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UNIVERSIDADE FEDERAL DE PERNAMBUCO
CENTRO DE TECNOLOGIA E GEOCIÊNCIAS
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM ENGENHARIA CIVIL
ÁREA DE CONCENTRAÇÃO: TECNOLOGIA AMBIENTAL E RECURSOS
HÍDRICOS
DISSERTAÇÃO DE MESTRADO
AVALIAÇÃO DA BIODEGRADAÇÃO ANAERÓBIA
DE EFLUENTE DE ABATEDOURO DE AVES
Danielle Patrice A. Lima
Orientadora: Prof. Drª. Sávia Gavazza dos Santos Pessôa
Co-Orientador: Prof. Drº Mario Takayuki Kato
Recife - PE, 2010
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Danielle Patrice Alexandre Lima
AVALIAÇÃO DA BIODEGRADAÇÃO DE EFLUENTE DE
ABATEDOURO DE AVES
Dissertação apresentada ao Curso de Pós-Graduação em
Engenharia Civil da Universidade Federal de Pernambuco,
como parte dos requisitos para a obtenção do Título de
Mestre em Engenharia Civil na Área de Concentração
Tecnologia Ambiental e Recursos Hídricos.
Orientadora: Prof. Drª Sávia Gavazza dos Santos Pessôa
Co-orientador: Prof. Drº Mario Takayuki Kato
Recife, 2010
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L732a Lima,Danielle Patrice A.
Avaliação da biodegradação anaeróbia de efluente de abatedouro de
aves / Danielle Patrice A. Lima. - Recife: O Autor, 2010.
98folhas; il., tabs. Gráfs.
Dissertação (Mestrado) – Universidade Federal de Pernambuco. CTG.
Programa de Pós-Graduação em Engenharia Civil, 2010.
Orientadora: Prof. Drª.Sávia Gavazza dos Santos Pessôa.
Inclui Referência.
1. Engenharia Civil. 2. Saneamento. 3. Tratamento Anaeróbio. 4.
Óleos e Graxas. 5. Ácidos Orgânicos Voláteis. 6. Abatedouro de Aves. I.
Título.
624 CDD (22. ed.) UFPE/BCTG/2010-215
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A oração
“Nem sempre nos evitará os obstáculos e as provações
do caminho, mas sempre nos garantirá a tranqüilidade, levando-nos a reconhecer que em todos os
acontecimentos da vida, Deus nos faz sempre melhor.”
Autor desconhecido
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AGRADECIMENTOS
A Deus sem ele nada em minha vida seria possível.
Aos meus pais Djalma Lopes Lima e Maria dos Prazeres Alexandre Lima por sempre me
incentivarem e deixarem que eu faça minhas próprias escolhas. Pela presença permanente,
o colo acolhedor, e os gestos de amor e carinho durante toda a minha vida.
A toda minha família, especialmente, minhas tias Rosalinda Rodrigues (pela acolhida e
incentivo) e Rejane Rodrigues pelo incentivo.
À professora Sávia Gavazza pela orientação, paciência, carinho e exemplo de dedicação
como pesquisadora/professora e também como ser humano.
Ao professor Mario Kato pela co-orientação desde o início deste trabalho, pelos
ensinamentos e exemplo de profissionalismo.
A professora Maria do Carmo Pimentel pela disponibilidade e contribuição na
implementação das metodologias de carboidrato, proteína e lipídio.
A Mauricéa Alimentos S.A. pela permissão para coleta do resíduo utilizado neste trabalho,
além da disponibilidade de seus funcionários como o srº José Carlos da Silva.
A todos que fazem, ou já fizeram, parte do Laboratório de Saneamento Ambiental (LSA)
durante o tempo de realização deste trabalho. Meus sinceros agradecimentos, todos me
ensinaram algo durante esse período.
Especialmente:
A Djalma Ferraz por sempre me mostrar o quanto é bom ter amigos, por estar sempre ao
meu lado chorando ou sorrindo. Pelo incentivo e ensinamentos.
À Maria Clara Mendonça pelo companheirismo, ensinamentos, amizade, carinho e
momentos de descontração.
A Danilo Mamede pelos longos anos de amizade, sempre reavivados pela providência
divina. Pelas palavras sábias, pelo incentivo e alegria deixando os dias nublados sempre
mais bonitos.
À Elisabeth Pastich pelo carinho, amizade, ensinamentos e pelos momentos de
descontração juntamente com Danilo Mamede e Maria Clara.
A Ronaldo Fonseca pela presença constante, sempre pro-ativo, e disposto a ajudar. Além
da alegria, amizade e carinho sempre dispensados a mim.
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À Luiza Feitosa pelos ensinamentos, paciência, atenção, por me “socorrer” tantas e tantas
vezes, amizade e pelo exemplo de profissional dedicada.
Aos alunos de iniciação científica especialmente Edécio Souza e Rafael Maranhão pela
disponibilidade nas coletas, pela amizade e alegria. Luiz Galdino pelas análises
cromatográficas.
Agradeço a todos que fizeram parte da minha turma de mestrado em especial Robson
Silva, Dayana Andrade, Simone Paixão, Renata Pinheiro e Cristiane Ribeiro não
esquecendo Wamberto Junior, doutorando, mas que iniciou a pós-graduação junto
conosco, que contribuíram para minha formação pessoal e profissional.
Aos amigos de longa data que me acompanham e nunca me deixam sozinha,
principalmente nas horas mais difíceis: Gláucia Lima, Rita Mendonça, Carlos Eduardo
Menezes, Luciane Pinto, Carmen Lúcia Morato, Cintya Nascimento, Andreza Marques,
Lidiane Braga e Ana Cláudia Silva.
A UFPE e seus funcionários, especialmente Andrea Negromonte, pela disponibilidade e
eficiência.
A CAPES pela concessão da bolsa.
A FACEPE pela concessão da bolsa de finalização de mestrado.
Ao Banco Nacional Brasileiro (BNB) que financiou os recursos deste projeto.
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LISTA DE FIGURAS
Figura 3.1: Principais países exportadores de carne de frango no mundo 09
Figura 3.2: Principais países produtores de carne de frango no mundo 09
Figura 3.3: Fluxograma simplificado do processo de abate de aves 12
Figura 3.4: Algumas etapas do abate de aves 13
Figura 3.5: Fórmula química estrutural geral de triacilglicerol 14
Figura 3.6: Fórmula química estrutural geral de aminoácido 15
Figura 3.7: Fórmula química estrutural geral de monossacarídeo 16
Figura 3.8: Fórmula química estrutural geral da reação de hidrólise alcalina do
triacilglicerol 22
Figura 4.1: Foto ilustrativa das etapas de separação sólido-líquido 27
Figura 4.2: Flotador por ar dissolvido (FAD) 28
Figura 4.3: Desenho esquemático representando a geração de efluente da empresa e suas
etapas de tratamento 28
Figura 4.4: Pontos de coleta para caracterização da água residuária 29
Figura 4.5: Amostras coletadas para caracterização da água residuária 30
Figura 4.6: Parâmetros analisados para caracterização da água residuária 30
Figura 4.7: Desenho esquemático do aparato utilizado para o teste de atividade
metanogênica específica (AME) 34
Figura 4.8: Desenho esquemático de reator utilizado no experimento de biodegradação e
do sistema de medição de gás 35
Figura 4.9: Foto ilustrativa do aparato utilizado para teste de hidrólise 37
Figura 4.10: Foto ilustrativa dos reatores utilizados para a avaliação da biodegradabilidade
anaeróbia 38
Figura 5.1: Foto ilustrativa da lagoa anaeróbia com acúmulo de gordura e sólidos 46
Figura 5.2: Quantificação de proteína, na amostra bruta (a) e filtrada (b), ao longo do
sistema de tratamento utilizado pela empresa. 50
Figura 5.3: Quantificação de carboidrato na amostra bruta (a) e filtrada (b), ao longo do
sistema de tratamento utilizado pela empresa. 51
Figura 5.4: Quantificação de lipídios nas amostras coletadas ao longo do sistema de
tratamento utilizado pela empresa. 52
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Figura 5.5: Variação de DQO no reator 1 tratando água residuária bruta durante o tempo
experimental. DQO afluente bruta (▲), efluente bruto (□) e efluente filtrado (♦). 56
Figura 5.6: Variação das concentrações afluente (♦) e efluente (■) de ácidos orgânicos
totais em R1 tratando água residuária bruta 57
Figura 5.7: Variação das concentrações afluente (♦) e efluente (■) de ácidos orgânicos
totais em R1 tratando água residuária bruta durante o tempo experimental. 58
Figura 5.8: Concentrações afluentes (a) e efluentes (b) de ácidos orgânicos voláteis no
reator R1, durante o período experimental.Onde ác. acético (♦), ác. propiônico (■),
isobutírico (▲), butírico (×), isovalérico (×) e valérico (●) 60
Figura 5.9: Variação das concentrações afluente (♦) e efluente (■) de alcalinidade
intermediária em R1 tratando água residuária bruta durante o tempo experimental
61
Figura 5.10: Foto ilustrativa do volume ocupado pelo lodo+escuma no reator R1 63
Figura 5.11: Variação das concentrações de DQO em R2 tratando água residuária após
sistema FAD. DQO afluente bruta (▲), efluente bruto (□) e efluente filtrado (♦) 65
Figura 5.12: Variação das concentrações afluente (♦) e efluente (■) de ácidos orgânicos
totais em R2 tratando água residuária após sistema FAD 66
Figura 5.13: Variação das concentrações afluente (♦) e efluente (■) de alcalinidade a
bicarbonato em R2 tratando água residuária após sistema FAD 66
Figura 5.14: Concentrações afluentes (a) e efluentes (b) de ácidos orgânicos voláteis no
reator R2 durante o período experimental. Onde ác. acético (♦), ác. propiônico (■),
isobutírico (▲), butírico (×), isovalérico (×) e valérico (●) 68
Figura 5.15: Variação das concentrações afluente (♦) e efluente (■) de alcalinidade
intermediária em R2 tratando água residuária após FAD 69
Figura 5.16: Foto ilustrativa do reator R2, conteno água residuária após sistema FAD 70
Figura 5.17: Variação das concentrações de DQO em R3 tratando água residuária após
hidrólise com NaOH (0,1%) DQO afluente bruta com HCl (×) afluente bruta sem HCl(▲),
efluente bruto (□) e efluente filtrado (♦) 71
Figura 5.18: Variação das concentrações afluente (♦) e efluente (■) de ácidos orgânicos
totais em R3 tratando água residuária após hidrólise com NaOH (0,1%) durante o tempo
experimental 72
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Figura 5.19: Concentrações afluentes (a) e efluentes (b) de ácidos orgânicos voláteis no
reator R3, durante o período experimental. Onde ác. acético (♦), ác. propiônico (■),
isobutírico (▲), butírico (×), isovalérico (×) e valérico (●) 74
Figura 5.20: Variação das concentrações afluente (♦) e efluente (■) de alcalinidade a
bicarbonato em R3 tratando água residuária após hidrólise com NaOH (0,1%) 75
Figura 5.21: Variação das concentrações afluente (♦) e efluente (■) de alcalinidade
intermediária em R3 tratando água residuária após hidrólise com NaOH 0,1% (m/v) 76
Figura 5.22: Foto ilustrativa do reator R3, contendo água residuária após hidrólise com
NaOH (0,1%) 77
Figura 5.23: Produção de biogás 78
Figura 5.24 Variação de óleos e graxas nos reatores R1, R2 e R3 (♦) afluente R1, (■)
afluente R2, (▲) afluente R3, (×) efluente R1, (×) efluente R2 e (○) efluente R3 81
Figura 5.25 Variação de lipídeos nos reatores R1, R2 e R3 (♦) afluente R1, (■) afluente R2,
(▲) afluente R3, (×) efluente R1, (×) efluente R2 e (●) efluente R3 82
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LISTA DE TABELAS
Tabela 4.1: Parâmetros analisados na biodegradação anaeróbia 39
Tabela 5.1:Valores médios, mínimos e máximos dos parâmetros analisados 42
Tabela 5.2:Valores médios, mínimos e máximos dos parâmetros analisados para
caracterização 44
Tabela 5.3: Caracterização de água residuárias de abatedouros de aves 48
Tabela 5.4:Valores médios obtidos após o teste de hidrólise com NaOH 53
Tabela 5.5: Concentrações médias de ácidos orgânicos volatéis obtidas por cromatografia
gasosa no Reator R1 59
Tabela 5.6: Concentrações médias de ácidos orgânicos volatéis obtidas por cromatografia
gasosa no Reator R2 67
Tabela 5.7: Concentrações médias de ácidos orgânicos volatéis obtidas por cromatografia
gasosa no Reator R3 73
Tabela 5.8: Variação de sólidos antes do início do experimento e após a finalização 79
Tabela 5.9: Variação média de proteína e carboidrato durante o tratamento anaeróbio 82
Tabela 5.10: Valores médios obtidos para os principais parâmetros nos R1, R2 e R3 83
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LISTA DE ABREVIATURAS
AME: Atividade Metanogênica Específica Máxima
AOV: Ácidos orgânicos voláteis
CONAMA: Conselho Nacional de Meio Ambiente
DQO: Demanda química de oxigênio
DBO: Demanda bioquímica de oxigênio
ETE: Estação de tratamento de efluentes
IBAMA - Instituto Brasileiro do Meio Ambiente
LSA: Laboratório de Saneamento Ambiental da UFPE
N-NH4: Nitrogênio Amonical
N-NO2 :Nitrito
N-NO3: Nitrato
N-NTK: Nitrogênio Total Kjeldahl
OD - Concentração de Oxigênio Dissolvido
pH: Potencial hidrogeniônico
SSF: Sólidos suspensos fixos
SST: Sólidos suspensos totais
SSV: Sólidos suspensos voláteis
ST: Sólidos totais
STF: Sólidos totais fixos
STV: Sólidos totais voláteis
TOG: Teor de óleos e graxas
UASB: Upflow Anaerobic Sludge Blanket (Reator anaeróbio de fluxo ascendente e
manta de lodo)
UFPE: Universidade Federal de Pernambuco
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RESUMO
LIMA, D. P. A. (2010) Avaliação da Biodegradação Anaeróbia de Efluente de Abatedouro
de Aves. – Dissertação (Mestrado) – Centro de Tecnologia e Geociências, Universidade
Federal de Pernambuco, Recife, 2010
O presente trabalho buscou avaliar a aplicabilidade da tecnologia anaeróbia para
tratamento de efluente de abatedouro de aves, onde foi testado de forma comparativa, o uso
da água residuária bruta, pré-tratada por sistema de flotação por ar dissolvido (FAD) e pré-
tratada com hidrólise alcalina. Na primeira etapa do trabalho foi realizada a caracterização
da água residuária do abatedouro de aves. O sistema de tratamento adotado pela empresa é
composto de um FAD seguido de três lagoas sendo a 1ª anaeróbia e a 2ª e 3ª facultativas.
Esse sistema apresentou, durante a caracterização, eficiência de remoção de DQO bruta,
DBO bruta e óleos e graxas de 92%, 99% e 98%, respectivamente. Em escala de
laboratório foram operados simultaneamente três reatores anaeróbios (R1, R2 e R3). Em
R1 foi utilizado água residuária bruta, em R2 água residuária pré-tratada pelo sistema FAD
da empresa e em R3 água residuária bruta pré-tratada por hidrólise alcalina com NaOH
0,1% (m/v) no laboratório. Os reatores sofreram choque de carga orgânica no 19º dia de
operação, por este motivo apresentaram diferentes condições antes e depois do choque de
carga. A eficiência média de remoção de DQO em R1, R2 e R3 foram 71±4%, 68±4% e
75±4%, respectivamente. No entanto, apesar do fato de que possuíam eficiências de
remoção aproximadas o reator R1 apresentou colmatação de gordura na parte superior e
obstrução progressiva do leito reacional tendo sua operação finalizada por este fim. Em R2
foi observado lavagem de biomassa o que pode ter acarretado na eficiência média de 68%.
Em R3 foi observado maior estabilidade em relação ao choque de carga, com manutenção
de DQO efluente filtrada praticamente estável. Contudo R3 também apresentou flotação do
lodo e colmatação de gordura, tendo sua alimentação impossibilitada, a operação também
foi finalizada. Após o choque de carga foi verificado o acúmulo de ácidos orgânicos
voláteis nos três reatores. O reator R1 não mostrou estabilidade em reverter esta situação.
Em R2 apesar do acúmulo o sistema mostrou que talvez a acumulação de ácidos pudesse
ser revertida, necessitando possivelmente de período operacional mais longo. O reator R3
apresentou, apesar do acúmulo, remoção de ácidos principalmente o ácido acético e o
ácido propiônico garantido maior estabilidade ao reator. Sendo assim o reator R3
demonstrou bom desempenho na remoção de matéria orgânica e ácidos orgânicos voláteis,
tendo maior estabilidade durante o choque de carga orgânica. Entretanto, um período mais
longo seria necessário para avaliar estratégias a fim de impedir a flotação do lodo e
colmatação de gordura no reator.
Palavras-chave: Tratamento anaeróbio, abatedouro de aves, óleos e graxas, acúmulo de ácidos
orgânicos voláteis.
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ABSTRACT
LIMA, D. P. A. (2010) Evaluation of Anaerobic Biodegradation of Effluents of Poultry
Slaughterhouse. - Thesis (Masters) – Centro de Tecnologia e Geociências, Universidade
Federal de Pernambuco, Recife, 2010.
In this study it was evaluated the applicability of the anaerobic technology for wastewater
treatment of poultry slaughterhouse. It was comparatively evaluated the reactor
performance by the use of the raw wastewater, pretreated by flotation and by alkaline
hydrolysis. In the first stage of the research it was performed the characterization of the
wastewater from poultry slaughterhouse. The treatment system adopted by the company
studied was composed by dissolved air flotation, followed by three lagoons. The system
reported during the characterization COD, BOD and oil and grease removal efficiencies of
92%, 99% and 98%, respectively. In lab scale were operated simultaneously three
anaerobic reactors (R1, R2 and R3). R1 was fed with raw wastewater, R2 with pretreated
wastewater by FAD system of the company and R3 with wastewater pretreated by alkaline
hydrolysis with NaOH 0.1% (w/v) in laboratory. The reactors were operated for 30 days
and suffered organic upload on the 19th day of operation. The reactor presented different
conditions before and after the shock load. The average efficiency of COD removal in
were 71 ± 4%, 68 ± 4% and 75 ± 4%, respectively for R1, R2 and R3. However, despite
the fact that they had removal efficiencies approached the R1 reactor showed fat clogging
on top and progressive obstruction of the reaction bed having finished its operation for this
reason. Washing biomass was observed in R2, which could have caused the average
efficiency of 68%. R3 was observed in greater stability over the shock load, with
maintenance of filtered effluent COD stable. However, R3 also showed sludge flotation
and fat clogging. After the shock load was observed accumulation of volatile organic acids
in the three reactors. The R1 reactor showed no stability in reversing this situation. R2,
despite the buildup, the system showed that perhaps the accumulation of acids could be
reversed, possibly requiring a longer operational period. The reactor R3 showed, despite
the accumulation, removal of acids mainly acetic acid and propionic acid to the reactor
ensured greater stability. So the R3 reactor showed good performance in removing organic
matter and volatile organic acids, and increased stability during the organic shock load.
However, a longer period would be needed to evaluate strategies to prevent flotation of the
sludge and the reactor fat clogging.
KEYWORDS: Anaerobic treatment; poultry slaughterhouse; oils and greases;
accumulation of volatile organic acids.
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SUMÁRIO
Pag.
1- INTRODUÇÃO 01
2- OBJETIVOS 04
2.1- Objetivo geral 05
2.2- Objetivos específicos 05
3- REVISÃO DE LITERATURA 06
3.1- Breve histórico da avicultura 07
3.1.1- Avicultura industrial brasileira 07
3.1.2- A diversidade de raças 08
3.1.3- O panorama atual da avicultura 08
3.1.4- A avicultura em Pernambuco 10
3.2- Abatedouro de aves 11
3.2.1- Descrição do processo e operações industriais 11
3.2.2- Tratamento de águas residuárias de batedouro de aves 13
3.2.2.1- Lipídios 14
3.2.2.2- Proteínas 15
3.2.2.3- Carboidratos 16
3.2.3- Tratamento físico-químico 16
3.2.4- Tratamento biológico aeróbio 17
3.2.5- Tratamento biológico anaeróbio 18
3.2.6- Tratamento enzimático 20
3.2.7- Tratamento hidrolítico 21
3.3- Legislação ambiental 23
4- MATERIAIS E MÉTODOS 25
4.1- Abatedouro de estudo 26
4.2- Descrição do sistema de tratamento existente 26
4.3- Caracterização da água residuária 29
4.4- Implantação de metodologias no LSA 31
4.4.1- Determinação de carboidrato 31
4.4.2- Determinação de proteína 32
4.4.3- Determinação de lipídio 32
4.5- Atividade Metanogênica Específica (AME) 33
4.6- Biodegradabilidade anaeróbia 34
4.6.1- Configuração do reator 34
4.6.2- Inóculo 36
4.6.3- Água residuária 36
4.7- Hidrólise alcalina 36
4.8- Procedimento experimental 38
4.9- Freqüência dos parâmetros analisados na biodegradação anaeróbia 39
4.10- Quantificação de ácidos orgânicos voláteis por cromatografia 39
5- RESULTADOS E DISCUSSÃO 41
5.1- Caracterização da água residuária 42
5.2- Teste de hidrólise 53
5.3- Tratamento anaeróbio 55
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5.3.1- Tratamento da água residuária bruta 55
5.3.2- Tratamento da água residuária após sistema FAD 64
5.3.3- Tratamento da água residuária após hidrólise alcalina 70
5.4- Avaliação comparativa entre R1, R2 e R3 77
6- CONCLUSÕES 85
7- SUGESTÕES PARA TRABALHOS FUTUROS 88
REFERÊNCIAS 90
-
1
1
INTRODUÇÃO
-
2
Águas residuárias de abatedouros são ricas em nutrientes e moléculas orgânicas
biodegradáveis e normalmente contêm altos níveis de gordura e proteína que apresentam,
por sua vez, um baixo coeficiente de biodegradabilidade. Se não tratados geram águas
residuárias com altos níveis de Demanda Química e Bioquímica de Oxigênio, DQO e
DBO, respectivamente.
O aumento do consumo da carne de frango em todo o mundo ocasionou,
conseqüentemente, o aumento da produção desta carne nos países em desenvolvimento,
pois nestes países o custo de produção é mais baixo, devido à mão de obra e água potável
disponíveis. Segundo dados do Ministério da Agricultura, a previsão da produção de
frangos de corte no Brasil para 2010 é de 10 milhões de toneladas.
Atualmente, o Brasil possui o segundo maior bando de aves do mundo e a carne de
frango é a mais consumida do país (EMBRAPA, 2009).
Concomitante ao crescimento econômico gerado pela avicultura cresceu também a
preocupação com o tratamento e destino final dos dejetos gerados nesta atividade. Os
produtores precisam se adequar às legislações vigentes no país e em cada estado
especificamente.
Segundo de Sena et al. (2009) o tratamento de águas residuárias oriundas de
indústria de processamento de carne tem sido uma das grandes preocupações do setor agro-
industrial, principalmente, devido às restrições que os acordos internacionais têm imposto
com relação às questões ambientais.
Basicamente, os sistemas de tratamentos biológicos de efluentes podem ser
divididos em aeróbio e anaeróbio. Na busca por alternativas que representem o melhor
custo/benefício, a associação de outras tecnologias ao tratamento anaeróbio tem merecido
destaque.
O uso de tecnologias anaeróbias vem crescendo em todo o mundo, mas
principalmente em países com clima tropical, como o Brasil, onde as condições ambientais
são favoráveis a esse tipo de processo.
Caixeta, Cammarota e Xavier (2002), destacam o uso de sistemas anaeróbios
utilizados para o tratamento de efluentes de carne processada, em virtude da sua alta
eficiência na remoção de matéria orgânica com custo significativamente baixo quando
comparado ao processo aeróbio. Apesar disso, sua aplicação ainda é pouco significativa,
devido a problemas como a acumulação de sólidos suspensos e flotação de gorduras dentro
do reator que causam a diminuição da atividade metanogênica. Desta forma, o sucesso
-
3
desta tecnologia depende da eficiência do tratamento primário em reduzir gorduras e
sólidos suspensos.
Entre os problemas causados pelo excesso de óleos e graxas, podem ser destacados:
o crescimento de microrganismos filamentosos, a flotação de lodo com atividade pobre e a
geração de odores desagradáveis (VALLADÃO, FREIRE e CAMMAROTA, 2007).
Diante do exposto, o presente trabalho avaliou a aplicabilidade da tecnologia
anaeróbia para tratamento de efluente de abatedouro de aves, onde foram testados de forma
comparativa, o uso da água residuária bruta, pré-tratada por sistema de flotação por ar
dissolvido (FAD) e pré-tratada com hidrólise alcalina.
-
4
2
OBJETIVOS
Objetivo Geral Objetivos Específicos
-
5
2.1 Objetivo Geral
Avaliar de forma comparativa a biodegradação anaeróbia de efluente de abatedouro
de aves na forma bruta, pré-tratada por flotação e pré-tratada por hidrólise alcalina.
2.2 Objetivos Específicos
Conhecer as características do efluente de abatedouro de aves utilizado no presente
estudo;
Avaliar a eficiência do sistema de tratamento anaeróbio quando aplicado ao
efluente de abatedouro de aves, bruto, pré-tratado por FAD e pré-tratado por hidrólise
alcalina;
-
6
3
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
Breve histórico da avicultura Abatedouro de aves Legislação ambiental
-
7
3.1 Breve histórico da avicultura
A avicultura tem sua origem há 150 milhões de anos, quando populações de regiões
da Índia e China e, provavelmente de outras regiões da Ásia, iniciaram a domesticação do
Gallus Gallus que habitava as florestas daquele continente. Desde os vales da Índia
cruzaram a Mesopotâmia até chegarem à Grécia com as tribos nômades. Da Europa, as
galinhas chegaram ao Brasil trazidas pelos navios portugueses, principalmente, como
recurso alimentar para a travessia. Ainda na época colonial, foram introduzidas no Brasil,
as raças orientais e asiáticas que os portugueses trouxeram de suas viagens às Índias e ao
Oriente (ARASHIRO, 1989).
3.1.1 A avicultura industrial brasileira
O desenvolvimento da avicultura familiar ocorreu a partir do final da década de
1950, nos estados da Região Sudeste, principalmente em São Paulo. Até esse momento era
comercializada no Brasil a chamada galinha caipira. Na década de 1970, período em que
houve profunda reorganização do complexo de carnes no Brasil, a atividade passou a ser
liderada pelos estados de Santa Catarina e Mato Grosso, devido a proximidade da região
sudeste e como consequência do custo mais baixo dos grãos de milho e soja, principais
insumos para a produção de frangos vivos. Nesse período ocorreu a transição da avicultura
familiar para industrial (LANA, 2000).
Desde o inicio da produção de frangos de corte no Brasil, a cadeia produtiva
modernizou-se, devido à necessidade de redução de custos e aumento de produtividade,
tentando com isso não perder competitividade em nível mundial. Como conseqüência, tem
sido uma das mais organizadas do mundo, destacando-se das demais criações pelos
resultados alcançados não só em produtividade e volume de abate, como também no
desempenho econômico, onde têm contribuído de forma significativa para a economia do
Brasil (SARCINELLI,VENTURINI e SILVA, 2007).
http://imigrantesbrasil.blogspot.com/2008/07/14-mil-imigrantes-em-portugal-recebem.htmlhttp://pt.wikipedia.org/wiki/D%C3%A9cada_de_1950http://pt.wikipedia.org/wiki/D%C3%A9cada_de_1950http://pt.wikipedia.org/wiki/Regi%C3%A3o_Sudestehttp://pt.wikipedia.org/wiki/S%C3%A3o_Paulohttp://pt.wikipedia.org/wiki/D%C3%A9cada_de_1970http://pt.wikipedia.org/wiki/Santa_Catarinahttp://pt.wikipedia.org/wiki/Mato_Grosso
-
8
3.1.2 A diversidade de raças
Existem mundialmente mais de 300 raças de espécies de galinhas domésticas
(Gallus domesticus). Podem distinguir-se três categorias principais de raças de galinhas:
raças puras para fins comerciais, raças híbridas que resultam de cruzamentos e raças locais
ou nacionais. De maneira empírica pode-se dividir as raças para fins comerciais de acordo
com o seu principal objetivo de produção (SARCINELLI;VENTURINI e SILVA, 2007):
Postura de ovos, principalmente as raças de galinhas leves, que põem ovos ou
poedeiras;
Produção de carne, principalmente pelas raças mais pesadas ou de frangos de corte;
As galinhas que são criadas tanto para porem ovos como pela produção de carne e
que são as chamadas raças de dupla aptidão.
3.1.3 O panorama atual da avicultura
Segundo dados divulgados pela Associação Brasileira dos Produtores e
Exportadores de Frango (ABEF), o Brasil é o maior exportador e o terceiro maior produtor
mundial de carne de frango. Ainda segundo a ABEF, em 2009 o Brasil exportou 3.800
toneladas (Figura 3.1) e produziu 11.360 toneladas de carne de frango, ficando atrás apenas
dos EUA e China, respectivamente (Figura 3.2).
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9
Figura 3.1 - Principais países exportadores de carne de frango no mundo (adaptado de
ABEF, 2009).
Figura 3.2 - Principais países produtores de carne de frango no mundo (adaptado de
ABEF, 2009).
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10
3.1.4 A avicultura em Pernambuco
A avicultura no estado de Pernambuco tem seu berço na cidade de São Bento do
Una, onde um pequeno grupo de produtores começou suas atividades no final da década de
60. Esta atividade hoje é o segmento mais importante do agronegócio pernambucano. Em
números de famílias empregadas já superou a cana de açúcar e exerce uma função social
de relevância por viabilizar as propriedades rurais no semi-árido, já que gera uma renda
extra ao produtor rural sem impedir as atividades habituais dos mesmos (VITAL,
DROUVOT e SAMPAIO, 2008).
Hoje esta atividade é responsável por 31% dos empregos do setor, 2,53% do PIB
estadual e 28% do PIB do agronegócio Pernambucano (AVISITE, 2010).
A produção estadual atende a demanda interna e faz do estado um exportador de
frangos para os estados vizinhos, sendo hoje muito pressionado pelo aumento da produção
de frangos de corte nos estados da Paraíba e Alagoas. Quanto à forma de organização da
produção, ela encontra-se ainda em estágio incipiente, ou seja, as transações ocorrem, em
sua maioria, em mercado aberto, com elevado risco econômico para o sistema como um
todo, o que compromete a sua eficiência. Apresenta-se como um grande desafio às
agroindústrias instaladas em Pernambuco, implementar estratégias na busca da
competitividade local. Por outro lado, este estado incipiente da forma organizacional,
representa uma “proteção” para as empresas de porte médio a pequeno, já que a
informalidade do mercado assusta os grandes grupos do segmento (VITAL, DROUVOT e
SAMPAIO, 2008).
O desenvolvimento da avicultura em Pernambuco, como no restante do Nordeste,
está condicionado, sobretudo, à questão da oferta de grãos para formulação das rações. A
limitação da produção local de grãos provoca a necessidade de transportá-los de longas
distâncias a custos que oneram bastante a atividade (AVIPE, 2010).
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11
3.2 Abatedouro de aves
3.2.1 Descrição do processo e operações industriais
As aves chegam ao abatedouro em engradados plásticos nos caminhões vindos da
granja. Os veículos são posicionados em um galpão coberto e com grandes ventiladores
laterais, com o intuito de não estressar a ave no momento pré-abate. São depois conduzidas
para a área de recepção onde são dependuradas de ponta-cabeça em ganchos metálicos,
seguindo então para a área de processamento.
Assim que adentram a área produtiva as aves são atordoadas com um choque
elétrico na ordem de 70 volts. Logo a seguir são mortas por meio de um corte na carótida,
ocorre então a sangria. Posteriormente as aves são depenadas e lavadas com água com
temperatura em torno de 60ºC (escaldagem) e logo em seguida são cortados os pés. Estes
são comercializados sendo apreciados principalmente por chineses. As aves são então
evisceradas e cortadas as cabeças. Na evisceração ocorre o processamento e pré-
resfriamento dos miúdos comestíveis (coração, moela e fígado), além de inspeção sanitária.
Ocorre uma nova lavagem e gotejamento da água. As aves são então novamente
inspecionadas e em seguida destinadas ao fracionamento da carcaça, caso apresentem
alguma lesão por exemplo, ou são encaminhadas inteiras para as etapas posteriores de
pesagem, embalagem e congelamento ou o resfriamento.
O fluxograma descrito a seguir (Figura 3.3) apresenta um esquema simplificado do
abate de aves.
-
12
A sangria, juntamente com a evisceração são as etapas de maior contribuição para
elevação da carga orgânica da água residuária de abatedouro de aves, devido à perda de
sangue nessas etapas. A depenagem, a escaldagem, e a lavagem das aves são as etapas com
maior gasto de água (média de 247 m3/dia), juntamente com a lavagem de equipamentos e
utensílios (SILVA, 2007). A Figura 3.4 apresenta algumas das etapas do abate de aves.
Figura 3.3 – Fluxograma simplificado do processo de abate de aves.
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13
3.2.2 Tratamento de águas residuárias de abatedouro de aves
As águas residuárias de abatedouro de aves não diferem da maior parte das águas
residuárias industriais no que diz respeito à grande variação de vazão e as mudanças de
suas características ao longo do dia. São ricas em matéria orgânica e óleos e graxas além
de apresentarem elevadas concentrações de sólidos suspensos e proteínas (BATSTONE et
al.,1997; MASSÉ e MASSE, 2000; MASSÉ et al.,2001).
a) b)
c) d)
Figura 3.4 – Algumas etapas do abate de aves. a) sangria; b) depenagem; c) rápida lavagem;
d) escaldagem.
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14
As águas residuárias industriais são despejos líquidos originários de diversas
atividades desenvolvidas na indústria, contendo, por exemplo, detergentes, desinfetantes,
lubrificantes, gorduras, essências, condimentos diversos e etc, diluídos nas águas de
lavagem de equipamentos, tubulações, pisos e demais instalações da indústria.
O sistema de tratamento adequado para águas residuárias provenientes de
abatedouro de aves deve contemplar a redução de cargas orgânicas e lipídicas.
3.2.2.1 Lipídios
Os lipídios são compostos orgânicos de origem biológica, a maioria é insolúvel em
água e formada basicamente por ácidos graxos e alcoóis. Estes se encontram, geralmente,
na forma de ésteres. Podem ser divididos em lipídios simples e complexos. Os lipídios
simples são aqueles que sofrem quebra pela molécula de água (hidrólise) e são formadores
das matérias graxas, gorduras, óleos e ceras. Os óleos e gorduras também são chamados de
triacilgliceróis. Os óleos são insaturados (cadeias carbônicas com duplas ligações), têm
baixo ponto de fusão e por isso são líquidos a temperatura ambiente. As gorduras por sua
vez são saturadas, sólidas a temperatura ambiente e possuem elevado ponto de fusão
(SOLOMONS, 2009; STRYER, 2008). A Figura 3.5 apresenta a fórmula química
estrutural geral de um triacilglicerol onde os radicais R1, R2 e R3 são, em sua maioria,
cadeias carbônicas longas.
Figura 3.5 – Fórmula química estrutural geral de triacilglicerol.
Baseado em Solomons, 2009.
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15
Os lipídios encontrados em águas residuárias são substratos interessantes para a
produção de biogás. São inicialmente hidrolisados para glicerol e ácidos orgânicos
voláteis, depois são convertidos para hidrogênio e acetato por bactérias acetogênicas
sintróficas e finalmente para metano por archaea metanogênica (PEREIRA et al., 2004;
PALATSI et al., 2010).
3.2.2.2 Proteínas
As proteínas são moléculas orgânicas que contêm carbono, hidrogênio, oxigênio e
nitrogênio. Algumas também contêm enxofre. São essenciais em todos os aspectos da
estrutura e função celulares e perfazem 50% ou mais do peso seco celular. Algumas são
enzimas que atuam como catalisadores em reações bioquímicas, outras atuam no transporte
de nutrientes para dentro e fora da célula, outras ainda desempenham um papel no
movimento de microrganismos e são partes integrais das estruturas das células, como as
paredes, as membranas e os componentes do citoplasma dentre outras funções
(SOLOMONS, 2009; STRYER, 2008).
Os aminoácidos são os blocos construtivos de proteínas, eles contêm no mínimo um
grupo carboxila (-COOH) e um grupo amino (-NH2) unidos ao mesmo átomo de carbono
(Figura 3.6).
COOH
H2N C H
R
Figura 3.6 - Fórmula química estrutural geral de aminoácido.
Baseado em Solomons, 2009.
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3.2.2.3 Carboidratos
Os carboidratos são um grupo grande e diverso de compostos orgânicos, que inclui
os açúcares e os amidos. Realizam uma série de funções essenciais nos seres vivos como,
por exemplo, auxilia na formação da parede celular bacteriana, na síntese de aminoácidos e
se constitui, principalmente, numa fonte de energia de uso imediato para a célula porque
são compostos facilmente degradados pelos microrganismos, pois possuem carbono,
hidrogênio e oxigênio (SOLOMONS, 2009; STRYER, 2008).
Embora existam exceções, a fórmula geral dos carboidratos é (CH2O) n, onde n
indica que existem três ou mais unidades CH2O. O principal grupo dos carboidratos é o
açúcar simples denominado de monossacarídeo. A Figura 3.7 apresenta a fórmula química
geral de um monossacarídeo.
R
H C OH
R
3.2.3 Tratamento físico-químico
O uso de sistemas de tratamento físico-químicos é amplamente adotado para
resíduos ricos em óleos e graxas, como tratamento primário, visto que reduzem sua carga
orgânica. Os sistemas físico-químicos mais utilizados são coagulação, floculação e
filtração, bem como a flotação por ar dissolvido (FAD), amplamente utilizado para
resíduos ricos em lipídios. Em relação ao sistema FAD pode ser dito que o mesmo alcança
eficiências de remoção em torno de 60%, mas necessita de um controle operacional do
Figura 3.7 – Fórmula química estrutural geral de monossacarídeo.
Baseado em Solomons, 2009.
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17
processo, uma vez que a solubilidade do ar é reduzida em altas temperaturas (WILLEY,
2001).
A eficiência dos flotadores pode ser aumentada com a adição de agentes
coagulantes como o sulfato de alumínio e o cloreto férrico.
O objetivo da aplicação do sistema de coagulação-flotação é a remoção de matéria
orgânica na água residuária, mas nutrientes como o fósforo também podem ser removidos
no processo. Isso pode ser benéfico para o sistema desde que o excesso de fósforo possa
causar a eutrofização das águas superficiais (AGUILAR, 2002).
Contudo, o uso de produtos químicos no processo de coagulação aumenta a
quantidade de lodo gerado (KÁRPÁTI et al., 1995). Isto deve ser levado em consideração
para escolha do tratamento subseqüente (AGUILAR, 2002) e para a avaliação do destino
do resíduo sólido gerado.
A melhoria do desempenho do sistema FAD não apenas evita a instabilidade do
próprio sistema, mas também assegura robustez e estabilidade aos reatores anaeróbios.
Desta forma, evita a lavagem do lodo, a inibição da atividade biológica e a formação de
escuma na parte superior dos reatores (de NARDI, FUZI e DEL NERY, 2008).
De Sena et al. (2009) avaliaram o tratamento de água residuária proveniente de
abatedouro de aves e suínos utilizando o sistema FAD seguido de processos de oxidação
avançada (photo-peroxidação e photo-fenton) em escala de laboratório. O sistema FAD foi
utilizado com sulfato férrico como coagulante. Os autores obtiveram para o sistema FAD
eficiência de remoção de 75% e 80% para sólidos totais (ST) e demanda química de
oxigênio (DQO). Entretanto uma eficiência de DQO (97%) ainda maior foi obtida com o
uso de reações photo-fenton. Os autores concluíram que o uso de sistema DAF com
processos de oxidação avançada são eficientes para a diminuição dos parâmetros orgânicos
poluentes encontrados em águas residuárias de abatedouros.
3.2.4 Tratamento biológico aeróbio
Os sistemas aeróbios possuem maior facilidade para degradar óleos e graxas pela
presença de oxigênio, utilizado como aceptor final de elétrons, obtendo maior rendimento
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18
energético para os microrganismos. Entretanto os fenômenos de adsorção e conseqüente
flotação de biomassa são comumente observados (CHAO e YANG, 1981).
Vários tipos de sistemas aeróbios têm sido utilizados no tratamento de águas
residuárias ricas em gorduras, como por exemplo, lagoas aeradas e lodos ativados (KATO,
1982; TAWFIK et al., 2008). Entretanto, para este tipo de água residuária a aplicação de
reatores biológicos aeróbios como principal unidade de tratamento é limitada devido ao
gasto energético e a elevada geração de lodo (DEL NERY et al., 2007).
Na região Nordeste o uso de lagoas de estabilização para tratamento de águas
residuárias proveniente de abatedouro de aves é amplamente difundido. Devido à
incidência solar praticamente durante todo o ano, à disponibilidade de área (principalmente
no interior do Estado) e ao baixo custo de operação e manutenção. Em se tratando de
lagoas facultativas as principais vantagens dizem respeito à enorme simplicidade e à
confiabilidade do sistema, desde que sejam cumpridos os requisitos necessários para que
os processos naturais de estabilização da matéria orgânica aconteçam.
3.2.5 Tratamento biológico anaeróbio
Lipídios, abundantes nas águas residuárias de abatedouros, são potencialmente
atrativos sob o ponto de vista energético para produção de biogás nos sistemas anaeróbios,
entretanto na prática pré-tratamentos físico-químicos são empregados antes do tratamento
anaeróbio (PEREIRA et al., 2004).
Os reatores UASB têm sido bastante utilizados para o tratamento anaeróbio de
águas residuárias ricas em óleos e graxas. Contudo vários trabalhos reportam o fracasso do
sistema durante o tratamento dessas águas residuárias. As justificativas mais comuns são a
flotação da biomassa e os efeitos inibitórios dos ácidos graxos sobre a metanogênese
(CHIPASA e MEDRZYCKA, 2006).
Jeganathan et al. (2006) também observaram a flotação da biomassa em seus
reatores UASB tratando água residuária de industria alimentícia. Segundo os autores o
acúmulo de material lipídico e não a carga de óleos e graxas aplicada foi o fator
responsável pela falência do processo. A adsorção da gordura ao redor do floco de
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19
biomassa provocou a flotação do lodo. Com a perda de biomassa houve um aumento na
carga lipídica específica aplicada, intensificando o processo de flotação do lodo.
Os dados de remoção de óleos e graxas devem sempre ser analisados com muita
cautela, devido à adsorção de gordura no leito reacional, uma vez que pesquisas realizadas
com reatores biológicos (HWU et al., 1997; SAM-SOON et al., 1991) indicaram remoção
de óleos e graxas de até 70% apresentando, no entanto, uma produção de metano bem
abaixo do valor esperado.
Ruiz et al.(1997) estudaram o tratamento de água residuária de abatedouro de xxx
em reator UASB seguido de um filtro anaeróbio. Foi obtida uma eficiência de remoção de
71% em 15 dias. A matéria orgânica transformada em metano foi de 58%. Contudo a
acidificação foi maior do que a metanização, que possivelmente, segundo os autores, seria
devido à toxidade da água residuária na metanogênese. Proveniente provavelmente dos
altos níveis de amônia originários da hidrólise de proteínas ou porque as bactérias
metanogênicas não estavam adaptadas ao substrato.
Um dos problemas mais reportados na literatura diz respeito à adsorção de ácidos
graxos que induz a desintegração, flotação e lavagem do lodo (AMARAL et al., 2004).
O fenômeno de limitação de transporte causado pelo acúmulo de ácidos graxos
acima do lodo foi uma importante contribuição para a observação da fase lag que precede a
produção de metano. Descobriu-se que a diminuição temporária da atividade metanogênica
após o contato com ácidos graxos é um fenômeno reversível, sendo eliminado após a
conversão do ácido graxo associado a biomassa em metano (PEREIRA, 2005).
Os principais componentes dos ácidos orgânicos voláteis presentes em digestores
anaeróbios são acético, propiônico, butírico e ácido valérico. Os ácidos são convertidos
para metano e dióxido de carbono por bactérias metanogênicas e acetogênicas sintróficas.
Sobrecargas ou distúrbios tóxicos podem causar um desbalanceamento entre produção e
consumo de ácidos resultando na acumulação de ácidos orgânicos voláteis no sistema
(DIAMANTIS, 2006).
Pontes, 2009 avaliou o desempenho de um reator de leito fixo e escoamento
ascendente, operado de modo contínuo, com argila expandida e espuma de poliuretano
como suportes para imobilização da biomassa, no tratamento de água residuária
proveniente de abatedouro de aves. Na primeira fase do trabalho, o reator foi operado em
condição anaeróbia e anaeróbia-aeróbia, no tratamento da água residuária bruta
proveniente do abatedouro. O autor quantificou os ácidos orgânicos voláteis por
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20
cromatografia gasosa no final da fase com TDH de 5h e verificou concentrações de ácido
acético e propiônico mais altas na região do leito de argila expandida (215 e 210 mg/L),
respectivamente. Quando o reator foi operado com THD de 6,7h as concentrações
encontradas foram de 262 e 149 mg/L para os ácidos acético e propiônico,
respectivamente. O autor concluiu que a produção de ácidos orgânicos ao longo do leito de
argila expandida ocorreu dentro do esperado e que os ácidos orgânicos, principalmente o
acético, constituirão a fonte de carbono para o processo de desnitrificação no reator
anaeróbio-aeróbio com recirculação da fase líquida.
3.3.4 Tratamento enzimático
A literatura tem descrito o uso de microrganismos e/ou enzimas desenvolvidas em
laboratório para o tratamento biológico de águas residuárias com altas concentrações de
óleos e gorduras (CAMMAROTA e FREIRE, 2006).
Com o intuito de viabilizar o tratamento de águas residuárias de forma anaeróbia, o
pré-tratamento enzimático vem sendo estudado. Indicando ser uma forma promissora, pois
alcança valores de remoção de DQO em torno de 85 %. Entretanto o uso de preparações
enzimáticas de baixo custo é vital para o emprego de enzimas no tratamento de águas
residuárias, visto que o uso de preparações enzimáticas comerciais possui custo elevado o
que inviabiliza economicamente o processo (VALLADÃO; FREIRE e CAMMAROTA,
2007).
Masse, Kennedy e Chou (2001) utilizaram quatro pré-tratamentos para hidrolisar ou
reduzir o tamanho das partículas de gordura de efluente de águas residuárias de
abatedouros. Os autores concluíram que a lipase pancreática foi o melhor pré-tratamento
para hidrolisar partículas de gordura. Contudo o impacto na eficiência do processo de
digestão anaeróbia no corpo receptor precisa ser testado.
Masse, Massé e Kennedy (2003) utilizaram lipase pancreática como pré-tratamento
de água residuária de abatedouro suíno em reator anaeróbio em batelada seqüencial a 25ºC.
Não houve diminuição do tamanho das partículas de gordura com o pré-tratamento
enzimático em relação ao tratamento controle. Contudo, houve uma transformação da
DQO total em metano de 82% no reator com água residuária pré-tratada. Segundo os
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21
autores a razão limite da digestão anaeróbia foi a acumulação de ácidos orgânicos voláteis
em oposição a hidrólise de gorduras.
Resultados semelhantes foram reportados por Cirne et al. (2007), que utilizaram
lipase no tratamento de água residuária sintética com altas concentrações de lipídios. Os
autores concluíram que a lipase aumentou a hidrólise de lipídios. Contudo as vantagens da
hidrólise enzimática no processo total foi mínima devido ao acúmulo de ácidos orgânicos
voláteis no reator anaeróbio. Os autores conferem aos ácidos orgânicos voláteis um fator
de inibição da degradação de lipídios, embora o estudo também mostre que esse efeito
inibitório não é permanente. Porém o tempo de recuperação requerido pode ser longo o que
inviabiliza o processo operando reatores em escala real.
3.2.7 Tratamento hidrolítico
Hidrólise é a ruptura de ligações químicas, promovida pela água, em meio ácido ou
alcalino, ou ainda pelo calor com despressurização brusca de material úmido hidrolisável.
(SOLOMONS, 2009).
A hidrólise química inclui principalmente os tratamentos ácidos e alcalinos. Esse
tipo de tratamento age primariamente sobre as proteínas, enquanto carboidratos e lipídios
são pouco afetados (MÕNNICH, 1988).
Alguns estudos mostram que os tratamentos ácidos e alcalinos promovam a
solubilização da matéria orgânica, e consequentemente acelerem o processo de
estabilização. As tecnologias hidrolíticas podem ser aplicadas com os objetivos de
aumentar a solubilização dos sólidos presentes no lodo, para a reciclagem de nutrientes
como o fósforo e o nitrogênio, suprimir a formação de escuma, dentre outros (MULLER,
2001).
O hidróxido de sódio (NaOH) e o ácido sulfúrico (H2SO4) são produtos químicos
amplamente utilizados na hidrólise de gorduras, juntamente com o hidróxido de potássio
(KOH).
A hidrólise ácida possui o inconveniente da sua reversibilidade proporcionando
baixa eficiência do tratamento hidrolítico. A maioria dos estudos utiliza a hidrólise ácida
em associação com outro tratamento, geralmente processos de elevação da temperatura
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22
e/ou pressão. Karlson et al. (1992) verificaram um aumento da DQO solúvel de 15 a 35%
em relação a DQO total tratando lodo de Estação de Tratamento de Esgoto (ETE).
Pelos motivos expostos a hidrólise alcalina é utilizada preferencialmente em
detrimento da hidrólise ácida. O produto da reação de hidrólise de uma molécula de
triacilglicerol utilizando NaOH são três moléculas de glicerol e três moléculas de sais de
sódio. A Figura 3.8 apresenta a reação de hidrólise, onde os radicais R1, R2, R3 são cadeias
carbônicas geralmente longas.
Na hidrólise alcalina o pH é elevado para 12 e este processo pode ser utilizado para
hidrolisar e decompor lipídios, carboidratos e proteínas em substâncias solúveis menores
como ácidos alifáticos, polissacarídeos e aminoácidos (CARBALLA et al., 2004).
Na hidrólise química com NaOH ocorre o aumento da razão entre DQO solúvel e
DQO total, assim como também ocorre a redução de sólidos voláteis durante a digestão
anaeróbia (LIN et al., 1997; LEFEBVRE et al., 1998).
Karlsson (1990) estudou alguns compostos químicos (HCl, NaOH e Ca(OH)2) e
biológicos (fermentação) como pré-tratamento hidrolítico de águas residuárias de lodos
ativados. O autor não verificou efeito na remoção de lipídios pelo pré-tratamento
biológico. Enquanto que o pré-tratamento ácido e o pré-tratamento alcalino apresentaram
uma redução de lipídios de 28%. Então para o autor a porção lipídica de águas residuárias
de lodo ativado é a fração orgânica mais difícil de ser hidrolisada utilizando pré-
tratamento.
Omil et al. (2003) avaliaram, em escala real, o tratamento anaeróbio para águas
residuárias provenientes de industria de processamento de leite, o sistema era composto de
um filtro anaeróbio e um reator aeróbio em batelada seqüencial. Apesar da alta eficiência
Figura 3.8 - Fórmula estrutural da reação de hidrólise alcalina do triacilglicerol, utilizando NaOH.
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23
de remoção de DQO alcançada (90%), os autores verificaram que, ao longo do tempo, a
adição de base pra neutralizar a água residuária e para manter o nível ideal de alcalinidade
provocou falhas na biodegradação ocorrida no tanque de alimentação, aumentando assim a
biodegradação de gorduras no filtro anaeróbio. Foram detectados distúrbios no processo
anaeróbio com acumulação de ácidos graxos e flotação de material gorduroso na parte
superior do filtro anaeróbio. Com o intuito de restabelecer as melhores condições de
funcionamento do sistema a indústria foi forçada a realizar uma nova inoculação do reator
anaeróbio.
3.3 Legislação ambiental
Há muito tempo o Brasil já dispõe de condições legais para agir em defesa de bens
ambientais. Desde os anos 30, vem se desenvolvendo em nosso país uma consciência de
proteção ambiental. Especialmente nos últimos quarenta anos, o Brasil ampliou sua
legislação ambiental (MMA, 2009).
De acordo com dados do Ministério do Meio Ambiente (2009) em 1981, surgiu a
primeira grande conquista do movimento ambientalista brasileiro, com a publicação da Lei
Federal nº 6.938, de 31 de agosto de 1981, que dispõe sobre a Política Nacional de Meio
Ambiente (PNMA), seus fins e mecanismo de formulação e aplicação constituiu-se num
importante instrumento de amadurecimento e consolidação da política ambiental em nosso
país. Visando controlar o lançamento no meio ambiente de poluentes, proibindo o
lançamento em níveis nocivos ou perigosos para os seres humanos e outras formas de vida,
A abertura da economia brasileira no início da década de 1990 também trouxe
benefícios ambientais. As empresas brasileiras tiveram que melhorar sua produtividade
para poder enfrentar a concorrência dos produtos importados. O aumento da produtividade
também implicava um melhor uso das energias e insumos, reduzindo, desta forma, os
resíduos perdidos na produção. Empresas exportadoras também foram pressionadas por
seus compradores estrangeiros a implementar sistemas de produção mais limpos, já que os
consumidores dos países ricos preferiam produtos fabricados por processos
ambientalmente corretos (CARVALHO, 2004).
-
24
O conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA) lançou em 17 de março de
2005 a resolução nº 357 que 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. Além de considerar que o controle da
poluição está diretamente relacionado com a proteção da saúde, garantia do meio ambiente
ecologicamente equilibrado e a melhoria da qualidade de vida, levando em conta os usos
prioritários e classes de qualidade ambiental exigidos para um determinado corpo de água.
Cabe aos órgãos ambientais a determinação e a fiscalização dos parâmetros e
limites de emissão de efluentes industriais, agrícolas e domésticos. Para isso, é necessária a
implantação de um sistema de monitoramento confiável. As exigências da legislação
ambiental levaram as empresas a buscar soluções para tornar seus processos mais eficazes.
É cada vez mais freqüente o uso de sistemas de tratamento de efluentes visando a
reutilização de insumos (água, óleo, metais, etc), minimizando o descarte para o meio
ambiente (CARVALHO, 2004).
As leis ambientais brasileiras são consideradas bastantes avançadas e bem
elaboradas, no que diz respeito ao objeto proposto, o problema está na aplicação destas,
que por fatores dos mais diversos, inviabiliza e torna falha a sua execução.
http://pt.wikipedia.org/wiki/Ambientehttp://pt.wikipedia.org/wiki/Tratamento_de_efluenteshttp://pt.wikipedia.org/wiki/Insumohttp://pt.wikipedia.org/wiki/Meio_ambientehttp://pt.wikipedia.org/wiki/Meio_ambiente
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25
4
MATERIAIS E MÉTODOS
Abatedouro de estudo Descrição do sistema de tratamento Caracterização da água residuária Implantação de metodologias Atividade Metanogênica Específica Biodegradabilidade anaeróbia Hidrólise alcalina Procedimento experimental Frequência dos parâmetros analisados Quantificação de ácidos orgânicos voláteis
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26
4.1 Abatedouro de estudo
O abatedouro de aves está localizado no município de Nazaré da Mata, a 65 km de
Recife. O município de Nazaré da Mata está situado na zona da mata pernambucana,
possui clima tropical e uma população de 30.185 hab. (IBGE, 2009).
Com unidade central em Carpina, onde dispõe de fábrica de rações, a empresa
expandiu-se também para o estado da Bahia. Em Nazaré da Mata, dispõe de frigorífico que
comercializa o frango inteiro e cortes especiais. Produz frangos e ovos, empregando 1.300
operários. Conta com 3 granjas próprias e 145 integrados. É responsável por 24,3% do
abate de frango inspecionado pelo Governo Federal em Pernambuco.
Segundo informações da empresa onde foi realizado o estudo, a produção média é
60.000 aves/dia, variando de acordo com as necessidades do mercado. O sistema de
abastecimento de água conta com a captação no rio Tracunhaém e com o abastecimento
pela Companhia Pernambucana de Saneamento (COMPESA), cerca de 70% e 30%,
respectivamente. Para cada ave abatida se gasta em média 22 litros de água.
A empresa consume em média aproximadamente 70 m3/hora de água tratada para
todas as necessidades.
O sistema de processamento de carne de frango do abatedouro de aves, localizado em
Nazaré da Mata, segue o indicado na Figura 3.3 da revisão da literatura.
4.2 Descrição do sistema de tratamento existente
A água residuária gerada na área produtiva é conduzida por duas tubulações de
PVC (Figura 4.1 a), uma contendo vísceras (não comestíveis) e a outra com penas. Essas
tubulações seguem em direção à sala de digestores, onde previamente é separado o resíduo
líquido do resíduo sólido, através de uma peneira onde os sólidos são prensados (Figura 4.1
b). Os resíduos sólidos são transportados manualmente para dois digestores, um destinado
às vísceras e o outro às penas (Figura 4.1 c). Esses resíduos são transformados em uma
farinha, ensacados separadamente (penas e vísceras) e enviados para a granja da empresa
onde são utilizados como suplemento alimentar das aves.
-
27
O resíduo líquido é então encaminhado para a estação de tratamento. A estação é
composta por um tratamento primário, constituído por um FAD (Figura 4.2), seguido de
um tratamento secundário por meio de um sistema de lagoas de estabilização, constituído
por três lagoas em série. A 1ª lagoa da série é anaeróbia, seguida de duas lagoas
facultativas. As lagoas não possuem uma geometria definida. O afluente da 1ª lagoa
facultativa não é localizado exatamente no início da lagoa, como ocorre usualmente, desta
forma fica evidente a ocorrência de zonas mortas e fluxos preferenciais. O mesmo acontece
com o efluente da 2ª lagoa facultativa cuja coleta não está localizada exatamente no final
da lagoa. Estes detalhes podem ser observados no desenho esquemático da Figura 4.3.
a)
Figura 4.1 – Foto ilustrativa das etapas de separação sólido-líquido. a) tubulações que
conduzem separadamente vísceras e penas; b) peneira para prensa dos
materiais sólidos; c) digestor de penas.
a) b)
c)
-
28
Figura 4.2 - Flotador por Ar Dissolvido (FAD).
Figura 4.3 – Desenho esquemático representando a geração do efluente da empresa e suas etapas de
tratamento.
-
29
4.3 Caracterização da água residuária
Para a caracterização do efluente foram realizadas coletas simples, mensais, durante
o período de cinco meses (agosto a dezembro de 2009). As amostras foram coletadas em
cinco pontos do sistema de tratamento (Figura 4.4), definidos como:
Ponto 1: água residuária bruta (afluente do sistema de tratamento)
Ponto 2: efluente do FAD
Ponto 3: efluente da 1ª lagoa (lagoa anaeróbia)
Ponto 4: efluente da 2ª lagoa (1ª lagoa facultativa)
Ponto 5: efluente da 3ª lagoa (2ª lagoa facultativa)
As amostras foram armazenadas em recipientes plásticos de 2L e mantidas sob
refrigeração à 4º C até o momento das análises (Figura 4.5).
a) b) c)
d) e)
Figura 4.4 - Pontos de coleta para caracterização da água residuária. a) Ponto 1;
b) Ponto 2; c) Ponto 3; d) Ponto 4; e) Ponto 5.
a) b) c)
d) e)
-
30
Alguns parâmetros foram realizados ainda em campo e os demais no Laboratório de
Saneamento Ambiental (LSA) da Universidade Federal de Pernambuco (UFPE), a Figura
4.6 apresenta um desenho esquemático desses parâmetros.
Caracterização da água residuária
Parâmetros analisados em campo:
pH, OD, condutividade, salinidade e temperatura.
Parâmetros analisados no laboratório: .
Figura 4.6 - Parâmetros analisados para caracterização da água residuária.
Figura 4.5 - Amostras coletadas para caracterização da água residuária.
a) ponto 1; b) ponto 2; c) ponto 3; d) ponto 4; e) ponto 5.
a) b) c) d) e)
DQO, DBO, NTK, NH3, NO2-, NO3
-, PO4
3-, SO4
-, Cl
-,
AOV (tit.), TOG, coliformes totais e termotolerantes e
série de sólidos.
-
31
Os parâmetros de Demanda Química de Oxigênio (DQO) bruta e filtrada, Demanda
Bioquímica de Oxigênio (DBO) bruta, Nitrogênio Total Kjeldahl (NTK), nitrogênio
amoniacal (NH3), fósforo (PO43-
), nitrito (NO2-), nitrato (NO3
-), sulfato (SO4
-), cloretos (Cl
-
), pH, salinidade, condutividade, Oxigênio Dissolvido (OD), Teor de Óleos e Graxas
(TOG), coliformes totais e termotolerantes e série de sólidos foram determinados de
acordo com os métodos propostos pelo Standard Methods for the Examination of Water
and Wastewater , APHA (1998).
A medição da alcalinidade total, intermediária e a bicarbonato, como também a
medição dos ácidos orgânicos voláteis totais (AOV) baseou-se na metodologia proposta
por Ripley et al., (1986).
4.4 Implantação de metodologias no LSA
Foi necessário implantar as metodologias para a quantificação de carboidrato,
proteína e lipídio no LSA. Com a finalidade de facilitar futuros trabalhos essas
metodologias são descritas a seguir.
4.4.1 Determinação de carboidrato
A quantificação de carboidrato foi realizada pela metodologia proposta por Dubois
et al. (1956) que consiste na reação com fenol e ácido sulfúrico concentrado, onde a
presença do carboidrato torna a amostra alaranjada. É um método rápido e simples com
resultados reprodutíveis, sendo a substância colorida estável por horas. Foi construída uma
curva padrão com glicose (carboidrato mais abundante) em diferentes concentrações.
Amostras padrões e branco foram tratadas da seguinte forma:
a) Transferiu-se 500 µL de amostra ou solução padrão para tubo de ensaio com tampa
rosqueável;
b) Adicionou-se 500 µL de solução de fenol 5% e agitou-se no vortex;
-
32
c) Adicionou-se 2,5 mL de H2SO4 concentrado. Agitou-se no vortex e os tubos de
ensaio foram deixados em repouso em banho de água entre 25°C e 30°C por 15 minutos;
d) A absorbância foi lida a 490 nm em espectrofotômetro.
4.4.2 Determinação de proteína
A metodologia para a quantificação de proteína proposta por Lowry (1951) foi
adotada por ser uma metodologia com resultados bastante reprodutíveis. Quando há
presença de proteína a amostra adquire coloração azul.
Esta metodologia consiste na preparação de quatro soluções:
Solução A: Na2CO3 a 2% (p/v) diluído em NaOH a 0,1% (p/v);
Solução B: CuSO4 5H2O a 0,5% (p/v) diluído em Na3C6H5O7 a 0,1% (p/v);
Solução C: solução A + B, numa proporção 50:1;
Solução D: reagente de Lowry, numa proporção 1:1 com água destilada;
Deve ser observado que a água destilada utilizada para fazer as soluções necessita
ser previamente fervida por 30 minutos para retirada do CO2.
Foi construída uma curva padrão com albumina sérica bovina (BSB) com diferentes
concentrações e em seguida as amostras padrões e branco foram tratadas da seguinte
forma:
a) Transferiu-se 900 µL de amostra ou solução padrão para tubo de ensaio rosqueável;
b) Adicionou-se 1000 µL da solução C, agitou-se no vortex e esperou-se 10 minutos;
c) Adicionou-se 100 µL da solução D, agitou-se no vortex e esperou-se 30 minutos;
d) A absorbância foi lida a 500 nm no espectrofotômetro.
4.4.3 Determinação de lipídio
Para a quantificação de lipídeos utilizou-se a metodologia segundo Postma e Stroes
(1968). Esta metodologia consiste na reação entre o ácido sulfúrico concentrado, ácido
fosfórico concentrado e vanilina produzindo uma coloração rosada se positivo.
-
33
Foi construída uma curva padrão com óleo vegetal em etanol com diferentes
concentrações e em seguida as amostras padrões e branco foram tratadas da seguinte
forma:
a) Transferiu-se 10 mL de amostra para tubo de ensaio rosqueável;
b) Adicionou-ser 2g de NaCl;
c) Adicionou-ser 100 µL de solução de H2SO4 1:1 em água destilada, agitou-se no
vortex e resfriou-se a amostra no freezer por 20 minutos;
d) Adicionou-se 2 mL de C2H10O resfriado em freezer agitar no vortex e congelou-se
as amostras em freezer;
e) Transferiu-se a camada etérea (líquida superior) para um becker e evaporou-se em
capela até a secura em temperatura ambiente;
f) Adicionou-se 2 mL de H2SO4 concentrado ao becker na capela;
g) Aqueceu-se por 10 minutos em banho de água em ebulição, retirou-se e deixou-se
esfriar;
h) Transferiu-se 200 µL para tubo de ensaio contendo 2 mL de H3PO4 concentrado;
i) Adicionou-se 0,5 mL de solução de vanilina 0,6 % e agitou-se no vortex;
j) Colocaram-se os tubos de ensaio em banho de água a 37 ºC por 15 minutos deixou-
se esfriar;
k) A absorbância foi lida a 537 nm em espectrofotômetro;
l) O valor obtido é dividido pelo volume utilizado para concentração da amostra (10
mL).
4.5 Atividade Metanogênica Específica
O teste de AME (atividade metanogênica específica) foi realizado segundo
Florencio, 1994. Adicionando-se uma solução substrato de fácil degradação (AGVs), uma
solução nutriente e a biomassa em uma garrafa reator. A quantidade e a velocidade de
produção de metano correspondem à degradação completa da solução substrato e à
atividade da biomassa. A Figura 4.7 apresenta um desenho esquemático dos materiais
utilizados no teste de AME.
-
34
Figura 4.7 – Desenho esquemático do aparato utilizado para o teste de atividade metanogênica
específica (AME). Fonte: Souza, 2009.
4.6 Biodegradabilidade anaeróbia
Para avaliação da biodegradabilidade da matéria orgânica foi realizado um ensaio
com reatores anaeróbios em escala de bancada.
4.6.1 Configuração do reator
Foram utilizados três reatores de acrílico com 15 cm de diâmetro e 45 cm de altura.
Cada reator possui três orifícios na parte superior. Um deles representa a saída de biogás,
no outro se conectou uma mangueira para retirada e enchimento de água residuária e no
terceiro foi introduzida uma haste de aço inox para agitação. O volume de biogás foi
medido por deslocamento do líquido diariamente, através de garrafas de Mariotte contendo
NaOH na concentração de 3% (m/m), com indicador azul de bromotimol, ligada
Garrafa plástica utilizada
para pesagem
Garrafa reator contendo
lodo, substrato e solução
nutriente.
Garrafa contendo solução
de NaOH 3% (m/v)
-
35
diretamente ao reator por uma mangueira de borracha (Figura 4.8). Os reatores foram
identificados como R1, R2 e R3.
R1 foi alimentado com a água residuária bruta. R2 foi alimentado com a água
residuária após o sistema FAD e R3 foi alimentado com água residuária bruta submetida à
hidrólise alcalina (0,1% de NaOH) no LSA.
Com a finalidade de garantir a precisão da medida do líquido deslocado foi
utilizado para o reator R1 um frasco de Mariotte com capacidade de 1 L e para os reatores
R2 e R3 as garrafas tinham capacidade de 4 L. Isto decorreu do fato de se esperar um
volume menor de produção de metano no reator 1.
Figura 4.8 – Desenho esquemático de reator utilizado no experimento de biodegradação e do sistema de
medição de gás. Fonte: Souza, 2009.
Reator de acrílico
Frasco Mariotte
Garrafa plástica utilizada
para pesagem
Mangueira utilizada para
enchimento/esvaziamento
Haste inox para agitação
Mangueira utilizada para
deslocamento do líquido
-
36
4.6.2 Inóculo
Os reatores foram inoculados com lodo anaeróbio proveniente de reator UASB, em
escala real, utilizado para tratamento de esgoto doméstico de população de baixa renda,
localizada no bairro da Mangueira região metropolitana de Recife, PE. O lodo foi coletado
em recipiente plástico de 10 L, da 7ª célula na altura de 1,5 m de um dos reatores UASB.
Foi mantido sob refrigeração a 4º C, por 30 dias, até a véspera da inoculação dos reatores.
Antes do início do experimento, o lodo foi colocado em um balde, homogeneizado,
esperou-se 30 minutos para a sedimentação e, posteriormente, o sobrenadante foi retirado
por sinfonação. O procedimento foi repetido por mais quatro vezes. Em seguida o lodo foi
aclimatado com solução micronutriente (FLORENCIO, 1994) por 24 horas em sala com
controle de temperatura a 30ºC. Após esse período o lodo foi homogeneizado e foram
retiradas alíquotas para realização da análise de sólidos suspensos voláteis (SSV).
4.6.3 Água residuária
Foram realizadas coletas semanais, no abatedouro de aves, da água residuária bruta
e após o sistema FAD. A água residuária foi armazenada em recipientes plásticos e
mantida sob refrigeração à 4º C. Cerca de três horas antes do enchimento dos reatores o(s)
recipiente(s) contendo a água residuária bruta e o(s) recipiente(s) contendo água residuária
após FAD, foram colocados em sala com controle de temperatura a 30ºC, para serem
aclimatados. Para a água residuária com tratamento hidrolítico, foi utilizado o
procedimento descrito no item 4.7.
4.7 Hidrólise alcalina
A fim de verificar qual a porcentagem ideal de NaOH a ser utilizado na água
residuária, como também, o tempo de agitação a ser submetida foi realizado um teste com
frascos de borosilicato com tampa de rosca tipo Schott Duran autoclavável de 250 mL. Os
-
37
frascos continham 200 mL de água residuária bruta com concentrações (m/v) de 0,05%,
0,1% e 0,2% de NaOH. Todas as concentrações foram submetidas à agitação constante de
150 rpm em mesa agitadora durante 3, 15 e 24 horas (Figura 4.9). Estes ensaios foram
realizados em triplicatas. Para avaliação da eficiência da hidrólise foram realizadas análises
de DQO (bruta e filtrada), alcalinidade e AOV, antes e após a hidrólise. Após hidrólise, as
amostras tiveram o pH corrigido para 7 (pH da água residuária bruta coletada) com HCl
(P.A.).
Optou-se após este teste preliminar pelo uso da concentração de NaOH 0,1% e
tempo de agitação de 15 horas na hidrólise do efluente bruto, coletado no abatedouro de
aves.
Para a realização da hidrólise alcalina, um dia antes do seu uso, as alíquotas da água
residuária bruta foram retiradas dos recipientes refrigerados a 4ºC e colocadas em frascos
de borosilicato com tampa de rosca tipo Schott Duran autoclavável de 1000 mL. Os frascos
continham 800 mL de água residuária bruta com concentração (m/v) de 0,1% de NaOH e
foram agitados por 15 horas. Após o término do tempo de agitação a água residuária,
agora hidrolisada, foi homogeneizada em um único recipiente e tinha o seu pH ajustado
com HCl (P.A) para o mesmo valor da água residuária bruta. Em seguida seguia-se o
procedimento de enchimento do R3.
a) b)
Figura 4.9 – Foto ilustrativa do aparato utilizado para a realização do teste de hidrólise.
a)Mesa agitadora com frascos de borosilicato sob agitação de 150 rpm.
b)Frascos após 15 horas de agitação nas concentrações 0,05%, 0,1% e 0,2% de NaOH,
respectivamente.
a) b)
-
38
4.8 Procedimento experimental
Para avaliar a água residuária em estudo, submetida ao tratamento anaeróbio, os
reatores funcionaram em sistema de batelada, com ciclos de 24 horas (tempo de
esvaziamento: 5 min; tempo de enchimento: 20 min e tempo de reação: 23 horas e 35 min).
Os reatores eram esvaziados e alimentados por sifões sendo mantidos sob agitação
constante de 100 rpm e a temperatura ambiente de 30ºC (Figura 4.10).
Com o propósito de não interferir na avaliação da biodegradabilidade do resíduo de
forma anaeróbia não foi adicionado nenhum nutriente ou tampão na água residuária
utilizada nos reatores.
a)
Volume Total: 6,8 L
Volume útil : 6L
Altura: 45 cm
Diâmetro: 15 cm
Agitação: 100 rpm
SSV: 134 g/L
a)
Figura 4.10 – Foto ilustrativa dos reatores utilizados para o ensaio de biodegradabilidade anaeróbia.
a) Vazios antes do início do experimento.
b) Reator 2 no 26º dia de operação.
b)
-
39
4.9 Freqüência dos parâmetros analisados na biodegradação anaeróbia
As análises realizadas com o afluente e o efluente dos reatores durante o
experimento bem como a metodologia adotada e sua freqüência de amostragem estão
listadas na Tabela 4.1.
Tabela 4.1-. Parâmetros analisados na biodegradação anaeróbia, frequência e métodos analíticos.
Parâmetro Método analítico Frequência
DQO bruta Espectrofotométrico 3 x semana
DQO filtrada Espectrofotométrico 3 x semana
AOV Titulométrico 3 x semana
AOV Cromatográfico 3 x semana
Alcalinidade Titulométrico 3 x semana
pH Potenciométrico diário
TOG Extração Soxhlet 1 x semana
Carboidrato Espectrofotométrico 2 x semana
Proteína Espectrofotométrico 2 x semana
Lipídio Espectrofotométrico 2 x semana
Metano Gravimétrico diário
4.10 Quantificação de ácidos orgânicos voláteis
A quantificação de AOV, no experimento de biodegradação anaeróbia, foi realizada
por metodologia titulométrica e cromatográfica. Para a realização da análise
cromatográfica as amostras foram armazenadas em frascos de vidro tipo penicilina usando
o máximo de volume do frasco (10 mL), estes foram fechados com tampa de borracha e
lacrados com tampas de alumínio. Em seguida foram mantidos sob refrigeração a 4ºC. Para
a quantificação de AOV foi utilizado o Cromatógrafo a Gás modelo Agilent 7980 A. As
-
40
condições de aquecimento da coluna utilizadas foram: temperatura inicial de 100ºC durante
1 minuto. Posterior aumento de temperatura para 150ºC durante 1 minuto e por fim 200ºC
durante 5 minutos. A temperatura utilizada para o injetor de amostras foi de 25ºC. A
temperatura para o detector de ionização de chama foi de 280ºC. O fluxo do gás de arraste
(hidrogênio) foi de 1,3 mL/min. A coluna analítica utilizada foi o modelo TR- Wax.
-
41
5
RESULTADOS E DISCUSSÃO
Caracterização da água residuária Teste de hidrólise Tratamento anaeróbio Avaliação comparativa
-
42
5.1 Caracterização da água residuária
Para a caracterização da água residuária foram realizadas coletas simples, mensais,
durante o período de cinco meses (agosto a dezembro de 2009). A Tabela 5.1 apresenta os
valores médios dos parâmetros obtidos em campo.
Tabela 5.1 - Valores médios, mínimos e máximos dos parâmetros avaliados em campo (n=5).
Parâmetro P1[1]
P2[2]
P3[3]
P4[4]
P5[5]
Temperatura
(ºC) 27 (24-30) 28 (27-30) 29 (28-30) 31 (29-33) 31 (30-33)
pH 8 (7-9) 7 (7-8) 7 (7-8) 9 (8-9) 9 (8-9)
OD (mg/L) 3 (0,1-7) 1 (0-2) 2 (0,2-4) 10 (7-12) 13 (10-16)
Condutividade
(mS/cm)
1.554
(1.314-1.930)
1.661
(1.377-2.002)
2.644
(2.224-3.006)
2.252
(1.814-2.830)
2.158
(1.985-2.520)
Salinidade (‰) 0,6 (0,5-0,7) 0,5 (0,4-0,6) - - -
[1] P1:água residuária bruta; [2] P2:água residuária após FAD;[3] P3:saída da 1ª lagoa; [4] P4: saída da 2ª
lagoa; [5] P5: saída da 3ª lagoa.
Na Tabela 5.1 os valores encontrados de temperatura são condizentes com o clima
tropical da região e propício para o sistema de tratamento em lagoas de estabilização. O P3
corresponde a saída da 1ª lagoa, esta é anaeróbia e são encontrados valores que indicam o
bom funcionamento da lagoa com temperatura próxima a 30ºC e pH em torno de 7 (VON
SPERLING, 2002). Em se tratando de lagoas anaeróbias a condição ideal é a ausência de
OD, devido ao fato de os microrganismos serem anaeróbios. No entanto, os valores de OD
em P3 devem ser analisados com cautela devido à coleta ter sido realizada na escada onde
a água residuária, por gravidade, chega à 2ª lagoa. Essa escada confere velocidade ao fluxo
e causa turbulência com o objetivo de elevar o valor de OD na lagoa facultativa (2ª lagoa).
Em P4 e P5 os valores mais altos de OD são proporcionados pela atividade das algas
(organismos fotossintéticos autotróficos) através da fotossíntese.
A Tabela 5.2 apresenta a eficiência média do sistema de tratamento biológico da
indústria, em relação à remoção dos principais parâmetros e também em relação aos limites
-
43
impostos pela legislação ambiental (resolução 357, de 2005, do Conselho Nacional do
Meio Ambiente - CONAMA). Esta resolução enquadra os mananciais/corpos receptores
em classes e estabelece condições e padrões de lançamento de águas residuárias. O corpo
receptor da água residuária do atual estudo é o rio Tracunhaém enquadrado na Classe 2.
São apresentados na Tabela 5.2 valores médios, mínimos e máximos das cinco coletas
realizadas para caracterização da água residuária. Vale salientar que foi utilizada
amostragem simples para todos os pontos e que todas as coletas foram realizadas entre 9 e
10 horas da manhã, neste horário todas as etapas da área produtiva encontravam-se em
pleno funcionamento.
-
44
Tabela 5.2 – Valores médios, mínimos e máximos das coletas para caracterização. Eficiência do sistema de tratamento e limites estabelecidos pela
legislação ambiental.
Parâmetro P1 P2 P3 P4 P5 Eficiência
(%)
CONAMA
357/05
(padrão de
lançamento)
DQO bruta (mg O2/L) 4.310(1.475-8.622) 6.646(2.505-19.022) 396(312-547) 216(143-426) 256(180-497) 92 -
DQO filtrada (mg O2/L) 879(443-1.507) 1.115(869-1.543) 241(157-449) 152(99-228) 152(70-324) -
DBO bruta (mg O2/L) 2.870(1-050-3.800) 4.180(1.800-11.000) 151(80-200) 69(20-95) 36(20-60) 99 -
ST (mg/L) 3.256(2.002-4.840) 3.960(2.394-7.970) 1.328(1.083-1.601) 1.115(910-1.369) 1.136(952-1.394) 65 -
NTK (mg N-NTK/L) 176(100-337) 178(127-256) 91(11-137) 82(44-134) 66(44-77) 63 -
NH3 (mg N-NH3/L) 28(13-50) 28(8-53) 92(62-112) 82(50-117) 59(36-68) - 20
NO2- (mg NO2
-/L) nd 0,1 0,1 2,1(1,1-3,4) 4,5(1,5-10,6) - -
NO3-(mg NO3
-/L) nd nd nd 0,5 3,4(0,2-6,9) - -
PO43-
(mg P-PO43-
/L) 26(16-40) 19(7-34) 15(14-21) 15(10-18) 15(12-19) 41 -
TOG (mg/L) 1.227(641-2.127) 1.733(371-5.741) 294(24-232) 188(11-897) 27(5-787) 98 50
P1:água residuária bruta; P2:água residuária após FAD; P3:saída da 1ª lagoa; P4: saída da 2ª lagoa; P5: saída da 3ª lagoa.
nd= não detectado.
-
45
Para remoção de matéria orgânica o sistema apresentou eficiência média de 92%
para DQO bruta-bruta. Para a eficiência de remoção de DQO bruta-filtrada, onde se
considera a DQO de entrada bruta e a DQO de saída filtrada, a eficiência média foi de 96%
devido ser desconsiderado o material particulado representado principalmente pelas algas.
Pode ser observado que a eficiência média de remoção de DBO (99%) foi mais elevada. O
sistema apresentou eficiências altas, dentro do esperado, em se tratando de lagoas de
estabilização, que possuem longo tempo de detenção hidráulica.
Em se tratando de nitrogênio amoniacal, a água residuária do presente estudo não
atingiu o padrão de lançamento no ponto final do tratamento. No entanto, esse resultado
deve ser observado com cautela visto que, o sistema apresenta altos níveis de NTK (média
176 mg/L) que ao longo do percurso foi convertido a NH3, NO2 e NO3 e no final do
tratamento houve uma remoção de 40% da NH3 gerada..
Segundo Von Sperling (2002) a eficiência de remoção de nitrogênio em lagoas
facultativas situa-se entre 30 e 50%, pois, ainda segundo o autor, o pH, nestas lagoas,
freqüentemente não atinge valores maiores que 9,5, valores esses necessários para o
mecanismo de volatilização da amônia. O pH nas amostras coletadas situaram-se em torno
de 8,7 para as duas lagoas facultativas como pode ser visualizado na Tabela 5.2. A
assimilação de amônia pelas algas pode ter contribuído para o resultado obtido, visto que
havia presença de algas nas amostras analisadas em P5.
A remoção de nutrientes das águas residuárias, como nitrogênio e fósforo, é
importante devido à possibilidade de eutrofização dos corpos receptores. Para o fósforo,
conforme apresentado na Tabela 5.2, a remoção obtida de 41%, possivelmente pode estar
relacionado a valores de pH inferiores a 9,5. Haja vista que, segundo Van Haandel e
Lettinga (1994) e Cavalcanti et al. (2001), a elevação do pH favorece a precipitação de sais
de fosfato que juntamente com a assimilação da biomassa são os principais mecanismos de
remoção de fósforo em lagoas de estabilização.
O sistema apresentou alta eficiência de remoção do teor de óleos e graxas (98%),
produzindo efluente dentro do limite exigido pela legislação, abaixo de 50 mg/L.
Novamente deve-se ter cuidado ao verificar esses dados, pois a Tabela 5.2 apresenta a
média das cinco coletas realizadas. Após a quebra do sistema FAD, que ocorreu no período
da segunda coleta, as amostras posteriores por duas vezes apresentaram valores acima do
permitido pela