MARIA ALCINA ALPOIM DE SOUSA PEREIRA
DEGRADAÇÃO DE ÁCIDO OLEICO EM FILTRO ANAERÓBIO: EFEITO DA ADAPTAÇÃO DO INÓCULO E DA RECIRCULAÇÃO
DA BIOMASSA
UNIVERSIDADE DO MINHO ESCOLA DE ENGENHARIA
DEPARTAMENTO DE ENGENHARIA BIOLÓGICA
1998
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Departamento de Engenharia Biológica
Universidade do Minho
Degradação de Ácido Oleico em Filtro Anaeróbio: Efeito da Adaptação do Inóculo e da Recirculação
da Biomassa
Tese de Mestrado em Engenharia Biológica de:
Maria Alcina Alpoim de Sousa Pereira
Orientador: Manuel Magalhães Mota
Co-Orientador: Maria Madalena Alves
1997 – 1998
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Agradecimentos
Quero aqui expressar os meus sinceros agradecimentos a todos que directa ou
indirectamente, colaboraram para a concretização deste trabalho:
Ao meu orientador, Prof. Manuel Mota, pelo incentivo, aconselhamento e sugestões
fornecidas e pelas óptimas condições de trabalho proporcionadas.
Ao meu co-orientador, Doutora Madalena Alves pela amizade, apoio e encorajamento
demontrado, bem como pela valiosa ajuda a nivel da discussão crítica do trabalho.
A todos os colegas de mestrado pela boa camaradagem e apoio demonstrados, em
particular ao colega Luís Amaral pela incansável disponibilidade e paciência demonstrada.
Ao técnico Manuel Santos pela colaboração imprescindível na construção e montagem
da instalação experimental.
Aos familiares e amigos pelo carinho e compreensão demonstrada, em particular à amiga
Cristina Pimenta pelo apoio e ânimo fornecidos nos piores momentos.
Finalmente, é devido um reconhecimento às instituições e organismos que contribuíram
para a realização deste trabalho: Universidade do Minho e à JNICT pela bolsa concedida no
âmbito do programa PRAXIS XXI.
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Sumário
Este trabalho teve por objectivo o estudo da degradação do ácido oleico em filtro anaeróbio, avaliando o efeito da aclimatização da biomassa utilizada como inóculo e também da recirculação da biomassa.
Operaram-se três filtros anaeróbios (R1, R2 e R3) em paralelo. Em R1 inoculou-se biomassa não aclimatizada e não se recirculou a biomassa que saía do reactor. Em R2 inoculou-se biomassa não aclimatizada e recirculou-se a biomassa e em R3, também com recirculação, inoculou-se biomassa aclimatizada com lípidos e oleato.
O desempenho dos digestores foi avaliado durante 233 dias em termos de CQO (Carrência Química de Oxigénio) solúvel removido, AGV (Ácidos Gordps Voláteis) e SSV (Sólidos Suspensos Voláteis) à saída, e produção de metano. Obtiveram-se eficiências de remoção entre 70 a 77%, para uma carga orgânica de oleato aplicada de 12.5 kgCQO/m3.d., mesmo com concentrações molares oleato/(Ca2++Mg2+) de 6.79. O acompanhamento da produção de metano permitiu verificar a ocorrência de degradação efectiva do oleato alimentado. Contudo, uma elevada discrepância foi observada entre a remoção de CQO solúvel e a produção de metano, sugerindo a retenção de grande parte do oleato alimentado, no reactor.
Verificou-se que a utilização da recirculação da biomassa se demonstra vantajosa no desempenho deste sistema, promovendo a minimização do efeito de lavagem (“washout”) da biomassa flutuante e a diluição da carga tóxica aplicada, conduzindo a uma menor inibição da população acetogénica e metanogénica. O efeito inibitório do oleato de sódio sobre as populações acetogénicas e metanogénicas foi menos sentido num filtro anaeróbio inoculado com biomassa préviamente aclimatizada com lípidos e oleato. Conclui-se que, do ponto de vista do tratamento de efluentes com elevada carga em oleato, o efeito combinado da recirculação de biomassa e utilização de um inóculo aclimatizado é benéfico, melhorando a eficiência do desempenho do filtro anaeróbio.
Efectuou-se a caracterização da biomassa dos três digestores no final da operação verificando-se que o contacto com oleato conduzia a uma diminuição significativa da actividade acetoclástica e em etanol, e a um aumento da actividade em H2/CO2. A biomassa aclimatizada apresentava uma maior capacidade de desenvolver actividade hidrogenofílica quando em contacto com oleato do que a biomassa não adaptada.
Após alimentação com oleato como única fonte de carbono a biomassa aparecia encapsulada, provavelmente com oleato, conduzindo a elevados atrasos na degradação do oleato adicionado. O ensaio efectuado em reactor fechado permitiu verificar a eficiente degradação a metano do oleato adsorvido durante a operação em contínuo. Conclui-se assim que a utilização de ciclos de adsorção/degradação é potencialmente útil no tratamento de efluentes ricos em oleato.
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Abstract
The aim of this work was to study the oleic acid degradation in anaerobic filters, evaluating both the effects of using an acclimatized inoculum and biomass recirculation. The anaerobic filters (R1, R2 e R3) were operated in parallel. In R1 and R2 the inoculated biomass was not acclimatized while in R3 it was. On the other hand in R2 and R3 biomass recirculation was used while in R1 it was not.
Filters performance was followed during 233 days and evaluated in terms of soluble COD (Chemical Organic Demand) removal, VFA (Volatile Fatty Acids) and VSS (Volatile Suspense Solids) in the outlet, and methane production. Removal efficiencies between 70 and 77% were achieved for an oleate organic load of 12.5 kgCOD/m3.day, even with an oleate/(Ca2++Mg2+) molar concentration ratio of 6.79. While following methane production it was possible to observe an effective degradation of the fed oleate. Nevertheless, a significative difference was found between soluble COD removal and methane production, suggesting that most of the oleate fed would beretained in the reactor.
Biomass recirculation was found to enhance the system performance, due to biomass washout minimization and dilution of the toxic organic load, inducing a lower inhibition on the acetogenic and metanogenic populations. Sodium oleate inhibitory effect on both acetogenic and metanogenic populations was lower in an anaerobic filter inoculated with biomass acclimatized with lipids and oleate. It was concluded that the synergic effect of using biomass recirculation and an acclimatized inoculum is beneficial, when treating effluents hardly loaded with oleate, improving the performance of the anaerobic filter.
Final characterization of the biomass developed in the filters showed that the contact with oleate induced a significant decrease of methanogenic activity against acetate and ethanol and an enhancement against H2/CO2. Acclimatized biomass exhibited a higher capacity to develop hidrogenofilic activity when in contact with oleate.
When oleate was the sole carbon source fed, biomass became encapsulated, probably due to oleate adsorption, inducing a significative delay on added oleate degradation. The experiment run in the reactor, in the absence of feed, showed that the degradation to methane of the oleate adsorbed during continuous operation was efficient. This put in evidence the potential use of adsortion/degradation cycles in the treatment oleate hardly loaded effluents.
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Índice
1. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ..................................................................................................................... 13
1.1 INTRODUÇÃO ....................................................................................................................................... 14 1.2 O PROCESSO DE DEGRADAÇÃO ANAERÓBIA .......................................................................................... 16
1.2.1 Bioquímica e microbiologia do processo ..................................................................................... 16 1.2.1.1 Hidrólise ...............................................................................................................................................17
1.2.1.2 Fermentação.........................................................................................................................................18
1.2.1.3 Acetogénese .........................................................................................................................................18
1.2.1.4 Metanogénese ......................................................................................................................................19
1.2.1.5 Outras transformações.......................................................................................................................20
1.2.2 Necessidades nutricionais......................................................................................................... 21
1.2.3 Factores ambientais................................................................................................................. 23 1.2.3.1 pH e alcalinidade .................................................................................................................................23
1.2.3.2 Temperatura.........................................................................................................................................24
1.2.3.3 Inibidores da metanogénese..............................................................................................................25
1.3 TECNOLOGIAS DE TRATAMENTO.......................................................................................................... 26
1.3.1 Processo de contacto ................................................................................................................. 27
1.3.2 UASB ................................................................................................................................... 27
1.3.3 Digestor anaeróbio de leito expandido ou fluidizado ................................................................. 28
1.3.4 Leito fixo................................................................................................................................ 29 1.4 APLICAÇÃO DO PROCESSO DE DIGESTÃO ANAERÓBIA NO TRATAMENTO DE EFLUENTES LÍQUIDOS COM
ELEVADA CONCENTRAÇÃO LIPÍDICA..................................................................................................... 31
1.4.1 Mecanismo de degradação dos lípidos ....................................................................................... 31
1.4.2 Efeito inibitório dos AGCL ................................................................................................... 34
1.4.3 Efeito da adsorção dos lípidos e AGCL na superfície da biomassa........................................... 35 1.5 OBJECTIVOS ......................................................................................................................................... 38
2. MATERIAIS E MÉTODOS........................................................................................................................ 39
2.1 INSTALAÇÃO EXPERIMENTAL ............................................................................................................... 40 2.2 SUBSTRATO E INÓCULO........................................................................................................................ 41 2.3 CONTROLO ANALÍTICO DE ROTINA...................................................................................................... 42
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2.3.1 Carência química de oxigénio (CQO)...................................................................................... 42
2.3.2 Ácidos Gordos Voláteis (AGV) ............................................................................................ 42
2.3.3 Sólidos voláteis (SV)............................................................................................................... 43
2.3.4 Percentagem de metano no biogás ............................................................................................. 43
2.3.5 Ácidos Gordos de Cadeia Longa (AGCL)............................................................................. 44 2.4 CARACTERIZAÇÃO DA BIOMASSA........................................................................................................... 45
2.4.1 Recolha, separação e quantificação das fracções de biomassa...................................................... 45
2.4.2 Testes de actividade metanogénica............................................................................................. 45 2.4.2.1 Meio basal (tampão anaeróbio).........................................................................................................46
2.4.2.2 Substratos líquidos ..............................................................................................................................47
2.4.2.3 Substratos gasosos ..............................................................................................................................49
2.4.3 Testes de toxicidade metanogénica ............................................................................................ 50 2.4.3.1 Meio basal (tampão anaeróbio).........................................................................................................51
2.4.3.2 Substrato...............................................................................................................................................51
2.4.3.3 Inibidor .................................................................................................................................................51
2.4.4 Testes de biodegradabilidade do oleato de sódio ......................................................................... 53 2.4.4.1 Substrato...............................................................................................................................................53
2.5 MODO DE OPERAÇÃO ........................................................................................................................... 54
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO .................................................................................................................. 55
3.1 CARACTERIZAÇÃO DO INÓCULO ........................................................................................................... 56
3.1.1 Actividade metanogénica específica ........................................................................................... 56
3.1.2 Toxicidade e capacidade de biodegradação do oleato de sódio ..................................................... 57 3.2 OPERAÇÃO E DESEMPENHO DOS DIGESTORES...................................................................................... 64 3.3 CARACTERIZAÇÃO DA BIOMASSA NO FINAL DA OPERAÇÃO.................................................................... 80
4. CONCLUSÕES ........................................................................................................................................... 88
5. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS......................................................................................................... 91
APÊNDICES .................................................................................................................................................... 97
APÊNDICE A: CALIBRAÇÃO DO TRANSDUTOR DE PRESSÃO ..........................................................................A.1 APÊNDICE B: RESULTADOS EXPERIMENTAIS DA OPERAÇÃO DOS REACTORES.............................................B.1
8
Lista de Tabelas
Tabela 1.1 Composição elementar média de bactérias metanogénicas (SCHERER et al., 1983, TAKASHIMA E SPEECE, 1990)............................................................................................................................... 23
Tabela 2.1 Descrição das principais características de operação dos digestores e sua duração. ................................ 54 Tabela 3.1 Actividade metanogénica específica .................................................................................................... 56 Tabela 3.2 Duração das fases de latência observadas durante os ensaios de toxicidade e biodegradabilidade
efectuados aos dois inóculos. ............................................................................................................... 61 Tabela 3.3-Comparação das taxas de degradação do oleato exibidas pelos dois inóculos em função da concentração
de oleato adicionado. ......................................................................................................................... 61 Tabela 3.4 Valores médios de estado (pseudo)estacionário dos parâmetros operatórios relativos a cada uma das
etapas de funcionamento de R1.......................................................................................................... 67 Tabela 3.5 Valores médios de estado (pseudo)estacionário dos parâmetros operatórios relativos a cada uma das
etapas de funcionamento de R2.......................................................................................................... 68 Tabela 3.6 Valores médios de estado (pseudo)estacionário dos parâmetros operatórios relativos a cada uma das
etapas de funcionamento de R3.......................................................................................................... 69 Tabela 3.7 Valores médios dos teores de AGV obtidos à saída dos digestores ..................................................... 70 Tabela 3.8 Razão molar oleato/(Ca2+ +Mg2+ ) alimentada ao longo da operação. ............................................. 74
Tabela 3.9 Biomassa aderida, oclusa e total em R1, R2 e R3 ± intervalo com 95% de confiança. (diferença percentual positiva entre RI e RII)..................................................................................................... 80
Tabela B.1 Dados de operação do reactor R1. ...................................................................................................B.1 Tabela B.2 Dados de operação do reactor R2. .................................................................................................. B.4 Tabela B.3 Dados de operação do reactor R3. ...................................................................................................B.7 Tabela B.4 AGVà saída de R1. ...................................................................................................................B.10 Tabela B.5 AGVà saída de R2.. ..................................................................................................................B.12 Tabela B.6 AGVà saída de R3.. ..................................................................................................................B.14
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Lista de Figuras
Figura 1.1 Esquema do processo de digestão anaeróbia (adaptado de GUJER E ZEHNDER, 1983). Os valores expressos em %, indicam fluxo de substrato na forma de CQO ou equivalente em metano. ................. 17
Figura 1.2 Mecanismo proposto por WENG E JERIS (1976) para a degradação do oleato (mecanismo de degradação 1).................................................................................................................................... 33
Figura 1.3 Mecanismo proposto por WENG E JERIS (1976) para a degradação do oleato (mecanismo de degradação 2).................................................................................................................................... 33
Figura 2.1Representação esquemática da instalação experimental: R1(a), R2(b), R3(c), contador de gás(d) e decantador(e)..................................................................................................................................... 40
Figura 2.2 Transdutor de pressão portátil utilizado neste procedimento. .............................................................. 46 Figura 2.3 Exemplo do cálculo gráfico da duração da fase de latência. ................................................................ 52 Figura 2.4 Cálculo gráfico do índice de toxicidade (IC50). ................................................................................... 52 Figura 3.1-Produção especifica de metano durante os testes de toxicidade efectuados ao (a) inóculo não adaptado, (b)
inóculo adaptado. .............................................................................................................................. 58 Figura 3.2-Toxicidade do oleato de sódio sobre as bactérias metanogénicas acetoclásticas presentes nos dois inóculos.59 Figura 3.3- Produção especifica de metano durante os testes de biodegradabilidade efectuados ao (a) inóculo não
adaptado, (b) inóculo adaptado ......................................................................................................... 60 Figura 3.4 Ensaio de biodegradabilidade do ácido oleico efectuado à biomassa no final da aclimatização (adaptado
de ALVES, 1998). .......................................................................................................................... 62 Figura 3.5 Evolução dos parâmetros operatórios de R1, R2 e R3 ao longo do tempo de operação. Eficiência de
remoção e carga orgânica aplicada (a), e CQO total e do oleato alimentado (b). .................................. 65 Figura 3.6 Evolução dos teores em AGV totais (a) e SSV (b) nas correntes de saídas dos digestores ao longo do
tempo de operação. ............................................................................................................................ 66 Figura 3.7-Comparação da variação da concentração média de AGV totais à saída de cada digestor com a carga
orgânica em oleato aplicada durante as etapas II e III de operação. ................................................... 70 Figura 3.8 Comparação da variação da concentração de substrato não acidificado nas correntes de saída de cada um
dos digestores com a carga orgânica em oleato aplicada durante as etapas II e III de operação............ 72 Figura 3.9 Composição em ácidos gordos da corrente de saída de R1 no 224º dia. ............................................... 73 Figura 3.10 Comparação dos rendimentos em metano obtidos para cada um dos digestores em função da carga
orgânica em oleato aplicada durante as etapas II e III de operação. ................................................... 75 Figura 3.11 Evolução da carga orgânica retida em cada um dos digestores com a carga orgânica aplicada em oleato
durante as etapas II e III de operação. ............................................................................................. 77
10
Figura 3.12 Fotografias obtidas num microscópio óptico de fluorescência com uma ampliação de 400 vezes da biomassa presente em R1 (119º dia), R2 e R3 (150º dia): campo normal(a), fluorescência(b)............. 78
Figura 3.13 Fotografias obtidas num microscópio óptico de fluorescência com uma ampliação de 400 vezes da biomassa presente em R2 e R3 (94º dia): campo normal(a), fluorescência(b)....................................... 79
Figura 3.14 Fotografias obtidas num microscópio óptico de fluorescência com uma ampliação de 400 vezes da biomassa presente em R2 (188º dia): campo normal(a), fluorescência(b) ............................................. 79
Figura 3.15 Comparação da actividade metanogénica específica exibida pela biomassa dos inóculos e no fim da operação dos digestores. ...................................................................................................................... 81
Figura 3.16 Produção especifica de metano durante o teste de toxicidade efectuado no fim da operação à biomassa desenvolvida em: (a) R1, (b) R2 e (c) R3. ......................................................................................... 83
Figura 3.17 Produção especifica de metano durante o teste de biodegradabilidade efectuado no fim da operação à biomassa desenvolvida em: (a) R1, (b) R2 e (c) R3. .......................................................................... 84
Figura 3.18 Produção cumulativa de biogás ao longo do tempo, em reactor fechado. ............................................. 86 Figura 3.19 Evolução da percentagem de metano produzido no ensaio efectuado. ................................................. 86 Figura 3.20 Aspecto da biomassa presente (a) na superfície e (b) na zona inferior do digestor, no 35º dia de
operação............................................................................................................................................ 87 Figura A.1Exemplo de uma curva de calibração do transdutor de pressão .......................................................A.2
11
Nomenclatura
AGCL Ácidos Gordos de Cadeia Longa AGV Ácidos Gordos Voláteis Bv Carga Orgânica Aplicada ................................................................................ (ML-3 T-1) CQO Carência Química de Oxigénio............................................................................... (ML-3) CQOsol Carência Química de Oxigénio sol.......................................................................... (ML-3) CQOtot Carência Química de Oxigénio Total ..................................................................... (ML-3) EGSB Digestor anaeróbio de manto de lamas de leito expandido F420 Coenzima presente nas bactérias metanogénicas GC Cromatografia gasosa HPLC Cromatografia líquida de alta eficiência IC Reactor de Recirculação Interna IC50 Índice de toxicidade PTN Pressão e Temperatura Normais Qr Caudal de recirculação ..............................................................................................L3T-1 RI Digestor anaeróbio de leito fixo alimentado com lípidos RII Digestor anaeróbio de leito fixo alimentado sem lípidos SSV Sólidos Suspensos Voláteis ..................................................................................... (ML-3) ST Sólidos Totais ........................................................................................................ (ML-3) SV Sólidos Voláteis ..................................................................................................... (ML-3) TRH Tempo de Retenção Hidráulico nos digestores ............................................................... (T) TRM Tempo de Residência Médio......................................................................................... (T) TRS Tempo de Retenção de Sólidos...................................................................................... (T) UASB Digestor anaeróbio de manto de lamas de fluxo ascendente
1. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 14
1.1 Introdução
Durante as duas últimas décadas o processo de digestão anaeróbia assumiu gradualmente
um papel importante no tratamento de águas residuais, tornando-se uma alternativa
economicamente atractiva face aos processos aeróbios tradicionais. Inúmeras vantagens dos
processos anaeróbios face aos aeróbios têm sido referidas por vários autores (LETTINGA et al.,
1980, OLTHOLF E OLESZKIEWICZ, 1983, ECKENFELDER et al., 1988), nomeadamente:
• menores produções de sólidos, dado que o rendimento biomassa/substrato da biomassa anaeróbia (aproximadamente 0.1 kg sólidos suspensos voláteis/kg CQOremovido), é cerca de 5 vezes inferior ao correspondente valor da biomassa aeróbia;
• menor necessidade em nutrientes devido à menor produção celular da biomassa anaeróbia;
• menor necessidade energética, porque não é necessária potência para arejamento, sendo também muitas vezes desnecessária uma agitação mecânica devido aos elevados caudais de gás produzido;
• obtenção de metano, o principal produto final resultante da estabilização da matéria orgânica via anaerobiose, que pode tornar o processo excedentário em energia, dependendo, essencialmente, da concentração de substrato e da temperatura de operação;
• capacidade da biomassa preservar a sua actividade após longos períodos (vários meses), sem operar, o que é especialmente importante no caso de efluentes de indústrias sazonais;
• tolerância a condições ambientais adversas, tais como baixas temperaturas, < 10 °C, (VAN LIER et al., 1997) e presença de tóxicos (RAZO-FLORES et al., 1997).
Por outro lado, algumas limitações são apontadas ao processo de anaerobiose,
nomeadamente longos tempos para o arranque, longos tempos de retenção, sensibilidade a
tóxicos e instabilidade (LETTINGA et al., 1980, ECKENFELDER et al., 1988). No entanto, como
resultado da evolução do conhecimento dos seus fundamentos e aspectos operacionais,
associado ao desenvolvimento de novas tecnologias de aplicação, as limitações
tradicionalmente referidas para o processo de digestão anaeróbia, têm vindo a ser reduzidas
(LETTINGA, 1995).
De facto, nos últimos anos, assistiu-se a enormes avanços no desenvolvimento da
tecnologia em digestão anaeróbia, nomeadamente no desenho de reactores de alta carga em
que a biomassa é retida por adesão a suportes, granulação ou reciclagem (IZA et al., 1991).
Desde o aparecimento do filtro anaeróbio de fluxo ascendente (final dos anos sessenta)
1. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 15
(YOUNG E MCCARTY, 1967), até à actualidade, surgiram novas configurações de digestores,
nomeadamente filtros anaeróbios de fluxo descendente (VAN DEN BERG E LENTZ, 1979),
reactores anaeróbios de leito fluidizado (SWITZENBAUM E JEWEL, 1980), reactores de fluxo
ascendente de manto de lamas (UASB) (LETTINGA et al., 1980), fusões tipo reactor híbrido
(UASB + Filtro) (GUIOT E VAN DEN BERG, 1985, REYNOLDS E COLLERAN, 1986) e EGSB (UASB
com leito expandido) (DE MAN et al., 1988) e ainda reactores segmentados em vários andares
(GUIOT et al., 1995, VAN LIER et al., 1994, GROBICKI E STUCKEY, 1991).
Actualmente a aplicação do processo de degradação anaeróbia ainda se encontra muito
centrado no tratamento de efluentes de indústrias alimentares e relacionadas. No entanto a
sua aplicação ao tratamento de efluentes industriais ou domésticos, complexos ou não,
muito concentrados ou muito diluídos, contendo compostos recalcitrantes ou
potencialmente inibitórios para os grupos bacterianos envolvidos tem sido provada por
vários investigadores, sendo actualmente um dos centros de interesse da investigação em
digestão anaeróbia (COLLERAN et al., 1995, LETTINGA et al., 1997, VERSTRAETE E VANDEVIVERE,
1997).
De facto, investigações recentes têm demonstrado que as bactérias envolvidas no
processo têm capacidade para degradar uma larga gama de compostos orgânicos
recalcitrantes tais como compostos aromáticos policíclicos, compostos orgânicos clorados
ou ácidos gordos de cadeia longa (COLLERAN, comunicação pessoal, 1996, citado em ALVES,
1998).
A aplicação de uma tecnologia adequada, mantendo as condições ambientais óptimas,
aliada a uma aclimatização do consorcio são factores que poderão permitir a aplicação do
processo de degradação anaeróbia ao tratamento de qualquer tipo de efluente num futuro
próximo (LETTINGA et al., 1997 a).
1. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 16
1.2 O processo de degradação anaeróbia
1.2.1 Bioquímica e microbiologia do processo
O processo de digestão anaeróbia envolve uma cadeia sequencial de percursos
metabólicos e a acção conjugada e coordenada de diferentes grupos tróficos de bactérias
anaeróbias (ZEIKUS, 1980) empenhadas na conversão de matéria orgânica complexa em
metano e dióxido de carbono, podendo ser simplificadamente transcrito através da equação
de BUSWELL(1930):
CnHaObNc + (n-a/4-b/2+3c/4)H2O ! (n/2+a/8-b/4+3c/8)CH4 + (1.1)
+ (n/2+a/8+b/4+3c/8)CO2 +cNH3
Dada a sua complexidade, os caminhos matabólicos e microrganismos responsáveis não
são ainda conhecidos em detalhe (HENZE E HARREMÕES, 1983). Actualmente o processo é
descrito na literatura, de um modo simplificado, como apresentando pelo menos 7 etapas
distintas, assinaladas no esquema da Figura 1.1:
1. Hidrólise de biopolímeros incluindo proteínas, hidratos de carbono e lípidos que são
convertidos nos seus monómeros, respectivamente aminoácidos, açúcares e ácidos
gordos de cadeia longa;
2. Fermentação de aminoácidos e açúcares;
3. Oxidação anaeróbia dos ácidos gordos de cadeia longa (LCFA);
4. Oxidação anaeróbia dos produtos intermediários (ácidos voláteis, com excepção do
acetato) a acetato e Hidrogénio;
5. Homoacetogénese
6. Conversão de acetato a metano pelas bactérias acetoclásticas;
7. Conversão do hidrogénio a metano pelas bactérias hidrogenotróficas.
1. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 17
Figura 1.1 Esquema do processo de digestão anaeróbia (adaptado de GUJER E ZEHNDER, 1983). Os valores expressos em %, indicam fluxo de substrato na forma de CQO ou equivalente em metano.
Basicamente, podem-se agrupar estas 7 etapas em 4 sequências de degradação principais
interdependentes (hidrólise, acidogénese, acetogénese e metanogénese)
1.2.1.1 Hidrólise
Constitui o primeiro passo da degradação anaeróbia, no qual os biopolímeros são
hidrolisados a monómeros por meio de enzimas extracelulares. É normalmente um
1
2
4
5
6 7
3
1. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 18
processo lento, sendo os lípidos, no caso geral, hidrolisados mais lentamente, que as outras
macromoléculas (HENZE E HARREMÕES, 1983).
A sua velocidade é afectada por um grande número de factores, destacando-se que,
grandes partículas com uma baixa superfície específica, são geralmente lentamente
hidrolisadas (EASTMAN E FERGUSON, 1981), podendo esta ser a etapa limitante no processo
global de degradação anaeróbia (PARKIN E OWEN, 1986). Embora no caso de um substrato
complexo e heterogéneo a cinética de hidrólise possa ser considerada de 1ª ordem, outras
cinéticas podem descrever mais adequadamente a hidrólise de substratos simples e
homogéneos (GUJER E ZEHNDER, 1983, EASTMAN E FERGUSON, 1981, VALENTINI et al., 1997).
1.2.1.2 Fermentação
Os monómeros resultantes da hidrólise constituem os substratos utilizados no processo
fermentativo, obtendo-se como principais produtos acetato, propionato e butirato.
Nesta fase, o hidrogénio tem um papel preponderante na distribuição dos produtos do
processo, sendo necessária a manutenção de uma concentração baixa de H2 (<1000 ppm)
na fase gasosa, por forma a obter maior produção de acetato, que sendo o principal produto
de metabolismo das bactérias acidogénicas, constitui o percurso metabólico mais rentável
em termos energéticos (MOSEY E FERNANDES, 1984). A população fermentativa (ou acidogénica)
representa cerca de 90% da população bacteriana nos digestores anaeróbios (ZEIKUS, 1980),
sendo na sua maioria anaeróbias obrigatórias, a algumas anaeróbias facultativas, tais como
Streptococci e Enterococcaceae (MAH E SUSSMAN, 1968).
A fermentação nunca é limitante no processo global da degradação anaeróbia (GUJER E
ZEHNDER, 1983), uma vez que as bactérias fermentativas têm tempos de duplicação curtos
(MOSEY, 1983).
1.2.1.3 Acetogénese
A acetogénese constitui uma etapa importante, cujo objectivo é produzir, a partir dos
produtos da fermentação, os substratos necessários na metanogénese, nomeadamente
acetato e hidrogénio, por acção das chamadas bactérias sintróficas ou produtoras
obrigatórias de hidrogénio (OHPA - obligate hydrogen producing acetogens).
1. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 19
As reacções que ocorrem nesta etapa são desfavoráveis do ponto de vista
termodinâmico, só sendo possíveis se houver uma contínua remoção do hidrogénio
formado (DOLFING, 1988), a qual é normalmente assegurada pelas bactérias metanogénicas
hidrogenotróficas ou sulfato-redutoras (no caso de existir sulfato no meio), por meio de um
processo vulgarmente designado de “transferência de hidrogénio inter-espécies” (DOLFING,
1987). Verifica-se assim a existência de uma associação sintrófica, em que um
microrganismo produtor de um metabolito cresce apenas na presença de outro consumidor
desse metabolito, a qual se pensa requerer, também, uma associação física dos dois tipos de
bactérias, sendo a cooperação entre as duas espécies óptima quando a distância entre elas
for mínima, o que pode justificar, em parte o fenómeno da agregação (SCHINK E THAUER,
1988). Talvez por este motivo, tem sido difícil isolar estes dois tipos de microrganismos em
culturas puras (LAZARO, 1986).
1.2.1.4 Metanogénese
Constitui a etapa final do processo, na qual se produz metano a partir de acetato ou
hidrogénio e dióxido de carbono, sendo, em muitos casos, o passo controlante do processo
(LAWRENCE, 1971). Sendo o acetato o principal precursor do metano (70% do metano
provém do acetato) torna-se evidente a importância desta conversão no conjunto de todas
as etapas da degradação anaeróbia. Além disso, as bactérias envolvidas, que degradam o
acetato a metano, representam o elo mais fraco de toda a cadeia de degradação anaeróbia no
que respeita à sua resistência a condições adversa tais como choques orgânicos e hidráulicos
e presença de substâncias tóxicas (COLLERAN, comunicação pessoal, 1996).
As bactérias metanogénicas desempenham, talvez, o papel mais importante em todo o
processo de digestão anaeróbia, por serem as produtoras diretas do metano São anaeróbias
estritas, requerendo para o seu desenvolvimento um potencial redox entre -250 e -300 mv,
possuem coenzimas e cofactores específicos (coenzima F420, F430, coenzima M,
Metanopterina e Metanofurano (WOLFE, 1992)) e degradam apenas um número limitado de
substratos com baixo número de carbonos: acetato, metanol, metilaminas, formato, e
hidrogénio + dióxido de carbono.
1. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 20
De acordo com as suas necessidades tróficas , são usualmente divididas em dois grupos:
bactérias hidrogenotróficas e bactérias acetoclásticas. As primeiras controlam o potencial
redox do meio, mantendo a concentração de hidrogénio em níveis baixos (MOSEY E
FERNANDES, 1984), pelo que condicionam o processo de acetogénese, como foi referido. As
bactérias acetoclásticas, desempenham um papel chave no processo, sendo responsáveis
pela degradação do acetato, que é o principal precursor de metano. Até à data apenas foram
identificados dois géneros como sendo acetoclásticos: Methanosaeta (ex. Methanothrix) e
Methanosarcina, sendo conhecidas pelo menos cinco espécies acetoclásticas: Methanosarcina
barkeri, Methanosarcina TM-1, Methanococcus mazei, Methanosarcina acetivorans e Methanosaeta sp
(OREMLAND, 1988). Morfológicamente, estes dois géneros de bactérias apresentam
características muito distintas; Methanosaeta surge em filamentos podendo estes ser curtos e
dispersos ou longos e agregados em feixes (KAMAGATA E MIKAMI, 1990) e Methanosarcina cresce
em agregados irregulares compostos de subunidades cocoides, envolvidas por
polissacarídeos (ZEHNDER, 1980). Do ponto de vista cinético, Methanosaeta apresenta maior
afinidade para o acetato (Ks=0.46 mM) do que Methanosarcina (Ks=3-5 mM), crescendo, no
entanto, mais lentamente que Methanosarcina (GUJER E ZENHDER, 1983). De entre os géneros de
bactérias metanogénicas conhecidos, Methanosarcina é o mais versátil metabolicamente
podendo utilizar H2/CO2, metanol, metilaminas, e acetato (MAH et al., 1981), enquanto que o
género Methanosaeta é exclusivamente acetotrófico (ZEHNDER et al., 1980; HUSER et al., 1982).
Methanosarcina barkeri prefere metabolizar H2/CO2, metanol e trimetilaminas em vez de
acetato e pode apresentar um crescimento diáuxico quando lhe são fornecidos vários
substratos à escolha.
1.2.1.5 Outras transformações
ββββ-oxidação dos LCFA
Dada a incapacidade por parte das bactérias acidogénicas de degradar LCFA (DAWSEN E
KEMP, 1970, RINZEMA, 1988), estes são degradados a acetato e H2 via β-oxidação, levada a
cabo por bactérias sintróficas. São raras as publicações sobre isolamento de microrganismos
capazes de degradar LCFA (REYNOLDS, 1986), dada a limitação do seu estudo em cultura
pura, resultante da existência de sintrofia. A primeira associação sintrófica capaz de degradar
1. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 21
LCFA com mais de dez átomos de carbono foi conseguida por ROY et al. (1985), sendo
constituída por bactérias Gram-negativas, morfológicamente idênticas à Syntrophomonas wolfei
e Mathanospirillum hungatei, consumidora de H2 produzido pelas primeiras. Recentemente
ANGELIDAKI E AHRING (1995) caracterizaram uma cultura anaeróbia termófila, constituída por
Methanobacterium thermoautrophicum e Methanosarcina thermophila, capaz de degradar LCFA.
Homoacetogénese
A primeira referência ao metabolismo homoacetogénico reporta-se a FONTAINE et al (1942),
o qual observa a formação de acetato (principal produto deste metabolismo) a partir de
glucose e pela redução do dióxido de carbono, podendo também haver produção de outros
ácidos voláteis em menor quantidade (GOLDBERG E COONEY, 1981).
Tal como as metanogénicas hidrogenotróficas, estas bactérias consomem hidrogénio,
ajudando a manter uma baixa pressão parcial de hidrogénio nos digestores anaeróbios
(ZEIKUS, 1980). Dado a maior afinidade das hidrogenotróficas relativamente as
homoacetogénicas, essa competição não é considerada importante na gama baixa de valores
de hidrogénio normalmente existente nos digestores anaeróbios (KATINKA, 1994). No
entanto, o seu papel no processo de digestão anaeróbia não se encontra ainda
completamente esclarecido, sendo por isso geralmente subestimado.
Síntese de ácidos orgânicos
Quando na presença de excesso de etanol e de hidrogénio, pode ocorrer a reversão de
algumas reacções acetogénicas com produção de ácidos de cadeia mais longa a partir de
compostos com dois átomos de carbono. Este processo pode ser conduzido por um
número limitado de bactérias capazes de utilizar o dióxido de carbono como aceitador de
electrões (BARKER, 1937, LAANBROEK ET ALL., 1982). No entanto a importância ecológica deste
grupo de bactérias não foi ainda estudada em detalhe (SCHINK, 1988).
1.2.2 Necessidades nutricionais
Sendo a metanogénese normalmente a etapa limitante do processo de degradação
anaeróbia torna-se essencial satisfazer os requisitos nutricionais deste grupo trófico, de
modo a assegurar a eficiência e a estabilidade operacionais (CARRONDO, 1987). Em geral, a
1. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 22
maior parte dos efluentes industriais contêm quantidades suficientes dos nutrientes
essenciais ao crescimento microbiano, considerando-se apenas necessária a adição de azoto,
em quantidade determinada de acordo com a síntese celular (SPEECE E MACCARTY, 1964). HENZE
E HARREMÕES (1983) referem razões CQO/N de 400/7 para sistemas a operar com cargas
orgânicas mássicas elevadas (de 0.8 a 1.2 kgCQO/kg VSS.dia) e razões CQO/N bastante
mais elevadas, da ordem de 1000/7, para sistemas a operar com cargas orgânicas inferiores
a 0.5 kgCQO/kg VSS.dia. No entanto, têm sido utilizadas por vários autores outras relações
carbono/azoto/fósforo (C/N/P), nomeadamente 100/0.5/0.1 (HUSS, 1977, citado em
FINNEGAN, 1994). Em estudos efectuados sobre a razão C/N/P no tratamento anaeróbio de
um efluente de uma indústria de lacticínios, concluiu-se que a deficiência em azoto
provocava a diminuição das actividades hidrolítica e acetoclástica em cerca de 50 a 60%,
mas que a deficiência em fósforo só diminuía essas actividades em 10 a 20% (PAN VEIRA,
1991).
Além do azoto e fósforo há outros nutrientes essenciais ao processo anaeróbio,
nomeadamente alguns metais, co-factores essenciais a determinadas enzimas. SCHERER et al.
(1983) determinaram a composição elementar de dez espécies de bactérias metanogénicas
nos seguintes elementos: C, H, N, Na, K, S, P, Ca, Mg, Fe, Ni, Co, Mo, Zn, Cu e Mn, cuja
presença é fundamental para o adequado funcionamento do processo. Na Tabela 1.1 estão
representados os valores médios obtidos para 10 espécies de bactérias metanogénicas
(SCHERER et al., 1983, TAKASHIMA E SPEECE, 1990), com base nos quais, sabendo as características
médias de crescimento de uma dada população, é possível estimar as necessidades
nutricionais destas bactérias (LETTINGA, 1995).
1. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 23
Tabela 1.1 Composição elementar média de bactérias metanogénicas (SCHERER et al., 1983, TAKASHIMA E SPEECE, 1990)
elemento µg/g (peso seco) C 370000-440000 H 55000-65000 N 95000-128000 P 5000-28000 S 5600-12000 Na 3000-40000 K 1300-50000 Ca 1000-4500 Mg 900-530 Fe 700-2800 Ni 65-180 Co 10-120 Zn 50-630 Mo 10-70 Cu <10-160 Mn 5-25
TAKASHIMA E SPEECE (1989) verificaram o papel essencial do Fe, Ni e Co na obtenção de
uma elevada conversão de acetato em metano; e o efeito estimulatório do ferro em
concentrações até 4000 mg/L de FeCl3 observado por RAJU et al. (1991). LETTINGA et al. (1980)
recomendam níveis de Ca de 80 a 200 mg/L para um eficiente processo de granulação,
embora não relacionados com necessidades nutricionais.
1.2.3 Factores ambientais
Dos vários factores ambientais que influenciam o processo de degradação anaeróbia,
inumeram-se, de seguida aqueles cuja importância se considera primordial na obtenção de
um bom funcionamento do sistema.
1.2.3.1 pH e alcalinidade
O pH é um factor com grande influência na eficiência do processo de degradação
anaeróbia, na medida em que afecta o metabolismo dos microrganismos envolvidos,
nomeadamente a utilização das fontes de carbono e energia, as reacções de síntese e a
produção de metabolitos extracelulares (SAKHAROVA E RABOTNOVA, 1976), bem como a
morfologia e a estrutura, com consequências para os fenómenos de adesão e floculação
(FORAGE et al., 1985).
1. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 24
Sendo as bactérias metanogénicas, normalmente responsáveis pela cinética global do
processo, as mais sensíveis a factores ambientais, considera-se, normalmente, a gama de pH
óptimo para o seu crescimento, entre 6.6 e 7.6 (ZEHNDER, 1980), como apropriada para o
funcionamento do processo de digestão anaeróbia.
O valor do pH depende de uma série de equilibrios onde intervêm, como principais
factores: a alcalinidade, os AGV e os sais de amónio (RITTMAN et al, 1982). Para valores
superiores a 7.2 começa a haver preponderância de amoníaco que é tóxico e para valores
inferiores a 6.5 a toxicidade do sulfureto aumenta, uma vez que esta se encontra relacionada
com a concentração da forma não ionizada, podendo, no entanto, o seu efeito ser reduzido
pela presença de ferro, o qual conduz à precipitação de sulfureto ferroso (HENZE E HARREMÕES,
1983).
A capacidade tampão do meio, que determina a aptidão do digestor a manter um pH
estável quando se dão súbitos aumentos de AGV, pode ser obtido a partir da alcalinidade
total (sais de AGV + bicarbonato) e da acidez volátil total (AGV dissociados e não
dissociados) (REIS, 1987). De facto, a diferença entre as duas medidas corresponde à
diferença entre os bicarbonatos e os ácidos voláteis livres não dissociados. Note-se que,
quanto maior for o poder tampão, maior será a resistência aos choques orgânicos.
Para a maioria dos casos práticos, uma alcalinidade entre 2500 e 5000 mg CaCO3/l é
suficiente para se obter um adequado poder tampão no sistema (GRADY E LIM, 1980).
1.2.3.2 Temperatura
Constitui também um factor de grande influência na eficiência do processo de
degradação anaeróbia. È referida na literatura a existência de três gamas de temperatura:
mesófila (20-45 °C), termófila (> 45 °C) e gama psicrófila (< 20 °C) (COATEs, 1991), sendo o
crescimento das bactérias metanogénicas máximo na gama mesófila, para temperaturas
entre 30 e 38 °C e na gama termófila entre 49 e 57 °C.
A escolha do óptimo de temperatura depende de factores económicos e operacionais,
sendo, no entanto, a maior parte dos processos, operados a temperaturas mesófilas
(CARRONDO, 1980). É referido que para temperaturas baixas (inferiores a 30ºC) os sistemas
1. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 25
apresentam maior sensibilidade a variações no tempo de retenção e menor eficiência de
remoção, obtendo-se uma maior produção de gás com o aumento da temperatura,
apresentando este, no entanto, uma menor percentagem de metano (VIRARAGHAVAR E KIKKERI,
1990). Recentemente, NOZEVNICHOVA et al. (1997) observaram a produção de metano em
sedimentos de lagos profundos, a temperaturas entre 2 e 70 °C, tendo obtido uma cultura
que apresentava um máximo de actividade metanogénica a temperaturas entre 4 e 8 °C,
demonstrando, pela primeira vez, a existência de uma comunidade específica psicrofílica.
A temperaturas termófilas, obtêm-se maiores taxas de remoção, uma vez que as estirpes
termófilas possuem taxas de crescimento superiores às mesófilas, permitindo tempos de
retenção hidráulicos baixos (ZINDER, 1988). Verifica-se, no entanto, maior instabilidade de
operação (ocorrência de rápida lise celular) e menor resistência ao azoto amoniacal e aos
metais pesados (HENZE E HARREMÕES, 1983). HWU (1997), verificou a existência de uma taxa de
degradação em oleato de sódio superior em condições termofílicas relativamente à
observada em condições mesofílicas, no entanto o índice de toxicidade relativamente à
actividade acetoclástica (IC50 ) apresentava-se substancialmente menor a temperaturas
elevadas (0.35-0.79 mM a 55 °C e 2.35-4.30 mM a 30 °C), tornando difícil a escolha entre
os dois processos.
1.2.3.3 Inibidores da metanogénese
Tal como todos os processos biológicos, o processo da digestão anaeróbia pode ser
perturbado pela presença de substâncias tóxicas. Alguns elementos, quando em
concentração elevada, podem ter um efeito adverso na eficiência do processo. Como
exemplo pode-se citar o alumínio, para concentrações superiores a 2500 mg/l (JACKSON-MOSS
E DUNCAN, 1991), e a amónia livre não dissociada, que constitui um dos compostos mais
tóxicos, apresentando um efeito inibidor quando presente em concentrações de 0.1-0.2
kg/m3 (HENZE E HARREMÕES, 1983). Elevadas concentrações de alguns metais, como o Cádmio
e o Cobre, podem também conduzir a um efeito adverso na actividade acetocástica e
sintrófica (LIN, 1992). De uma forma geral, os antibióticos, os pesticidas, os detergentes e os
solventes orgânicos podem ser tóxicos para a actividade metanogénica (ALVES, 1992).
1. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 26
Segundo LETTINGA (1995) a questão da inibição metanogénica constitui, no entanto, uma
situação bem menos dramática do que era suposto no passado, tendo-se verificado que
muitos dos compostos tradicionalmente referidos como inibidores podem, efectivamente,
ser biodegradados por um consórcio adaptado. Relativamente à toxicidade dos LCFA,
nomeadamente do oleato de sódio, cujo efeito adverso se faz sentir a nível das paredes
celulares, verifica-se que a biomassa estruturada em grânulos apresenta uma resposta à
toxicidade diferente da biomassa dispersa, diminuindo o índice de toxicidade com o
aumento da área específica da biomassa, o que se traduz numa maior resistência da
biomassa granular relativamente à dispersa (HWU, 1997). Também ALVES (1998), refere que a
aclimatização da biomassa com lípidos é vantajosa no sentido de desenvolver resistência à
toxicidade do oleato de sódio e capacidade de biodegradação.
1.3 Tecnologias de tratamento
Durante muito tempo o tratamento anaeróbio esteve limitado à estabilização de lamas
produzidas nos processos aeróbios em digestores de mistura completa, em que o tempo de
retenção hidráulico (TRH) é igual ao tempo de retenção de sólidos (TRS) e da ordem dos 20
a 30 dias. Devido às baixas taxas de crescimento das bactérias anaeróbias a redução do
tempo de retenção nestes sistemas aumenta o risco de “washout” da biomassa (IZA et al.,
1991). Um modo de aumentar o tempo de retenção celular consiste em criar condições
dentro de reactor, que promovam a tendência natural da biomassa para se agregar em flocos
ou grânulos suficientemente densos para se separarem por sedimentação, ou introduzir um
suporte sólido onde a biomassa possa aderir formando um biofilme (CALLENDER E BARDFORD,
1983). A introdução dos sistemas com retenção de biomassa, denominados de “alta-carga”,
constituiu um dos passos mais importantes no desenvolvimento de tecnologia anaeróbia,
permitindo a redução dos TRH de algumas semanas, característicos dos digestores de lamas
convencionais, para algumas horas, além de reduzir o custo de capital e promover uma
maior tolerância aos choques orgânicos e à presença de substâncias tóxicas (SPEECE, 1983). A
distinção entre os vários processos de alta carga deve-se, fundamentalmente, ao mecanismo
de retenção de biomassa dentro do reactor que pode ocorrer, basicamente, segundo três
1. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 27
formas distintas: granulação, recirculação ou adesão a suportes fixos ou móveis (IZA et al.,
1991).
Dos vários tipos de reactores de “alta-carga” existentes descrevem-se, de seguida, quatro
tipos que se consideram como representativos das formas de bio-imobilização acima
referidas: processo de contacto, reactor anaeróbio de manto de lamas de fluxo ascendente
conhecido pelo acrónimo UASB ('Upflow Anaerobic Sludge Blanket'), e digestor anaeróbio
de leito expandido ou fluidizado
1.3.1 Processo de contacto
Constitui um processo muito análogo ao sistema aeróbio tradicional de lamas activadas,
sendo composto por um digestor do tipo CSTR (tanque agitado) e um decantador que
provoca a separação e recirculação das lamas, permitindo assim a manutenção de uma
elevada concentração de biomassa no digestor. Vulgarmente é introduzido um sistema de
desgasificação entre as duas unidades, que proporciona uma decantação mais eficiente,
melhorando o desempenho global do sistema (PARIS et al., 1983). A agitação no digestor pode
efectuar-se mecanicamente ou por meio de injecção de biogás, que apesar de mais
dispendiosa, se revela mais eficiente permitindo reter maiores concentrações de biomassa
no sistema (20 a 30 gST/l) (NÄHLE, 1991).
1.3.2 UASB
O UASB foi desenvolvido por Gatze Lettinga e colaboradores nos finais dos anos
setenta, sendo actualmente o sistema de tratamento mais estudado e mais aplicado a
efluentes industriais (ALVES, 1998). Este tipo de sistema baseia-se na tendência que a
biomassa tem para formar agregados densos, vulgarmente denominados de grânulos, que
são mantidos no interior do reactor pelas suas características de sedimentação e com a ajuda
de um separador gás-sólido-líquido, o qual promove também a recirculação interna da
biomassa (LETTINGA et al., 1980).
Neste tipo de reactor pode-se verificar a existência de duas zonas distintas: a zona
inferior designada por leito de lamas, que tem uma concentração elevada de biomassa
constituída em grânulos com elevada velocidade de sedimentação e a zona superior onde
1. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 28
predominam flocos de pequeno tamanho e em que a concentração de biomassa é muito
menor (LETTINGA et al., 1980).
Têm sido desenvolvidas algumas alterações ao desenho do reactor UASB original no
sentido de atenuar alguns problemas de flutuação e “wash-out” que ocorrem com alguns
tipos de efluente (efluentes contendo lípidos são particularmente problemáticos devido à
adsorção dos ácidos gordos na superfície dos grânulos, tornando-os leves e flutuantes), bem
como problemas de transferência de massa e inibição. Surgiram assim novos sistemas como:
o reactor de manto de lamas de leito expandido (EGSB - “expanded granular sludge bed”), que
consiste num UASB com leito expandido por meio da recirculação do efluente, o reactor de
recirculação interna (IC - “Internal Circulation”), que consiste em dois ou mais
compartimentos do tipo UASB uns sobre os outros e em que o líquido e a biomassa
recirculam internamente (HABETS et al., 1997), o reactor com vários andares (VAN LIER et al.,
1994, GUIOT et al., 1995) e o reactor horizontal segmentado com anteparos (GROBICKI E
STUCKEY, 1991).
A fase de arranque do UASB pode tornar-se um passo crítico, uma vez que não estão
bem estudados os processos básicos da granulação, conhecendo-se apenas alguns factores
que a estimulam (WEILAND E ROZZI, 1991, LETTINGA, 1995). A ocorrência de deterioração
granular nem sempre previsível e controlável tem merecido alguma atenção por parte dos
investigadores nos últimos anos (FANG et al., 1994, THAVEESRI et al., 1994, ALPHENAAR, 1994).
1.3.3 Digestor anaeróbio de leito expandido ou fluidizado
Neste tipo de reactor a biomassa encontra-se imobilizada em partículas de um suporte
sólido que se mantêm fluidizadas ou apenas ligeiramente expandidas, pela acção do fluxo
ascendente que atravessa a coluna, que deve possuir elevadas velocidades ascensionais
(conseguido na prática pela utilização de uma recirculação), de 10 a 30 m/h, dada a elevada
velocidade de sedimentação das partículas (cerca de 50 m/h) (HEIJNEN et al. 1986). Como
exemplos de tipos de suporte vulgarmente usados pode-se citar: a areia, o vidro, o carvão
activado, ou outros materiais porosos (HEIJNEN, 1986 CHEN et al., 1988 SWITZENBAUM E JEWELL,
1980). Este tipo de reactores apresenta várias vantagens (FENÁNDEZ-POLANCO E DIEZ, 1988;
CHEN et al., 1988), nomeadamente: elevadas concentrações de biomassa, da ordem dos 30 a
1. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 29
40 g SSV/l; não apresenta problemas de colmatação do leito; possibilita o tratamento de
efluentes pouco concentrados, devido à elevada velocidade de transferência de massa;
apresenta baixas perdas de carga; a concentração de sólidos voláteis no efluente é
normalmente baixa e pode ser utilizado no tratamento de resíduos tóxicos e compostos
recalcitrantes, uma vez que o elevado caudal de reciclagem permite normalmente a
obtenção de condições de mistura total, facultando a diluição desses compostos dentro do
reactor.
Refere-se, no entanto, como desvantagem a necessidade de elevados tempos de arranque
dada a lenta formação do biofilme que recobre as partículas de suporte, bem como o difícil
controlo da espessura do mesmo. Além disso, devido à necessidade de bombagem da
corrente de recirculação o custo energético torna-se elevado, sendo também difícil e
dispendioso conseguir distribuidores do líquido eficientes, em unidades à escala industrial
(HEIJNEN et al., 1986).
1.3.4 Leito fixo
O digestor anaeróbio de leito fixo, vulgarmente denominado por filtro anaeróbio foi
desenvolvido nos anos sessenta (YOUNG E MACCARTY, 1967) e consiste numa coluna contendo
um enchimento de material de suporte, através da qual passa o efluente a ser tratado, em
fluxo vertical, no sentido ascendente ou descendente. O meio de suporte utilizado possui
características muito variadas, quer em termos dos materiais utilizados (pedras, tubos de
PVC, esponja de poliuretano, argila expandida, anéis plásticos e enchimentos plásticos
modulares) (YOUNG E MCCARTY, 1967, DAHAB E YOUNG, 1982, REYNOLDS, 1986, MARQUES, 1988,
ALVES et al., 1997), quer em termos da sua disposição no leito, podendo ser do tipo ordenado
ou aleatório. A biomassa desenvolve-se sob a forma aderida na superfície do suporte, e
oclusa nos vazios da matriz, podendo esta encontrar-se numa forma floculada ou granular
(YOUNG, 1991).
Este sistema apresenta vários atributos, (YOUNG E MCCARTY, 1983), dos quais se destacam:
• possibilidade de tratar efluentes relativamente pouco concentrados (1000 a 10000 mg CQO/L) à temperatura ambiente, sem necessidade de recirculação de sólidos,
• permite aplicar cargas orgânicas bastante superiores às aplicadas nos digestores anaeróbios de mistura completa,
1. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 30
• elevado tempo de retenção de sólidos produzindo, geralmente, um efluente com baixos teores de sólidos,
• particular estabilidade, podendo suportar choques orgânicos,
• rápido restabelecimento da actividade após semanas ou mesmo meses sem ser alimentado,.
Associados ao filtro anaeróbio, referem-se normalmente como principais problemas os
longos tempos de arranque necessários para promover a aclimatização do inóculo e sua
adesão ao suporte, o desenvolvimento de canais preferenciais ou colmatação do leito, e a
dificuldade de contacto entre substrato e biomassa (YOUNG E MACCARTY, 1967, YOUNG, 1983).
Foram efectuados vários estudos de forma a avaliar o efeito dos principais parâmetros
que influenciam a eficiência da operação dos filtros anaeróbios. SONG E YOUNG (1986) referem
que o desempenho do filtro anaeróbio não é muito afectado pela superfície específica do
leito, não se encontrando também directamente relacionada com a porosidade do meio
(DAHAB E YOUNG, 1982), concluindo que provavelmente o que será mais importante é a
capacidade do meio redistribuir o fluxo dentro da matriz, permitindo um eficiente contacto
entre o substrato e a biomassa contida no reactor. YOUNG (1991) conclui que o tempo de
retenção hidráulico era o parâmetro que, com mais incidência afectava a performance deste
tipo de digestores. No que se refere à recirculação do efluente, verificou que taxas de
recirculação elevadas podem provocar velocidades ascensionais excessivas e
consequentemente perdas de biomassa, recomendando, contudo, a recirculação do efluente,
que em casos de elevadas variações de caudal influente ou em casos de toxicidade, funciona
como protecção do filtro AUSTERMANN-HAUN et al. (1994) concluíram que a recirculação, a
estratégia de aumento da carga orgânica a actividade do inóculo e a adição de cálcio eram os
parâmetros que mais afectavam o decorrer da fase de arranque.
YOUNG E MACCARTY (1967) preconizam que no arranque dum filtro anaeróbio se deve
adicionar o inóculo directamente na zona inferior, num volume de 1/3 do volume do
reactor, devendo seguidamente operar os digestores anaeróbios a uma carga orgânica
mássica baixa, a um valor de 0.1 kgCQO/kgSSV.dia (HENZE E HARREMÕES, 1983). Segundo
estes autores o valor da carga orgânica pode ser elevado à taxa de 50% por semana, após o
início da produção de metano.
1. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 31
1.4 Aplicação do processo de digestão anaeróbia no tratamento de efluentes líquidos com elevada concentração lipídica.
Os lípidos constituem uma parte importante da matéria orgânica presente nos efluentes,
quer industriais quer domésticos (FORSTER, 1992, QUÉMÉNEUR E MARTY, 1994). Normalmente é
utilizado um tratamento físico-químico, por exemplo flotação, antes do tratamento
biológico, mas embora estes processos possam remover uma percentagem considerável, a
fracção remanescente contem ainda concentrações significativas de lípidos na forma
coloidal e emulsionada, prejudiciais ao tratamento anaeróbio dos efluentes (HWU et al., 1996
b). Como principais problemas associados ao tratamento anaeróbio de efluentes contendo
lípidos refere-se, frequentemente: i) a adsorção de lípidos e ácidos gordos de cadeia longa
(AGCL) resultantes da sua hidrólise na biomassa, tornando-a flutuante e sujeita a eliminação
por lavagem (“washout”) (HWU, 1997) e ii) a forte inibição das bactérias metanogénicas e
acetogénicas pelos AGCL (ROY et al., 1986, KOSTER E CRAMER, 1987, RINZEMA et al., 1994, HWU,
1997). Por outro lado, o elevado rendimento teórico em metano exibido quando
comparado com outra matéria orgânica confere aos lípidos um potencial atractivo para a
produção de biogás merecedor de futura investigação em termos da sua biodegradabilidade.
1.4.1 Mecanismo de degradação dos lípidos
O mecanismo de degradação dos lípidos é diferente da dos outros biopolímeros
degradados anaerobicamente.
Numa primeira fase os lípidos são hidrolisados a glicerol e AGCL (HANAKI et al., 1981) de
acordo com a seguinte reacção:
1. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 32
R2 C
O
O CH
CH2
CH2
O
O
C
R3C
O
O
R1O
CR2O-
O
CR3O-
O-R1 C
O
+ 3H2O
CH2
CH2
CHO
OH
OH
H + + 3H+
(Glicerol) (Ácidos gordos de cadeia longa)(Lípidos)
O glicerol resultante segue a via acidogénica, à semelhança dos monómeros resultantes
da hidrólise de proteínas e hidratos de carbono, enquanto que os AGCL são posteriormente
degradados a acetato, H2 e CO2 via β-oxidação pelas bactérias obrigatórias produtoras de
hidrogénio (acetogénicas) (WENG E JERIS, 1976). A composição dos AGCL varia com o
tamanho da cadeia de carbonos e com o grau de saturação, sendo vulgarmente designados
pela sua forma ionizada, por exemplo oleato em vez de ácido oleico, uma vez que a pH
neutro se encontram nessa forma (as duas formas serão usadas indiscriminadamente neste
trabalho). O oleato é, em geral, o mais abundante entre os AGCL presentes em efluentes
(KOMATSU et al., 1991), bem como um dos mais tóxicos (GALBRAITH et al., 1971).
WENG E JERIS (1976) propuseram duas vias bioquímicas possíveis para a degradação do
oleato. Segundo a primeira via (Figura 1.2), o ácido oleico é inicialmente convertido a ácido
pelargónico, o qual origina acetato e propionato via β-oxidação. O propionato é então
convertido a acetato e formato. O acetato origina metano e CO2, e o formato dá origem a
H2 e CO2. Estes autores referem, no entanto, que esta via de degradação tem um papel
secundário na degradação do oleato, já que nos seus estudos não detectaram níveis
significativos de propionato como intermediário. No segundo mecanismo proposto, o
oleato é reduzido a estearato, o qual é degradado a acetato, via β-oxidação (Figura 1.3).
1. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 33
Figura 1.2 Mecanismo proposto por WENG E JERIS (1976) para a degradação do oleato (mecanismo de degradação 1).
Figura 1.3 Mecanismo proposto por WENG E JERIS (1976) para a degradação do oleato (mecanismo de degradação 2).
(1) CH3(CH2)7CH=CH(CH2)7COOHH O2 → CH3(CH2)7CHOHCH2(CH2)7COOH
− →H2 CH3(CH2)7COCH2(CH2)7COOHH O2 → 2CH3(CH2)7COOH
(2) 2CH3(CH2)7COOH− → 2 2H
2CH3(CH2)5CH = CHCOOH 2 2H O → 2CH3(CH2)5CHOHCH2COOH
− → 2 2H2CH3(CH2)5COCH2COOH
2 2H O → 2CH3(CH2)5COOH + 2CH3COOH
2CH4 + 2CO2
2CH3CH2COOH + 4CH3COOH 4CH4 + 4CO2
2CH3COOH + 2HCOOH + 4H2
2CH4 + 2CO2 2CO2+2H2
total: CH3(CH2)7CH=CH(CH2)7COOH + 18 H2O → 8CH4+10CO2+19H2
19H2+4.75CO2 → 4.75CH4+9.5H2O
CH3(CH2)7CH=CH(CH2)7COOH + 8.5H2O → 12.75CH4 + 5.25CO2
CH3(CH2)7CH=CH(CH2)7COOHH2 → CH3(CH2)15CH2COOH
− →H2 CH3(CH2)14CH=CHCOOHH O2 → CH3(CH2)14CHOHCH2COOH
− →H2 CH3(CH2)14COCH2COOHH O2 → CH3(CH2)14COOH + CH3COOH
CH4+CO2 8 CH3COOH
8CH4+8CO2
total: CH3(CH2)7CH=CH(CH2)7COOH + 16 H2O → 9CH4+9CO2+15H2
15H2+3.75CO2 → 3.75CH4+7.5H2O
CH3(CH2)7CH=CH(CH2)7COOH + 8.5H2O → 12.75CH4 + 5.25CO2
Repetição dos primeiros 4 passos 2 vezes
Repetição dos passos 2 a 5, 7 vezes
4H2O
1. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 34
1.4.2 Efeito inibitório dos AGCL
Vários autores referiram o efeito inibitório dos AGCL a baixas concentrações no
processo de digestão anaeróbia (HANAKI et al., 1981, ROY et al., 1985, KOSTER E CRAMER, 1987,
RINZEMA, 1988), relacionando a sensibilidade das bactérias anaeróbias com a estrutura da
parede celular. São diversas as explicações referidas na literatura para o mecanismo de
inibição dos AGCL: vários autores atribuem o seu efeito inibitório à adsorção da superfície
activa ácida para a parede celular, provocando danos nas funções de transporte e de
protecção da célula. (DEMEYER E HENDERICKX, 1967, GALBRAITH et al., 1973, RINZEMA, 1988);
HOTTCHKISS (1946) sugere que a absorção de certos compostos destrói a parede celular,
causando a libertação do conteúdo celular, e KODICEK E WORDEN (1945) que estes ou alteram a
permeabilidade da membrana, ou o seu efeito estará relacionado com a ocorrência de uma
influência química não determinada. No entanto, ainda pouco se conhece sobre a
microbiologia da digestão de lípidos em reactores anaeróbios, sendo a grande parte dos
trabalhos referentes a ensaios efectuados em batch, em curto espaço de tempo. Contudo é
geralmente referido que a toxicidade dos AGCL é afectada pela temperatura, tipo de
biomassa e presença de sais de cálcio e magnésio (redução do efeito inibitório pela
formação de sais insolúveis). Para temperaturas elevadas a toxicidade aos AGCL torna-se
maior, sendo, no entanto mais rápida, em condições de temperatura termófila, a
recuperação da metanogénese após intoxicação bem como a respectiva taxa de degradação
(HWU, 1997). Este autor refere ainda que a toxicidade do oleato se encontra directamente
correlacionada com a área específica da biomassa, sofrendo de maior efeito tóxico a
biomassa com maior área superficial, donde se concluiu que a biomassa suspensa era muito
mais susceptível à toxicidade do oleato do que a biomassa granular.
HANAKI et al. (1981) estudaram o efeito inibitório dos AGCL em cada uma das etapas da
digestão anaeróbia, em reactor fechado, concluindo que as bactérias acetogénicas
produtoras obrigatórias de hidrogénio, bem como as acetoclásticas eram inibidas, o qual se
manifestava pelo aparecimento de uma longa fase de latência (200-400 horas) , enquanto
que no caso das bactérias hidrogenofílicas apenas decrescia a taxa de conversão de
hidrogénio. Concluíram também que a adição de acetato e butirato intensificava o efeito
inibitório dos AGCL e que o oleato era menos inibitório do que uma mistura de AGCL
1. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 35
Nos trabalhos publicados, o efeito bactericida dos AGCL sobre as bactérias metanogénicas
é sugerido, não sendo evidenciados mecanismos de adaptação à toxicidade destes
compostos. Segundo RINZEMA et al. (1994) as bactérias metanogénicas acetoclásticas não se
adaptam ao efeito tóxico dos AGCL, nem após uma exposição repetida a concentrações
tóxicas, nem após uma exposição prolongada a concentrações sub-tóxicas. ANGELIDAKI E
AHRING (1992) referem, ainda que apesar da resposta dum consórcio microbiano anaeróbio à
adição de lípidos poder depender do grau de adaptação aos lípidos, a adição directa de
AGCL resulta, no entanto, em inibição do processo, e que a adaptação aos lípidos resulta
do desenvolvimento de uma população acetogénica capaz de degradar os AGCL, à medida
que estes se vão formando, evitando assim a sua acumulação. Recentemente, em estudos
efectuados sobre a presença dos AGCL numa escala de tempo mais alargada, mais
compatível com os tempos de operação reais de reactores, ALVES (1998) concluiu que para o
tratamento de um efluente com oleato de sódio (e eventualmente com misturas de AGCL) é
benéfico expor a biomassa a lípidos no sentido de desenvolver tolerância aos AGCL, e que
esse acréscimo de tolerância pode ser interpretado como um efeito de adaptação.
1.4.3 Efeito da adsorção dos lípidos e AGCL na superfície da biomassa
Além do efeito tóxico exercido pelos AGCL, a aplicação da tecnologia anaeróbia a
efluentes contendo lípidos é fortemente condicionada pela adsorção dos AGCL à superfície
da biomassa com consequente formação de um “encapsulamento” da mesma, afectando o
transporte de substratos e produtos, além de promover a flutuação da mesma com
consequente “washout” (RINZEMA et all., 1989). SAYED et al (1987) evidenciam a ocorrência deste
fenómeno de adsorção, referindo a existência de uma discrepância entre a remoção de
CQO solúvel e a produção de metano obtida ao estudarem o tratamento anaeróbio de um
efluente contendo lípidos. Já anteriormente HANAKI et al. (1981) tinham referido que os
AGCL produzidos pela hidrólise dos lípidos, aderiam à biomassa em 24 horas.
Recentemente HWU (1997) estudou a adsorção de ácido oleico na biomassa granular, em
reactor fechado, tendo concluído que esta era altamente dependente da concentração e que,
após a adsorção, existia uma dessorção, induzida pela produção de biogás. Verificou ainda
1. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 36
que embora a biomassa granular se apresente mais resistente à toxicidade pelo oleato,
apresenta, no entanto, uma menor capacidade de degradação do mesmo, relativamente à
biomassa floculenta. ALVES (1998) verificou ainda que a taxa de degradação do oleato
adsorvido na biomassa floculenta se apresentava superior à taxa de degradação de oleato
adicionado à biomassa não encapsulada, e que a adição de oleato retardava a degradação do
oleato adsorvido. Sugeriu a possibilidade de ser mais vantajoso a utilização de biomassa
dispersa do que granular no tratamento de efluentes contendo AGCL, bem como a
possibilidade de fazer ciclos sequenciais de adsorção-degradação com vantagens sobre um
sistema continuo.
A aplicação de sistemas de manto de lamas do tipo UASB e EGSB ao tratamento de
efluentes contendo lípidos tem sido objecto de investigação recente (RINZEMA et al., 1989,
HWU et al., 1997a, HWU et al., 1997b). Apesar da evidência da maior resistência da biomassa
granular à toxicidade dos AGCL, é também um facto que a granulação e a estabilidade
granular são problemáticas no tratamento de efluentes contendo lípidos (HAWKES et al., 1995,
SAM-SOON et al., 1991, HWU et al., 1997a). A agregação de bactérias hidrofóbicas, como são a
maior parte das acetogénicas (consumidoras de AGCL) torna-se desfavorável na presença
de AGCL que, a pH neutro, actuam como detergentes baixando a tensão superficial (HWU,
1997). De facto, a falha destes sistemas no tratamento de efluentes com elevada carga
lipídica tem sido reportada por vários autores. SAMSON et al. (1985) observaram a falha dum
digestor UASB industrial durante o tratamento de um efluente de uma indústria de
lacticínios devido a problemas de flutuação da biomassa granular. HAWKES et al. (1995),
concluíram que a granulação não era viável nesse tipo de efluentes, após compararem
diversos tipos de digestores para o tratamento de efluentes de uma indústria de gelados, e
que o filtro anaeróbio seria a configuração de digestor mais adequada. RINZEMA (1988)
estudou a aplicação de um digestor UASB convencional a efluentes contendo AGCL, tendo
verificado a ocorrência de um elevado “washout” causado pela flutuação da biomassa
encapsulada, apontando como alternativa a utilização da configuração de manto de lamas
com recirculação (EGSB) no tratamento desses efluentes. Refere, no entanto, que no caso
de efluentes contendo lípidos, tinha de ser implementado um separador tipo peneiro para
impedir a saída da biomassa do EGSB. Mais recentemente, HWU (1997) concluiu que o
1. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 37
tratamento de efluentes contendo AGCL não era compatível com as características
operatórias do EGSB, e que a recirculação da biomassa que era arrastada na corrente de
saída, que apresentava uma elevada capacidade de biodegradação de oleato, aumentava a
eficiência do sistema. Por outro lado, o facto da ocorrência de “washout” da biomassa se
verificar para concentrações de tóxico inferiores aos limites de toxicidade (HWU, 1997),
evidencia a questão da flutuação da biomassa constituir o principal problema do tratamento
anaeróbio de efluentes contendo lípidos, em digestores de manto de lamas, sobrepondo-se
ao efeito inibitório dos AGCL sobre a população bacteriana (RINZEMA, 1988).
Postos estes factos, levanta-se assim a questão da aplicação do digestor anaeróbio de leito
fixo, no qual o meio de suporte actua como um factor físico de protecção contra o
“washout”, se apresentar potencialmente atractiva para a retenção de biomassa na aplicação a
este tipo de efluentes.
1. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 38
1.5 Objectivos
Este trabalho teve por objectivo o estudo da degradação do ácido oleico em filtro
anaeróbio, avaliando o efeito da aclimatização da biomassa utilizada como inóculo e
também da recirculação da biomassa no desempenho dos digestores. Para tal operaram-se
três filtros anaeróbios (R1, R2 e R3) em paralelo. Em R1 inoculou-se biomassa não
aclimatizada e não se recirculou a biomassa que saía do reactor. Em R2 inoculou-se
biomassa não aclimatizada e recirculou-se a biomassa e em R3, também com recirculação,
inoculou-se biomassa aclimatizada com lípidos e oleato.
Pretendeu-se também avaliar a biomassa desenvolvida nos digestores no fim da operação
relativamente aos seguintes parâmetros: (i) fracção de biomassa aderida e oclusa retidas, (ii)
actividade metanogénica acetoclástica, hidrogenofílica, em propionato, butirato e etanol; (iii)
toxicidade do oleato de sódio sobre as bactérias metanogénicas acetoclásticas e (iv)
capacidade de biodegradação do oleato.
2. MATERIAIS E MÉTODOS 40
2.1 Instalação experimental
Os três filtros anaeróbios (R1, R2 e R3) foram construídos em vidro acrílico com iguais
dimensões, de acordo com o esquema ilustrado pela Figura 2.1. Nos três digestores, o
volume inicial de líquido foi de 1l, contendo igual volume de enchimento, constituído por
anéis de Rasching em PVC com 21 mm de tamanho, com uma área específica de leito de
230 m2/m3 e uma porosidade de 92.5%. Aos digestores R2 e R3 foram acoplados
decantadores, também construídos em vidro acrílico, de igual dimensão, com um volume de
líquido de 200 ml.
O volume de biogás produzido em cada um dos digestores foi medido utilizando
medidores de gás por impulsos semelhantes aos descritos por VEIGA et al. (1990) e baseados
nos trabalhos de MOLETTA E ALBAGNAC (1982).
Alimentação
Efluente tratado
37 C
1 5 6 8 7
Alimentação
37 C
Efluente tratado
1 5 6 8 7
Alimentação
37 C
Efluente tratado
1 5 6 8 7
Alimentação
37 C
Efluente tratado
(a)
Figura 2.1Representa
A temperatura d
numa camisa exter
armazenada a 4ºC d
(b)
ção esquemática da instalação experimedecantador(e).
e operação foi mantida a 37ºC po
na. Durante a fase de utilização d
e modo a minimizar a sua degrad
(c)
1 5 6 8 7
(d)
(e)
ntal: R1(a), R2(b), R3(c), contador de gás(d) e
r meio de recirculação de água quente
e leite magro na alimentação, esta foi
ação.
2. MATERIAIS E MÉTODOS 41
2.2 Substrato e inóculo
Inicialmente os biorreactores foram alimentados com um efluente lácteo sintético, obtido
por diluição de leite magro comercial com água da rede, ao qual foi adicionado um
suplemento de macro e micronutrientes na proporção de 0.6 ml/gCQO alimentado e 1
ml/l, respectivamente. A composição das soluções de nutrientes adicionadas foi a seguinte:
Macronutrientes - MgSO4.7H2O:30.2 g/l; KH2PO4: 28.3 g/l KCl: 45 g/l. Esta solução
foi adicionada numa quantidade de 0.6 ml por grama de CQO alimentado.
Micronutrientes - FeCl2.6H2O: 2 g/l; H3BO3: 0.05 g/l; ZnCl2: 0.05 g/l; CuCl2.2H2O:
0.038 g/l; MnCl2.4H2O: 0.5 g/l; (NH4)6Mo7O24.4H2O: 0.05 g/l; AlCl3.6H2O: 0.09 g/l;
CoCl2.6H2O: 2 g/l; NiCl2.6H2O: 0.092 g/l; Na2SeO3.5H2O: 0.164 g/l; EDTA: 1g/l,
Resazurina: 0.2 g/l; HCl 37%: 1 ml/l. A composição desta solução baseou-se no trabalho
de ZEHNDER et al. (1980).
Posteriormente, efectuou-se uma substituição gradual do leite magro na alimentação por
oleato, passando a solução de macronutrientes a conter um suplemento de azoto de 98.9
gNH4Cl/l, por forma a fixar a razão CQO/N/P em 250/5/1.1 (CQO).
De modo a manter a alcalinidade em valores adequados, entre 2500 a 5000 mgCaCO3/l,
foram adicionados à alimentação 5 g de NaHCO3/l.
Para o arranque dos biorreatores foram utilizados dois tipos de inóculo. R1 e R2 foram
inoculados com biomassa proveniente da operação de um filtro anaeróbio alimentado com
leite magro, contendo um teor em sólidos suspensos voláteis de 25 g VSS/l. R3 foi
inoculado com biomassa proveniente da operação de um digestor anaeróbio alimentado
com lípidos e oleato, contendo 18.4 g VSS/l (descrita em ALVES, 1998).
O volume de inóculo, nos três reactores, foi de 300 ml.
2. MATERIAIS E MÉTODOS 42
2.3 Controlo analítico de rotina
O operação dos digestores foi monitorizada por determinações periódicas, 2 a 3 vezes
por semana, da Carência Química de Oxigénio (CQO) total à entrada, e total e solúvel à
saída de cada um dos reactores, dos caudais alimentados, dos ácidos gordos voláteis (AGV)
nas correntes de saída e do conteúdo em metano do biogás produzido em cada um dos
reactores. O volume de biogás produzido foi medido diariamente por leitura dos contadores
de impulsos acoplados aos medidores de gás.
Os métodos analíticos utilizados no decorrer do trabalho descrevem-se a seguir:
2.3.1 Carência química de oxigénio (CQO)
A análise de CQO solúvel (centrifugada durante 10 minutos a 15000 rpm) e total, foi
realizada pelo método do refluxo fechado com titulação (STANDARD METHODS, 1989). O
método baseia-se na oxidação da matéria orgânica presente na amostra com uma quantidade
definida e em excesso de dicromato de potássio, em meio ácido. Após digestão durante 2
horas a 150 °C e arrefecimento, o excesso de dicromato de potássio é titulado com sulfato
de ferro e amónio, utilizando um indicador de ferroína para detectar o ponto de viragem
(indicado pela passagem de uma cor amarela-esverdeada para laranja-acastanhada). A
concentração de matéria orgânica, expressa em mg O2/l é calculada por:
( )a
amostratbrancot
V Mx 8000 x VV
/l)2(mgO CQO −− −= (2.1)
em que:
Vt-branco é o volume de titulante gasto na titulação do branco Vt-amostra é o volume de titulante gasto na titulação da amostra M é a molaridade da solução titulante de Sulfato de Ferro e Amónio Va é o volume de amostra
2.3.2 Ácidos Gordos Voláteis (AGV)
Os AGV foram analisados por cromatografia líquida de alta eficiência (HPLC-high
performance liquid cromatography) (Jasco, Japão). As condições de análise foram as seguintes:
2. MATERIAIS E MÉTODOS 43
Coluna: Chrompack (300x6.5 mm) Fase móvel (eluente): H2SO4 0.01N filtrado por membrana de porosidade 0.45 µm e desgasificado num banho de ultra sons (Sonicor SC 52) durante 5 minutos Caudal de eluente : 0.7 ml/min Temperatura de operação: 40ºC Detector :espectrofotométrico a λ=210 nm
As amostras foram centrifugadas durante 10 minutos a 15000 rpm e analisadas em
seguida. Só excepcionalmente se preservaram as amostras por congelação para análise
posterior.
2.3.3 Sólidos voláteis (SV)
A determinação dos SV foi efectuada por diferença entre o peso da amostra seca a 103-
105 °C até atingir peso constante, e calcinada a 550 °C (STANDARD METHODS, 1989). As
determinações de sólidos voláteis foram sempre feitas em triplicado.
Os sólidos suspensos voláteis (SSV) na corrente de saída foram estimados pela diferença
entre a CQO total e solúvel. A conversão entre a CQO e os SSV foi baseada na
consideração de que a biomassa pode ser expressa pela fórmula empírica C5H7O2N,
correspondendo 1 g SSV a 1.42 g de CQO.
2.3.4 Percentagem de metano no biogás
A determinação do gás metano foi realizada por cromatografia gasosa (GC), utilizando
um cromatógrafo Pye Unicam GCD com um detector de ionização de chama. As condições
de análise foram as seguintes:
Coluna: Chrompack Haysep Q (80-100mesh) Temperatura da coluna: 40ºC Temperatura do injector: 120ºC Temperatura do detector:130ºC Gás de arraste: Azoto Caudal do gás arraste: 30ml/min
Sempre que se procedia a uma análise injectava-se uma mistura gasosa contendo metano
numa percentagem semelhante à da amostra. As injecções das amostras e das misturas de
calibração foram sempre feitas em triplicado. O volume injectado era de 0.5 ml.
2. MATERIAIS E MÉTODOS 44
2.3.5 Ácidos Gordos de Cadeia Longa (AGCL)
A determinação do teor em oleato à saída dos digestores foi realizada por cromatografia
gasosa (GC), utilizando um cromatógrafo Chrompack CP 9001 com um detector de
ionização de chama. As condições de análise foram as seguintes:
Coluna: WCOT FFAD CB (25 m x 0.32 mm, df=0.3 µm) Temperatura da coluna: 65ºC(5 min) (5ºC/min) 165ºC (10ºC/min) 245ºC(15 min) Temperatura do injector: 250ºC Temperatura do detector:280ºC Gás de arraste: Azoto (35 kPa) Volume injectado:1 µl Padrão interno: Ácido heptanóico
2. MATERIAIS E MÉTODOS 45
2.4 Caracterização da biomassa
2.4.1 Recolha, separação e quantificação das fracções de biomassa
No final da operação separaram-se as fracções de biomassa aderida e oclusa retidas em
cada digestor. A biomassa oclusa foi considerada a fracção que se desprendia do suporte
quando este era espalhado num banho de água destilada agitado manualmente com
movimentos giratórios de sentido alternado durante 1 minuto. Após separação e
centrifugação, o volume total e o conteúdo em sólidos voláteis foi determinado. Este
procedimento fez-se na presença de N2/CO2 (80:20), evitando o contacto da biomassa com
o ar, dado que seria posteriormente utilizada para efectuar testes de actividade
metanogénica. Após decantação e centrifugação a 6000 rpm, durante 10 minutos, a
biomassa foi ressuspensa em tampão anaeróbio e foram medidos o volume total e a
concentração de sólidos voláteis. Após armazenamento a 4°C e com a maior brevidade
possível, foram iniciados os testes de actividade metanogénica específica.
Depois de removida a fracção oclusa, o suporte foi imerso em NaOH 0.1 N, e mantido
em agitação a 100 rpm e 37 °C, durante 12 horas, seguindo-se uma sonicação num banho
(Sonicor SC 52) durante 10 minutos (DONLON, 1992). Foi determinado o volume final e o
conteúdo em sólidos voláteis.
2.4.2 Testes de actividade metanogénica
A actividade metanogénica específica da biomassa foi determinada de acordo com o
método desenvolvido no Departamento de Microbiologia da Universidade Nacional da
Irlanda em Galway sob supervisão da Professora Emer Colleran (COLLERAN et al., 1992) e
cujos principais contributos se devem a REYNOLDS (1986), CONCANNON et al. (1988) e COATES et
al., (1996). O método baseia-se na medição do aumento ou decréscimo de pressão, em
frascos selados, resultantes da produção de biogás aquando da degradação de substratos
líquidos ou gasosos respectivamente. Para medir a variação de pressão utilizam-se
transdutores de pressão (Centrepoints Electronics, Galway, Irlanda) com um sensor de diafragma
(nº 303-343, R.S. Components Ltd., Corby, Northants, Inglaterra), que mede aumentos e
2. MATERIAIS E MÉTODOS 46
decréscimos de pressão e tem a capacidade de medir variações de ±2 atmosferas
(0±202.6KPa), através de uma gama de -200 a +200 mV. O sensor está ligado a um painel
digital (nº 258-041, R.S. Components Ltd., Corby, Northants, Inglaterra) e é alimentado por um
transformador de 9V DC.
O transdutor portátil permite adaptar uma agulha e as leituras em mV são obtidas por
inserção da agulha (Figura 2.2). Em cada leitura perdem-se cerca de 30 µl de biogás, o que
representa uma fracção mínima do biogás total produzido num teste, não sendo por isso
necessário utilizar um factor de correcção. Imediatamente após as últimas medidas de
pressão, o biogás formado durante o teste é analisado, é medido o volume de vazio de cada
frasco e são medidos os sólidos voláteis contidos em cada frasco.
Figura 2.2 Transdutor de pressão portátil utilizado neste procedimento.
2.4.2.1 Meio basal (tampão anaeróbio)
O meio basal utilizado nos testes de actividade foi preparado de acordo com o método
de SHELTON E TIEDJE (1984), inicialmente modificado por REYNOLDS (1986) e posteriormente
por GEOGHEGAN (1989). Adiciona-se 1ml/l de uma solução de rezasurina (1g/l) e 0.5g/l de
Cisteína-HCl a água destilada. Após ajuste do pH a um valor de 7-7.2, pela adição de NaOH
2. MATERIAIS E MÉTODOS 47
ou HCl 8N, leva-se à ebulição até o indicador de resazurina mudar de cor rosa para incolor,
indicando que está em condições anaeróbias. A ebulição deve ser lenta para impedir que a
cisteína se converta em cistina, composto tóxico para as populações microbianas que se
pretendem caracterizar.
O meio é arrefecido em gelo, na presença de azoto e, quando se atinge uma temperatura
de cerca de 40-50ºC este gás é substituído por N2/CO2 (80/20) e adicionam-se 3.05g/l de
bicarbonato de sódio.
2.4.2.2 Substratos líquidos
Os substratos líquidos utilizados foram acetato, propionato , butirato e etanol. Foram
preparadas soluções “stock” destes substratos em concentrações 100 vezes superiores às de
trabalho. As soluções de acetato, propionato e etanol foram preparadas com uma
concentração de 3 M e a de butirato com 1.5 M. Todas as soluções “stock” foram
neutralizadas a pH 7, e armazenadas a 4 °C. Foi necessário reduzir a concentração de
butirato relativamente aos outros substratos devido ao seu mais alto potencial metanogénico
(2.5 moles de CH4 são formadas por mole de butirato enquanto que acetato e propionato
produzem 1 e 1.75 moles de CH4 respectivamente).
Procedimento experimental e cálculo da actividade metanogénica (substratos líquidos)
Cada teste com substratos líquidos envolve ensaios em triplicado com cada um dos
substratos líquidos e ainda um ensaio em branco, também em triplicado, num total de 12
frascos. O volume de trabalho é 12.5 ml e o volume total de 25 ml. A cada frasco,
previamente “lavado” com N2/CO2 (80/20) adicionam-se, em condições anaeróbias estritas,
volumes de biomassa e de tampão anaeróbio de tal modo que num volume total de trabalho
de 12.5 ml a concentração de sólidos voláteis (SV) esteja compreendida entre 2 e 5 g/l, e
preferencialmente próxima de 3 g/l. Os frascos são fechados com rolhas de borracha
2. MATERIAIS E MÉTODOS 48
butírica (nº 2048-11800, Belco glass Inc., Vineland, N.M.) e selados com cápsulas em alumínio
(nº 13214, Pierce, UK).
Os frascos são aclimatizados a 37 ºC com agitação a 150 rpm num agitador orbital (Braun
Certomat R) durante uma noite, tal como sugerido por DOLFING E BLOEMEN (1985).
Seguidamente adicionam-se 125 µl de substrato, excepto aos frascos relativos aos ensaios
em branco. Após remoção do excesso de pressão devida à degradação de substrato residual,
os frascos são incubados a 37 ºC e a 150 rpm.
Após uma hora de incubação nessas condições, inicia-se a medição da pressão
desenvolvida nos frascos (em mV). As leituras são repetidas com intervalos de 1 a 2 horas,
dependendo da velocidade de produção, dando-se especial atenção à fase inicial, que é a
considerada para cálculo da actividade metanogénica específica O teste considera-se
terminado quando a pressão deixar de variar, indicando que todo o substrato foi
consumido.
Após a análise do biogás produzido, utilizando o método descrito no sub-Capítulo 2.3.4, página 43, determina-se o volume de espaço vazio de cada frasco, por injecção de
uma quantidade conhecida de ar e por registo do correspondente aumento de pressão por
ml de ar injectado (mV/ml). Este procedimento é realizado em triplicado para cada frasco.
Por fim, determinam-se os sólidos voláteis presentes em cada frasco com a totalidade do
conteúdo dos mesmos.
Os valores de mV medidos, são representados graficamente em função do tempo e
calculam-se os respectivos declives na zona linear inicial, em mV por hora. Dividindo estes
declives pelos valores de mV/ml, correspondentes ao aumento de pressão em mV por ml
de ar injectado, exprimem-se os valores dos declives em ml de biogás produzido por hora
(ml/h). A percentagem de metano presente no biogás produzido durante os testes foi
determinada pela equação (2.2):
( )4%CH
VcVcVhMP ×+= (2.2)
em que
2. MATERIAIS E MÉTODOS 49
Vh é o volume de gás inicialmente presente no frasco (volume de vazio do frasco) Vc é o volume do biogás produzido durante o teste %CH4 é a percentagem de metano determinada no biogás contido em cada frasco no final do ensaio
sendo Vc e Vh calculados pelas equações (2.3) e (2.4), respectivamente:
mV/ml mV final,leitura Vc = (2.3)
mV/ml atm 1a entecorrespondmV emleitura
Vh = (2.4)
Multiplicando os ml de gás produzido numa hora por 24, pela percentagem de metano e
pelo factor de calibração do transdutor (FC) e dividindo o resultado pelos sólidos voláteis,
obtém-se o valor final da actividade metanogénica específica (equação (2.5))
Actividade metanogénica específica= SV
FCMP24ml/h ××× (2.5)
expressa em ml CH4@PTN/gSV.dia. FC representa um factor de calibração de cada
transdutor utilizado, e contempla a conversão dos valores para as condições normais de
pressão e temperatura (PTN) (Apêndice A). Aos valores de actividade assim obtidos
subtrai-se a actividade específica, calculada da mesma forma, para os brancos.
2.4.2.3 Substratos gasosos
Utiliza-se uma mistura de H2/CO2 (80/20 %v/v) como substrato para avaliar a
actividade metanogénica hidrogenofílica (COATES et al., 1996). Nos ensaios em branco
relativos a este substrato gasoso, utiliza-se uma mistura inerte de N2/CO2 (80/20).
Procedimento experimental e cálculo da actividade metanogénica (substratos gasosos)
Neste teste o volume de trabalho é de 12.5 ml e o volume total de 70 ml. Os
procedimentos de adição de biomassa, tampão e aclimatização a 37 °C durante uma noite
são semelhantes aos descritos no caso dos substratos líquidos. A conversão de H2/CO2 a
2. MATERIAIS E MÉTODOS 50
CH4 é acompanhada de um decréscimo de pressão que corresponde à transformação de 5
moles de H2 e CO2 em apenas uma mole de metano, segundo a reacção (2.6):
4H2+CO2→CH4 + 2H2O (2.6)
Pressurizam-se os frascos com a mistura reagente a 1 bar e segue-se a diminuição de
pressão ao longo do tempo. O decréscimo de pressão obtido, é directamente convertido em
ml de CH4 produzidos em cada ponto de registo de pressão, pela expressão (2.7):
( ) ( )4mV/mlnP1nP
(ml)4CH de Volume×
−−= (2.7)
onde P(n-1) e P(n) correspondem, respectivamente, aos mV lidos nos tempos n-1 e n. A
produção total de gás corresponde ao somatório do volume de CH4 produzido em cada
ponto.
A taxa inicial de produção de CH4 (ml/h) obtém-se por determinação do declive inicial
da representação gráfica do volume de CH4 produzido ao longo do tempo. A actividade
metanogénica hidrogenofílica específica determina-se pela equação (2.8):
Actividade metanogénica específica = SV
FC24/hmlCH4 ×× (2.8)
expressa em mlCH4@PTN./g SV.dia.
Os valores finais são obtidos após subtracção dos valores de actividade calculados do
mesmo modo para os ensaios em branco.
2.4.3 Testes de toxicidade metanogénica
O efeito de um inibidor na actividade específica de um grupo trófico específico do
consórcio, pode ser determinado por acompanhamento da produção de biogás, em frascos
selados onde, para além do substrato específico do grupo trófico, é adicionado o inibidor a
testar. O procedimento utilizado foi descrito por COLLERAN E PISTILLY (1994).
2. MATERIAIS E MÉTODOS 51
2.4.3.1 Meio basal (tampão anaeróbio)
O meio basal utilizado nos testes de toxicidade foi igual ao utilizado nos testes de
actividade metanogénica, descrito no sub-Capítulo 2.4.2, página 46.
2.4.3.2 Substrato
Dado que se pretendia avaliar o efeito do oleato de sódio sobre as bactérias
metanogénicas acetoclásticas, o substrato utilizado foi o acetato. A solução “stock” foi
preparada numa concentração 3M, 100 vezes superior à concentração de trabalho. Esta
solução foi neutralizada a pH 7 com NaOH e armazenada a 4 °C. Tal como descrito para os
testes de actividade, adicionou-se um volume de 125 µl num volume total de trabalho de
12.5 ml.
2.4.3.3 Inibidor
O inibidor testado foi o oleato de sódio. As soluções “stock” de oleato de sódio foram
preparadas em condições anaeróbias estritas, na presença de N2/CO2 (80/20). Prepararam-
se cinco soluções com concentrações de 1000, 3000, 5000, 7000 e 9000 mg oleato/l, 10
vezes concentradas relativamente às as concentrações de trabalho. Para facilitar a dissolução
do oleato de sódio as soluções já em frascos selados com rolhas de borracha e cápsulas
metálicas foram colocadas num banho de ultra sons durante aproximadamente 5 minutos. A
cada frasco do teste adicionou-se 1.25 ml de cada solução, correspondendo a concentrações
finais de 100, 300, 500, 700 e 900 mg de oleato/l.
Procedimento experimental e cálculo do índice de toxicidade:
Tal como no caso dos testes de actividade, os ensaios de toxicidade foram realizados em
triplicado, envolvendo um total de 21 frascos. Em 5 dos 7 grupos de três frascos adicionou-
se acetato e oleato nas concentrações já referidas e os outros dois trios de frascos
constituíram os brancos, sem substrato e sem inibidor, e os controlos, com substrato mas
sem inibidor.
2. MATERIAIS E MÉTODOS 52
O procedimento experimental e o cálculo da actividade foi idêntico ao descrito para os
testes de actividade metanogénica. Após aclimatização a 37 °C durante a noite, adicionaram-
se 125 µl de substrato (acetato) e 1.25 ml de cada uma das soluções “stock” de oleato.
Em alguns casos verificou-se a existência de uma fase de latência a preceder o início da
produção de metano. A duração desse período foi determinada graficamente tal como
exemplificado no esquema da Figura 2.3. Nesses casos, a produção inicial de metano era
nula ou da mesma ordem de grandeza da observada nos ensaios em branco, resultando
numa actividade metanogénica nula ou muito baixa.
Figura 2.3 Exemplo do cálculo gráfico da duração da fase de latência.
A toxicidade do oleato de sódio foi expressa em termos do índice de toxicidade (IC50)
que representa a concentração de oleato para a qual a actividade é reduzida a 50% da
actividade máxima (obtida para concentração nula de oleato). Este cálculo foi feito
graficamente tal como exemplificado na Figura 2.4.
Figura 2.4 Cálculo gráfico do índice de toxicidade (IC50).
Actividade acetoclástica (% da máxima)
Concentração de oleato
50
100
Fase de latência
IC50
tempo
Volume de metano
2. MATERIAIS E MÉTODOS 53
2.4.4 Testes de biodegradabilidade do oleato de sódio
Os testes de biodegradabilidade foram realizados para avaliar a capacidade da biomassa
biodegradar o oleato de sódio.
Meio basal (tampão anaeróbio)
Foi utilizado o mesmo tampão dos testes de actividade e que foi descrito no sub-Capítulo 2.4.2, página 46.
2.4.4.1 Substrato
O substrato utilizado foi o oleato de sódio nas mesmas concentrações dos testes de
toxicidade. Foram preparadas soluções “stock” tal como descrito no sub-Capítulo 2.4.3,
página 50.
Procedimento experimental e cálculo da taxa de produção de metano:
Os testes de biodegradabilidade do oleato de sódio foram realizados em duplicado,
correspondendo cada par de frascos a concentrações de 100, 300, 500, 700 e 900 mg
oleato/l. O procedimento foi semelhante ao descrito para os testes de actividade e
toxicidade. No final calculou-se a produção específica de metano de acordo com a equação
(2.9):
SV
FCMP24ml/h/gSV.dia)4CH(ml metano de especifica Produçao ×××= (2.9)
em que
ml/h representa a produção inicial de metano, MP é a percentagem de metano no biogás produzido durante o teste e calculada de acordo com a equação (2.2) FC é o factor de calibração do transdutor de pressão (Apêndice A) SV é o teor de sólidos voláteis presentes no frasco.
A duração das fases de latência observadas em alguns testes de biodegradabilidade foi
calculada graficamente de acordo com o esquema da Figura 2.3. Foram descontados, nos
valores da produção de metano, os valores calculados do mesmo modo para os ensaios em
branco.
2. MATERIAIS E MÉTODOS 54
2.5 Modo de operação
A operação dos digestores efectuou-se segundo três etapas de acordo com o tipo de
substrato fornecido. Na 1ª etapa, os digestores foram alimentados com leite magro numa
concentração de 2000 e de 4000 mgCQO/l. Após esse período a alimentação foi
gradualmente alterada para oleato de sódio, mantendo a carga orgânica aplicada constante
(2ª etapa). Por ultimo, na 3ª etapa, o oleato de sódio passou a constituir a única fonte de
carbono, a concentrações de 4000 e 8000 mgCQO/l. O tempo de retenção foi
gradualmente diminuído de 3 para 0.64 dias, ao longo de 44 dias, mantendo-se depois
constante até ao fim da operação. A recirculação em R2 e R3 efectuou-se, inicialmente, a
um caudal de 15 l/dia, passando para o dobro a partir do 224º dia.
Na Tabela 2.1 encontram-se registadas, em resumo, as condições de operação
características de cada uma das fases das três etapas, bem como a sua duração.
Tabela 2.1 Descrição das principais características de operação dos digestores e sua duração.
Tempo (dias)
Tipo de (mgC
substrato QO/l)
Condições de operação
características Etapa Leite magro Oleato de sódio I
0-44 44-80 80-94
2000 2000 4000
- - -
Diminuição do TRH de 3 para 0.64 dias. TRH constante. Aumento da carga orgânica em leite magro.
II
94-105 105-119 119-150
3000 2000 1000
1000 2000 3000
Carga orgânica e TRH constantes.
III
150-205 205-224 224-233
- - -
4000 8000 8000
Aumento da carga orgânica em oleato. Aumento do Qrecirculação de R2 e R3 para 30 l/dia
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 58
3.1 Caracterização do inóculo
Tal como foi anteriormente referido, utilizaram-se dois tipos de biomassa com diferente
proveniência para inocular os digestores. De modo a facilitar a sua diferenciação, atribuiu-se
a designação de inóculo não adaptado à biomassa proveniente da operação de um filtro
anaeróbio alimentado com leite magro, e inóculo adaptado à biomassa proveniente da
operação de um digestor anaeróbio alimentado com lípidos e oleato. Os dois inóculos
foram caracterizados relativamente aos seguintes parâmetros: (i) actividade metanogénica
acetoclástica, hidrogenofílica, em propionato, butirato e etanol; ( oxicidade do oleato de
sódio sobre as bactérias metanogénicas acetoclásticas e (iii) capac
oleato.
3.1.1 Actividade metanogénica específica
De modo a avaliar o estado das populações microbianas pre
efectuaram-se testes de actividade metanogénica específica, r
envolvidas directamente na metanogénese (bactérias acetoclástic
três grupos tróficos intermediários do processo, nomeadamente
propionato, butirato e etanol. Ambos os inóculos apresentaram
propionato e butirato (Tabela 3.1), verificando-se que relativame
o inóculo não adaptado apresentava uma actividade consideravel
vezes superior em termos de actividade metanogénica acetoclást
superior em actividade metanogénica hidrogenofílica.
Tabela 3.1 Actividade metanogénica específica Actividade metanogénica es
(ml CH4@PTN/gSV.dsubstrato acetato propionato butirato Inóculo não adaptado 165.1±23.8 0 0 7Inóculo adaptado 20.6±4.7 0 0
ii) t
idade de biodegradação do
sentes nos dois inóculos,
elativamente às bactérias
as e hidrogenofílicas) e a
bactérias consumidoras de
uma actividade nula em
nte aos outros substratos,
mente superior: cerca de 8
e em etanol e 3 vezes
icapecífica ia) etanol H2/CO2 7.3±16.7 146.9±16.6 9.8±2.0 52.0±6.0
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 59
3.1.2 Toxicidade e capacidade de biodegradação do oleato de sódio
As bactérias metanogénicas acetoclásticas presentes na biomassa foram caracterizadas em
termos de sensibilidade ao oleato de sódio em ensaios “batch” utilizando o acetato como
substrato específico. Escolheu-se este grupo trófico para os estudos de toxicidade dada a
generalizada sensibilidade por estes exibida relativamente às condições operatórias adversas
e presença de tóxicos (COLLERAN, 1996), bem como o seu importante papel metabólico no
processo da digestão anaeróbia (GUJER E ZEHNDER, 1983). Na Figura 3.1 encontra-se
representada a produção de metano (por unidade de sólidos voláteis medidos no final do
ensaio) ao longo do tempo, nos testes de toxicidade efectuados aos dois inóculos. Verificou-
se que o inóculo não adaptado apresentava um comportamento do tipo diáuxico
caracterizado pela existência de dois patamares, sugerindo a degradação inicial do acetato
seguida da degradação do oleato. A produção de metano correspondente aos dois
patamares apresentou-se, no entanto, bastante variável, sem uma relação com as
concentrações de substratos adicionados, contrariando o pressuposto mecanismo de
degradação inicial do substrato mais facilmente degradável seguido da degradação do outro
após exaustão do primeiro. Isto poderá sugerir a existência de um mecanismo de
degradação mais complexo com fases de degradação preferencial de um substrato e fases de
degradação simultânea. As taxas iniciais de produção de metano na presença de oleato
apresentaram-se bastante inferiores comparativamente com a exibida pelo controlo (acetato
como único substrato), e praticamente invariáveis com o aumento da concentração de
oleato adicionado, não sendo observadas fases de latência precedendo a produção de
metano. No inóculo adaptado (Figura 3.1(b)) a velocidade inicial de produção de metano a
partir de acetato não foi tão afectada pela presença de oleato, comparativamente com o
controlo, revelando-se assim mais resistentes à variação da concentração deste tóxico.
No entanto, após este período inicial verificou-se a ocorrência de uma diminuição da
velocidade de produção de metano variável com a concentração de oleato adicionado.
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 60
0,0
100,0
200,0
300,0
400,0
500,0
600,0
700,0
800,0
0,0 100,0 200,0 300,0 400,0Tempo (horas)
Prod
ução
esp
ecífi
ca d
e m
etan
o (m
lCH 4
@PT
N/g
SV)
controlo100300500700900branco
Oleato (mg/l)
0,0
100,0
200,0
300,0
400,0
500,0
600,0
700,0
800,0
0,0 100,0 200,0 300,0 400,0Tempo (horas)
Prod
ução
esp
ecífi
ca d
e m
etan
o(m
lCH 4
@PT
N/g
SV)
Figura 3.1-Produção especifica de metano durante os testes de toxicidade efecadaptado, (b) inóculo adaptado.
A maior resistência do inóculo adaptado encontra-se evidenciada
representa, para os dois inóculos, a variação percentual da activid
(a
(b
)
500,0
controlo100300500700900branco
Oleato (mg/l)
)
500,0
tuados ao (a) inóculo não
na Figura 3.2, onde se
ade acetocástica com a
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 61
concentração de oleato. A toxicidade do oleato de sódio sobre as bactérias metanogénicas
acetoclásticas presentes nos inóculos não adaptado e adaptado expressou-se em termos de
índice de toxicidade-IC50 (concentração de oleato de sódio para a qual a actividade é 50%
da actividade máxima), obtendo-se um valor de 40 e 250 mg/l respectivamente.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0 200 400 600 800 1000
Concentração de Oleato(mg/l)
Act
ivid
ade
acet
oclá
stic
a(%
da
máx
ima)
Inóculo adaptado
Inóculo não adaptado
Figura 3.2-Toxicidade do oleato de sódio sobre as bactérias metanogénicas acetoclásticas presentes nos dois inóculos.
Na Figura 3.3 encontra-se representada a evolução da produção de metano resultante de
degradação do oleato nos testes de biodegradabilidade realizados aos dois inóculos.
Contrariamente ao verificado para a degradação de acetato e oleato (testes de toxicidade)
pelo inóculo não adaptado, observou-se a existência de elevadas fases de latência
antecedendo a produção de metano resultante da degradação apenas do oleato (testes de
biodegradabilidade). De forma análoga, e relativamente ao inóculo adaptado, a presença de
acetato como co-substrato demonstrou acelerar a degradação dos dois substratos,
conduzindo à existência de menores fases de latência antecedendo a produção de metano
resultante da degradação de acetato e oleato relativamente à resultante da degradação apenas
de oleato (Tabela 3.2).
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 62
0
100
200
300
400
500
600
700
0 100 200 300 400 500 600Tempo (horas)
Prod
ução
esp
ecífi
ca d
e m
etan
o(m
lCH 4
@PT
N/g
SV)
100
300
500
700
900
branco
Oleato (mg/l)
0
50
100
150
200
250
300
350
400
0 100 200 300 400Tempo (horas)
Prod
ução
esp
ecífi
ca d
e m
etan
o(m
lCH 4
@PT
N/g
SV)
(mg/l)
Figura 3.3- Produção especifica de metano durante os testes de biodegradabilidade enão adaptado, (b) inóculo adaptado
O inóculo adaptado exibiu por sua vez fases de latência anteceden
oleato de ordem inferior às verificadas no inóculo não adaptado, ob
(a)
(b
Oleato
500
100
300
500
700
900
branco
fectuados ao (a) inóculo
do a degradação do
servando-se ainda a
)
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 63
existência de um primeiro patamar de produção de metano aproximadamente constante,
também visível no ensaio em branco (sem adição de substrato). Este patamar que se atinge
entre as 40 e 60 horas, poderá corresponder à degradação de substrato residual,
possivelmente oleato adsorvido na biomassa, tal como sugerido por ALVES (1998). Em
termos de taxa de degradação de oleato apesar de para baixas concentrações de oleato (100-
300 mg/l) o inóculo não adaptado apresentar uma maior capacidade de degradação deste
relativamente ao inóculo adaptado, as diferenças são menos significativas na gama de altas
concentrações de oleato (Tabela 3.3).
Tabela 3.2 Duração das fases de latência observadas durante os ensaios de toxicidade e biodegradabilidade efectuados aos dois inóculos.
Fase de latência (horas) Toxicidade Biodegradabilidade
Oleato adicionado (mg/l)
Inóculo adaptado
Inóculo não adaptado
Inóculo adaptado
100 33 127 122 300 81 132 122 500 111 192 142 700 135 220 150 900 168 295 173
Tabela 3.3-Comparação das taxas de degradação do oleato exibidas pelos dois inóculos em função da concentração de oleato adicionado.
Taxa de degradação de oleato (ml CH4@PTN/gSV.dia)
Oleato adicionado (mg/l)
Inóculo não adaptado
Inóculo adaptado
100 20.9±1.0 4.0±5.5 300 27.9±12.9 8.3±4.3 500 15.9±8.3 14.1±2.5 700 18.1±2.1 20.9±1.0 900 19.0±4.0 10.0±3.1
Assim, apesar do inóculo não adaptado exibir uma actividade metanogénica bastante
superior, a vantagem decorrente da utilização do inóculo adaptado no tratamento de
efluentes com oleato poderá ser sugerida pela menor sensibilidade exibida relativamente à
presença deste tóxico. Além disso, e especialmente para concentrações superiores a 300
mg/l, conseguem-se velocidades de degradação da mesma ordem de grandeza da biomassa
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 64
não aclimatizada, mas com a vantagem da degradação se iniciar mais cedo (menores fases de
latência).
É importante referir que um longo período de tempo decorreu até a utilização dos dois
tipos de biomassa como inóculos para a realização do presente trabalho. Apesar da
biomassa não adaptada ter sido devidamente armazenada a 4ºC durante este período, a
biomassa adaptada permaneceu dentro do digestor, à temperatura ambiente e na ausência de
substrato, o que poderá ter conduzido a uma quebra significativa do número de
microrganismos do consórcio, desenvolvidos durante o período de aclimatização com
lípidos e oleato.
Este facto é evidenciado pela comparação dos resultados obtidos no teste de
biodegradabilidade efectuado ao inóculo adaptado (Figura 3.3 (b)), e à biomassa adaptada,
logo após o período de aclimatização (Figura 3.4).
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
0 100 200 300 400 500 600 700Tempo (horas)
Prod
ução
esp
ecífi
ca d
e m
etan
om
l CH
4@PT
N/g
SV
100 mg/l300 mg/l500 mg/l700 mg/l900 mg/lbranco
Figura 3.4 Ensaio de biodegradabilidade do ácido oleico efectuado à biomassa no final da aclimatização (adaptado de ALVES, 1998).
De facto, no final da aclimatização, a biomassa apresentava uma maior capacidade de
degradação do oleato, exibindo um máximo de 105.4±0.9 mgCQO-CH4/gSV.d para o
ensaio “em branco”, correspondente à degradação do oleato adsorvido (ALVES, 1998). Esta
Oleato:
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 65
de o apresentav -se imediata, m a o r ia de uma fase de latência antecedendo
a o de metan . No entant a adi oleato a esta biomassa supostamente
encapsulada com oleato conduzia a um atraso na degradação do oleato adsorvido, o qual
não se apresentava significativo para concentrações inferiores a 300 mg/l.
a
o
se
o,
ênc
de
cor
ção
gradaçã
produçã
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 66
3.2 Operação e desempenho dos digestores
A operação dos três estores ou-se e alelo nas mesmas condições
operatórias. Pretende-se co arar R1 c 2 no sen avaliar o efeito da recirculação
da biomassa no desempenho dos mesmos e R2 com
aclimatização do inóculo. O desempenho dos digesto
termos de CQO solúvel removido, AGV e SSV à saíd
experimentais encontram-se registados no Apêndievolução dos parâmetros operatórios em R1, R2 e R
durante as três etapas de funcionamento, e a Figura SSV nas correntes de saída dos mesmos. Na Tabencontram-se registados os valores médios de estado
operatórios relativos a cada uma das etapas de funcio
sua duração. Numa primeira etapa (I) efectuou-se o a
aumentos graduais da carga orgânica aplicada até atin
80º dia utilizando substrato contendo leite magro co
3.5(a) (b)). A composição do substrato fornecido
alterada (Etapa II), a partir do 94º dia, com a progre
oleato de sódio (Figura 3.5(b)), mantendo a carga
Durante estas duas etapas a performance dos trê
semelhante com eficiências de remoção superiores a 9
correntes de saída (Figura 3.5(a) e Figura 3.6(aapresentou-se, no entanto, ligeiramente inferior relat
este facto encontra-se relacionado com a menor
apresentada pela biomassa adaptada (Tabela 3.1), u
relativamente à biomassa não adaptada, com a qual s
dia o oleato passou a constituir a única fonte de ca
(Etapa II), inicialmente a uma concentração de 4000
do dia 205, 8000 mgCQO/l (Figura 3.5(b)).
m par
tido de
efectu
om R
dig
mp
R3 no sentido de avaliar o efeito da
res foi avaliado durante 233 dias em
a, e produção de metano. Os valores
ce B. A Figura 3.5 representa a
3 ao longo do tempo de operação,
3.6 a variação dos teores em AGV e
ela 3.4, Tabela 3.5 e Tabela 3.6
(pseudo)estacionário dos parâmetros
namento s digestores, bem como a
rranque dos três digestores através de
gir um valor de 6 kg CQO/m3.d no
mo única fonte de carbono (Figura aos três digestores foi gradualmente
ssiva substituição do leite magro por
orgânica total de entrada constante.
s digestores apresentou-se bastante
0% e baixos teores de AGV totais nas
)). A performance do digestor R3
ivamente a R1 e R2. Provavelmente,
actividade metanogénica específica
tilizada o inóculo neste reactor,
e inoculo 1 e R2. A partir do 150º
rbono a
mgCQO
com
u R
do
limentada aos três digestores
/l e posteriormente, a partir
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 67
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0 50 100 150 200 250Tempo (d)
Efic
iênc
ia d
e re
moç
ão d
e C
QO
so
lúve
l (%
)
0
5
10
15
20
Car
ga o
rgân
ica
aplic
ada
(kgC
QO
/m3.
d)
Eficiência(R1)
Eficiência(R2)
Eficiência(R3)
BV(R1)
BV(R2)
BV(R3)
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
8000
9000
0 50 100 150 200 250Tempo (d)
CQ
O e
ntra
da (m
g/l)
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5TR
H (d
)
CQO total
CQO oleato
TRH 1
TRH 2
TRH 3
Figura 3.5 Evolução dos parâmetros operatórios de R1, R2 e R3 ao longo do tempo de operação. Eficiência de remoção e carga orgânica aplicada (a), e CQO total e do oleato alimentado (b).
(a)
(b)
I II III (*) Etapas
Nota: (*) interrupção da operação.
Etapa I-leite magro como única fonte de carbono.
Etapa II-mistura de leite magro e oleato.
Etapa III-oleato como única fonte de carbono-
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 68
Durante esta última etapa verificou-se uma diminuição progressiva da eficiência dos três
digestores, acompanhada de um aumento da concentração de AGV totais à saída (Figura 3.5(a) e Figura 3.6(a)).
0
200
400
600
800
1000
1200
0 50 100 150 200 250Tempo (d)
AG
V à
said
a (m
gCQ
O/l)
R1R2R3
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
16000
0 50 100 150 200 250Tempo (d)
Sólid
os à
sai
da (m
g SS
V/l)
R1R2R3
Figura 3.6 Evolução dos teores em AGV totais (a) e SSV (b) nas correntes de saídas dos digestores ao longo do tempo de operação.
III II I
(b)
(a)
Etapas
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 69
No digestor R3 este efeito foi menos sentido, apresentando-se mais estável e,
contrariamente ao verificado nas duas primeiras etapas, com maiores eficiências e menor
teor de AGV à saída, relativamente a R1 e R2. Este facto pode ser explicado pela menor
sensibilidade ao oleato apresentada pelo inóculo adaptado (inóculo de R3) (Figura 3.2).
No 167º dia, assinalado na Figura 3.5(a) por uma seta, a operação dos digestores foi
interrompida por um período de 15 dias, procedendo-se ao armazenamento destes a 4ºC. O
rearranque dos três digestores efectuou-se, nas mesmas condições de operação em que estes
se encontravam antes, sem que se verificasse grande destabilização da performance dos
mesmos, com excepção do digestor R2 que apresentou uma súbita descida da eficiência de
remoção até um valor de 52%, retornando às condições anteriores após cinco dias.
Tabela 3.4 Valores médios de estado (pseudo)estacionário dos parâmetros operatórios relativos a cada uma das etapas de funcionamento de R1.
Tempo
(dias)
TRH
(dias)
CQO à entrada (mg/l)
Carga Orgânica Aplicada
(kgCQO/m3.d)
CQOsol à saída (mg/l)
CQOtot à saída (mg/l)
Eficiência de remoção
(%)
CH4
(%)
Biogás
(m3/m3.d)
SSV à Saída (mg/l)
[1-6] 3.15 2200 0.70 198 521 90.9 (*) (*) 228 (±0.06) (±73) (±0.03) (±54) (±144) (±2.8) (±108)
[6-29] 1.54 1.43 162 338 92.7 48.9 (*) 124 (±0.02) (±0.05) (±60) (±65) (±2.7) (±11.9) (±63)
I [29-44] 0.99 2.22 146 409 94.3 61.5 (*) 186 (±0.01) (±0.08) (±18) (±33) (±0.5) (±1.2) (±26)
[44-80] 0.64 3.44 118 1040 94.1 60.7 1.22 649 (±0.01) (±0.13) (±19) (±205) (±0.9) (±2.8) (±0.10) (±145)
[80-94] 3839 6.00 209 1341 94.5 60.5 2.39 798 (±65) (±0.14) (±94) (±488) (±2.6) (±1.4) (±0.14) (±350)
[94-105] 254 2768 93.4 60.1 2.57 1770 (±22) (±490) (±1.0) (±1.3) (±0.11) (±345)
II [105-119] 339 8415 90.8 55.9 2.26 5687 (±26) (±2387) (±1.0) (±4.3) (±0.07) (±1681)
[119-150] 312 17278 91.9 65.5 1.04 12019 (±25) (±2557) (±0.7) (±3.0) (±0.05) (±1801)
[150-205] 634 16903 83.4 70.5 1.05 11457 III (±77) (±1839) (±2.3) (±2.7) (±0.09) (±1296)
[205-233] 7979 12.47 2027 16097 74.6 66.7 1.22 9908 (±61) (±0.22) (±309) (±2894) (±4.0) (±2.7) (±0.06) (±2050) (*) não determinado
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 70
Tabela 3.5 Valores médios de estado (pseudo)estacionário dos parâmetros operatórios relativos a cada uma das etapas de funcionamento de R2.
Tempo
(dias)
TRH
(dias)
CQO à entrada (mg/l)
Carga Orgânica Aplicada
(kgCQO/m3.d)
CQOsol à saída (mg/l)
CQOtot à saída (mg/l)
Eficiência de remoção
(%)
CH4
(%)
Biogás
(m3/m3.d)
SSV à Saída (mg/l)
[1-6] 3.29 2200 0.67 165 371 92.4 (*) (*) 145 (±0.08) (±73) (±0.03) (±37) (±40) (±2.1) (±39) [6-29] 1.56 1.41 181 442 91.9 38.4 (*) 184 (±0.02) (±0.05) (±51) (±69) (±2.2) (±4.1) (±60)
I [29-44] 1.01 2.18 133 402 94.8 55.4 (*) 190 (±0.01) (±0.08) (±19) (±4) (±0.6) (±8.1) (±13) [44-80] 0.64 3.44 121 564 93.9 60.7 1.04 312 (±0.01) (±0.13) (±19) (±261) (±0.9) (±3.8) (±0.36) (±184) [80-94] 3839 6.00 324 773 92.8 60.5 2.36 316 (±65) (±0.14) (±78) (±182) (±3.1) (±6.6) (±0.27) (±139)
[94-105] 298 915 92.3 71.1 2.82 435 (±45) (±98) (±1.1) (±3.8) (±0.25) (±76)
II [105-119] 204 853 94.5 64.8 2.32 457 (±15) (±234) (±0.2) (±2.7) (±0.19) (±165) [119-150] 257 1284 93.3 67.2 1.55 723 (±75) (±295) (±2.0) (±2.5) (±0.14) (±214)
205] 707 81.7 68.5 1.45 1501 (±91) (±2.4) (±3.9) (±0.16) (±371)
III [205-224] 79 (± [224-233] 79 (±
(*) não determinado
Relativamente à cap
(Figura 3.6(b)) verific
os teores em SSV à saí
diferenças significativa
alimentação (Etapa II
aumento bastante acen
ser consequência da
eliminação por lavage
recirculação de bioma
evidenciando a potenc
à minimização do efei
alimentação passou a
79 12.47 1564 61) (±0.22) (±195)
79 12.47 2403 61) (±0.22) (±275)
acidade de retenção de biom
ou-se que, enquanto foram ali
da, exibida pelos três digestore
s entre si. No entanto, qua
), mantendo constante a car
tuado dos teores de SSV na c
adsorção do oleato na biom
m tal como foi referido por
ssa, o efeito de “washout” da
ialidade da utilização de recirc
to de “washout”. O mesmo se
ser unicamente constituída p
2838 (±519)
[150-
9575 80.4 68.3 1.33 5642 (±1525) (±2.6) (±6.7) (±0.09) (±1083)
9870 69.9 64.8 1.40 5259 (±951) (±1.6) (±2.5) (±0.10) (±697)
assa apresentada pelos três digestores
mentados só com leite magro (Etapa I)
s, se mantinham bastante baixos e sem
ndo se passou a adicionar oleato na
ga orgânica aplicada, observou-se um
orrente de saída de R1. Este facto pode
assa, tornando-a flutuante e sujeita a
HWU (1997). Em R2 e R3, ambos com
biomassa não foi muito significativo,
ulação da biomassa no que diz respeito
verificou durante a etapa III, quando a
or oleato, observando-se um aumento
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 71
bastante significativo do “washout” da biomassa de R2 e R3 (perto de 200%) quando a carga
orgânica em oleato foi aumentada para 12.5 kgCQO/m3.d. Durante esta última etapa os
teores em SSV à saída de R1 apresentaram grande variação, mantendo-se em valores médios
bastantes elevados, da ordem dos 10 a 12 gSSV/l, (Tabela 3.4).
Com o aumento da velocidade de recirculação em R2 e R3 para aproximadamente o
dobro (dia 224), não se verificaram alterações significativas no desempenho dos dois
digestores, com excepção de uma diminuição considerável do teor de SSV à saída de R3
(Tabela 3.6).
Tabela 3.6 Valores médios de estado (pseudo)estacionário dos parâmetros operatórios relativos a cada uma das etapas de funcionamento de R3.
Tempo
(dias)
TRH
(dias)
CQO à entrada (mg/l)
Carga Orgânica Aplicada
(kgCQO/m3.d)
CQOsol à saída (mg/l)
CQOtot à saída (mg/l)
Eficiência de remoção
(%)
CH4
(%)
Biogás
(m3/m3.d)
SSV à Saída (mg/l)
[1-6] 3.19 2200 0.69 169 383 92.2 (*) (*) 151 (±0.13) (±73) (±0.04) (±44) (±61) (±2.5) (±53) [6-29] 1.52 1.45 143 341 93.6 33.7 (*) 139 (±0.02) (±0.05) (±25) (±17) (±1.2) (±12.4) (±21)
I [29-44] 1.00 2.20 180 451 93.0 53.8 (*) 191 (±0.01) (±0.08) (±40) (±55) (±1.4) (±5.0) (±48) [44-80] 0.64 3.44 205 925 89.7 57.1 1.60 507 (±0.01) (±0.19) (±43) (±300) (±2.1) (±5.0) (±0.05) (±213) [80-94] 3839 6.00 500 1288 86.8 57.6 2.25 555 (±65) (±0.14) (±92) (±487) (±2.6) (±9.0) (±0.02) (±349)
[94-105] 372 1267 90.6 65.0 2.53 630 (±99) (±143) (±2.0) (±9.0) (±0.30) (±123)
II [105-119] 340 2348 90.8 67.7 2.44 1414 (±22) (±798) (±0.4) (±4.9) (±0.14) (±562) [119-150] 287 2196 92.5 68.7 1.80 1344 (±95) (±275) (±2.5) (±2.9) (±0.18) (±205)
[150-205] 423 2286 89.0 73.4 1.40 1312 (±55) (±350) (±1.5) (±1.8) (±0.13) (±250)
III [205-224] 7979 12.47 1264 8680 84.2 72.1 1.89 5223 (±61) (±0.22) (±257) (±798) (±3.1) (±3.1) (±0.31) (±591) [224-233] 7979 12.47 1809 3803 77.3 73.1 1.48 1404 (±61) (±0.22) (±307) (±189) (±4.0) (±4.5) (±0.08) (±254)
(*) não determinado
Na Figura 3.7 encontra-se representada a variação da concentração média dos AGV à
saída a um dos d res durante as etapas II e
igesto III. em cad3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 72
Tabela 3.7 Valores médios dos teores de AGV obtidos à saída dos digestores R1 R2 R3
Tempo (dias)
Acet. (mg/l)
Prop. (mg/l)
AGVtotais (mgCQO/l)
Acet. (mg/l)
Prop. (mg/l)
AGVtotais (mgCQO/l)
Acet. (mg/l)
Prop. ((mg/l)
AGVtotais (mgCQO/l)
[44-80] 25.1 0 26.8 37.7 0 40.2 54.2 36.9 113.6 I (±2.8) (±3.0) (±13.2) (±14.1) (±10.0) (±10.8) (±19.5) [80-94] 37.8 52.4 119.5 62.2 73.0 176.6 78.3 75.7 197.9 (±18.8) (±26.7) (±45.0) (±29.1) (±37.2) (±64.2) (±30.9) (±35.6) (±63.1) [94-105] 47.7 33.9 102.1 74.8 58.4 168 90.7 66.3 196.9 (±8.3) (±10.6) (±18.3) (±9.6) (±27.4) (±42.6) (±21.5) (±35.2) (±57.9)
II [105-119] 40.8 0 124.2 39.0 0 41.6 71 26.1 115.2 (±15.0) (±102.3) (±4.8) (±5.1) (±2.2) (±12.5) (±19.0) [119-150] 45.6 22.6 82.8 40.6 0 43.3 46.1 0 49.2 (±20.5) (±13.6) (±30.0) (±9.7) (±10.4) (±13.0) (±13.9)
[150-205] 192.8 0 205.7 226.3 0 241.5 111.2 0 118.7 (±30.9) (±33.0) (±51.4) (±54.8) (±35.6) (±38.0)
III [205-224] 535.1 21.6 603.6 412.8 0 440.5 648.3 0 691.7 (±56.3) (±11.1) (±62.4) (±86.7) (±92.5) [224-233] (±109.2) (±116.5) 409.9 76.4 552.7 519.6 0 554.4 (±350.2) (±49.6) (±381.1) (±95.0) (±101.4)
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
0 2 4 6 8 10 12 14Carga orgânica em oleato (kgCQO/m3.d)
AG
V à
said
a (m
gCQ
O/l)
R1 R2
R3
Figura 3.7-Comparação da variação da concentração média de AGV totais à saída de cada digestor com a carga orgânica em oleato aplicada durante as etapas II e III de operação.
Durante a etapa II, em que a carga orgânica aplicada se manteve constante, mas a
concentração leato aumentou, observou-se um decréscimo dos níveis de AGV à saída
II III Etapas
de o
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 73
dos digestores, sugerindo a não ocorrência de inibição das bactérias metanogénicas com
consequente acumulação de AGV. No entanto, quando a alimentaçã ssou a conter
oleato como única fonte de carbono (Etapa II) este efeito inibitório com
se, principalmente em R1 e R2, tornando-se mais evidente com o
orgânica em oleato (CQO da alimentação=8000mgCQO/l). Na etapa
nível de acumulação de AGV, entres os três digestores não se a
significativas. No entanto, durante esta última etapa é possível ver
inoculado com biomassa previamente exposta a lípidos e oleato (inóc
efeito é menos sentido, o que poderá ser resultado de uma degradação
mesmos por parte da população metanogénica ou de uma menor form
decorrent namento da população acetogénica.
A pos inibição das bactérias acetogénicas
oxidação implicaria a acumulação de substrato não acidificado nos dige
dos teores em substrato não acidificado (fracção de CQO referente à
teores em CQO solúvel e CQO dos AGV (acetato e propionato)) à sa
durante as duas últimas etapas encontra-se representada na Figura 3.concentração de oleato foi gradualmente aumentada, mantendo a carga
(etapa II), os teores em substrato não acidificado nas correntes de
apresentaram, também, um aumento gradual. Contrariamente, em R3,
diminuição dos mesmos, durante esta etapa. Com a eliminação d
alimentação (etapa III) este efeito tornou-se mais visível em R1
praticamente insignificante em R3. O aumento da carga orgânica em olea
acumulação de substrato não acidificado bastante significativa, princ
sugerindo a ocorrência de uma maior inibição da população acetogé
relativamente a R2 e R3, ambos com recirculação. O efeito de diluição d
utilização de recirculação poderá estar relacionado com esta constatação,
menor inibição das bactérias acetogénicas.
Verificou-se ainda que, para a última carga em oleato aplicada (12.5 kg
II III Etapas
o pa
eçou a fazer sentir-
aumento da carga
II as diferenças, a
presentaram muito
ificar que em R3,
ulo adaptado), este
mais eficiente dos
ação dos mesmos,
envolvidas na β-
e de um deficiente funcio
sibilidade de haver uma
stores. A evolução
diferença entre os
ída dos digestores,
8. À medida que a
orgânica constante
saída de R1 e R2
foi verificada uma
o co-substrato na
e R2, apesar de
to conduziu a uma
ipalmente em R1,
nica neste digestor
a carga tóxica pela
conduzindo a uma
CQO/m3.d), os
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 74
0,00
0,20
0,40
0,60
0,80
1,00
1,20
1,40
1,60
1,80
0 2 4 6 8 10 12 14Carga orgânica em oleato (kgCQO/m3.d)
Subs
trat
o nã
o ac
idifi
cado
(kgC
QO
/l)R1
R2
R3
Figura 3.8 Comparação da variação da concentração de substrato não acidificado nas correntes de saída de cada um dos digestores com a carga orgânica em oleato aplicada durante as etapas II e III de operação.
teores em oleato à saída dos digestores se apresentavam em concentração bastante inferior
ao limite de detecção -20 mg/l, evidenciando a eficiente remoção deste do meio líquido. A
análise dos cromatogramas obtidos (como descrito no sub-Capítulo 2.3.5 página 44)
permitiu, também, verificar a existência de compostos intermediários da sua degradação, tal
como se pode verificar na Figura 3.9. A quantificação dos vários ácidos resultantes da
degradação do oleato seria de grande valor na avaliação da extensão da degradação do
oleato nos digestores. Esta não se tornou possível no decorrer deste trabalho.
No presente trabalho atingiram-se concentrações bastante elevadas de oleato. Sabe-se, no
entanto, que a presença de iões cálcio baixa a concentração de AGCL na forma solúvel,
devido à formação de precipitados de oleato de cálcio, reduzindo o efeito inibitório do
mesmo (HANAKI et al., 1981). A concentração de oleato que permanece em solução relaciona-
se com a concentração inicial do mesmo, com a concentração de iões cálcio adicionada, e
com o produto de solubilidade do sal oleato de cálcio (ROY et al., 1985).
AGV
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 75
Figura 3.9 Composição em ácidos gordos da corrente de saída de R1 no 224º dia.
Dado que cada ião diva fixa teoricamente du léculas de oleato, para razões
molares inferiores a 2 a precipitação de todo o oleato a
al. (1985) verificaram que para razões molares de AG
estearato em ensaios “batch” não ocorria, mas que
esse valor se observava a total inibição em culturas
Admitindo que o ião magnésio possa exibir um
determinaram-se os valores da razão molar oleato/(C
presente trabalho (Tabela 3.8). Estes foram calculad
cálcio presente no leite (120 mg/l) e na água da tornei
nos macronutrientes. Pode observar-se que, com exc
dia, a concentração de oleato alimentado durante o r
razão molar estequiométrica 2, relativamente aos iõe
oleato terá precipitado sob a forma de sais de oleato d
cálcio e magnésio adicionados precipitaram quantid
concentrações que permanecem “livres” no seio líquid
ser observado na Tabela 3.8.
Oleato
(Nota: P.I.-padrão interno.)
as mo
lentelimentado tornar-se-ia possível. ROY et
CL/Ca2+ inferiores a 2 a inibição do
para razões ligeiramente superiores a
enriquecidas em bactérias sintróficas.
efeito semelhante ao ião cálcio
a2++Mg2+) existentes no decorrer do
os considerando as contribuições do
ra (30 mg/l), e do magnésio fornecido
epção do período entre o 95º e 105º
estante tempo de operação excedeu a
s divalentes. Assim, apenas parte do
e cálcio. Se se considerar que todo o
ades estequiométricas de oleato, as
o atingem 1948 mg/l, tal como pode
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 76
Tabela 3.8 Razão molar oleato/(Ca2+ +Mg2+ ) alimentada ao longo da operação.
Etapa
tempo, dias
Razão molar oleato/(Ca2++Mg2+)
Oleato não precipitado (mg/l)
95-105 1.00 0.0
II 105-119 2.03 10.5
119-150 3.11 355.0
150-205 4.23 701.0 III
205-233 6.79 1948.0
Este valor é significativamente superior ao indice de toxicidade calculado para os inóculos
(40 e 250 mg/l) (Figura 3.2) Este facto poderá, em parte, justificar a inibição das
populações metanogénica a também acetogénica já referidas na discussão da Figura 3.7 e
Figura 3.8. Convém referir, no entanto, que as concentrações em oleato que se atingiu no
presente trabalho são significativamente superiores aos valores que geralmente ocorrem em
efluentes da indústria de lacticínios. De um modo aproximado, considerando que 44% (em
CQO) do leite é matéria gorda (HANAKI et al., 1981) e ainda que a hidrólise desta matéria a
AGCL não reduz o conteúdo em CQO, os teores lipídicos de um efluente lácteo,
assumindo um valor médio de 4000 mgCOQ/l, serão aproximadamente 1700 mgCQO/l.
No presente trabalho, este valor de concentração corresponderia a uma carga aplicada em
oleato de 3 kgCQO/m3.d, para a qual se verifica uma elevada eficiência de remoção, baixos
teores de AGV e de substrato não acidificado, bem como um elevado rendimento em
metano. Assim, este processo poderá ser aplicado no tratamento deste tipo de efluentes.
O restante oleato removido do meio líquido será resultante da ocorrência de
biodegradação e adsorção à biomassa. A ocorrência do fenómeno de adsorção dos AGCL
encontra-se evidenciada em vários estudos referidos na literatura. RINZEMA (1988) constatou
que além da acumulação de um precipitado de sais de AGCL no leito de lamas de um
UASB, se verificava a existência de agregados de biomassa encapsulados pelos referidos
precipitados. Já anteriormente, HANAKI et al. (1981) observara que os AGCL provenientes da
degradação de um substrato com lípidos aderiam à biomassa em menos de 24 horas. HWU
(1997) efectuou estudos de adsorção do ácido oleico na biomassa granular, concluindo que,
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 77
apó orção, existia desorção induzida pe dução e libertação do biogás.
Rec te ALVES (199
oleato como única fonte d
devida a substrato residu
estado de encapsulação.
lípidos num UASB, SAYED
verificando uma retençã
discrepância entre a remo
A evolução do rendim
dos três digestores encont
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
0 2Car
LCH
4/kgC
QO
rem
ovid
o
Figura 3.10 Comparação doscarga orgâni
Em termos comparati
apresentou durante todo e
Etapas
uma
8) observou que a biomassa
e carbono apresentava uma
al, quando incubada em reac
Ao estudarem o tratamento
et al. (1987) concluíram que
o de CQO no digestor,
ção de CQO solúvel e a prod
ento em metano durante as d
ra-se representada na Figura
4 6 8ga Orgânica Aplicada em oleato
rendimentos em metano obtidosca em oleato aplicada durante as e
vos observa-se que o digesto
ste período, um menor rend
II
la pro
caracterizada após alimentação com
s a ads
entemen
elevada taxa de produção de metano
tor fechado a 37ºC, sugerindo o seu
anaeróbio de um efluente rico em
o rendimento em metano era baixo,
evidenciada pela existência de uma
ução de metano.
uas últimas etapas de funcionamento
3.10.
10 12 14 (kgCQO/m3.dia)
R1
R2
R3
para cada um dos digestores em função da tapas II e III de operação.
r R1, sem recirculação de biomassa,
imento em metano.
III
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 78
HWU (1997) refere a vantagem decorrente da recirculação da biomassa arrastada por
“washout”, em termos de aumento da eficiência do sistema, dada a elevada capacidade de
biodegradação de oleato apresentada pela mesma.. Por outro lado, o aumento da velocidade
ascensional do líquido promove o efeito de mistura dentro do digestor permitindo a
libert do biogás aprisionado nos agreg s de biomassa. O efeito de diluição da carga
tóxica
bacté
anteri
estas
de bi
tratam
No
utiliza
aume
De
um a
solúv
aplica
fracçã
maior
maior
digest
inócu
de qu
oleato
digest
ação
pela utilização de recirculação pode
rias matanogénicas, responsáveis dire
ormente. O digestor R3, apresentou
duas etapas, evidenciando a vantagem
omassa e utilização de um inóculo
de efluentes com elevada carga
s três digestores é observada uma d
da para produção de metano à m
nta, sugerindo a retenção de parte da
facto, através do balanço aos fluxo
umento da carga em CQO retida ( d
movida e a carga em CQO de m
da (Figura 3.11). A carga orgânica
o de CQO removido que se transfor
em R1, seguido de R2 e por último
acumulação de substrato no meio de
or sem recirculação, e pelo menor a
lo adaptado para elevadas concentraç
e durante este período de operaç
/(Ca2++Mg2+), foi excedido, esta
ores sugere a sua retenção por adsorç
ado
rá, também, conduzir a uma menor inibição das
ctas da produção de metano, tal como verificado
-se, de uma forma geral mais eficiente durante
decorrente do efeito combinado da recirculação
aclimatizado no desempenho dos digestores, no
leato.
ento em oiminuição da fracção de carga orgânica removida
edida que a carga orgânica em oleato aplicada
carga orgânica alimentada nos digestores.
s de carga em termos de CQO pode verificar-se
eterminada pela diferença entre a carga de CQO
o produzido) em função da carga em oleato
el re etandesignada por “carga orgânica retida” inclui a
mou em biomassa. Esta acumulação apresenta-se
R3. Este facto poderá estar relacionado com a
corrente do menor efeito de mistura existente no
traso da degradação do oleato apresentado pelo
ões do mesmo (Tabela 3.2). Atendendo ao facto
ão o valor estequiométrico 2, da razão molar
elevada acumulação de carga em CQO nos
ão na biomassa.
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 79
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
0 2 4 6 8 10 12 14
Carga orgânica aplicada em oleato (kgCQO/m3.d)
Car
ga o
rgân
ica
retid
a (k
gCQ
O/m
3 .d)
R1
R2
R3
Figura 3.11 Evolução da carga orgânica retida em cada um dos digestores com a carga orgânica aplicada em oleato durante as etapas II e III de operação.
O estado de encapsulação da biomassa nos digestores parece ser também sugerida pela
inspecção visual da biomassa em microscópio óptico de fluorescência (Figura 3.12, Figura 3.13, Figura 3.14). Após se ter alimentado oleato aos três digestores verificou-se a
existência de zonas esbranquiçadas que pareciam envolver os agregados de biomassa
(Figura 3.12(1a), (2a) e (3a)). Em fluorescência, estas demonstravam diminuir a
intensidade da autofluorescência exibida pelas populações metanogénicas (Figura 3.12(1b), (2b) e (3b)), sugerindo a existência de uma camada opaca, actuando como uma barreira às
emissões de luz. Estas zonas não eram visíveis nos agregados de biomassa presentes nos
digestores durante a etapa em que foram alimentados unicamente com leite magro (etapa I)
tal como se pode verificar na Figura 3.13 (2a) e (2b).
II III Etapas
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 80
Figura 3.12 Fotografias obtidas num microscópio óptico de fluorescência com uma ampliação de 400 vezes da biomassa presente em R1 (119º dia), R2 e R3 (150º dia): campo normal(a), fluorescência(b)
No entanto, na biomassa de R3, estas zonas eram também visíveis durante este período
(Figura 3.13(3a) e (3b)). Este facto poderá estar relacionado com a existência de oleato
adsorvido, resultante da prévia aclimatização com lípidos e oleato, sugerida anteriormente
no ensaio de biodegradabilidade efectuado ao inóculo adaptado (Figura 3.3, página.60).
(1a) (1b)
(2a) (2b)
(3a) (3b)
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 81
Figura 3.13 Fotografias obtidas num microscópio óptico de fluorescência com uma ampliação de 400 vezes da biomassa presente em R2 e R3 (94º dia): campo normal(a), fluorescência(b)
Na última etapa de funcionamento dos digestores (etapa III), em que a alimentação era
constituída por oleato como única fonte de carbono a biomassa dos digestores apresentava-
se mais granulosa e esbranquiçada. Verificava-se ainda a existência de uma espécie de matriz
envolvente, bem como com uma menor intensidade de autofluorescencia (Figura 3.14).
Figura 3.14 Fotografias obtidas num microscópio óptico de fluorescência com uma ampliação de 400 vezes da biomassa presente em R2 (188º dia): campo normal(a), fluorescência(b)
(3a) (3b)
(2a) (2b)
(a) (b)
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 82
3.3 Caracterização da biomassa no final da operação
No final da operação os digestores foram abertos e as fracções de biomassa aderida e
oclusa retidas, foram determinadas de acordo com o procedimento descrito no sub-Capítulo 2.4.1, página 45. Os resultados foram expressos em termos de biomassa total
acumulada (gSV/l reactor), biomassa oclusa (gSV/l de vazio da matriz) e biomassa aderida
(gSV/ m2 de suporte), e encontram-se registados na Tabela 3.9. De uma forma geral a
quantidade de biomassa retida nos três digestores não apresentou diferenças significativas.
Dado o elevado índice de “washout” verificado durante o período de operação de R1 seria de
esperar que este digestor apresentasse uma menor retenção de biomassa. Por outro lado, foi
também verificada uma maior retenção de carga orgânica (carga orgânica removida não
utilizada para a produção de metano) neste digestor a qual poderá ter sido utilizada para
produção de biomassa ou sido adsorvida na mesma. Os valores dos sólidos voláteis totais
devem, no entanto, ser analisados com reservas, dado que representam toda a matéria
orgânica, incluindo possível oleato adsorvido na biomassa.
Tabela 3.9 Biomassa aderida, oclusa e total em R1, R2 e R3 ± intervalo com 95% de confiança. (diferença percentual positiva entre RI e RII).
Biomassa aderida (gSV/m2)
Biomassa oclusa (gSV/l vazio da matriz)
Biomassa total (gSV/l reactor)
R1 8.97(±1.09) 22.8(±4.66) 22.0(±4.28)
R2 7.7(±0.14) 26.25(±3.84) 25.0(±3.53)
R3 5.54(±1.50) 23.03(±1.01) 21.8(±0.94)
Em termos de biomassa aderida, é possível verificar que o digestor R3 (inoculado com
biomassa adaptada) desenvolveu um biofilme menos espesso relativamente aos outros
digestores. Num trabalho anterior ALVES (1998) verificou que a presença de lípidos induziu
uma menor concentração em termos de biofilme aderido ao suporte. A existência de uma
“memoria” microbiana por parte da biomassa adaptada, capaz de reter durante longos
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 83
períodos de tempo o potencial adquirido durante a aclimatização (SPEECE, 1995), poderá,
assim, justificar a menor espessura do filme desenvolvida em R3. A menor concentração de
sólidos do biofilme desenvolvido em R2 relativamente a R1 poderá estar relacionada com a
maior velocidade intersticial aplicada neste digestor (recirculação da biomassa) que, tal como
referido por VIEIRA et al. (1994) conduz à formação de biofilmes menos espessos, embora
mais compactos.
A biomassa oclusa desenvolvida nos digestores foi car erizada relativamente aos
mesmos parâmetros que as biomassas utilizadas para inóculo
metanogénica específica em acetato, propionato, butirato, et
capacidade de biodegradação do oleato. Dada a elevada pro
nos testes de toxicidade e biodegradabilidade, não se tornou
até ao final da produção do mesmo, na medida em que pressã
pelos frascos de incubação utilizados.
Na Figura 3.15 encontra-se representada a evolução
específica em acetato, etanol e H2/CO2 apresentada pelas b
relativamente à apresentada pelos respectivos inóculos.
0
50
100
150
200
250
300
350
400
acetato etanol H2
Act
ivid
ade
met
anog
énic
a es
pecí
fica
(mlC
H4@
PTN
/gSV
.d)
Figura 3.15 Comparação da actividade metanogénica específica exibida peda operação dos digestores.
act
, nomeadamente, actividade
anol e H2/CO2, toxicidade e
dução de metano decorrente
possível o acompanhamento
o gerada já não era suportada
da actividade metanogénica
iomassas dos três digestores
Inóculo nãoadaptado
Inóculoadaptado
R1
R2
R3
/CO2
la biomassa dos inóculos e no fim
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 84
Em propionato e butirato a actividade metanogénica específica apresentou-se nula, tal
como se observara com os respectivos inóculos. Em termos de actividade acetoclástica e em
etanol verificou-se que o contacto com oleato conduziu a uma diminuição significativa das
mesmas. A diminuição da actividade metanogénica específica após o contacto com oleato já
tinha sido verificado por ALVES (1998), que atribuiu este efeito nefasto da presença do oleato
na actividade metanogénica específica decorrente da combinação do efeito inibitório que
afecta o metabolismo celular e da adsorção na parede celular e, por um lado dificulta o
transporte de substratos e produtos e, por outro aumenta os valores de sólidos voláteis,
diminuindo indirectamente o valor medido para a actividade. A actividade hidrogenofílica
desenvolvida pela biomassa de R1 e R2 (inoculados com biomassa não adaptada) aumentou
ligeiramente durante a operação. No entanto, em R3 o aumento da actividade
hidrogenofílica foi muito significativo, atingindo um valor cerca de duas vezes superior aos
registados para as biomassas de R1 e R2. O efeito de aclimatização da biomassa pode ter
potenciado o desenvolvimento de uma população hidrogenofílica mais activa. A existência
duma elevada actividade metanogénica em H2/CO2 é essencial para manter os baixos níveis
de hidrogénio que devem existir nos digestores anaeróbios. O vado valor obtido em R3
para esta actividade pode indicar que a transferência de rogénio inter-espécies é
estimulada nesta biomassa, por comparação com as outras b
outro lado, sabe-se que a resistência das bactérias metanogéni
de sódio é mais elevada do que a das bactérias acetoclástica
1998), o que pode justificar a drástica diminuição da activi
operação e o aumento verificado para a actividade em H2/CO2
A elevada sensibilidade das bactérias acetoclásticas ao oleat
obtidos na realização do teste de toxicidade, nos quais se ve
actividade acetoclástica para a menor concentração de oleato
entanto, há que ter em conta que esta avaliação se efectuou em
actividade acetoclástica exibida na ausência de oleato, a qual
nula para as três biomassas (Figura 3.15). Por outro lado, pela
ele
hid
qu
iomassas caracterizadas. Por
cas hidrogenofílicas ao oleato
s (HANAKI et al., 1981, ALVES,
dade acetoclástica durante a
após contacto com oleato.
o é sugerida pelos resultados
rificou uma total inibição da
adicionado (100 mg/l). No
termos comparativos com a
se apresentava praticamente
observação da Figura 3.16
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 85
0
100
200
300
400
500
600
700
0 100 200 300 400 500Tempo (horas)
Prod
ução
esp
ecífi
ca d
e m
etan
o (m
lCH
4@PT
N/g
SV) 100
300
500
700
900
controlo
branco
Oleato (mg/l)
0
100
200
300
400
500
600
700
0 100 200 300 400 500Tempo (horas)
Prod
ução
esp
ecífi
ca d
e m
etan
o(m
lCH
4@PT
N/g
SV) 100
300
500
700
900
controlo
branco
Oleato (mg/l)
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
0 100 200 300 400 500Tempo (horas)
Prod
ução
esp
ecífi
ca d
e m
etan
o(m
lCH
4@PT
N/g
SV) 100
300
500
700
900
controlo
branco
Oleato (mg/l)
Figura 3.16 Produção especifica de metano durante o teste de toxicidade efectuado no fim da operação à biomassa desenvolvida em: (a) R1, (b) R2 e (c) R3.
(a)
(b)
(c)
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 86
0
100
200
300
400
500
600
0 100 200 300 400 500Tempo (horas)
Prod
ução
esp
ecífi
ca d
e m
etan
o (m
lCH
4@PT
N/g
SV) 100
300
500
700
900
branco
Oleato (mg/l)
0
100
200
300
400
500
600
700
0 100 200 300 400 500Tempo (horas)
Prod
ução
esp
ecífi
ca d
e m
etan
o(m
lCH
4@PT
N/g
SV) 100
300
500
700
900
branco
Oleato (mg/l)
0
100
200
300
400
500
600
700
800
0 100 200Tempo
Prod
ução
esp
ecífi
ca d
e m
etan
o(m
lCH
4@PT
N/g
SV)
Oleato (mg/l)
Figura 3.17 Produção especifica de metano durante ooperação à biomassa desenvolvid
(b)
(a)
300 400 500(horas)
100
300
500
700
900
branco
teste de biodegradabilidade efectuado no fim da a em: (a) R1, (b) R2 e (c) R3.
(c)
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 87
pode-se observar a existência de elevadas fases de latência antecedendo a produção de
metano possivelmente devido a limitações difusionais de substratos e produtos,
eventualmente por adsorção de oleato na biomassa. Estas conduzem a uma produção inicial
de metano nula ou da mesma ordem de grandeza da observada nos ensaios em branco,
resultando numa actividade metanogénica nula ou muito baixa. O mesmo se verificou no
teste de biodegradabilidade efectuado às três biomassas (Figura 3.17), obtendo-se um valor
máximo de taxa de degradação de oleato de 26.43±3.24 mgCQO-CH4/gSV.d em R3 e de
13.40±6.22 mgCQO-CH4/gSV.d em R2, para a concentração de 100mg/l de oleato. A
biomassa de R1 apresentou uma taxa de degradação de oleato adicionado nula para todas as
concentrações de oleato. Curiosamente, no ensaio “em branco” (sem adição de oleato),
observou-se uma elevada taxa de produção de metano de 117.34±10.72 mgCQO-
CH4/gSV.d, sugerindo uma elevada concentração de substrato residual. A diferença na
produção de metano devida ao substrato residual observada entre R1 e nos outros dois
reactores pode ser explicada pela maior concentração de substrato no seio do líquido devido
à inexistência de recirculação ou adsorvido na biomassa. A conclusão de que o oleato
adsorvido na biomassa é mai cilmente degradad metano do que o oleato adicionado
externamente, já tinha sido o
oleato adsorvido de 105.4±0.9
Este facto sugere que po
sentido de optimizar a degra
reactor, inoculando 500 ml d
anaeróbio, descrito no subintroduzido no reactor foi de
alojada numa camada flutuan
produção de biogás (Figuratempo. Tal como no ensaio “
parte da biomassa de R1, atin
verificado um atraso no iníci
“em branco”, facto este c
s fa
bservada por ALVES (1
mg CQO-CH4/gSV
de ser vantajoso fa
dação de oleato. Ne
a biomassa retirada d
-Capítulo 2.4.2.1, p
13.3 g. Após inoculaç
te à superfície do reac
3.18) e percentagem
em branco” verificou
gindo um valor de 1
o da produção de bio
ompreensível dadas
o a
998) que obteve taxas de degradação de
.d.
zer ciclos de adsorção/degradação, no
sse sentido, efectuou-se um ensaio em
e R1, e diluindo com 500 ml de tampão
ágina 51. O teor de sólidos voláteis
ão a biomassa apresentava-se como que
tor. Efectuou-se o acompanhamento da
de metano (Figura 3.19) ao longo do
-se uma elevada produção de biogás por
0.6 l ao fim de 43 dias. No entanto, foi
gás, o qual não era verificado no ensaio
as diferentes condições experimentais
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 88
decorrentes, nomeadamente, ausência da agitação para promover uma maior mistura e
consequente libertação das bolhas de biogás formado.
A percentagem de metano no biogás produzido foi aumentando gradualmente, atingindo
um valor máximo na ordem dos 80% após cerca de 400 horas (Figura 3.19). Por volta das
600 horas verificou-se um acentuado decréscimo da percentagem de metano resultante da
ocorrência de um choque térmico, decorrente da paragem do aquecimento externo do
reactor. Após restabelecimento da temperatura a percentagem de metano produzido
retornou a valores da ordem dos 80%.
0
2
4
6
8
10
12
0 200 400 600 800 1000 1200Tempo (horas)
Prod
ução
cum
ulat
iva
de b
iogá
s (l)
Figura 3.18 Produção cumulativa de biogás ao longo do tempo, em reactor fechado.
0102030405060708090
100
0 200 400 600 800 1000 1200Tempo (horas)
CH
4 (%
)
Figura 3.19 Evolução da percentagem de metano produzido no ensaio efectuado.
(*)
(Nota: (*) choque térmico)
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO 89
Ao longo da experiência, e à medida que aumentava a produção de biogás, verificava-se
que a biomassa se ia desprendendo da camada flutuante, depositando-se na parte inferior do
reactor. Este facto pode sugerir a ocorrência de sedimentação da mesma após a degradação
a metano de possível oleato adsorvido, que a tornava flutuante. De facto, através da
observação do aspecto apresentado pela biomassa flutuante e pela biomassa depositada na
parte inferior do reactor (Figura 3.20), pode-se verificar que esta última se apresentava
mais escura e com um aspecto menos opaco relativamente à primeira, sugerindo estar
menos envolvida por oleato.
Figura 3.20 Aspecto da biomassa presente (a) na superfície e (b) na zona inferior do digestor, no 35º dia de operação.
A determinação do teor em sólidos voláteis na biomassa depositada, bem como da
actividade metanogénica específica exibida, permitiria uma averiguação mais apurada deste
facto. No entanto, dado que se pretendia continuar com a operação do reactor, não se
tornava possível retirar uma quantidade de biomassa suficiente para a realização desses
testes.
Contudo, a eficiente degradação a metano do oleato adsorvido durante a operação em
contínuo sugerida por estes resultados evidencia a potencialidade da utilização de ciclos
alternados de adsorção/degradação no sentido de optimizar a degradação do mesmo.
(a) (b)
4. CONCLUSÕES 91
Com este trabalho evidenciou-se a potencialidade da aplicação do filtro anaeróbio no
tratamento de um efluente sintético com elevada concentração de ácido oleico, obtendo-se
eficiências de remoção, entre 70 e 77%, para uma carga orgânica de oleato aplicada de 12.5
kgCQO/m3.d., mesmo com concentrações molares oleato/(Ca2++Mg2+) de 6.79. No
presente trabalho atingiram-se concentrações em oleato significativamente superiores aos
valores que geralmente ocorrem em efluentes da indústria de lacticínios (aproximadamente
1700 mgCQO-AGV/l), para as quais se verificou uma elevada eficiência de remoção,
baixos teores de AGV e de substrato não acidificado, bem como um elevado rendimento
em metano. Assim, este processo poderá ser aplicado no tratamento deste tipo de efluentes.
O acompanhamento da produção de metano permitiu verificar a ocorrência de
degradação efectiva do oleato alimentado. Contudo, uma elevada discrepância foi observada
entre a remoção de CQO solúvel e a produção de metano, sugerindo a possível ocorrência
de adsorção à biomassa de grande parte do oleato alimentado. Esta apresentava-se
envolvida por zonas esbranquiçadas que demonstravam diminuir a intensidade da
autofluorescência exibida pelas populações metanogénicas.
Avaliou-se também o efeito da recirculação da biomassa e da aclimatização da biomassa
utilizada como inóculo no desempenho deste sistema, tendo verificado que:
" A utilização da recirculação da biomassa se demonstra vantajosa no desempenho do
mesmo, promovendo a minimização do efeito de “washout” da biomassa flutuante e a
diluição da carga tóxica aplicada, conduzindo a uma menor inibição da população
acetogénica e metanogénica.
" O efeito inibitório do oleato de sódio sobre as populações acetogénicas e
metanogénicas é menos sentido num filtro anaeróbio inoculado com biomassa
préviamente aclimatizada com lípidos e oleato.
Assim sendo, conclui-se que, do ponto de vista do tratamento de efluentes com elevada
carga em oleato, o efeito combinado da recirculação de biomassa e utilização de um inóculo
aclimatizado é benéfico, melhorando a eficiência do desempenho do filtro anaeróbio.
4. CONCLUSÕES 92
A caracterização da biomassa no final da operação permitiu verificar que o contacto com
oleato conduzia a uma diminuição significativa da actividade acetoclástica e em etanol, e a
um aumento da actividade em H2/CO2. A biomassa aclimatizada apresentava uma maior
capacidade de desenvolver actividade hidrogenofílica quando em contacto com oleato do
que a biomassa não adaptada.
Após alimentação com oleato como única fonte de carbono a biomassa apresentava-se
encapsulada, provavelmente com oleato, conduzindo a elevados atrasos na degradação do
oleato adicionado.
O ensaio efectuado em reactor fechado permitiu verificar a eficiente degradação a
metano do oleato adsorvido durante a operação em continuo, evidenciando a
potencialidade da utilização de ciclos de adsorção/degradação no sentido de optimizar a
degradação do oleato.
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