado do refrigerador e aquecido lentamente, em forno de microondas, até
atingir temperatura aproximada à temperatura interna no reator. Esse procedimento foi
adotado para evitar choques e desestabilização na biomassa de grânulos presente no reator.
Durante o experimento, a temperatura no laboratório oscilou de 15 a 34 °C (Figura 8).
A Figura 8 mostra, também, o valor de pH do afluente do reator. O pH de entrada no
reator foi praticamente constante durante todo o período experimental, tendo como valor
médio pH 7,84.
46
Figura 8 – Temperatura ambiente no laboratório e pH do substrato durante o estudo
com reator aeróbico de biogrânulos.
3.9 Adequação da biomassa de grânulos à carga do afluente
A entrada da água residual no RSB foi realizada de forma gradual, nos ciclos iniciais,
para evitar choque e colapso de biogrânulos pela mudança abrupta de substrato e de carga
orgânica e amoniacal aplicada.
Nos dois primeiros ciclos de operação, como o reator vinha sendo operado com
dejetos de suínos, foram utilizadas as proporções de 1:1,78 e 1:2,85 para dejetos de
suínos:efluente de biodigestor. O restante, para completar o volume de troca do reator, era
completado com água de torneira. A partir do 3º ciclo não foi mais adicionado dejetos de
suínos, mas somente o efluente de biodigestor diluído em água de torneira na proporção de
1:1,1 (efluente:água), com aumento progressivo de efluente adicionado. As diluições durante
todo o período de estudo, sempre, foram realizadas com água de torneira.
O que definiu a concentração de entrada no reator foi o teor de nitrogênio amoniacal
do substrato. Assim, foi necessário realizar diluição do substrato em virtude da elevada
concentração de N amoniacal na água residual de biodigestores (Figura 9), já que em
0
5
10
15
20
25
30
35
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
9,0
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90
Temperatura (°C)
pH
Tempo de operação seqüêncial do RSB (dias)
pH do afluente Temperatura ambiente
47
concentrações elevadas a amônia (N-NH
3
) pode ser tóxica às bactérias nitrificantes. Os
valores de N amônia apresentados na Figura 9 foram estimados através de cálculo.
Figura 9 – Concentração de nitrogênio amoniacal (N-NH
4
+
+ N-NH
3
) e N amônia (N-
NH
3
) no afluente do reator de biogrânulos aeróbicos.
Com a realização de diluição do afluente, a média durante todo período para carga
orgânica ficou em torno de 1,7 g de DQO L
-1
dia
-1
, valor inferior à carga de 5,0 g de DQO L
-1
dia
-1
usada por Zhang et al. (2005). Porém, a carga orgânica não pôde ser maior, devido à
elevada concentração de N amoniacal. Através da Figura 9, pode-se calcular que a carga
máxima de N amoniacal utilizada (1,1 g de N amoniacal L
-1
dia
-1
) foi aplicada entre o 3º e o
4º dia de operação do sistema RSB. Concomitante com a carga máxima de N amoniacal,
obteve-se também a carga de 3,0 g de DQO L
-1
dia
-1
.
Assim, a carga de 3,0 g de DQO L
-1
dia
-1
e de 1,1 g de N amoniacal L
-1
dia
-1
foi
reduzida, para evitar uma possível toxicidade à biomassa de nitrificadoras presentes, pois com
essa carga orgânica a concentração de amônia livre atingiu o valor de 35 mg de N-NH
3
L
-1
,
considerado extremamente tóxico para as bactérias oxidantes de amônio (YANG et al., 2004).
0
5
10
15
20
25
30
35
40
0
100
200
300
400
500
600
700
800
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90
N amônia (mg L
-1
)
N amoniacal (mg L
-1
)
Tempo seqüencial de operação do RSB (dias)
N amoniacal
N amônia
48
3.10 Estudos realizados
3.10.1
Observação do comportamento da biomassa
Diariamente foram realizadas três coletas de efluentes do reator. Após cada coleta, foi
realizada a observação e a avaliação da biomassa de grânulos e de flocos.
A avaliação da biomassa consistiu em visualizar e registrar o espaço ocupado por
biogrânulos e flocos no reator. O resultado foi expresso em percentual de biomassa em
relação à altura útil do reator. Também foi avaliado o tamanho médio da biomassa de
grânulos ao fim do período experimental.
3.10.2
Parâmetros avaliados em cada ciclo de operação
Em cada momento de “alimentação” do sistema RSB foram analisados o pH, a
temperatura, e o odor no afluente e no efluente do reator. As análises de sólidos
sedimentáveis (SS) e de sólidos totais (ST) foram feitas somente nos efluentes coletados.
Avaliou-se a temperatura no interior do reator e a temperatura ambiente, isto é, a
temperatura da atmosfera externa ao reator. A análise da temperatura interna foi realizada
logo depois da descarga do efluente, submergindo um termômetro em um cone Imhoff
contendo o efluente do reator. Já para avaliar a temperatura ambiente foi mantido um
termômetro próximo da estrutura do reator e realizada a leitura da temperatura externa ao
reator em cada momento de alimentação do sistema.
O odor também foi avaliado na entrada e na saída do reator, ou seja, no afluente e
efluente, respectivamente. A análise foi apenas qualitativa, fazendo-se uso da sensação ao
olfato para avaliar se havia odores desagradáveis.
A análise de sólidos foi realizada conforme metodologia descrita em APHA (1998).
Na Figura 10 é mostrado o esquema de descarga de efluente do reator e posterior separação
das frações sobrenadante e sólidos. O efluente do reator era, então, descarregado diretamente
em um cone Imhoff, do qual se retirava uma amostra do sobrenadante para a realização de
análises químicas (DQO, NTK, N inorgânico e P total), enquanto o lodo restante no cone foi
armazenado para posterior análise de sólidos totais. A coleta do sobrenadante do efluente, no
cone imhoff, foi realizada após um tempo de sedimentação de 15 minutos, sendo a amostra
coletada levada imediatamente para congelamento, em freezer.
49
Figura 10 – Esquema da descarga de efluente do reator para cone Imhoff e posterior
separação das frações sobrenadante e sólidos do efluente, após 15 min de
sedimentação no cone.
Os sólidos totais foram, também, determinados a partir da coleta do efluente do reator
em um cone Imhoff, posterior sedimentação por 15 min, retirada da fração sobrenadante e
deposição do material do fundo do cone em garrafas plásticas (PET, de 600 mL), como
mostrado no esquema da Figura 10. As garrafas PET eram, então, mantidas sob refrigeração
(1°C, + 2) por aproximadamente duas semanas, quando o material era levado à estufa, em
béqueres, para secagem (105°C, + 5) durante 48h. O valor de ST foi corrigido para um
volume de 1,0 L, obtendo-se ST em g L
-1
.
3.10.3
Avaliações do reator aeróbico de biogrânulos na remoção de poluentes
As amostras de efluente foram retiradas do RSB em cada ciclo de operação. No
entanto, para realizar análises químicas foram preservadas apenas as amostras retiradas a cada
cinco ciclos. Todas as amostras para análises químicas foram acondicionadas em potes de
plástico, de 100 mL, e mantidas no freezer, congeladas.
Efluente no
cone Imhoff
Amostra de sólidos do
efluente.
Amostra de sobrenadante do
efluente para análises.
50
Essas amostras, conservadas sob congelamento, foram analisadas para alguns dos
poluentes presentes na água residual da digestão anaeróbica de dejetos de suínos. Foram
avaliados a Demanda Química de Oxigênio (DQO), o Nitrogênio Total Kjeldahl (NTK), o
nitrogênio amoniacal (N-NH
4
+
+ N-NH
3
), o nitrogênio nítrico (N-NO
3
-
+ N-NO
2
-
) e o fósforo
total (P total).
Para a realização das análises, as amostras foram parcialmente descongeladas em
aparelho de microondas doméstico e, depois, mantidas em bandejas com gelo para o
descongelamento gradual e total inibindo, assim, a ocorrência de transformação microbiana, a
evaporação d’água e a volatilização de amônia. As amostras de efluente foram retiradas dos
potes plásticos por seringas calibradas e dispostas diretamente nos tubos de análise.
Cabe salientar que a amostragem do afluente do reator foi realizada de forma
diferenciada. Para essa amostragem, foi desenvolvido um sistema de coleta/sucção das
amostras para maximizar o padrão de amostragem e garantir a homogeneidade de cada
repetição amostral, visto que os afluentes possuem mais partículas que os efluentes e,
portanto, seria fácil de subestimar o teor de DQO, NTK, N orgânico e P total. Cada amostra
integral do afluente foi analisada com 4 repetições. O sistema de sucção empregado foi
composto por uma seringa de vidro (5,0 mL) acoplada a uma pipeta graduada (5,0 mL), sem a
ponta, permitindo a sucção do material particulado.
A análise de DQO foi realizada pelo método do refluxo fechado, através de digestão
ácida, seguida de titulação, conforme descrito em APHA (1998), e o resultado da análise foi
expresso em mg de O
2
L
-1
.
Todas as análises de nitrogênio (NTK, N amoniacal e N nítrico) foram realizadas
seguindo metodologia de Tedesco et al. (1995).
O nitrogênio total (NT) foi estimado a partir da equação 2, já que o Nitrogênio Total
Kjeldahl (NTK) considera as formas de nitrogênio orgânico e nitrogênio amoniacal
(CONSEMA, 2006), mas não contabiliza integralmente o N nítrico, na metodologia de
conversão de N total para N-NH
4
+
(Tedesco et al., 1995). Também conforme APHA (1998),
parte do N nítrico pode vir a ser recuperado eventualmente, porém neste estudo considerou-se
o cálculo mostrado na equação 2.
NT (mg L
-1
) = NTK (mg L
-1
) + N nítrico (mg L
-1
) (2)
51
Na equação 3 aparece o cálculo de nitrogênio orgânico das amostras. Nesta, foi
considerado que o valor de NTK subtraído do valor de N inorgânico resulta no teor de N
orgânico.
N orgânico (mg L
-1
) = NTK (mg L
-1
) – N inorgânico (mg L
-1
) (3)
O nitrogênio inorgânico (N mineral) corresponde à soma das formas de N amoniacal e
de N nítrico. O nitrogênio amoniacal leva em conta a soma das formas ionizada e livre do N,
ou seja, a soma de N como o íon amônio (N-NH
4
+
) e N como o gás amônia (N-NH
3
),
respectivamente. Essas duas formas de N inorgânico reduzido existem em equilíbrio,
dependendo, principalmente, do pH e também da temperatura da solução. A Lei de Chatelier
descreve esse equilíbrio como uma reação reversível em que ao exercer uma ação sobre um
sistema em equilíbrio, o sistema desloca-se no sentido de minimizar os efeitos da ação
sofrida, sendo chamado de “equilíbrio químico”.
A análise realizada para N amoniacal não dispunha de alternativa para obtenção do
valor de N amônia. Então, devido a importância de conhecer a concentração de amônia livre,
a amônia foi estimada através de uma fórmula proposta por Ford et al. (1980, apud YANG et
al., 2004). A equação 4 mostra o cálculo usado para a obtenção do valor de N amônia:
N-NH
3
(mg L
-1
) = [N amoniacal] x 10
pH
(4)
-------------------------------------------
Exp [6334/(273,15 + T)] + 10
pH
Sendo N amoniacal a concentração de amônio e amônia na amostra (N-NH
4
+
+ N-
NH
3
); e, T a temperatura, em grau Celsius (°C). Nesta equação, verifica-se que, como citado
acima, a concentração de N-NH
3
é fortemente influenciada pelo pH do meio e, também, pela
temperatura.
A expressão “N nítrico”, anteriormente usado por Giacomini (2005), se refere à soma
dos teores de nitrogênio nas formas de nitrito (N-NO
2
-
) e nitrato (N-NO
3
-
). Nesta pesquisa, o
N nítrico também será representado da seguinte forma: N-NO
x
-
, referindo-se aos dois ânions,
nitrato e nitrito, analisados simultaneamente, como realizado por Third (2003), Meyer et al.
(2005), de Kreuk (2006), Wang et al. (2006) e Li et al. (2007).
Para análise de NTK por digestão úmida, a metodologia foi aquela descrita por
Tedesco et al. (1995), com exceção da não utilização de água oxigenada, para evitar o
52
extravasamento de material do tubo e perda de amostra durante a fase inicial da digestão,
como proposto por Almeida (2000).
As análises de N amoniacal e N nítrico foram realizadas a partir do descongelamento
das amostras, sucção de um volume definido e posterior disposição em tubos de destilação.
Para analisar o N amoniacal foi adicionado MgO para elevar o pH e proporcionar que a
reação ocorresse no sentido de gerar amônia, a qual volatiliza e é arrastada junto ao vapor
d’água para um copo de coleta, contendo ácido bórico. Após o contato da amônia dissolvida
com o ácido bórico é gerado borato de amônio e o mesmo é titulado com ácido sulfúrico
diluído.
Após a destilação da amostra do tubo contendo N amoniacal, o mesmo foi colocado
em recipiente contendo gelo para permitir o rápido resfriamento da amostra. Então, o tubo
resfriado foi usado para análise de N nítrico. Para tanto, adicionou-se Liga de Devarda – para
propiciar a redução de N nítrico à N amoniacal – ao tubo contendo a amostra e destilou-se
novamente.
O fósforo total (P total) foi obtido através da metodologia descrita em APHA (1998),
envolvendo duas etapas: a conversão das formas de fósforo para ortofosfato dissolvido e a
determinação colorimétrica do ortofosfato.
Para converter todas formas de fósforo, orgânicas e inorgânicas adsorvidas, à
ortofosfato dissolvido (P-PO
4
-3
) foi realizado inicialmente a digestão das amostras, em bloco
digestor, nas temperaturas seqüenciais de 150, 180 e 250 °C por 0,5, 2,0 e 2,0 h,
respectivamente. Ao fim do tempo, verificou-se a redução do volume, no tubo digerido, para
aproximadamente 1,0 mL e a completa descoloração da amostra.
Após esfriamento e adição de água destilada no tubo, realizou-se a correção do pH
usando NaOH e/ou HCl, dependendo da necessidade, para obter um valor de pH maior que 10
e inferior a 12.
Depois de corrigido o pH das amostras em cada tubo, foi adicionada a solução de
Vanadato-molibdato para reagir com ortofosfato e formar o ácido vanado-molíbdico-
fosfórico. Somente depois desses procedimentos as amostras estavam prontas para serem lidas
por espectrofotometria. No entanto, na metodologia de APHA (1998) não há um valor de
comprimento de onda pré-determinado para ser utilizado na leitura das amostras, mas apenas
uma faixa de leitura recomendada de 400 a 490 nm.
Para determinar o comprimento de onda (
λ
) ideal para a determinação do fósforo das
amostras foi realizado um ensaio prévio com diferentes amostras de efluentes. Após o
procedimento anteriormente descrito, de digestão das amostras, foi realizada uma varredura
53
das amostras-teste em uma faixa de
λ
de 400 a 500 nm (Figura 11), em espectrofotômetro
UV-visível.
A seleção do comprimento de onda ideal para análise do fósforo das amostras testadas
foi obtida pela determinação do pico de leitura de fósforo. E, como o pico foi o mesmo para
todas as amostras definiu-se, então, o
λ
de 462 nm como o comprimento de onda ideal para a
determinação de fósforo.
Figura 11 – Varredura espectrofotométrica de fósforo em amostra de efluente do reator
seqüencial em batelada (RSB), de biogrânulos aeróbicos, para determinação
do comprimento de onda (λ) ideal para a leitura de P total.
Embora na Figura 11 seja mostrada apenas a varredura realizada para uma amostra, no
ensaio foram utilizadas seis amostras diferentes de água residual de biodigestor anaeróbico,
efluentes de RSB e de frigorífico de abate de suínos (dados não apresentados).
3.10.4 Avaliação da dinâmica de reações em um ciclo operacional do reator
O reator foi operado por 88 dias ininterruptos, sendo armazenadas amostras para
análises químicas e avaliação do processo de tratamento da água residual de digestores
anaeróbicos, contendo dejetos de suínos, no RSB com biogrânulos aeróbicos. Porém, para
462
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
1,0
1,2
400 405 410 415 420 425 430 435 440 445 450 455 460 465 470 475 480 485 490 495 500
ABS
Comprimento de onda, nm
Efluente de RSB
54
avaliar a dinâmica dos processos químicos e biológicos no reator, foi analisado de forma
intensiva um único ciclo do reator, no 77º dia de operação, após ter sido realizado
experimento em que havia adição de álcali.
Foram realizadas 15 amostragens (Tabela 7) de material no reator aeróbico de
biogrânulos, para avaliar a dinâmica das reações bioquímicas em um ciclo de oito horas e
verificar a influência das diferentes fases de operação nos processos.
Tabela 7 – Cronograma de análise da cinética das reações durante um ciclo típico de
operação do RSB de grânulos aeróbicos.
Amostragens
Tempo de operação do reator
nº descrição minutos horas
1 Afluente
- -
2 Início da fase sem aeração
3,0 0,05
3 Início da fase aeróbica
120,5 2,00
4 Fase aeróbica
140,0 2,33
5 Fase aeróbica
180,0 3,00
6 Fase aeróbica
240,0 4,00
7 Fase aeróbica
270,0 4,50
8 Fase aeróbica
300,0 5,00
9 Fase aeróbica
340,0 5,67
10 Fase aeróbica
370,0 6,17
11 Fase aeróbica
400,0 6,67
12 Final da fase aeróbica
447,0 7,45
13 Início da fase sem aeração
450,0 7,50
14 Final da fase sem aeração
479,0 7,98
15 Efluente, após sedimentação 485,0 8,25
55
A amostragem inicial foi do afluente do reator. Deste, foi retirado em torno de 50 mL
logo antes de ser introduzido no reator, sendo que do volume coletado foram utilizadas
diversas sub-amostragens para a realização de repetições, em cada análise.
Para cada uma das demais amostragens foi retirada uma amostra integral de 100 mL
do reator,com leitura imediata da temperatura e do pH, e depositada em proveta por apenas
cinco minutos. Durante esse tempo a proveta era mantida dentro de uma bandeja contendo
água e gelo. Após os 5 min era vertida a fração sobrenadante da proveta (aproximadamente 40
mL) para frascos plásticos estéreis de 100 mL, enquanto o restante era reintegrado ao reator.
Na mesma bandeja eram armazenados, temporariamente, os frascos contendo as amostras a
fim de mantê-las resfriadas para o posterior congelamento em freezer.
As 15 amostras obtidas de um ciclo típico de operação do reator seqüencial em
batelada (RSB) foram analisadas quanto a: pH, temperatura, nitrogênio (N amoniacal e N
nítrico) e fósforo total. As determinações dos parâmetros avaliados foram realizadas da
mesma forma que citadas anteriormente.
3.10.5 Avaliação de SST, SSV e da atividade microbiana nitrificante
A atividade das bactérias nitrificantes foi estimada através de cálculo obtido pela
avaliação do teor de sólidos suspensos voláteis e da nitrificação ocorrida durante um ciclo de
operação do reator.
No 70º dia de operação do reator, ciclo 212, foi realizada a análise de sólidos
suspensos totais (SST) e sólidos suspensos voláteis (SSV) da biomassa de grânulos e da
porção sobrenadante mais flocos que permanecem no reator após a retirada de efluente,
segundo metodologia descrita em APHA (1998).
Após descarga do efluente do reator, foi desligado o sistema e retirada toda porção
restante do reator, contendo a biomassa flocosa e a biomassa granular. Este volume retido no
reator foi, então, vertido em uma proveta e o volume de cada fração (grânulos e sobrenadante
+ flocos) foi mensurado.
Após, utilizando uma parte da fração de grânulos – a qual foi pesada em balança de
precisão – foi realizada a filtração da amostra em filtro de fibra de vidro, sob vácuo, e
colocada sobre uma lente de vidro. A lente, contendo o filtro e a amostra da biomassa
granular, foi levada à estufa na temperatura de 105 ºC (+ 5,0) por 2 h. Depois de retirada da
estufa, a lente com o resíduo seco foi colocada em dessecador e, posteriormente, pesada para
obter o valor de SST.
56
As mesmas lentes, uma contendo o filtro e o resíduo seco a 105 ºC e a outra somente o
filtro, após pesagem e determinação de SST foram levadas à mufla a temperatura de 550 ºC
por 1 h. Depois de retirar as lentes da mufla, levar ao dessecador, pesar, retornar novamente à
mufla, deixar mais 30 min e repetir o procedimento de resfriamento e pesagem, para ter
certeza de que o peso estava constante, obteve-se o valor de SSV pelo cálculo da massa
perdida no procedimento de secagem a 550°C em relação à secagem a 105°C.
O valor de sólidos suspensos voláteis é utilizado por oferecer uma boa aproximação da
quantidade de material orgânico presente na fração sólida de efluentes e, assim, poder estimar
a biomassa presente, bem como a atividade microbiana.
A partir da obtenção do valor de SSV, foi estimada a capacidade da biomassa granular
em oxidar o nitrogênio amoniacal, através do acompanhamento intensivo de um ciclo de
operação do RSB (item 3.10.4) e cálculo da atividade específica de conversão de N amoniacal
em N nítrico, sendo expresso em mg de N/ g de SSV/ h (equação 5).
Cinética de nitrificação = (NO
x
-
f.
– NO
x
-
i.
)
x
1 (5)
------------------------- ----
SSV ∆ t
Sendo,
Cinética de nitrificação = atividade de nitrificação específica, mg N g
-1
SSV h
-1
NO
x
-
f.
= N nítrico formado no final do período considerado, mg N-NO
x
-
L
-1
NO
x
-
i.
= N nítrico presente no início do período considerado, mg N-NO
x
-
L
-1
SSV = sólidos suspensos voláteis, g SSV L
-1
∆ t = tempo considerado entre o início e o fim da formação de N nítrico, h
3.10.6 Adição de álcali no reator para controle de pH
O experimento de adição de base no afluente do reator seqüencial em batelada visou
propiciar a correção e manutenção do pH dos efluentes do reator próximos a neutralidade e,
com isso, viabilizar a ocorrência da reação completa de nitrificação. Também, buscou-se
avaliar a obtenção de um efluente do RSB capaz de ser emitido para o ambiente, em termos
de pH, considerando as exigências de órgãos de fiscalização ambiental (CONAMA,
CONSEMA e FEPAM).
57
Para realizar a avaliação das alterações do pH nos efluentes foi adicionado Carbonato
de Cálcio (CaCO
3
) durante 15 ciclos consecutivos de operação do reator seqüencial em
batelada (RSB), com biogrânulos aeróbicos (Tabela 8). Esses 15 ciclos representam cinco dias
seqüenciais, exatamente do 73º dia até, aproximadamente, o 78º dia de operação.
A adição de carbonato ocorreu conforme cronograma apresentado na Tabela 8, onde é
demonstrada a repetição de uma mesma concentração de CaCO
3
por cinco ciclos consecutivos
ou, com 5 repetições. Pode ser visualizado que o aumento das concentrações de carbonato foi
realizado duplicando o valor adicionado inicialmente, para tentar potencializar as alterações
ocorridas após a correção do pH.
Tabela 8 – Planejamento e quantidades de carbonato de cálcio adicionado ao afluente.
Amostra
CaCO
3
adicionado
(nº) (ciclo) (dia) (g) (mg L
-1
)
1 219 73,0 0,2003 176,8
2 220 73,3 0,2004 176,9
3 221 73,7 0,2003 176,8
4 222 74,0 0,2005 177,0
5 223 74,3 0,2001 176,6
6 224 74,7 0,4009 353,8
7 225 75,0 0,4003 353,3
8 226 75,3 0,4005 353,5
9 227 75,7 0,4001 353,1
10 228 76,0 0,4000 353,0
11 229 76,3 0,8000 706,1
12 230 76,7 0,8002 706,3
13 231 77,0 0,8000 706,1
14 232 77,3 0,8002 706,3
15 233 77,7 0,8001 706,2
58
O carbonato foi adicionado no afluente após a correção da temperatura, no
microondas, em relação a temperatura observada no interior do reator, para evitar a adesão do
reagente nas paredes do béquer contendo o afluente. Após a homogeneização e dissolução
completa do CaCO
3
no béquer, o afluente corrigido foi colocado no reator, no momento da
alimentação.
Em cada ciclo em que foi adicionado carbonato, foram verificados os valores de pH do
afluente e, posteriormente, do efluente do reator. Assim, foi possível comparar as
modificações propiciadas pela adição de carbonato de cálcio ao afluente do reator. Esse
comparativo foi realizado entre os ciclos antecessores e posteriores à adição.
59
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO
4.1 Acompanhamento do sistema RSB de biogrânulos no período avaliado
4.1.1 Evolução do pH e da temperatura
No processamento, em reator aeróbico de biogrânulos, da água residual da
suinocultura digerida anaerobicamente não foi realizada nenhuma intervenção no pH e na
temperatura, mas somente o monitoramento de ambos.
A Figura 12 mostra a evolução do pH do 30º dia de operação do reator até o fim do
experimento. A visualização dos valores de pH, somente, a partir do dia 30 dá-se devido a não
ter sido realizado o monitoramento diário antes desse período. O pH do afluente do reator
manteve-se praticamente constante durante todo período avaliado. A oscilação máxima
observada não ultrapassou 0,57 unidades de pH, variando de 7,58 a 8,15. O pH médio foi
7,84. Esses valores de pH são próximos daqueles encontrados para água residual da
suinocultura digerida anaerobicamente em outros estudos (OBAJA et al., 2003; CHENG et
al., 2004; OBAJA et al., 2005).
Quanto ao pH do efluente do reator seqüencial em batelada, observa-se na Figura 12
que ele foi inferior ao do afluente, além de ser mais variável. Os valores máximos e mínimos
de pH no efluente foram de 7,79 e 5,26, com um valor médio de 5,79. As oscilações, por
vezes, bruscas do pH foram resultado de problemas operacionais junto ao reator, como falta
de energia elétrica, atrasos no momento de inserir o afluente no reator e realização de algumas
análises durante todo período de um ciclo de operação. A ausência de aeração nesses períodos
não permitiu a ocorrência da nitrificação do N amoniacal do afluente, fazendo com que o pH
do efluente atingisse valores relativamente elevados.
Observa-se na Figura 12, ainda, que após o 73º dia de operação há uma elevação do
valor de pH do efluente do reator, a qual é justificada pela realização de experimento a partir
desse dia com a adição de alcalinizante, o qual será discutido no item 4.3. O valor médio do
pH efluente sem e com adição de álcali foi 5,59 e 6,30, respectivamente. Também no item 4.3
será discutida a possibilidade de ajuste do pH e a sua relação com a nitrificação.
As temperaturas internas e externas ao reator são mostradas na Figura 13. Observa-se
que a temperatura no interior do reator seguiu a dinâmica de oscilações da temperatura
atmosférica (ambiente, ou externa ao reator), atingindo média de 26,6°C nos 40 dias iniciais e
60
uma tendência à redução para aproximadamente 18,3°C nos 20 dias finais de operação do
reator.
Figura 12 – Evolução do pH no afluente e efluente do RSB durante parte do
experimento. A linha vertical (cinza) indica a separação entre o período sem
adição e com adição de carbonato de cálcio (adição de 0,2 a 0,7 g L
-1
).
A temperatura não pareceu influenciar diretamente aos processos microbianos, pois
embora a temperatura mínima observada, no interior do reator, tenha sido de 15°C, isso só
ocorreu em quatro ciclos operacionais e, já, no fim do período experimental. Em todos os
demais ciclos de operação do RSB a temperatura manteve-se superior a 16°C. Temperaturas
acima de 16°C são consideradas ideais para a obtenção de elevadas taxas (maiores que 95%)
de remoção de nitrogênio amoniacal e nítrico (OBAJA et al., 2003).
A redução na temperatura, principalmente, após o 40º dia de operação do RSB esteve
associada ao clima subtropical do Rio Grande do Sul, pois a partir da metade de abril tiveram
início as baixas temperaturas observadas em todo estado. Com isso, enfatiza-se o fato de que a
temperatura interna ao reator esteve relacionada à temperatura ambiente, sem sofrer alterações
ou correções.
4,5
5,0
5,5
6,0
6,5
7,0
7,5
8,0
8,5
30 40 50 60 70 80 90
pH
Tempo de operação seqüêncial do RSB (dias)
pH do afluente pH do efluente
sem CaCO
3
com CaCO
3
61
Figura 13 – Evolução da temperatura atmosférica e interna ao reator aeróbico de
biogrânulos durante o experimento.
Esses resultados levam a crer que a operacionalidade de um RSB em escala piloto (à
campo) estará relacionada a capacidade em fornecer aquecimento externo ao sistema, já que a
temperatura interna do reator esteve associada a temperatura ambiente (externa), mesmo em
experimento realizado em laboratório. Pesquisas nesse sentido devem ser realizadas para
permitir a adequação e a manutenção da temperatura interna do reator em condições ótimas
para o crescimento dos microrganismos presentes em biogrânulos.
4.1.2 Evolução da biomassa do reator aeróbico de biogrânulos
A biomassa bacteriana avaliada no reator (composta das frações granular e flocosa)
teve um comportamento semelhante. A avaliação da biomassa de grânulos e de flocos é uma
maneira de obter a resposta microbiana à carga orgânica e de nutrientes, bem como o
potencial das mesmas em assimilar os poluentes presentes na água residual de digestores
anaeróbicos. A Figura 14 mostra o comportamento de grânulos e flocos durante todo período
experimental.
Como no início da operação do reator de biogrânulos o tempo de sedimentação para
posterior descarga do efluente foi de um minuto (tempo que vinha sendo empregado em
0
5
10
15
20
25
30
35
40
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90
Temperatura (°C)
Tempo de operação seqüêncial do RSB (dias)
Temperatura ambiente
Temperatura interna ao reator
62
estudo anterior) houve um considerável favorecimento à rápida perda de biomassa nos
primeiros dias de operação. O referido tempo de sedimentação corresponde à velocidade de
sedimentação de 24,0 m h
-1
no reator utilizado neste estudo.
É importante mencionar que esta mesma biomassa de grânulos estava estabilizada e
operando no mesmo RSB, porém no estudo anterior a biomassa teve como substrato dejetos
líquidos de suínos in natura. Nesse estudo anterior, o reator estava sendo operado com uma
carga orgânica (DQO) variável entre 3.148 e 7.595 g m
-3
dia
-1
durante o último mês. Já no
estudo atual, com a água residual da biodigestão anaeróbica de dejetos de suínos, a carga
orgânica adicionada ao reator, além de possuir carbono facilmente assimilável em menor
proporção aos dejetos de suínos, foi inferior a 3.000 g m
-3
dia
-1
, tendo como média em todo
período experimental 1.652 g de DQO m
-3
dia
-1
. Assim, com carga orgânica média 78%
inferior ao que a biomassa estava sendo submetida anteriormente, necessária para evitar
toxicidade de amônia às nitrificadoras, a redução inicial de biogrânulos no reator era esperada.
No entanto, como este trabalho se propunha avaliar o potencial da biogranulação aeróbica em
tratar, diretamente, a água residual de digestor anaeróbico de dejetos de suínos não se optou
pela adição de outra fonte de carbono.
Figura 14 – Percentual de biomassa de grânulos e flocos em relação à altura útil do
reator durante o período experimental.
y = -1,342ln(x) + 12,523
r² = 0,7104
y = -0,0211x + 1,626
r² = 0,6465
0
2
4
6
8
10
12
14
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90
Biomassa granular e flocosa (%)
Tempo de operação seqüêncial do RSB (dias)
Biogrânulos
Flocos
63
A redução da carga do afluente foi necessária para evitar a possível toxicidade de
amônia livre (N-NH
3
) às bactérias nitrificadoras presentes nos biogrânulos. Essa elevada
concentração de amônia é mostrada na Figura 9, na qual se observa valores de N-NH
3
próximos a 35,0 mg L
-1
quando a carga amoniacal foi de 1.109 g de N amoniacal m
-3
dia
-1
,
enquanto um valor médio de 13,0 mg L
-1
de N-NH
3
foi obtido com carga inferior a 600 g de
N amoniacal m
-3
dia
-1
.
Considerando a evolução da biomassa na Figura 14, observa-se que tanto para
biogrânulos quanto para flocos a tendência geral é de redução do percentual de biomassa em
relação à altura útil do reator. Ao considerar a tendência das biomassas, através da linha de
tendência logarítmica, obteve-se r
2
de 0,71 para a redução da biomassa de grânulos no reator e
de 0,65 para a biomassa flocosa.
A inclinação da curva relativa à biomassa de biogrânulos é maior nos primeiros dez
dias de operação, o que corresponde ao período em que a velocidade de sedimentação foi
mais elevada. A partir do 11º dia a velocidade de sedimentação foi reduzida para 12,0 m h
-1
, o
que equivale ao aumento do tempo de sedimentação para dois minutos. A partir do 11º dia,
assim como a velocidade de sedimentação, também a perda de biomassa granular foi
reduzida. Com isso, a redução no percentual de grânulos foi mais lenta.
Mesmo que a linha de tendência para os biogrânulos (Figura 14) pareça continuar
decrescendo, influenciada pelo alto percentual inicial, pode-se visualizar que após o 60º dia
esta biomassa manteve um volume constante. No período final de operação do reator,
posterior ao 60º dia, a biomassa de grânulos mostrou pequena variação, apresentando um
valor médio de 6,6% em relação à altura útil do reator, e aproximando-se de um valor
constante. É possível que a partir desse momento a biomassa granular tenha se estabilizado ao
substrato e à carga utilizada no sistema RSB.
Ao fim do período experimental, embora os biogrânulos tenham reduzido o volume
total, eles mantiveram o mesmo aspecto morfológico e tamanho de grânulos do início do
experimento (Figura 15). O tamanho médio da biomassa de grânulos foi de aproximadamente
1,7 mm.
Embora seja relatada a ocorrência de grânulos maiores que os observados neste
trabalho (MISHIMA; NAKAMURA, 1991; PRATT et al., 2007), o tamanho médio de
biogrânulos na maioria das publicações nessa área situa-se em torno de 1,0 a 3,0 mm (YANG
et al., 2003; ARROJO et al., 2004; LIU; TAY, 2004; CASSIDY; BELIA, 2005; de KREUK et
al., 2005; QIN; LIU, 2006). Além do que, o diâmetro médio de grânulos que possibilitou a
64
maior eficiência na remoção de nitrogênio no trabalho realizado por de Kreuk et al. (2005) foi
entre 1,1 e 1,8 mm, faixa esta muito próxima da observada nesta pesquisa.
Figura 15 – Fotografia da biomassa de grânulos utilizada no reator seqüencial em
batelada para o tratamento da água residual de biodigestor.
A biomassa de flocos apresentou pouca variação inicialmente, mantendo um
percentual médio de 1,2% em relação à altura útil do reator até o 38º dia de operação. Após
esse período, a biomassa flocosa diminuiu seu percentual no reator para níveis próximos a
zero obtendo-se, inclusive, ausência total de flocos em vários dos últimos 20 dias de
experimento.
1,0 mm
65
4.2 Desempenho do reator aeróbico de biogrânulos na remoção de poluentes
4.2.1 Remoção de DQO
A concentração de DQO do afluente adicionado ao reator variou entre 553,1 e 1.991,1
mg L
-1
(Figura 16). Da mesma forma, o efluente do reator apresentou grande variação, desde
293,3 mg L
-1
nas menores cargas de afluente até 1.040,9 mg de DQO L
-1
nas cargas mais
elevadas. Com isso, no período correspondente ao estudo, a eficiência de remoção da carga
orgânica também foi variável, de 35,6 até 70,5%, com um valor médio de 52,1%.
Figura 16 – Demanda Química de Oxigênio (DQO) durante o tratamento de efluente de
biodigestor em reator aeróbico de biogrânulos. A linha vertical tracejada
(em verde) define o momento a partir do qual passou a ser utilizado
substrato da 2ª coleta de efluente de biodigestor.
Na Figura 16, percebe-se que a eficiência de remoção de DQO foi maior nos primeiros
38 dias de operação do reator. Isto evidencia que melhor eficiência foi obtida no tratamento
da amostra da 1ª coleta de efluente de biodigestor (média de 58%) em relação à amostra da 2ª
coleta, com 47% de eficiência média de remoção da DQO. Possivelmente, esse fato deve estar
relacionado à diferença no teor de sólidos entre as duas amostras coletadas. A 2ª amostra de
0
10
20
30
40
50
60
70
0
250
500
750
1000
1250
1500
1750
2000
0 20 40 60 80
Remoção de DQO (%)
DQO (mg L
-1
)
Tempo seqüencial de operação do RSB (dias)
DQO Afluente DQO Efluente Remoção de DQO
1ª coleta 2ª coleta
66
efluente de biodigestor apresentou menor teor de sólidos, pois a mesma foi coletada após a
separação de sólidos em um decantador, enquanto a 1ª amostra foi coletada antes da
decantação. O maior teor de sólidos (partículas) na 1ª amostra pode representar maior
percentual de material orgânico e, conseqüentemente, de carbono, explicando a redução
superior de DQO na 1ª amostra.
Assim, possivelmente, a maior contribuição à redução dos teores de DQO deve-se ao
processo de sedimentação das partículas, embora seja considerado que a biomassa presente no
reator possa atuar na indução da floculação e da rápida sedimentação do material orgânico
particulado, atribuindo esta remoção de DQO à um efeito físico/biológico.
O residual médio de DQO do efluente (527,4 mg L
-1
) é ainda elevado, relativamente à
concentração máxima de 330 mg L
-1
que o efluente deve conter para poder ser destinado em
cursos d’água, de acordo com a legislação estadual (CONSEMA, 2006).
Essa concentração de DQO no efluente, ainda elevada deve-se, possivelmente, ao
tempo muito reduzido de decantação de sólidos (sedimentação). Enquanto que nas condições
deste trabalho a separação do lodo foi estabelecida em apenas 15 minutos, em outros trabalhos
a amostra de análise foi obtida após um tempo maior, de 120 minutos (SCHWARZENBECK
et al., 2005) ou mesmo após centrifugação (DANGCONG et al. 1999; ZHANG et al., 2006).
Obviamente, após centrifugação ou tempo de decantação elevado, o teor de sólidos orgânicos
suspensos é muito menor do que após o curto período avaliado neste estudo. Assim, embora
não avaliado, seria razoável presumir que a eficiência de remoção poderia ser melhorada caso
a decantação fosse realizada em uma unidade com TRH maior.
Embora o residual médio de DQO seja elevado, quando comparado à exigência
ambiental estadual, ele foi semelhante ou inferior ao residual de DQO observado em outros
trabalhos. No estudo de Deng et al. (2006) a eficiência de remoção da DQO do afluente foi de
apenas 7,5%, restando mais de 800 mg L
-1
de DQO no efluente do reator. Baixa taxa de
remoção de DQO (entre 10 e 44%) também foi observada por Su et al. (1999, apud DENG et
al., 2006), quando utilizaram reator seqüencial em batelada para o tratamento de águas
residuais suinícolas digeridas. Em trabalho recente realizado por Deng et al. (2008),
novamente a DQO residual (em torno de 600 mg L
-1
) foi superior aquela obtida no presente
estudo. Porém, mesmo no trabalho de Obaja et al. (2003), onde foi possível obter elevada
eficiência na remoção de DQO (70%) em um dos ensaios realizados, o residual foi próximo a
400 mg de DQO L
-1
.
A baixa eficiência na remoção de DQO encontrada por Deng et al. (2008) foi atribuída
à redução do pH durante o processamento das águas residuais no RSB. Esses autores citam
67
que o pH ótimo para crescimento de bactérias (presentes nos grânulos) situa-se entre 6,5 e 7,5,
enquanto a remoção de material carbonáceo tem pH tolerável na faixa de 6,0 a 9,0; já a
máxima performance para remoção de carbono ocorre em pH próximo a neutralidade. Deng et
al. (2006) enfatizam, ainda, que valores de pH inferiores a 5,5 podem inibir a atividade
bacteriana. Como observado na Fig. 12, na maior parte deste estudo, o pH foi reduzido a
valores inferiores a 6,0 o que pode ter prejudicado a remoção da DQO.
Segundo Obaja et al. (2003), ainda, o material carbonáceo após sofrer digestão
anaeróbica apresenta DQO remanescente com características refratárias e recalcitrantes,
portanto com pouca biodegradabilidade e baixo potencial de remoção. Ao avaliarem a
biodegradabilidade da água residual suína tratada anaerobicamente, Deng et al. (2006)
encontraram valores da relação DBO
5
/DQO inferiores a 0,2 o que, segundo os autores, define
uma biodegradabilidade muito pobre, sendo imprópria para o tratamento biológico. Em novo
estudo, novamente Deng et al. (2008) encontraram valores da relação DBO
5
/DQO muito
próximos ao trabalho anterior (0,22), confirmado a hipótese de que o material orgânico
rapidamente biodegradável já havia sido removido durante a digestão anaeróbica. Este parece
ter sido o principal fator responsável pela deficiente remoção da DQO no presente estudo,
pois além de se tratar de efluente da digestão anaeróbica o procedimento adotado na
propriedade onde foi realizada a coleta desse efluente incluía a digestão seqüencial em três
biodigestores anaeróbicos. Somente o efluente do 3º biodigestor foi coletado, evidenciando
ser um material de pobre biodegradabilidade.
Outro fator a ser considerado na comparação da eficiência de remoção de DQO deste
trabalho com aquela referida em outros trabalhos, diz respeito à forma como o substrato do
reator foi manejado. No trabalho de Obaja et al. (2003) o efluente da digestão anaeróbica foi
centrifugado para remover sólidos suspensos, enquanto procedimentos de peneiramento e
sedimentação foram utilizados por Deng et al. (2008) e Deng et al. (2006), respectivamente.
Em contrapartida, no presente trabalho, o efluente de biodigestor foi adicionado ao reator sem
nenhuma operação adicional.
4.2.2 Remoção de nitrogênio
As maiores taxas de remoção observadas no sistema reator aeróbico de biogrânulos
foram obtidas para os poluentes nitrogenados (N orgânico, NTK e N amoniacal). Durante
todo período experimental, a taxa média de remoção de N orgânico foi de 75%, enquanto para
NTK e N amoniacal foram verificadas eficiências próximas a 72%.
68
A concentração de NTK do afluente do reator foi demasiadamente elevada no início
das operações (próxima a 890 mg L
-1
) e precisou ser reajustada para uma concentração menor,
em torno de 493,0 mg L
-1
, o que ocorreu a partir do 7º dia de operação (Figura 17). Mesmo
após a redução, a concentração do afluente corresponde a uma carga de nitrogênio
extremamente elevada para sistemas biológicos de tratamento, da ordem de 739,5 g de N m
-3
dia
-1
. Apesar de a carga ser elevada, a eficiência de remoção média de NTK foi satisfatória
(72,4%), o que equivale a uma remoção diária de 535,4 g m
-3
dia
-1
de NTK.
Em relação a outras pesquisas de pós-tratamento de efluentes da digestão de dejetos de
suínos, a remoção obtida neste trabalho foi elevada. A remoção de NTK é similar àquela
encontrada por Deng et al. (2006) em RSB não granular. Contudo, faz-se ressalva ao resultado
alcançado neste estudo devido à utilização única e exclusiva de água residual da suinocultura
digerida anaerobicamente, enquanto a remoção obtida por Deng et al. (2006) só ocorreu após
a adição, no reator, de dejetos de suínos in natura na proporção 1:2.
Figura 17 – Nitrogênio Total Kjeldahl (NTK) na água residual da digestão anaeróbica
de dejetos de suínos (afluente) e após tratamento em reator aeróbico de
biogrânulos (efluente).
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90
Remoção de NTK (%)
Nitrogênio (mg L
-1
)
Tempo seqüencial de operação do RSB (dias)
NTK Afluente NTK Efluente Remoção de NTK
69
A eficiência de remoção de NTK deste estudo foi superior também àquela encontrada
por Su et al. (1999, apud DENG et al., 2006) ao realizarem o tratamento direto da água
residual da suinocultura digerida anaerobicamente. Os autores obtiveram remoção de NTK
variando de 43 a 71%, enquanto no presente estudo essa variação foi de 65 a 87%.
Embora o reator tenha sido operado com eficiência sempre superior a 65%, mesmo
sob carga elevada, os teores residuais de NTK no efluente permaneceram elevados, com
concentração variável de 78,7 a 196,0 mg L
-1
. A concentração média de NTK residual (137,8
mg L
-1
) é aproximadamente 7 vezes superior ao limite máximo permitido para a emissão de
efluentes, segundo a legislação estadual (CONSEMA, 2006). Dentre as formas residuais de
NTK contidas no efluente, o maior percentual do NTK (84%) é devido ao N amoniacal,
enquanto que o N na forma orgânica corresponde a apenas 16%. Torna-se evidente, portanto,
que a eficiência de remoção de NTK foi limitada pelos processos de remoção de N amoniacal.
A remoção desta forma de N inorgânico, que constituiu a maior parte do NTK das
águas residuais da digestão anaeróbica (83%), é mostrada na Figura 18. Nas condições de
elevada carga de N amoniacal (618 g m
-3
dia
-1
), aplicadas diariamente ao reator, um valor
médio de aproximadamente 72% pôde ser removido da solução.
Figura 18 – Nitrogênio amoniacal (afluente e efluente), acúmulo de N nítrico (N-NO
x
-
) e
remoção de N amoniacal em reator aeróbico de biogrânulos.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0
100
200
300
400
500
600
700
800
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90
Remoção de N amoniacal (%)
Nitrogênio (mg L
-1
)
Tempo seqüencial de operação do RSB (dias)
N amoniacal Afluente
N amoniacal Efluente
N-NOx- Efluente Remoção de N amoniacal
70
A maior parte do N amoniacal foi convertido a N-NO
x
-
, através do processo de
nitrificação. Os valores de N-NO
x
-
do efluente correspondem a 66% de todo o N amoniacal
removido da solução, o que evidencia que a nitrificação foi o principal processo de remoção
desse poluente. Embora não avaliado, o restante da remoção do N amoniacal deve ter ocorrido
pelos processos de nitrificação/desnitrificação e/ou por imobilização pela biomassa
microbiana (lodo). Além disso, parte do N amoniacal pode ter sido perdido por volatilização,
especialmente no início da fase inicial de cada ciclo de operação do reator.
Em um ciclo característico de operação do reator seqüencial em batelada, a dinâmica
de transformações do N amoniacal foi monitorada mais intensivamente. As concentrações de
ambas as formas de N inorgânico (N amoniacal + N-NO
x
-
), durante um ciclo de operação de 8
horas, são mostradas na Figura 19.
Figura 19 – Dinâmica das transformações do nitrogênio inorgânico durante um ciclo de
operação típico (dia 77,7) do reator aeróbico de biogrânulos. A linha
vertical tracejada (em verde) indica o pH (6,5) a partir do qual a
nitrificação é afetada.
6,00
6,50
7,00
7,50
8,00
8,50
0
50
100
150
200
250
300
350
0 1 2 3 4 5 6 7 8
pH
Nitrogênio (mg L
-1
)
Tempo de operação do ciclo (h)
N amoniacal
N-NOx-
pH
sem aeração (s/aer.) com aeração contínua
s/aer.
r² = 0,9983
130
180
230
280
130 180 230 280
N amoniacal (mg L
-1
)
N nítrico (mg L
-1
)
71
Observa-se que a concentração de N amoniacal se manteve constante durante as duas
horas em que o reator permaneceu sem aeração e foi reduzida linearmente desde o início da
fase aeróbica, até decorridas 6 horas de operação do reator. Após esse período o teor de N
amoniacal se manteve próximo a 165 mg L
-1
. Uma dinâmica inversa é observada para o N-
NO
x
-
, o qual aumentou gradativamente até 265 mg L
-1
. Esse perfil característico evidencia a
oxidação do N amoniacal até N-NO
x
-
pelas bactérias nitrificadoras, conforme indicado pela
alta correlação linear inversa (r
2
= 0,99) entre N amoniacal e N-NO
x
-
(Figura 19), avaliado no
período entre 2 e 6 horas do início do ciclo.
Com a oxidação do N-NH
4
+
para N-NO
x
-
houve acúmulo de N-NO
x
-
no efluente final
do reator, cujos teores variaram de 74 a 294 mg L
-1
, com média para todo o período
experimental de 196 mg L
-1
. Essa acumulação de nitrato e nitrito no reator, proporcionalmente
à diminuição do N amoniacal, indica pouca ou nenhuma desnitrificação. É provável que a
quantidade do material orgânico biodegradável do efluente de biodigestor tenha sido
insuficiente para atender a demanda de carbono e energia das bactérias desnitrificadoras.
Em cada ciclo operacional do reator aeróbico de biogrânulos era adicionado afluente
contendo alta concentração de N amoniacal e com ausência de N-NO
x
-
. Mesmo assim, o valor
final de N-NO
x
-
sempre foi superior àquele de N amoniacal (Fig. 18), evidenciando a
nitrificação ocorrida no processamento da água residual de biodigestor anaeróbico. Na Figura
19, verifica-se que o reator possui inicialmente 123 mg de N-NO
x
-
L
-1
, remanescentes do ciclo
anterior, enquanto na saída possui aproximadamente 270 mg L
-1
de N-NO
x
-
. Considerando a
diluição que esta concentração de N-NO
x
-
será submetida no próximo ciclo de operação, já
que o volume afluente a ser adicionado corresponde a 50% do volume do reator, no início do
próximo ciclo o reator teria 135 mg de N-NO
x
-
L
-1
. Provavelmente, essa diferença de 12 mg
de N-NO
x
-
L
-1
entre o cálculo teórico (135) e o valor observado (123) se deve a ocorrência de
mineralização e nitrificação na fase inicial, supostamente sem aeração.
No entanto, levando em conta os elevados níveis de N-NO
x
-
na fase sem aeração
inicial pode-se inferir que a ausência de desnitrificação no início do período do ciclo esteve,
provavelmente, associada a baixa qualidade do C que era adicionado ao reator. Ou seja,
embora houvesse presença de nitrato e ausência de oxigênio a pouca biodegradabilidade do
material orgânico (dejetos de suínos após digestão anaeróbica) prejudicou a ocorrência do
processo de desnitrificação.
A atividade nitrificadora, observada neste trabalho, apresentou clara influência sobre o
pH da solução, uma vez que a reação de oxidação do nitrogênio amoniacal libera íons
72
hidrogênio (prótons H
+
) ao meio, como mostrado na equação 6. Assim, na medida em que
ocorre a reação de nitrificação há liberação de H
+
à solução e, conseqüentemente, o
abaixamento do pH no reator. Em conseqüência da redução gradativa do pH, as bactérias
nitrificadoras passaram a ser prejudicadas, estagnando a sua atividade quando o valor de pH
foi próximo a 6,5 (indicado na Fig. 19 pela linha vertical tracejada, em verde). Esse valor é
coerente com outros resultados da literatura, que indicam que o pH ótimo à nitrificação
corresponde ao restrito intervalo de 7,5 a 8,0 (DENG et al., 2008).
N-NH
4
+
+ 2O
2
= N-NO
3
-
+ 2H
+
+ H
2
O (6)
A equação 6 representa a reação global de oxidação do N amoniacal (representado,
exclusivamente na equação, por N-NH
4
+
) até N nitrato (N-NO
3
-
). Através desta equação pode-
se perceber que a cada mol de N amoniacal convertido a N nitrato, ou a cada mol de N
amoniacal removido do sistema, é requerida significativa quantidade de oxigênio e são
gerados dois moles de H
+
, o que resulta em acidificação do meio (FERREIRA, 2000).
A reação que descreve o processo completo de nitrificação, representada na equação 6,
ocorre em dois processos distintos: inicialmente, o N amoniacal é oxidado à nitrito (N-NO
2
-
)
pelas bactérias do grupo nitrossomonas e, posteriormente, o nitrito é oxidado a nitrato (N-
NO
3
-
) por bactérias pertencentes ao grupo nitrobacter. Alguns fatores referentes ao ambiente e
ao substrato que influenciam na atividade de bactérias nitrificadoras são: pH, temperatura,
oxigênio dissolvido (OD), alcalinidade do meio e concentração de amônia livre (N-NH
3
) e de
ácido nitroso (HNO
2
). Neste estudo, somente o pH e a temperatura foram monitorados e a
concentração de N-NH
3
foi estimada.
Bactérias nitrificadoras foram detectadas em diversos trabalhos como constituintes da
biomassa de grânulos aeróbicos (JANG et al., 2003; LIU; TAY, 2004; LINLIN et al., 2005;
CARVALHO et al., 2006), inclusive possuindo localização definida e preferencial no
biogrânulo. A partir dessa constatação e dos resultados obtidos no presente trabalho, em que
houve rápida oxidação do N amoniacal, é possível inferir que os biogrânulos aeróbicos
presentes no RSB utilizado para tratar água residual da digestão anaeróbica de dejetos de
suínos possuem, em sua constituição, bactérias nitrificadoras.
A nitrificação obtida no reator aeróbico de biogrânulos também pode ser expressa em
termos cinéticos, conforme ilustrado na Figura 20. A atividade específica de nitrificação, ou
cinética de nitrificação, demonstra a eficiência da biomassa nitrificadora em oxidar N
amoniacal e N-NO
2
-
à N-NO
3
-
. A eficiência dos microrganismos em realizar essa conversão
73
pode ser avaliada em termos de produção celular, considerando a relação entre a massa celular
produzida e a massa de substrato utilizada, ou seja, massa de sólidos suspensos voláteis (SSV)
produzida por massa de N amoniacal ou N nitrito oxidada.
Observa-se que a atividade específica de nitrificação foi elevada logo após o início da
aeração e atingiu o máximo de 14,7 mg de N g
-1
de SSV h
-1
em pH próximo a 8,0. Na faixa de
pH de 7,6 a 8,2, observada neste estudo, essa atividade manteve-se superior a 10,0 mg de N g
-
1
de SSV h
-1
. Em contrapartida, abaixo dessa faixa de pH, a nitrificação diminuiu, sendo
reduzida em cerca de 25% quando o pH atingiu valor de 7,4. Já, em pH 6,5 a atividade
nitrificadora foi de apenas 2,0 mg de N g
-1
de SSV h
-1
, o que representa uma taxa inferior a
83% daquela encontrada em condições ótimas de pH. Essa condição ótima é considerada por
Carrera et al. (2004) quando o pH é próximo a 8,0.
Quando comparada à atividade relatada por outros autores, a biomassa nitrificante
presente no RSB do presente trabalho foi altamente eficiente. A atividade específica de
nitrificação obtida neste trabalho foi em média de 0,23 g de N g
-1
de SSV dia
-1
, enquanto a
média observada por Arrojo et al. (2004), no tratamento da água residual de laboratório de
análise de produtos lácteos, variou de 0,023 a 0,033 g de N g
-1
de SSV dia
-1
. Essa diferença,
superior a dez vezes, pode vir a ser justificada em função do tempo inferior de operação do
ciclo e da utilização de valores de nitrificação obtidos de avaliações de cinética em tempo
integral por Arrojo et al. (2004).
No trabalho de Carrera et al. (2004), os valores de atividade nitrificadora diária (na
faixa de 0,029 a 0,14 g de N g
-1
de SSV dia
-1
) foram inferiores em 39 e 87% ao valor médio
obtido no presente trabalho (0,23 g de N g
-1
de SSV dia
-1
).
A biomassa presente no reator aeróbico de grânulos deste trabalho, avaliada pelo teor
de sólidos suspensos voláteis, foi de 2,43 g de SSV L
-1
, inferior ao valor médio de SSV de 3,6
g L
-1
obtido por Carrera et al. (2004). Esses autores verificaram que o percentual de biomassa
nitrificadora aumenta proporcionalmente ao conteúdo de SSV produzidos no reator. Já
quando avaliada pelo teor de SST, a biomassa do RSB no presente estudo foi de 2,55 g L
-1
,
proporcionando uma relação SSV/SST de 95%. Esse valor percentual é similar ao obtido por
Arrojo et al. (2004), onde a relação SSV/SST variou de 87 a 95%.
O valor da relação SSV/SST (0,95) foi considerado elevado, indicando que 95% do
total de sólidos suspensos correspondiam aos SSV. Valor elevado da relação SSV/SST para
uma parte do período experimental também é relatado por Li et al. (2007). No início do
experimento o valor foi próximo a 0,95, diminuindo gradativamente até atingir 0,83. Os
autores alegaram que, com o passar do tempo, o material inerte foi se acumulando no reator
74
de membranas, reduzindo o valor de SSV. Da mesma forma, no RSB de biogrânulos
aeróbicos do presente trabalho, acredita-se que houve acúmulo de material particulado inerte
junto aos grânulos.
Pode-se inferir sobre a ocorrência de grande produção de biomassa, no presente
trabalho, ao considerar que o valor de SSV correspondeu não só a biomassa presente no RSB,
mas também ao material orgânico particulado presente no interior de grânulos, como
observado em alguns momentos da operação do reator aeróbico de biogrânulos.
Figura 20 – Cinética de nitrificação em um ciclo típico de operação do reator aeróbico
de biogrânulos no tratamento da água residual da suinocultura digerida
anaerobicamente.
Considerando o valor médio de atividade nitrificadora deste estudo, de 9,7 mg de N g
-1
de SSV h
-1
, em um reator operado em condições ideais de pH (7,5 a 8,0) e de produção de
biomassa (10 g de SSV m
-3
), a remoção hipotética de N amoniacal seria de 2.328 g m
-3
dia
-1
.
Este valor, embora calculado para condições ideais, representa a capacidade potencial de
remoção de N, assim como realizado por Obaja et al. (2005), os quais trabalhando com ciclos
de quatro horas e TRH de 0,5 dias obtiveram remoção máxima de N amoniacal de 1.800 g m
-3
dia
-1
. Han et al. (2008), trabalhando em RSB alimentado em etapas e com lodo híbrido,
6,0
6,5
7,0
7,5
8,0
8,5
0
2
4
6
8
10
12
14
16
0 1 2 3 4 5 6 7 8
pH
Cinética de nitrificação (mg N g SSV
-1
h
-1
)
Tempo (h)
Cinética de nitrificação pH
sem aeração (s/aer.) com aeração contínua s/aer.
75
encontraram valores de 1.413 g de N inorgânico m
-3
dia
-1
removidos sob condições ótimas de
operação. Esses resultados demonstram o elevado potencial da biomassa de nitrificadoras
presente nos biogrânulos em proporcionar a remoção de N amoniacal de águas residuais.
4.2.3 Remoção de fósforo
A remoção de fósforo (P) foi variável, atingindo um valor de eficiência média de
37,4% (46 g de P total m
-3
dia
-1
). Essa eficiência de remoção de P pode ser considerada
satisfatória tendo em vista a elevada concentração de P nas águas residuais da digestão de
dejetos de suínos (Figura 21) e a relação DQO/P (13,3) extremamente desfavorável. Nos
ciclos de eficiência máxima (próxima a 70%), a remoção chegou a 86 g de P total m
-3
dia
-1
.
Figura 21 – Fósforo total (afluente e efluente) e remoção do P total em reator aeróbico
de biogrânulos.
Deng et al. (2008), obtiveram remoção de fósforo variável desde 10 a mais de 100 mg
de P total L
-1
, o que representou eficiência de remoção máxima de 60%. Entretanto, no
trabalho desses autores houve acúmulo de fósforo no efluente do RSB operado com lodo
-10
0
10
20
30
40
50
60
70
0
20
40
60
80
100
120
140
160
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90
Remoção de P total (%)
Fósforo (mg L
-1
)
Tempo seqüencial de operação do RSB (dias)
P total Afluente P total Efluente
76
anaeróbico (inóculo retirado de digestores anaeróbicos), o que representa uma eficiência de
remoção de P negativa. Os autores atribuíram a fraca remoção de fósforo à redução do pH
observada no estudo. Dessa forma, eles descrevemm que o abaixamento do pH provocou a
liberação de fosfato inorgânico precipitado para o meio, que estaria formando micro-cristais
de fosfato de cálcio, o que se refletiu na acumulação seqüencial de P no reator. Essa teoria
apresentada por Deng et al. (2008) pode explicar, também, o comportamento do P no presente
estudo, onde ocorreram picos com remoção de P inferior a 20%. É provável que esses ciclos
correspondam aos momentos em que ocorreram declínios nos valores de pH no reator.
Deng et al. (2008) citam, ainda, que a remoção de P é sensível ao pH e que o fósforo
liberado da célula bacteriana é afetado pelo pH, mas independe da presença de substrato
externo. Assim, quanto menor for o pH, maior será a taxa e a quantidade de P liberada no
efluente.
Eficiência de remoção de P total superior àquela apresentada neste estudo foi obtida
por Obaja et al. (2003). O RSB não-granular removeu em média 97% de fosfato da água
residual de suinocultura digerida anaerobicamente. No entanto, no trabalho desses autores foi
adicionada uma fonte externa de carbono (acetato) na fase anaeróbica, além do
monitoramento e controle do pH (fixado em 8,1) durante todo período experimental. Os
autores citam que a liberação de fosfato para o meio na fase anaeróbica é proporcional à
quantidade de ácidos graxos voláteis disponíveis. Dessa forma, na fase aeróbica, que segue a
anaeróbica, haverá acetato presente nas células bacterianas, permitindo a hiper-acumulação de
fósforo.
O processo de hiper-acumulação de P, porém, não foi detectado no tratamento de
efluentes de biodigestores deste trabalho. Na Figura 22, observa-se que, embora a
concentração de fósforo tenha variado durante as oito horas avaliadas, o teor de P total ao
final do ciclo foi similar ao teor inicial indicando, portanto, não ter havido remoção de P.
Schwarzenbeck et al. (2005) ao contrário, obtiveram eficiência de remoção de P total de 67%,
o que representou a liberação de efluente com concentração de P total inferior a 10 mg L
-1
.
Todavia, nesse caso, além de se tratar de outro tipo de material orgânico particulado (efluente
da indústria de laticínios) a relação DQO/P era sete vezes superior à relação utilizada no
presente estudo (13,3). Essa relação assume importância porque expressa de maneira geral o
carbono disponível para degradação microbiana frente ao fósforo disponível. Assim, relações
elevadas DQO/P são favoráveis à remoção de fósforo de águas residuais.
Outra forma de representar a relação entre carbono disponível para a remoção de
fósforo é através do cálculo da relação P/C, ou seja de forma inversa à anterior, do fósforo
77
presente e da sua demanda de carbono para ser removido. Segundo Obaja et al. (2005) o valor
ideal para essa relação seria próximo a 0,045. Utilizando essa relação, os referidos autores
obtiveram remoção de fósforo de 91%. A relação P/C no trabalho de Schwarzenbeck et al.
(2005) foi inferior (0,029) àquela de Obaja et al. (2005), enquanto a relação P/C do presente
trabalho foi elevada (0,201) indicando haver excesso de fósforo em relação ao conteúdo de
carbono, o que pode explicar a remoção deficiente de P encontrada (Fig. 22).
Figura 22 – Remoção de fósforo durante um ciclo de operação típico do reator aeróbico
de biogrânulos.
A presença de N-NO
x
-
na fase inicial de operação do reator (sem aeração), também
pode ter prejudicado a liberação de fósforo pelas células bacterianas presentes nos grânulos,
diminuindo ou impedindo a absorção/incorporação de fósforo durante a fase aeróbica
seguinte. Essa possibilidade também foi especulada por Barnard (1976, apud Deng et al.,
2008), o qual citou o efeito repressor do N-NO
x
-
.
6,0
6,5
7,0
7,5
8,0
8,5
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0 1 2 3 4 5 6 7 8
pH
Fósforo (mg L
-1
)
Tempo de operação do ciclo (h)
P-total pH
sem aeração (s/aer.) com aeração contínua
s/aer.
78
Akin e Ugurlu (2004), também observaram que o nitrato (NO
3
-
) pode afetar a
liberação de fosfato e reduzir a eficiência do processo de remoção biológica de fósforo. Os
autores obtiveram eficiência máxima de remoção de P inorgânico (80%) somente quando esse
processo esteve associado à desnitrificação, ou seja, quando houve redução das concentrações
de nitrato do efluente. A explicação dada pelos autores foi que a disponibilidade de acetato na
fase anóxica favoreceu a ocorrência do processo de desnitrificação. Eles enfatizam que
somente após a redução da concentração de NO
3
-
(pela desnitrificação) a um certo nível, foi
possível a liberação de fosfato. Assim, fica evidente que a liberação de fósforo na fase sem
aeração inicial e a posterior acumulação na fase aeróbica seguinte, do presente estudo, foi
limitada já que os níveis de nitrato mantiveram-se elevados devido a deficiência de carbono
prontamente disponível para a ação redutora das bactérias desnitrificadoras.
Entretanto, provavelmente o fator determinante da baixa remoção de P tenha sido a,
possível, deficiência de acetato no afluente, uma vez que o mesmo é utilizado pela população
anaeróbica de bactérias metanogênicas para a sua redução até CH
4
nos biodigestores.
Assim, sugere-se que, em estudos futuros, seja investigada previamente a presença de
acetato em efluente de biodigestor, para possibilitar a utilização do sistema RSB com fases
alternadas para a remoção de fósforo.
Os resultados deste trabalho evidenciam que a remoção prévia da carga orgânica da
água residual da suinocultura pode afetar negativamente a capacidade de processos biológicos
em imobilizar P. Como já comentado, as bactérias acumuladoras de poli-fosfato (poli-P)
necessitam de ácidos graxos voláteis desde o início da fase anaeróbica (sem aeração) para que
possam formar corpos de inclusão (intra-celulares) de poli-hidróxi-alcanoatos (PHA) e poli-
hidróxi-butiratos (PHB). Essa formação de inclusões só é possível se além de uma fonte de
carbono no meio, estejam armazenados no interior da célula bacteriana corpos de poli-fosfato,
os quais servirão como fonte de energia. Assim, ao assimilar o carbono (geralmente acetato) a
bactéria terá um gasto energético para sintetizar PHA, o que será suprido pela hidrólise do
poli-fosfato presente na célula. No momento em que ocorre a hidrólise de poli-fosfatos, o
fosfato inorgânico (P-PO
4
-
) é liberado para o meio, durante a fase sem aeração (anaeróbica).
Na fase aeróbica, subseqüente a 1ª fase sem aeração, mesmo com ausência de qualquer
composto orgânico os organismos acumuladores de poli-fosfato (PAO, Poly-P accumulating
organisms) são hábeis em utilizar o PHA armazenado na célula como carbono e fonte de
energia para crescer e assimilar fosfato inorgânico para a síntese de poli-P.
Uma descrição completa das reações bioquímicas estudadas até o momento para a
hiper-acumulação de P é apresentada por Seviour et al. (2003) para sistema de lodos ativados.
79
Entre outras peculiaridades do processo apresentadas pelos autores está a necessidade da
presença de íons opostos (cátions) para estabilizar e neutralizar a forte carga negativa presente
nos poli-fosfatos. No estudo apresentado por Seviour et al. (2003), os dois principais íons
liberados e absorvidos simultaneamente ao P-PO
4
2-
foram Mg
2+
e K
+
. Por outro lado, os
autores relatam que a síntese de poli-P em algumas bactérias ocorre em resposta ao stress
osmótico e nutricional a que estão submetidas e, ainda, que poli-P pode atuar como um
tampão para a biomassa de PAO sob condições alcalinas, regulando o pH intracelular pela sua
degradação.
Embora pouco se conheça ainda sobre a bioquímica da remoção biológica de P, é
provável que no presente trabalho, a deficiência de acetato no efluente do biodigestor, tenha
limitado a hiper-acumulação de poli-fosfato na fase aeróbica de operação do RSB de
biogrânulos.
4.2.4 Remoção de odor
A remoção de odor foi outro resultado obtido neste trabalho, já que esse aspecto foi
monitorado continuamente nos ciclos de operação do reator de forma qualitativa (sensorial).
Observou-se que, embora o afluente apresentasse mau-odor, o efluente resultante do
tratamento no reator aeróbico de biogrânulos teve esse mau-odor significativamente
diminuído.
É provável que durante o tratamento tenham sido removidos os compostos voláteis
responsáveis pelo mau-odor, característico das águas residuais da suinocultura digeridas
anaerobicamente.
4.3 Efeito da adição de carbonato de cálcio no afluente sobre a remoção de poluentes
Considerando a dependência do processo de nitrificação ao pH do meio, conforme
discutido anteriormente, realizou-se um experimento com a adição de álcali visando avaliar a
influência dessa adição sobre a remoção de poluentes, especialmente do N amoniacal.
A Tabela 9 mostra os resultados obtidos para a remoção percentual média de poluentes
e o comportamento do pH em momentos diferentes, anteriormente à adição e após a adição de
álcali.
Para a elevação do pH, optou-se pelo uso de carbonato de cálcio (CaCO
3
), o qual se
comporta como uma base e fornece alcalinidade. Convém relatar que, simultaneamente a este
80
estudo, foi conduzido um ensaio com a utilização do efluente do reator aeróbico de grânulos
como substrato em uma lagoa contendo plantas de aguapé (não apresentado nesta dissertação)
e, por isso, havia a preocupação com o pH e a salinidade do efluente do reator, evitando a
toxicidade às plantas de aguapé. Assim, como o objetivo era apenas o de tamponar o meio
prevenindo o abaixamento do pH para valores aquém do ponto de dissolução do carbonato,
teve-se preferência pelo uso de CaCO
3
, preterindo outros compostos como hidróxido de sódio
(NaOH), carbonato de sódio (Na
2
CO
3
) e hidróxido de potássio (KOH), os quais facilmente
ocasionariam fitotoxicidade aos aguapés.
Tabela 9 – Efeito da adição de carbonato de cálcio ao afluente na remoção de poluentes.
Parâmetros
Sem adição
de CaCO
3
Com adição
de CaCO
3
Eficiência
comparada
1
Remoção de DQO (% médio) 51,18 45,97 - 10,2
Remoção de NTK (% médio) 70,55 71,83 + 1,8
Remoção de N amon. (% médio) 69,69 71,65 + 2,8
Remoção de P total (% médio) 39,18 32,65 - 16,7
Remoção de ST (% médio) 88,07 91,37 + 3,7
pH do afluente (valor médio) 7,86 7,91 + 0,05
pH do efluente (valor médio) 5,59 6,32 + 0,73
1
comparação das eficiências obtidas antes e após adição de carbonato.
O carbonato de cálcio proporciona a liberação de CO
2
ao meio, o que pode ser
benéfico em um sistema biológico de remoção de N amoniacal, já que as bactérias
nitrificadoras são autotróficas. Além disso, a constante de dissolução do carbonato é muito
baixa, e mesmo que viesse a ocorrer a sua dissolução existem meios químicos para remoção
de cálcio (evitando a produção de dureza), diferente da remoção de potássio e sódio.
Os resultados apresentados na Tabela 9, indicam que os valores médios de remoção
dos parâmetros praticamente não foram alterados pela adição de CaCO
3
. Embora o pH do
efluente tenha sido o atributo que sofreu maior alteração, o valor final não ultrapassou o valor
de 6,3. Assim, acredita-se que essa pequena variação no pH explique o porque de não ter
havido melhoria na nitrificação, o que necessitaria um valor de pH superior a 7,0.
Possivelmente, adições mais elevadas de carbonato poderiam satisfazer a manutenção do pH
81
do efluente em valores próximos a 7,0, entretanto devido a acumulação de carbonato
precipitado no reator, concentrações maiores não foram testadas. Essa manutenção do valor
de pH no efluente foi obtido por Deng et al. (2008) ao adicionarem 1,0 g L
-1
de carbonato de
sódio ao reator e obterem o pH do efluente com variação média entre 7,0 e 7,5.
A alcalinidade é necessária para a nitrificação, como mostrado na equação 7 (USEPA,
1993).
NH
4
+
+ 1,863O
2
+ 0,098CO
2
= 0,0196C
5
H
7
NO
2
+ 0,98NO
3
-
+ 0,0941H
2
O + 1,98H
+
(7)
A partir dessa equação pode-se deduzir que são necessários 7,07 mg de alcalinidade
(como CaCO
3
) para cada mg de N-NH
4
+
oxidado. A conversão de amônio à nitrato consome
alcalinidade, sendo que a alcalinidade na forma de carbonato e bicarbonato funciona como um
nutriente às bactérias nitrificantes. Em adição a nutrição, a alcalinidade fornece capacidade
tampão ao meio, o que é necessário para prevenir mudanças bruscas no pH devido a produção
de ácidos no processo de nitrificação.
No trabalho de Deng et al. (2008) houveram melhorias significativas na remoção de
poluentes após a adição de álcali, sendo que a eficiência de remoção de DQO aumentou de
10% para aproximadamente 39%. O melhor resultado encontrado por Deng et al. (2008)
refere-se à remoção de N amoniacal, já que com a adição de álcali o teor de N amoniacal no
efluente diminuiu de 350 mg L
-1
para aproximadamente 10 mg L
-1
.
4.4 Viabilidade do pós-tratamento da água residual de biodigestor em reator aeróbico
de biogrânulos
4.4.1 Síntese dos resultados obtidos
A partir dos resultados obtidos para remoção de poluentes da água residual de
biodigestor anaeróbico em reator seqüencial em batelada de biogrânulos aeróbicos, foi feita
uma síntese, a qual é apresentada na Tabela 10.
A remoção média de DQO (52%) para água residual digerida anaerobicamente foi
superior ao encontrado por Deng et al. (2008) para o mesmo substrato, porém tratado em RSB
de lodo anaeróbico. Entretanto, estudos futuros e melhorias no processo de remoção de DQO
devem ser realizados para propiciar a emissão de efluente em acordo com os valores exigidos
pela legislação ambiental.
82
A eficiência de remoção média para os teores de NTK e N amoniacal foram próximas
a 72%, variando relativamente pouco durante todo período experimental (Figuras 17 e 18).
Considerando a eficiência de remoção de N orgânico, têm-se os índices mais elevados de
remoção de poluentes para as formas nitrogenadas. Destas, apenas N-NO
x
-
não foi removido,
pelo contrário, acumulou no reator, devido a ausência de material orgânico rapidamente
biodegradável na fase sem aeração final, na qual deveria reduzi-lo a N
2
.
A remoção média de fósforo pode ser considerada elevada ao comparar com dados
disponíveis na literatura para tratamento de água residual da suinocultura após digestão
anaeróbica (DENG et al. 2008).
Outros autores obtiveram eficiência de remoção mais elevada para os parâmetros em
geral, porém utilizaram duas etapas de alimentação do RSB (ZHANG et al., 2006; HAN et al.,
2008), ou melhorias na remoção por adição de fontes de carbono ou álcali (OBAJA et al.,
2005; DENG et al., 2006; DENG et al., 2008), e ainda a utilização de tanque externo de
nitrificação (KIM et al., 2008).
Tabela 10 – Remoção média de DQO, N, P e Sólidos Totais da água residual de
biodigestor anaeróbico tratada em RSB de biogrânulos aeróbicos.
Parâmetros DQO NTK N orgânico N amoniacal N-NO
x
-
P total ST
------------------------------------------------- mg L
-1
--------------------------------------------
Afluente 1.101,2 498,9 87,0 411,9 0,0 82,8 1.791,6
Efluente 527,4 137,8 21,9 115,8 195,8 51,8 479,5
Eficiência de
remoção (%)
52,1 72,4 74,8 71,9 – 37,4 73,2
Embora a remoção média de sólidos totais do afluente foi de 73%, ela apresentou-se
extremamente variável, chegando a 96% nos melhores ciclos e a apenas 14% nos piores, onde
a quantidade de ST residual foi elevada, ultrapassando a 2.600 mg L
-1
. Embora a variação na
remoção de sólidos tenha sido considerável (na faixa de 58,5 a 2.624 mg L
-1
), o resultado é
similar ao encontrado em outras pesquisas. A grande variação na remoção de sólidos é natural
em sistemas biológicos de tratamento de águas residuais contendo material orgânico
particulado. Assim, Arrojo et al. (2004) obtiveram valores de SST no efluente variando de 50
a 800 mg L
-1
, enquanto Schwarzenbeck et al. (2005) obtiveram variação de aproximadamente
83
20 a 250 mL L
-1
de sólidos sedimentáveis. Por mais que se trate de frações orgânicas
diferentes, percebe-se a grande variação obtida nos seus teores no efluente, após tratamento
biológico.
Através da análise dos sólidos suspensos totais (SST) foi possível calcular a produção
de lodo específica no RSB, a qual refere-se aos SST descarregados do reator com o efluente
em relação à quantidade de DQO removida. Esse cálculo seguiu os passos descritos por di
Iaconi et al. (2007). O valor de 0,49 kg de SST kg
-1
de DQO removida situa-se na média de
outros resultados da literatura (citados por di IACONI et al., 2007) para sistemas
convencionais de tratamento biológico, porém superior ao obtido no estudo realizado por di
Iaconi et al. (2007), em um RSB de biogrânulos com um sistema de biofiltro acoplado
tratando água residual municipal.
Por outro lado, a densidade de biomassa verificada neste estudo foi elevada, sendo
superior àquela obtida por di Iaconi et al. (2007). Esses autores obtiveram 15,0 g de SST L
-1
de leito de grânulos, inferior em 66% ao valor encontrado neste trabalho (44,6 g de SST L
-1
de
grânulos). O valor de densidade também foi superior ao obtido por Arrojo et al. (2004) e Beun
et al. (1999), de 15,0 g de SSV L
-1
de grânulos e 11,9 g de SSV L
-1
de grânulos,
respectivamente, enquanto neste estudo o valor da densidade calculada em função dos SSV
foi 42,6 g L
-1
de grânulos. A densidade da biomassa granular foi calculada através do valor de
SST ou de SSV em relação ao volume de biogrânulos presente no reator.
A remoção de DQO também foi considerada elevada, em se tratando de material
digerido anaerobicamente, apresentando relação C/N muito baixa. Provavelmente, a própria
relação C/N explique não ter sido possível obter maiores índices de eficiência. Por exemplo, a
relação C/N de entrada (afluente) no reator, cujo valor médio era de 0,83 evidenciando a
deficiência de C, foi aumentada para 1,47 no efluente após a remoção de N no reator.
4.4.2 Melhorias possíveis ao sistema para maximizar a remoção de poluentes
Apesar do potencial de remoção de poluentes do reator aeróbico de biogrânulos
observado durante o tratamento de água residual da suinocultura, mesmo após sofrer
biodigestão anaeróbica, acredita-se que através de poucas melhorias no sistema seria possível
elevar mais ainda a sua eficiência.
Como observado em vários trabalhos, o controle do pH e a adição de carbono de alta
biodegradabilidade estariam entre algumas dessas melhorias possíveis. O controle e a
correção do pH permitem, entre outros benefícios, otimizar a nitrificação do sistema. Quanto
a adição de carbono na 2ª fase sem aeração (anóxica), ela poderia propiciar a remoção das
84
formas nítricas do nitrogênio via desnitrificação, bem como auxiliar, simultaneamente, na
remoção de fósforo.
Para o controle do pH, há alguns possíveis problemas que devem ser observados,
como o custo da adição de fontes de álcali e a permanência dessa base adicionada na água
final, o que poderia implicar em mais custos para a posterior remoção.
Com relação à fonte de carbono, surge como alternativa a ser testada no sistema RSB
de biogrânulos aeróbicos a utilização de água residual da suinocultura (dejetos de suínos in
natura) adicionada em mistura ao efluente de biodigestor. Espera-se que a adição de dejetos
de suínos in natura estimule a desnitrificação, dessa forma, auxiliando na manutenção do pH
no reator.
A remoção de nitrogênio amoniacal também necessita ser melhorada, buscando
valores no efluente próximos a zero. Para isso, é necessário melhorar a eficiência de
nitrificação, pois com a conversão de N amoniacal para N-NO
x
-
evita-se vários problemas:
toxidez por amônia em ambientes aquáticos; demanda de oxigênio pelas nitrificadoras em
ambientes aquáticos; formação de cloraminas, quando do tratamento da água com cloro;
volatilização de amônia.
Ainda, a remoção de alguns poluentes presentes no sobrenadante do efluente, como N
total, P total e DQO, poderia ser alcançada facilmente por processo físico de sedimentação,
visto que após a descarga do efluente do reator utilizou-se apenas 15 minutos de
sedimentação, tempo muito inferior ao praticado em plantas de tratamento de efluentes em
grande escala. Até mesmo em trabalhos em escala de laboratório a eficiência de remoção de
poluentes poderia ser melhorada, como realizado, por exemplo, por Schwarzenbeck et al.
(2005) os quais utilizaram tempo de sedimentação de duas horas e obtiveram concentração de
DQO no efluente inferior ao obtido no presente trabalho. Também a remoção de sólidos
poderia ser melhorada com o emprego de processo físico de sedimentação por tempos mais
longos após o tratamento em reator aeróbico de biogrânulos.
85
5 CONCLUSÕES
A biomassa granular mostra-se viável para o uso como inóculo em substrato diferente
daquele em que foi originalmente desenvolvida;
O processo de biogranulação aeróbica em RSB é eficiente no tratamento da água
residual de biodigestores anaeróbicos de dejetos de suínos, caracterizada por elevada carga de
nitrogênio e relação C/N muito baixa. Apesar da elevada eficiência de remoção do N
amoniacal (72%) da água residual da biodigestão anaeróbica de dejetos de suínos, pelo
processo de biogranulação aeróbica, o teor de N amoniacal do efluente tratado ainda
permanece elevado, evidenciando a necessidade de tratamento complementar;
O pH influencia a remoção de DQO, N amoniacal e P total, considerando que valores
inferiores a 6,5 prejudicam a remoção desses poluentes. O processo de nitrificação, que foi o
principal processo de remoção de N amoniacal no RSB, mostrou-se sensível ao pH do meio.
A atividade específica de nitrificação foi máxima em valores de pH próximos a 8,0 e
praticamente nula quando o pH atingiu valores inferiores a 6,5;
A DQO remanescente da digestão anaeróbica representa possuir baixa
biodegradabilidade, limitando uma remoção mais completa da própria DQO, além do N-NO
x
-
e do P total;
Houve acumulação de N-NO
x
-
no efluente final do reator, indicando que o processo de
desnitrificação foi limitado, possivelmente pela baixa disponibilidade de carbono e energia às
bactérias desnitrificadoras;
A eficiência média de remoção de P total foi de 37,4%, o que pode ser considerado
satisfatório tendo em vista a elevada concentração de fósforo no afluente e a relação DQO/P
desfavorável;
Com o tratamento da água residual de biodigestor anaeróbico em reator aeróbico de
biogrânulos é possível a redução dos odores desagradáveis.
86
6 PERSPECTIVAS FUTURAS
Os resultados obtidos neste trabalho apontam para as seguintes necessidades de
pesquisa futuras:
1) analisar o efeito de adição de álcali por maior tempo de operação do reator e em
maiores concentrações;
2) testar a resposta da biomassa desnitrificante à adição de fonte de carbono
prontamente disponível (acetato, glicose, metanol, etc);
3) testar a mistura de dejetos de suínos in natura com efluente de biodigestor
anaeróbico e avaliar a possibilidade de incrementar a remoção de poluentes por
biogrânulos aeróbicos em reator seqüencial em batelada;
4) analisar a dinâmica e realizar o balanço completo de nitrogênio no reator aeróbico
de biogrânulos através do uso de N marcado (
15
N);
5) avaliar a emissão de gases poluentes, especialmente CH
4
e N
2
O, nas fases sem
aeração, após a adição de fonte de carbono externa para implementar a
desnitrificação;
6) examinar a dinâmica da população de microrganismos potencialmente patogênicos
durante o tratamento dos dejetos de suínos digeridos anaerobicamente em RSB;
7) avaliar o sistema integrado RSB + lagoa de aguapés na remoção de poluentes e na
adequação do efluente (sobrenadante) à descarga em corpos receptores d’água;
8) investigar a possibilidade de aplicação no solo dos biogrânulos aeróbicos como
fertilizante às culturas comerciais, bem como a mineralização do C e do N presente
nos grânulos;
9) realizar estudo da diversidade microbiana em biogrânulos, avaliando a fisiologia
dos diferentes grupos bacterianos presentes nos grânulos aeróbicos e caracterizar
os indivíduos;
10) determinar a presença de endosporos e de corpos de inclusão de PHB, glicogênio e
poli-fosfato nos biogrânulos;
11) melhorias na eficiência de remoção de poluentes podem ser almejadas através do
aumento do tempo de decantação de sólidos no efluente, da adição de álcali e
controle do pH e da adição de carbono de elevada biodegradabilidade (por
exemplo, acetato) durante fase sem aeração (anóxica).
87
7 REFERÊNCIAS
AITA, C.; GIACOMINI, S. J.; HÜBNER, A. P. Nitrificação do nitrogênio amoniacal de
dejetos líquidos de suínos em solo sob sistema de plantio direto. Pesquisa Agropecuária
Brasileira, v. 42, n. 1, p. 95-102, 2007.
AKIN, B. S.; UGURLU, A. The effect of an anoxic zone on biological phosphorus removal
by a sequential batch reactor. Bioresource Technology, v. 94, p. 1-7, 2004.
ALMEIDA, A. C. R. Uso associado de esterco líquido de suínos e plantas de cobertura de
solo na cultura do milho. 2000. 144 f. Dissertação (Mestrado em Agronomia), Universidade
Federal de Santa Maria, Santa Maria.
APHA – AMERICAN PUBLIC HEALTH ASSOCIATION. Standard methods for the
examination of water and wastewater, 20
th
ed. Washington, APHA, AWWA, EFA. 1998.
ANEJA, V. P. et al. Characterizing ammonia emissions from swine farms in eastern North
Carolina: Reduction of emissions from water-holding structures at two candidate superior
technologies for waste treatment. Atmospheric Environment, v. 42, p. 3291-3300, 2008.
ARROJO, B. et al. Aerobic granulation with industrial wastewater in sequencing batch
reactors. Water Research, v. 38, p. 3389-3399, 2004.
BELINE, F.; MARTINEZ, J. Nitrogen transformations during biological aerobic treatment of
pig slurry: effect of intermittent aeration on nitrous oxide emissions. Bioresource
Technology, v. 83, n. 3, p. 225-228, 2002.
BELLI FILHO, P. et al. Tecnologias para o tratamento de dejetos de suínos. Revista
Brasileira de Engenharia Agrícola e Ambiental, v. 5, p. 166-170, 2001.
BEUN, J. J. et al. Aerobic granulation in a sequencing batch reactor. Water Research, v. 33,
p. 2283-2290, 1999.
CARRERA, J.; VICENT, T.; LAFUENTE, J. Effect of influent COD/N ratio on biological
nitrogen removal (BNR) from high-strength ammonium industrial wastewater. Process
Biochemistry, v. 39, p. 2035-2041, 2004.
88
CARVALHO, G. et al. Differential distribution of ammonia- and nitrite-oxidising bacteria in
flocs and granules from a nitrifying/denitrifying sequencing batch reactor. Enzyme and
Microbial Technology, v. 39, p. 1392-1398, 2006.
CASSIDY, D. P.; BELIA, E. Nitrogen; phosphorus removal from an abattoir wastewater in a
SBR with aerobic granular sludge. Water Research, v. 39, p. 4817-4823, 2005.
CHENG, J. et al. Utilization of treated swine wastewater for greenhouse tomato production.
Water Science and Technology, v. 50, p. 77-82, 2004.
CNA – CONFEDERAÇÃO DA AGRICULTURA E PECUÁRIA DO BRASIL. Indicadores
rurais. Ano XI, nº 83, Jan/Fev. de 2008. Disponível em: <www.cna.org.br>. Acesso em: 02
mar. 2008.
CONSEMA – CONSELHO ESTADUAL DO MEIO AMBIENTE. Dispõe sobre a fixação de
Padrões de Emissão de Efluentes Líquidos para fontes de emissão que lancem seus efluentes
em águas superficiais no Estado do Rio Grande do Sul. Secretaria do Meio Ambiente.
CONSEMA, Resolução 128. 2006.
CONAMA – CONSELHO NACIONAL DO MEIO AMBIENTE. Dispõe sobre a
classificação dos corpos de água e diretrizes ambientais para o seu enquadramento, bem como
estabelece as condições e padrões de lançamento de efluentes, e dá outras providências.
Ministério do Meio Ambiente. CONAMA, Resolução 357. Capítulo IV: Das Condições e
Padrões de lançamento de efluentes. 2005.
COSTA, F. S. et al. Métodos para avaliação das emissões de gases do efeito estufa no
sistema solo-atmosfera. Ciência Rural, v. 36, n. 2, p. 693-700, 2006.
DANGCONG, P. et al. Aerobic granular sludge – a case report. Water Research, v. 33, n. 3,
p. 890-893, 1999.
de KREUK, M. K. Aerobic Granular Sludge Scaling up a new technology. 2006. 199 f.
Thesis (Doctoral in Biotechnology). Delft University of Technology, Delft.
de KREUK, M. K.; HEIJNEN, J. J.; VAN LOOSDRECHT, M. C. M. Simultaneous COD,
nitrogen and phosphate removal by aerobic granular sludge. Biotechnology and
Bioengineering, v. 90, n. 6, p. 761-769, 2005.
DENG, L. et al. Improvement in post-treatment of digested swine wastewater. Bioresource
Technology, v. 99, p. 3136-3145, 2008.
89
DENG, L-W.; ZHENG, P.; CHEN, Z-A. Anaerobic digestion and post-treatment of swine
wastewater using IC–SBR process with bypass of raw wastewater. Process Biochemistry, v.
41, p. 965-969, 2006.
di IACONI, C. et al. Aerobic granular sludge systems: the new generation of wastewater
treatment technologies. Industrial & Engineering Chemistry Research, Washington, v. 46,
n. 21, p. 6661-6665, 2007.
DULEKGURGEN, E. et al. Enhanced biological phosphate removal by granular sludge in a
sequencing batch reactor. Biotechnology Letters, v. 25, p. 687-693, 2003.
ERGÜDER, T. H.; DEMIRER, G. N. Investigation of granulation of a mixture of suspended
anaerobic and aerobic cultures under alternating anaerobic/microaerobic/aerobic conditions.
Process Biochemistry, v. 40, p. 3732-3741, 2005.
FERREIRA, E. S. Cinética química e fundamentos dos processos de nitrificação e
desnitrificação biológica. CONGRESSO INTERAMERICANO DE ENGENHARIA
SANITÁRIA E AMBIENTAL, 27. 2000. Rio de Janeiro. Anais... Rio de Janeiro, ABES,
2000.
GIACOMINI, S. J. Avaliação e modelização da dinâmica de carbono e nitrogênio em solo
com o uso de dejetos de suínos. 2005. 247 f. Tese (Doutorado em Ciência do Solo).
Universidade Federal de Santa Maria, Santa Maria.
GRAZIANO, X. Chorume suíno. O Estado de São Paulo, São Paulo, 29 jan. 2008.
Disponível em: http://txt.estado.com.br/editorias/2008/01/29/opi-1.93.29.20080129.1.1.xml .
Acesso em: 02 fev. 2008.
HAHN, M. W.; HÖFLE, M. G. Grazing of protozoa and its effect on populations of aquatic
bacteria. FEMS Microbiology Ecology, v. 35, p. 113-121, 2001.
HAN, Z. et al. Optimization of main factors associated with nitrogen removal in hybrid
sludge sequencing batch reactor with step-feeding of swine wastewater. Journal of
Environmental Science and Health Part A, v. 43, p. 161-170, 2008.
HAO, X. D.; van LOOSDRECHT, M. C. M. A proposed sustainable BNR plant with the
emphasis on recovery of COD and phosphate. Water Science and Technology, v. 48, p. 77-
85, 2003.
90
HÜBNER, A. P. Visualização da biomassa de grânulos e flocos utilizada como inóculo no
RSB para o tratamento do efluente de biodigestor anaeróbico. 2008. 1 fotografia, color.,
4,19 cm x 6,43 cm.
HÜBNER, A. P. et al. Desenvolvimento de biogrânulos aeróbicos para o tratamento de
dejetos líquidos de suínos. REUNIÃO BRASILEIRA DE FERTILIDADE DO SOLO E
NUTRIÇÃO DE PLANTAS, 27., REUNIÃO BRASILEIRA SOBRE MICORRIZAS, 11.,
SIMPÓSIO BRASILEIRO DE MICROBIOLOGIA DO SOLO, 9., REUNIÃO BRASILEIRA
DE BIOLOGIA DO SOLO, 6., 2006, Bonito. (CD-ROM) FERTBIO, 2006.
IBGE – INSTITUTO BRASILEIRO DE GEOGRAFIA E ESTATÍSTICA. Ministério do
Planejamento, Orçamento e Gestão. Produção da Pecuária Municipal. Rio Janeiro, Brasil,
v. 34, p. 1-62. 2006. Disponível no site: http://www.ibge.gov.br, acesso em: 18 fev. 2008.
JANG, A. et al. Characterization and evaluation of aerobic granules in sequencing batch
reactor. Journal of Biotechnology, v. 105, p. 71-82, 2003.
JANTALIA, C. P. et al. Em busca da mitigação da produção de óxido nitroso em sistemas
agrícolas: avaliação de práticas usadas na produção de grãos no sul do país. In: ALVES, B. J.
R. (Org.) Manejo de sistemas agrícolas: impacto no seqüestro de C e nas emissões de gases
de efeito estufa. 216p., 2006.
KIM, D. et al. Treatment of low carbon-to-nitrogen wastewater using two-stage sequencing
batch reactor with independent nitrification. Process Biochemistry, (in press)
doi:10.1016/j.procbio.2008.01.003, 2008.
KORTSTEE, G. J. J. et al. Biology of phosphate-accumulating bacteria involved in enhanced
biological phosphorus removal. FEMS Microbiology Reviews, v. 15, p. 137-153, 1994.
LETTINGA, G. Use of upflow sludge blanket (USB) reactor concept for biological
wastewater treatment especially for anaerobic treatment. Biotechnological Bioengineering,
v.22, p. 699-734, 1980.
LI, X. et al. Characteristics of aerobic biogranules from membrane bioreactor system.
Journal of Membrane Science, v. 287, p. 294-299, 2007.
LIN, Y. M.; LIU, Y.; TAY, J. H. Development and characteristics of phosphorous-
accumulating granules in sequencing batch reactor. Applied Microbiology Biotechnology, v.
62, p. 430-435, 2003.
91
LINLIN, H. et al. The formation and characteristics of aerobic granules in sequencing batch
reactor (SBR) by seeding anaerobic granules. Process Biochemistry, v. 40, p. 5-11, 2005.
LIU, Y.; TAY, J. H. State of the art of biogranulation technology for wastewater treatment.
Biotechnology Advances, v. 22, p. 533-563, 2004.
MEDRI, W. Modelagem e otimização de sistemas de lagoas de estabilização para
tratamento de dejetos de suínos. 1997. 206 f. Tese (Doutorado em Engenharia de
Produção). Universidade Federal de Santa Catarina, Florianópolis.
MEYER, R. L. et al. Challenges for simultaneous nitrification, denitrification, and
phosphorus removal in microbial aggregates: mass transfer limitation and nitrous oxide
production. FEMS Microbiology Ecology, v. 52, p. 329-338, 2005.
MISHIMA, K.; NAKAMURA, M. Self-immobilization of aerobic actived sludge – a pilot
study of the aerobic upflow sludge blanket process in municipal sewage treatment. Water
Science and Technology, v. 23, p. 981-990, 1991.
MORGENROTH, E. et al. Aerobic granular sludge in a sequencing batch reactor. Water
Research, v. 31, p. 3191-3194, 1997.
OBAJA, D.; MACÉ, S.; MATA-ALVAREZ, J. Biological nutrient removal by a sequencing
batch reactor (SBR) using an internal organic carbon source in digested piggery wastewater.
Bioresource Technology, v. 96, p. 7-14, 2005.
OBAJA, D. et al. Nitrification, denitrification and biological phosphorus removal in piggery
wastewater using a sequencing batch reactor. Bioresource Technology, v. 87, p. 103-111,
2003.
OSADA, T.; KURODA, K.; YONAGA, M. Reducing nitrous oxide gas emissions from fill-
and-draw type activated sludge process. Water Research, v. 29, n. 6, p. 1607-1608, 1995.
PALHARES, J. C. P. Biodigestão anaeróbia de dejetos de suínos: aprendendo com o passado
para entender o presente e garantir o futuro. In: I Curso sobre Uso de Biodigestores no
Tratamento de Dejetos de Suínos. Concórdia, SC, 20 nov. 2007.
PARK, K. Y. et al. Emission and control of nitrous oxide from a biological wastewater
treatment system with intermittent aeration. Journal of Bioscience and Bioengineering, v.
90, p. 247-252, 2000.
92
PERDOMO, C. C.; de LIMA, G. J. M. M.; NONES, K. Produção de suínos e meio
ambiente. 9° Seminário Nacional de Desenvolvimento da Suinocultura. Gramado, RS, 25 a
27 de abril, 2001.
PRATT, S. et al. Development and examination of a granular nitrogen-fixing wastewater
treatment system. Process Biochemistry, v. 42, n. 5, p. 863-872, 2007.
PUJOL, S. B. et al. Eficiência do tratamento de dejetos líquidos de suínos em reator
aeróbico de biogrânulos na remoção de DQO e N. REUNIÃO BRASILEIRA DE
FERTILIDADE DO SOLO E NUTRIÇÃO DE PLANTAS, 27., REUNIÃO BRASILEIRA
SOBRE MICORRIZAS, 11., SIMPÓSIO BRASILEIRO DE MICROBIOLOGIA DO SOLO,
9., REUNIÃO BRASILEIRA DE BIOLOGIA DO SOLO, 6., 2006, Bonito. (CD-ROM)
FERTBIO, 2006.
QIN, L.; LIU, Y. Aerobic granulation for organic carbon and nitrogen removal in alternating
aerobic–anaerobic sequencing batch reactor. Chemosphere, v. 63, p. 926-933, 2006.
SCHERER, E.E.; AITA, C.; BALDISSERA, I.T. Avaliação da qualidade do esterco líquido
de suínos da região Oeste Catarinense para fins de utilização como fertilizante.
Florianópolis, SC. EPAGRI, 1996. 46p. (Boletim Técnico, 79).
SCHWARZENBECK, N.; BORGES, J. M.; WILDERER, P. A. Treatment of dairy effluents
in an aerobic granular sludge sequencing batch reactor. Applied Microbiology
Biotechnology, v. 66, p. 711-718, 2005.
SCHWARZENBECK, N.; ERLEY, R.; WILDERER, P. A. Aerobic granular sludge in an
SBR-system treating wastewater rich in particulate matter. Water Science and Technology,
v. 49, p. 41–46, 2004.
SEVIOUR, R. J.; MINO, T.; ONUKI, M. The microbiology of biological phosphorus removal
in activated sludge systems. FEMS Microbiology Reviews, v. 27, p. 99-127, 2003.
SILVA, F. C. M. Tratamento dos dejetos de suínos utilizando lagoas de alta taxa de
degradação em batelada. 1996. 115 f. Dissertação (Mestrado em Engenharia Ambiental),
Universidade Federal de Santa Catarina, Florianópolis.
SOEJIMA, K. et al. Effects of acetate and nitrite addition on fraction of denitrifying
phosphate-accumulating organisms and nutrient removal efficiency in
93
anaerobic/aerobic/anoxic process. Bioprocess and Biosystems Engineering., v. 29, p. 305-
313, 2006.
TEDESCO, M. J. et al. Análises de solo, plantas e outros materiais. Departamento de
Solos, Faculdade de Agronomia. UFRGS. Porto Alegre, RS. (Boletim técnico, n° 5) 2ª ed.
215 p., 1995.
THIRD, K. Oxygen management for optimization of nitrogen removal in a sequencing
batch reactor. 2003. 222 f. Thesis (Doctoral in Biotechnology). Murdoch University,
Western Australia.
TSUNEDA, S. et al. Simultaneous nitrogen and phosphorus removal using denitrifying
phosphate-accumulating organisms in a sequencing batch reactor. Biochemical Engineering
Journal, v. 27, p. 191-196, 2006.
TSUNEDA, S. et al. Characterization of nitrifying granules produced in an aerobic upflow
fluidized bed reactor. Water Research, v. 37, p. 4965-4973, 2003.
USEPA – UNITED STATES ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. Inventory of
United States greenhouse gas emissions and sinks: 1990-2005, Executive Summary (2007).
Extraído de:
http://www.regulations.gov/search/search_results.jsp?No=0&sid=118A0E5E777F&Ne=2+8+
11+8053+8054+8098+8074+8066+8084+8055+8&Ntt=wastewater%20standard%20emission
&Ntk=All&Ntx=mode+matchall&N=4294967141&css=0&Ns=P_FRPublish_Date|1 , em 11
de março de 2008. EPA-HQ-OAR-2006-0173-6405.
USEPA – UNITED STATES ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. Manual
nitrogen control. Office of Research and Development, Washington, DC. EPA/625/R-
93/010. 2003.
VANOTTI, M. B. et al. Development of environmentally superior treatment system to replace
anaerobic swine lagoons in the USA. Bioresource Technology, v. 98, p. 3184-3194, 2007.
WANG, M. et al. Rural industries and water pollution in China. Journal of Environmental
Management, v.86, p. 648-659, 2008.
WANG, Z-W. et al. The influence of short-term starvation on aerobic granules. Process
Biochemistry, v. 41, p. 2373-2378, 2006.
94
WILSENACH et al. From waste treatment to integrated resource management. Water
Science and Technology, v. 48, n. 1, p. 1-9, 2003.
YANG, S-F.; TAY, J-H.; LIU, Y. Inhibition of free ammonia to the formation of aerobic
granules. Biochemical Engineering Journal, v. 17, p. 41-48, 2004.
______. A novel granular sludge sequencing batch reactor for removal of organic and
nitrogen from wastewater. Journal of Biotechnology, v. 106, p. 77-86, 2003.
ZHANG, Z. et al. A two-step fed SBR for treating swine manure. Process Biochemistry, v.
41, p. 892-900, 2006.
ZHANG, L. L. et al. Application of aerobic granular sludge in polishing the UASB effluent.
Environmental Technology, v. 26, p. 1327-1334, 2005.
ZHU, J.; WILDERER, P. A. Effect of extended idle conditions on structure and activity of
granular activated sludge. Water Research, v. 37, p. 2013-2018, 2003.
Livros Grátis
( http://www.livrosgratis.com.br )
Milhares de Livros para Download:
Baixar livros de Administração
Baixar livros de Agronomia
Baixar livros de Arquitetura
Baixar livros de Artes
Baixar livros de Astronomia
Baixar livros de Biologia Geral
Baixar livros de Ciência da Computação
Baixar livros de Ciência da Informação
Baixar livros de Ciência Política
Baixar livros de Ciências da Saúde
Baixar livros de Comunicação
Baixar livros do Conselho Nacional de Educação - CNE
Baixar livros de Defesa civil
Baixar livros de Direito
Baixar livros de Direitos humanos
Baixar livros de Economia
Baixar livros de Economia Doméstica
Baixar livros de Educação
Baixar livros de Educação - Trânsito
Baixar livros de Educação Física
Baixar livros de Engenharia Aeroespacial
Baixar livros de Farmácia
Baixar livros de Filosofia
Baixar livros de Física
Baixar livros de Geociências
Baixar livros de Geografia
Baixar livros de História
Baixar livros de Línguas
Baixar livros de Literatura
Baixar livros de Literatura de Cordel
Baixar livros de Literatura Infantil
Baixar livros de Matemática
Baixar livros de Medicina
Baixar livros de Medicina Veterinária
Baixar livros de Meio Ambiente
Baixar livros de Meteorologia
Baixar Monografias e TCC
Baixar livros Multidisciplinar
Baixar livros de Música
Baixar livros de Psicologia
Baixar livros de Química
Baixar livros de Saúde Coletiva
Baixar livros de Serviço Social
Baixar livros de Sociologia
Baixar livros de Teologia
Baixar livros de Trabalho
Baixar livros de Turismo
