ESTUDO DO PROCESSO DE DIGESTÃO ANAERÓBIA DE RESÍDUOS SÓLIDOS ORGÂNICOS E APROVEITAMENTO DO BIOGÁS 1

Agrpecuária Técnica v.7, n.1, 6 ISSN 1-767 Areia, PB, CCA/UFPB ESTUDO DO PROCESSO DE DIGESTÃO ANAERÓBIA DE RESÍDUOS SÓLIDOS ORGÂNICOS E APROVEITAMENTO DO BIOGÁS 1 CRISTINA DE SOUSA FELIZOLA, VALDERI DUARTE LEITE, SHIVA PRASAD 1 Parte da dissertaçã de Mestrad em Desenvlviment e Mei Ambiente, apresentada pel primeir autr a PRODEMA (Prgrama de Desenvlviment e Mei Ambiente) da UFPB. Campina Grande, PB Mestre em Desenvlviment e Mei Ambiente. cris_felizla@yah.cm.br D.Sc., Prfessr Titular, UEPB Centr de Ciências e Tecnlgia, Campina Grande, PB. valderileite@ul.cm.br D.Sc., Prfessr Titular, UFCG Centr de Ciências e Tecnlgia, Campina Grande, PB. prasad@ufpb.edu.br RESUMO A aplicaçã d prcess de digestã anaeróbia tem se intensificad nas últimas décadas para tratament de resídus sólids rgânics de diversas rigens, cm urbana, rural u industrial, n intuit de desenvlver alternativas tecnlógicas de aprveitament energétic e de reduçã ds impacts ambientais. Neste trabalh fi estudad prcess de digestã anaeróbia de resídus sólids rgânics cm baixa cncentraçã de sólids, em um Reatr Anaeróbi Cmpartimentad (RAC). Este tinha capacidade unitária de 1 litrs e fi perad durante um períd de dias, nde fi avaliada a eficiência d prcess de biestabilizaçã. Os resultads btids demnstraram que a digestã anaeróbia pde ser aplicada a esse tip de substrat, na qual crreram dias em que a prduçã de metan n bigás gerad fi de aprximadamente 6%, pdend ser utilizad cm fnte alternativa de energia. Palavras-chave: digestã anaeróbia, resídus sólids rgânics, reatr anaeróbi cmpartimentad ANAEROBIC TREATMENT OF ORGANIC SOLID WASTES AND BIOGAS UTILIZATION ABSTRACT The use f anaerbic digestin has develped greatly in the last tw decades. In the present investigatin, anaerbic digestin was used t treat rganic slid wastes frm urban, rural and industrial surces, in rder t develp technlgical alternatives f energy prductin and decrease the envirnmental impact. This study evaluated the prcess f anaerbic digestin f slid rganic waste with lw cncentratin f slids using a Cmpartmented Anaerbic Reactr (CAR). The CAR capacity was 1 liters and it was perated during days t assess the biestabilizatin. It was shwn that this type f substrate might be submitted t anaerbic digestin, and methane was apprximately 6% f the bigas prduced in sme days, allwing its use as an alternative surce f energy. Key wrds: anaerbic digestin, rganic slid wastes, cmpartmented anaerbic reactr Agrpecuária Técnica, v.7, n.1, p.5 6, 6

5 Cristina de Susa Felizla, Valderi Duarte Leite & Shiva Prasad INTRODUÇÃO Atualmente, a mairia das cidades brasileiras gera quantidades de resídus que vã além da capacidade de cletar e acndicinar racinalmente. Em se tratand ds resídus sólids urbans, segund s dads d IBGE (), a fraçã que é cletada diariamente n Brasil crrespnde a cerca de 8 mil tneladas. Desse cntingente, quase sua ttalidade é dispsta de frma inadequada, cm em lixões (1%) e aterrs cntrlads (7%). Cerca de 6% sã destinads a aterrs sanitáris e, apenas,8% sã tratads em usinas de cmpstagem. Os,% restantes sã destinads a estações de triagem, incineraçã e utrs lcais nã especificads. Um percentual médi de 55% (percentagem em pes) desses resídus sólids urbans cletads é cmpst pr material rgânic putrescível, passível de fermentaçã. Quand biestabilizad em áreas inadequadas, esse material prduz lixiviad, líquid altamente pluente, de cr escura, cheir frte e alta DQO (Demanda Química de Oxigêni), carreand sólids em suspensã e micrrganisms, alguns patgênics, cntaminand crps hídrics, sl e a atmsfera, na medida em que é gerad bigás, cuj cmpnente principal é gás metan (Leite et al., ). Frente a esta prblemática, trna-se necessária a implantaçã de prgramas de gerenciament integrad para s resídus sólids urbans nas cidades brasileiras. A se intrduzirem sistemas de cleta seletiva, tem-se cm principal meta a separaçã de materiais recicláveis e reutilizáveis, cm também material rgânic ds materiais perigss e ds que ainda nã sã passíveis de reciclagem. N gerenciament integrad, as inúmeras frmas de beneficiament e dispsiçã final aplicáveis as resídus sólids crrem de frma assciada. O material rgânic é destinad a tratament aeróbi u anaeróbi, cnfrme as priridades lcais (Lima, ). Buallagui et al () cmentaram que tratament anaeróbi da fraçã rgânica ds resídus sólids urbans é um prcess que tem crescid ns últims ans. A cnversã desses resídus em metan ferece benefícis a mei ambiente, cm reduçã ds impacts ambientais e utilizaçã cm alternativa energética. O tratament anaeróbi cnsiste n prcess bilógic que crre na ausência de xigêni mlecular, nde diverss micrrganisms exercem atividades metabólicas para a cnversã d material rgânic cmplex (carbidrats, prteínas e lipídis) em CH, CO e NH, traçs de utrs gases e ácids rgânics de baix pes mlecular (Chernichar, 1997). O tratament da fraçã rgânica putrescível, quand realizad em bidigestres, nã causa prblemas de maus dres e utiliza espaçs físics relativamente pequens, além de ferecer melhres cndições peracinais, se cmparads cm s aterrs sanitáris. Uma das desvantagens relacinadas a us de bidegestres se refere a lng temp necessári para biestabilizaçã d material. Neste sentid, a utilizaçã de inóculs tem mstrad resultads satisfatóris. Os inóculs geralmente utilizads sã lds de esgt sanitári e alguns materiais de rigem animal, cm esterc bvin, que é ric em micrrganisms anaeróbis capazes de acelerar temp de biestabilizaçã (Leite et al, ). O mdel cinétic de Mnd tem sid amplamente usad para descrever prcess cinétic em digestres anaeróbis. Embra a aplicaçã da cinética de Mnd tenha algum sucess, alguns pesquisadres encntram dificuldades em aplicá-la em seus sistemas, já que smente é aplicada em cndições específicas, especialmente em sistemas que tratam substrats slúveis e finamente disperss, cm pr exempl glicse e ácids graxs vláteis. Além diss, nutrientes e micrnutrientes devem estar presentes em abundância. Ela descreve uma cinética de saturaçã, na qual tdas as substâncias, excet substrat limitante, encntramse presentes em abundância. Tratand-se de substrats cm presença de material particulad, a equaçã que melhr descreve a remçã d substrat, bedece a cinética de primeira rdem (Leite e Pvinelli, 1999). O bjetiv deste trabalh fi estimar s parâmetrs cinétics d prcess de biestabilizaçã anaeróbia de resídus sólids rgânics em reatr anaeróbi cmpartimentad, perand em regime semicntínu cm baixa cncentraçã de sólids, n intuit de desenvlver alternativas de aprveitament ds resídus sólids rgânics e sugerir medidas para a reduçã ds impacts ambientais. MATERIAL E MÉTODOS O trabalh experimental fi realizad nas dependências da Estaçã Experimental de Tratament Bilógic de Esgts Sanitáris (EXTRABES), da Uni- Agrpecuária Técnica, v.7, n.1, p.5 6, 6

ESTUDO DO PROCESSO DE DIGESTÃO ANAERÓBIA DE RESÍDUOS SÓLIDOS ORGÂNICOS E APROVEITAMENTO DO BIOGÁS 55 versidade Federal da Paraíba UFPB, lcalizada na cidade de Campina Grande, nrdeste d Brasil. Fi cnstruíd um reatr anaeróbi cmpartimentad de fibra de vidr e assentad numa base metálica, medind 1,5 m de cmpriment, pr,65 m de altura, cm 1 m de largura (Figura 1). D vlume ttal d reatr (1 L), uma fraçã em trn de 95 L fi destinada à zna de reaçã e restante destinad à acumulaçã d bigás prduzid. O reatr fi dividid internamente em três câmaras de iguais dimensões, de md que se definiu na primeira câmara um pnt de amstragem na parte lateral inferir, cm bjetiv de acmpanhar perfil d material sólid a lng d sentid lngitudinal d reatr e, na parte superir, em cada câmara fram fixads pnts de amstragem, n intuit de cletar bigás prduzid. Fi utilizad um trituradr de resídus sólids rgânics, mdel TRAPP, recipiente para a preparaçã d substrat e uma caixa de alimentaçã acplada a reatr, para receber substrat preparad. Na Tabela 1 sã apresentads s parâmetrs peracinais aplicads a reatr anaeróbi cmpartimentad. Caixa de alimentaçã Saída ª câmara ª câmara 1ª câmara Entrada Pnt 1 Figura 1a. Esquema geral d reatr anaeróbi cmpartimentad. O reatr fi alimentad inicialmente cm 95 kg de substrat. Aprximadamente 16,6 kg de substrat ficaram retids em cada câmara d reatr pr um períd de 6 dias. Após este períd, reatr passu a receber carga rgânica diária de 15,9 kg de RSO m - d -1. Na Tabela sã apresentads s principais Figura 1b. Esquema intern d reatr anaeróbi cmpartimentad. Tabela 1. Parâmetrs peracinais aplicads a reatr Parâmetrs Magnitude Vlume d reatr (L) 1 Prprçã RSU/Ld (%) 8/ Massa de RSU (kg) 76 Massa de Ld (kg) 19 Massa Ttal (kg) 95 Ter de Umidade (%) 95 Carga Orgânica Aplicada (kg de RSO m- dia 1 ) 15, 9 Massa de DQO Aplicada (kg m - ) 18,79 Temp de Detençã (dias) 6 RSU Resídus Sólids Urbans; RSO Resídus Sólids Orgânics; DQO Demanda Química de Oxigêni. Agrpecuária Técnica, v.7, n.1, p.5 6, 6

56 Cristina de Susa Felizla, Valderi Duarte Leite & Shiva Prasad Tabela. Dads da caracterizaçã química d substrat Parâmetrs Magnitude % TU 95, % ST 5, % STF (%ST), % STV (%ST) 76, % NTK (%ST), 5 % DQO (%ST) 9, 5 Relaçã C:N 1, 1 Alcalinidade Ttal (g L 1) 6, 6 Ácids Graxs Vláteis (g L 1) 7, ph 5, 6 TU Ter de Umidade; ST Sólids Ttais; STF Sólids Ttais Fixs; STV Sólids Ttais Vláteis; C:N Carbn:Nitrgêni. parâmetrs químics d substrat utilizad para alimentaçã inicial d reatr. Na Tabela, s valres mstram que substrat cntinha em média 76% de STV e a DQO fi de 9,5%. A relaçã C:N d substrat situu-se abaix da faixa recmendada, que é de a. Prém, nã fram evidenciads prblemas n prcess causad pel excess de nitrgêni. Segund Picanç (), se essa relaçã fr bem mair que a estabelecida, nitrgêni será rapidamente cnsumid pels micrrganisms metangênics para suprimir a necessidade de prteína, resultand em baixa prduçã de bigás. Se a relaçã fr pequena, nitrgêni será liberad e acumulad na frma de amônia, elevand ph d sistema, inibind s micrrganisms metangênics. Para manter esta relaçã em nível aceitável, uma das pções bastante utilizada é adicinar ld de esgts sanitáris u cm esterc bvin as resídus sólids rgânics, que sã materiais de elevada relaçã C:N. A fraçã rgânica putrescível ds resídus sólids urbans utilizads neste trabalh fi prveniente d descarte de aliments de restaurantes. O resídu fi cletad em sacs plástics e transprtad para labratóri, nde fi submetid às perações de trituraçã, a ajuste d ter de umidade e à caracterizaçã química. Alcançada a umidade desejada (95%), a caracterizaçã química fi avaliada seguind s métds precnizads pr APHA (1995). O ld de esgt sanitári fi riund de sistemas experimentais, cm lagas de estabilizaçã, tanques séptics e reatres UASB, situads nas dependências da EXTRABES. O ajuste d ter de umidade fi btid cm esgt sanitári, tant para resídu cm também para ld. A caracterizaçã química fi psterirmente realizada de acrd cm APHA (1995). O substrat utilizad para a alimentaçã diária d reatr fi preparad numa cncentraçã média de 5% (em pes e base úmida) de sólids ttais pela fraçã rgânica putrescível riunda de resídus sólids urbans e ld de esgts sanitáris, na prprçã de 8 e %, respectivamente. Fram realizadas diariamente análises de sólids ttais ns resídus sólids rgânics triturads, cm a finalidade de se ajustar à cncentraçã em trn de 5% de sólids ttais d substrat afluente a reatr. Na avaliaçã d prcess de biestabilizaçã anaeróbia ds resídus sólids rgânics, fi utilizada a cnstante cinética de bicnversã de 1ª rdem (k), tmand-se cm base a bidegradabilidade d substrat a ph e temperatura cnstantes, cnfrme descrit na Equaçã 1. S=S.e -kt (1) Onde: S: massa d substrat n temp t (kg); S : massa inicial d substrat (kg); k: cnstante de bidegradaçã d substrat (dia -1 ); t: temp (dia). As taxas de utilizaçã d substrat fram estimadas através da equaçã. TUS = F. ET () Onde: TUS: taxa de utilizaçã de substrat (g dia -1 ); F: carga rgânica aplicada (g dia -1 ); ET: eficiência de transfrmaçã. O balanç de massa fi aplicad a reatr cm a finalidade de verificar a eficiência de cnversã d substrat em bigás, a massa residual acumulada e a massa lançada n material efluente. Na estimativa d balanç de massa fi utilizada a equaçã. M AP =M AC +M CB +M CP () Onde: M AP : massa aplicada a reatr; M AC : massa acumulada n final d períd de mnitraçã; M CP : massa efluente n lixiviad; M CB : massa cnvertida em bigás durante períd de mnitraçã. Agrpecuária Técnica, v.7, n.1, p.5 6, 6

ESTUDO DO PROCESSO DE DIGESTÃO ANAERÓBIA DE RESÍDUOS SÓLIDOS ORGÂNICOS E APROVEITAMENTO DO BIOGÁS 57 O mnitrament d sistema experimental fi realizad semanalmente n material afluente (substrat), efluente e câmaras d reatr, cm também n bigás prduzid n prcess fermentativ. Para s materiais afluente e efluente fram mnitrads s parâmetrs ph; Sólids Ttais Vláteis (STV); Demanda Química de Oxigêni (DQO); Nitrgêni Amniacal (N-NH + ), seguind s métds precnizads pr APHA (1995). As medições da Alcalinidade Ttal (AT) e Ácids Graxs Vláteis (AGV) seguiram métd titrimétric de Dillal e Albertsn (1961). A mediçã d bigás fi feita através de hidrômetr e a quantificaçã ds teres de dióxid de carbn e metan, através de crmatógraf a gás, mdel CG-5. Na Tabela sã apresentads s parâmetrs mnitrads, a freqüência da realizaçã das análises e s respectivs métds analítics empregads. Tabela. Parâmetrs mnitrads, freqüência de análises e métds analítics aplicads n sistema experimental Fraçã Afluente e Efluente Fraçã Gassa Parâmetr ph STV DQO -NH AT e AGV Vlume Prduzid H CO Métd Ptencimétric Gravimétric Titulmétric Micr Kjeldah Ptencimétric Hidrômetr rmatgrafia gass N + l C e C a RESULTADOS E DISCUSSÃO Freqüência de cleta STV Sólids Ttais Vláteis; DQO Demanda Química de Oxigêni; AT Alcalinidade Ttal; AGV Ácids Graxs Vláteis Na Figura sã apresentadas as tendências das evluções temprais d ph n substrat afluente, n material efluente e na primeira câmara d reatr. Os valres de ph n afluente apresentaram variações de, a 5,6. Essa faixa de ph está relacinada ph 1 9 8 7 6 5 1 6 9 1 15 18 1 7 entrada saída 1ªcâmara Figura. Cmprtament das evluções temprais d ph n substrat afluente, n material efluente e na 1ª câmara d reatr. as resídus sólids vegetais que apresentaram características ácidas. Luna (), tratand resídus sólids urbans putrescíveis em bidigestr anaeróbi, estimu valres crrespndentes a essa faixa de ph n substrat. N efluente, ph apresentu valres sempre superires a 7,, indicand a presença de mecanisms de tampnaçã ds resídus retids n reatr, cnferind estabilizaçã necessária para a prduçã de metan. Buallagui et al. () estimaram valres de ph na faixa de 7, 7, n efluente, sb diferentes cncentrações de Sólids Ttais ST (%, 6% e 8%) e diferentes Temps de Detençã Hidráulica TDH (1, 15 e dias). Na 1ª câmara, ph apresentu variações de 6,9 8, ns primeirs 95 dias de mnitraçã. Após este períd, decresceu para 5, 5,9 até s 18 dias de mnitrament. As 18 dias, material apresentava valres de ph entre, 5,, mantend-se nesta faixa até final d temp de mnitraçã, ttalizand dias. Estas variações deveram-se a fat de, n interir da primeira câmara d reatr, ter crrid a predminância das etapas de hidrólise e acidgênese, que levu a frmaçã ds ácids graxs vláteis. Na Figura sã apresentads s perfis referentes à alcalinidade ttal. AT (g de CaCO.L ) -1 8 7 6 5 1 6 9 1 15 18 1 7 Entrada Saída 1ª câmara Figura. Perfis referentes à alcalinidade ttal. A alcalinidade ttal n afluente apresentu valr médi de,6 g de CaCO L -1. As variações ds valres desse parâmetr fram de a,7 g de CaCO L -1, pdend ser explicadas pela hetergeneidade ds resídus sólids vegetais. N efluente, a alcalinidade ttal apresentu variações de 5, g de CaCO L -1 a 7,1 g de CaCO L -1. Os alts valres de alcalinidade n efluente pdem estar assciads à elevada cncentraçã de nitrgêni apresentada neste material, que cntribui para a frmaçã de alcalinidade pr bicarbnat de amônia. A Agrpecuária Técnica, v.7, n.1, p.5 6, 6

58 Cristina de Susa Felizla, Valderi Duarte Leite & Shiva Prasad alcalinidade a bicarbnats (AB) gerada n reatr fi suficiente para manter a estabilidade d prcess, apresentand valr de 5, g de CaCO L -1. A alcalinidade ttal cmpreende a alcalinidade a bicarbnats e aprximadamente 7% a ácids graxs vláteis, send que smente a primeira é utilizada para neutralizar s AGVs (Dillal e Albertsn, 1961). Cm relaçã à 1ª câmara, na medida em que huve a reduçã d ph, a alcalinidade acmpanhu este decréscim, atingind valres médis de,8 g de CaCO L -1 após 19 dias de mnitraçã. Na Figura sã apresentads s perfis ds ácids vláteis a lng d períd de mnitraçã d reatr anaeróbi cmpartimentad. AGV (g de Hác.L ) -1 1 1 1 8 6 6 9 1 15 18 1 7 Temp de peraçã (dias) Entrada Saída 1ª câmara Figura. Cmprtament ds ácids graxs vláteis. AGV:AT,18,16,1,1,1,8,6,, 6 9 1 15 18 1 7 Figura 5. Perfil da evluçã tempral de AGV:AT. A cncentraçã de AGV n afluente apresentu valr médi de,7 g de H ác.l -1 enquant que n material efluente a cncentraçã média fi de, g de H ác.l -1. N prcess de biestabilizaçã anaeróbia de resídus sólids rgânics, quand acntece reduçã da cncentraçã ds ácids graxs vláteis, prprcinalmente crre um acréscim acentuad d percentual de gás metan n bigás (Leite et al., ). Os valres de AGV na 1ª câmara fram cnsideravelmente maires d que n material efluente d reatr, apresentand valres médis de 8, g de H ác.l -1. Gnçalves (5) estudand efeit da agitaçã mecânica na c-digestã anaeróbia de resídus sólids rgânics, bservu que mesm cm um aument da alcalinidade ttal a partir de 16 dias de peraçã, nã se verificu decréscim nas cncentrações de AGV nem elevaçã d ph. Assim, s valres de AT fram devids principalmente à presença de AGV. Os dads da Figura 5 apresentam a tendência da evluçã tempral de AGV:AT n material efluente d reatr durante períd de mnitraçã d sistema experimental. A tendência da evluçã AGV:AT alcançu valres de,5 cm um máxim de,16 a lng d temp de mnitraçã d sistema experimental. Segund Chernichar (1997), a relaçã AGV:AT deve ser inferir u igual a, para que sistema apresente ba capacidade de tampnaçã. Observu-se, prtant, a btençã de valres abaix d que fi precnizad pel autr citad, indicand que sistema apresentu ba capacidade de tampnament. O cmprtament da DQO ttal durante períd de mnitraçã d reatr é apresentad na Figura 6. DQO (g de O.L ) -1 16 1 1 1 8 6 6 9 1 15 18 1 7 entrada saída 1ª câmara Figura 6. Cmprtament das evluções temprais da DQO ttal. O acmpanhament da DQO ns sistemas de tratament bilógic serve cm base para avaliar a presença e cnsum de matéria rgânica n sistema. A cncentraçã de DQO n afluente apresentu variações de 1,6 g de O L -1 a 1,7 g de O L -1. N efluente essa variaçã fi de,6 g de O L -1 a,6 g de O L -1, atingind-se uma eficiência média de remçã de 78%. Para a 1ª câmara, a variaçã crreu de 1, g de O L -1 a 6,75 g de O L -1. Nta-se que a massa de DQO inicialmente hidrlisada na 1ª câmara d reatr, passu a ser quantitativamente cnvertida em metan, resultand numa menr cncentraçã n material efluente. Luna () bteve uma eficiência média de remçã de DQO de 7%, em 1 dias de mnitraçã d reatr anaeróbi cmpartimentad. Agrpecuária Técnica, v.7, n.1, p.5 6, 6

ESTUDO DO PROCESSO DE DIGESTÃO ANAERÓBIA DE RESÍDUOS SÓLIDOS ORGÂNICOS E APROVEITAMENTO DO BIOGÁS 59 Na Figura 7 apresentam-se as tendências das evluções temprais de STV durante períd de mnitraçã d sistema experimental. STV (g.l ) -1 6 5 1 6 9 1 15 18 1 7 Temp de peraçã (dias) Entrada Saída 1ªcâmara Figura 7. Cmprtament ds sólids ttais vláteis (STV) a lng d períd de mnitraçã. N-NH (g.l ) + -1 1, 1, 1,8,6,, 6 9 1 15 18 1 7 Entrada Saída 1ªcâmara Figura 8. Tendências das evluções temprais d nitrgêni amniacal. A cncentraçã de STV n afluente variu de 15,9 g L -1 a 9, g L -1, enquant que n efluente essa variaçã fi de, a,6 g L -1, atingind uma eficiência média de remçã de 97%. Buallagui et al. () btiveram eficiência de remçã de sólids ttais vláteis de 75%, prduzind bigás cm 65% de metan. As cncentrações de STV variaram de,95 g L -1 a, g L -1 na 1ª câmara, apresentand valres superires as registrads n efluente. Este fat pde estar relacinad cm a quantidade de material particulad que fi degradad em partículas menres e cnvertid em cmpsts slubilizads, prmvend dessa frma, alta taxa de hidrólise na 1ª câmara d reatr. Na Figura 8 apresentam-se as tendências das evluções temprais d nitrgêni amniacal (N-NH + ) n afluente, na 1ª câmara e n efluente d reatr. O mnitrament deste parâmetr é imprtante pis, dependend da cncentraçã existente n reatr, sua presença pde ser benéfica u limitante da atividade metangênica. A digestã de cmpsts rics em prteína cnduz à frmaçã d bicarbnat de amônia que atua cm fnte de nitrgêni e cm tampã para massa de resídus sólids rgânics em estad de biestabilizaçã. O nitrgêni amniacal n afluente variu de, a,7 g de N-NH + L -1, enquant que n efluente a cncentraçã variu de,77 a 1,17 g de N-NH + L -1. O acréscim de nitrgêni amniacal pde ser explicad pel fat de que a mair parte d nitrgêni cntid n substrat afluente fi de rigem rgânica, cm prteínas e aminácids. Quand esse nitrgêni cmeçu a ser degradad pels micrrganisms existentes n interir d reatr, através das reações de hidrólise que acntecem na primeira etapa d prcess de digestã anaeróbia, esse fi cnvertid em amônia. Lay et al. (1997), tratand resídus sólids rgânics e ld de esgt em digestres anaeróbis de batelada, estudaram s efeits da cncentraçã d N-NH + na atividade metangênica. Numa ampla faixa de ph variand de 6,5 8,5 a atividade metangênica decresceu cm aument da cncentraçã d N-NH +, reduzind em 1% quand as cncentrações variaram de 176 7 mg de N-NH + L -1. Em cncentrações variand de 9 555 mg de N-NH + L -1, a atividade metangênica decaiu em 5% e quand as cncentrações apresentaram-se entre 588 66 mg de N-NH + L -1 a atividade metangênica decaiu para zer. Na Figura 9 é apresentada a cmpsiçã percentual d CH n bigás prduzid durante períd de mnitraçã. %CH 7 6 5 1 6 9 1 15 18 1 7 1ª Câmara ª Câmara ª Câmara Figura 9. Cmpsiçã percentual d CH presente n bigás. O percentual médi de gás metan fi de %, 5% e 5% nas 1ª, ª e ª câmaras respectivamente. As baixas prduções de metan na 1ª câmara d reatr pdem ser explicadas devid às altas cncentrações de AGV, cnfrme bservad na Figura. De acrd cm a reduçã nas cncentrações de ácids graxs vláteis a lng d períd de mnitraçã nas ª e ª câma- Agrpecuária Técnica, v.7, n.1, p.5 6, 6

6 Cristina de Susa Felizla, Valderi Duarte Leite & Shiva Prasad ras d reatr, verifica-se que huve um crescente percentual de metan na cmpsiçã geral d bigás nessas respectivas câmaras, cujas prduções atingiram cerca de 66% de CH n dia 7. Para avaliar desempenh d prcess de biestabilizaçã da fraçã rgânica d substrat, fi realizad um estud d perfil da relaçã CH :CO em funçã d temp de peraçã d reatr cnfrme apresentad na Figura 1. Quand esta relaçã apresenta valr médi de 1,5 bigás prduzid pel prcess de biestabilizaçã d material rgânic cntém em média 6% de metan e % de dióxid de carbn (Leite, 1997). Na Figura 1 bserva-se que a relaçã que mais se aprxima deste valr é encntrada na ª câmara, dad percentual médi de metan prduzid nesta câmara ter atingid 5%. CH :CO,5 1,5 1,5 6 9 1 15 18 1 7 1ª Câmara ª Câmara ª Câmara Figura 1. Perfil da relaçã CH :CO em funçã d temp de peraçã. Na Figura 11 é apresentad um mdel das diversas frações de Carbn Orgânic Ttal (COT), d qual era cmpst balanç de massa durante períd de mnitraçã. O reatr fi alimentad cm 558 kg durante s dias de mnitraçã. Dessa massa, cerca de 19, kg se referiram as STV. A massa de COT aplicada crrespndeu a 15,78 kg, nde 97% dela ficaram retids n reatr, % fi descarregad sb a frma de lixiviad e apenas 1% fi transfrmad em bigás. Os percentuais médis de CH e CO n bigás prduzid, durante períd de mnitraçã, fram de % e 78%, respectivamente. Na Tabela sã apresentadas as cnstantes cinéticas pntuais, cm as respectivas médias, s desvis padrões e as variâncias estabelecidas em relaçã às cncentrações de DQO (g L -1 ), STV (g L -1 ) e N-NH + (g L -1 ) para períd de mnitraçã d reatr, de acrd cm a equaçã da cinética de 1ª rdem. Analisand s dads da Tabela, verificu-se que valr médi da cnstante cinética de bicnversã para DQO fi da rdem de 1,1.1 - dia -1, enquant a taxa de bicnversã para STV fi de,9.1 - dia -1, este cnferind mair velcidade de cnversã, quand cmparad a DQO, vist que quant mair a cnstante de bicnversã menr temp necessári para biestabilizar material rgânic n reatr. CH,1% CO 77,9% Massa de RSO 5.58 kg 5% ST Bigás g Massa de RSO em base seca 5,9 kg 76% STV Massa de COT transfrmada 8 g 1% Massa de COT aplicada 15,78 kg 97% Massa de COT acumulada 1,9 kg % Massa de COT n efluente, kg Figura 11. Mdel esquemátic d balanç de massa para COT durante períd de mnitraçã. Agrpecuária Técnica, v.7, n.1, p.5 6, 6

ESTUDO DO PROCESSO DE DIGESTÃO ANAERÓBIA DE RESÍDUOS SÓLIDOS ORGÂNICOS E APROVEITAMENTO DO BIOGÁS 61 Tabela. Cnstantes cinéticas pntuais, médias das cnstantes pntuais, desvi padrã e variância Cnstantes cinéticas pntuais (k) DQO (dia 1 STV (di a - 1) N-NH dia 6 -,5-6,5 1, x 1-7 -1,6-5, 1,9 x 1-11 -, -,6 1, x 1-17 -1, -,9 1,1 x 1-18 -1,5 -, 1, x 1-1 -1, -1,8 9,6 x 1-58 -,1-1, 1, x 1-9 -5,1-1,1 1,1 x 1 - -,7-9,5 6, x 1 - DQO STV N-NH + Média das cnstantes pntuais (k) -1,1 - dia -,9 x 1 - dia 1, x 1 i Desvi padrã 9,9 1,9,5 x 1 - Variância 9,9155 5,8 1,6 x 1-5 DQO Demanda Química de Oxigêni; STV Sólids Ttais Vláteis Tabela 5. Taxas de utilizaçã d substrat DQO STV Parâmetr Reatr Anaeróbi Cmpartimentad F ( g DQO dia - 1) 1,1 TUS (g DQO dia - 1) 78,71 F (g STV dia - 1) 55,1 TUS (g STV dia 1) 59,91 DQO Demanda Química de Oxigêni; STV Sólids Ttais Vláteis ( - 1) - d a -1 Leite (1997), tratand anaerbiamente resídus sólids urbans inculads cm ld de esgt industrial, bteve uma cnstante de bicnversã média de 8,7.1 - dia -1. Para N-NH +, valr da cnstante fi de 1,.1 - dia -1, assumind uma cnstante de frmaçã, em razã da mair parte d nitrgêni cntid n substrat afluente ser de rigem rgânica. A ser degradad pels micrrganisms, através das reações de hidrólise, crre a geraçã de N-NH + n reatr. Luna () bteve valres da cnstante de bicnversã para DQO de 1,.1 - dia -1,,8.1 - dia -1,,.1 - dia -1 e,9.1 - dia -1, enquant que para STV s valres das cnstantes fram de 1,9.1 - dia -1,,.1 - dia -1,,.1 - dia -1, 5,.1 - dia -1, respectivamente na primeira, segunda, terceira e quarta fases, verificand-se que s dis parâmetrs estudads apresentaram uma mair cnstante de bicnversã na quarta fase de mnitraçã, indicand que existe uma relaçã direta entre a cnstante de bicnversã e a carga rgânica aplicada. Na Tabela 5 sã apresentadas as taxas de utilizaçã de substrat d reatr estudad. Analisand s dads da Tabela 5, bserva-se que as taxas de utilizaçã de resídus sólids rgânics apresentaram valres bastante expressivs, que crrespndeu a aprximadamente 78,6% da carga rgânica aplicada de DQO e cerca de 97% da carga rgânica aplicada de STV. CONCLUSÕES Frente a análise ds dads deste trabalh, pde-se cncluir que: prcess de tratament anaeróbi de resídus sólids rgânics cm baixa cncentraçã de sólids despnta cm uma alternativa tecnlógica para tratament integral desses tips de resídus, frnecend cm prduts bigás e cmpst biestabilizad; a eficiência de remçã média de STV durante períd de mnitraçã d sistema experimental fi de 97%, pdend ser atribuída à cnfiguraçã d reatr cmpartimentad, que pssibilitu mair cntat da massa de resídu cm a massa micrbiana. substrat cnstituíd pr resídus sólids vegetais e ld parcialmente biestabilizad prduziu bigás cm valres próxims de 66% de gás metan na segunda e terceira câmara d reatr. as cnstantes cinéticas de 1ª rdem referentes a DQO e STV fram respectivamente 1,1.1 - dia -1 e,9.1 - dia -1, cnferind mair velcidade de biestabilizaçã para STV. Em relaçã a N-NH +, assumiu uma cnstante de frmaçã de 1,.1 - dia -1, devid à geraçã de N-NH + n reatr. AGRADECIMENTOS Os autres agradecem a Cnselh Nacinal de Desenvlviment Científic e Tecnlógic (CNPq), api financeir cncedid para a realizaçã deste trabalh. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS APHA, AWWA, WPCF. Standard Methds fr the Examinatin f Water and Wastewate. 18.ed. Washingtn, 1995. 119p. Agrpecuária Técnica, v.7, n.1, p.5 6, 6

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