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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

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

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

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

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.

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.

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

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


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


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


reator R2 durante o período experimental. Onde ác. acético (♦), ác. propiônico (■),



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


totais em R3 tratando água residuária após hidrólise com NaOH (0,1%) durante o tempo

experimental 72


reator R3, durante o período experimental. Onde ác. acético (♦), ác. propiônico (■),


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


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

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 5.8: 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

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

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.

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.

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

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).

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).

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).

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.

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.

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.

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.


16

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.


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

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

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

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

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

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.

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

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

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

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