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Codigestão de água residual de suinocultura e vinhaça sob diferentes condições térmicas

Introdução A energia tem influência direta na sociedade, afetando todos os aspectos do desenvolvimento social, económico e ambiental (Amigun et al., 2008). Por isso, a prestação adequada de serviço e fornecimento de energia a preços acessíveis com mínimos danos ao ambiente torna-se crucial (Karekezi, 2002). Mesmo que grande parte da energia utilizada na atualidade seja oriunda de fontes não renováveis, é crescente a procura por fontes alternativas de energia, direcionando pesquisas e trabalhos para o incremento da matriz a partir de fontes renováveis (Santos et al., 2012).

A biomassa encontra-se dentre as matérias-primas para produção de energia com elevado potencial para os próximos anos. Tem sido atraente, pois pode ser convertida numa variedade de formas de energia como calor, eletricidade, hidrogénio, metanol, etanol e biogás. De forma particular o biogás é distinto das outras formas de energia, sendo um combustível relativamente limpo além de ser importante no controle e coleta de resíduos orgânicos e produção de biofertilizantes para uso na agricultura. Além disso, não tem limitações geográficas e as suas tecnologias de processo apresentam baixa sofisticação (Neto et al. 2010; Chynoweth et al., 2001; Taleghani e Kia, 2005).

No processo de industrialização da cana-de-açúcar, o álcool é produzido a partir de fermentação e destilação do caldo da cana. Esta operação gera um resíduo conhecido como vinhaça, consistindo em grande parte de água e não voláteis. Quando se leva em consideração que a fermentação alcoólica é facilitada por baixa concentração de açúcares (12-20%) (Garcia et al., 1997), a quantidade de vinhaça produzida pode ser 10 a 15 vezes superior à de etanol (Wilkie et al., 2000; Cavalett et al., 2012).

A vinhaça é encontrada em pH ácido (± 4,5), temperatura em torno de 90 ºC, com grande presença de sais minerais como potássio (5,0 g L-1), além de possuir elevado teor de matéria orgânica, bastante variável de acordo com o sistema produtivo de etanol, apresentando valores de 45 a 59 g DQO L-1 (Wilkie et al., 2000; Ribas, 2006; Viana, 2006), o que marca a necessidade de tratamento.

Outro resíduo agroindustrial gerado em grandes volumes e com potencial poluente é formado pelos dejetos dos suínos, que apresenta impacto superior ao de outras espécies animais. Com conceitos de equivalência populacional, um suíno adulto, em termos de poluição de matéria orgânica, equivale em média, a 3,5 pessoas adultas (Diesel et al., 2002). Os resíduos apresentam altas cargas de fósforo e azoto, sedimentos, patógenos e alguns metais pesados (Kunz et al., 2005).

A água residual de suinocultura é amplamente utilizada como fertilizante em muitos países por causa de sua alta carga orgânica e conteúdo em azoto e fósforo. No entanto, a criação intensiva de animais somada às altas cargas orgânicas do resíduo, pode classificar os resíduos como detentores de grande potencial poluidor do solo e causadores de eutrofização em corpos hídricos (Massé et al., 2004; Deng et al., 2006).

A biodigestão anaeróbia, se conduzida de forma otimizada, é considerada um tratamento de alta eficiência e baixo custo, capaz de diminuir o teor de matéria orgânica de efluentes, enquanto produz energia pela valorização do metano (Angelidaki et al., 1993).

Levando em consideração o seu alto potencial na redução de emissões de gases de efeito estufa, o uso de resíduos agrícolas na biodigestão, como resultado de sua natureza descentralizada e região baseada em estrutura de investimento, pode contribuir significativamente para o desenvolvimento sustentável em áreas rurais, garantindo aos agricultores uma nova oportunidade de receita (Cavinato et al., 2010). Além disso, proporciona a produção de energia renovável e de um fertilizante com características em nutrientes interessantes (Amon et al., 2006).

A partir deste cenário e da escassez de trabalhos que visem a co-digestão destes resíduos, a presente pesquisa teve como objetivo avaliar o processo de co-digestão anaeróbia da vinhaça, oriunda dos processos de produção do etanol hidratado, e de resíduos de suinocultura utilizando-se biodigestores tubulares sob diferentes condições de temperatura.

Material e Métodos Substratos A vinhaça empregada na co-digestão é um resíduo produzido a partir de processos fermentativos e destilação no Laboratório de Produção de Biocombustíveis (LAPROBIO) da Universidade Federal do Paraná ' Setor Palotina, visando a produção de etanol hidratado. Já o resíduo de suinocultura foi recolhido numa propriedade rural, onde são criados 904 animais com peso entre 18-20 kg. A matéria-prima empregada na co-digestão provinha da lavagem por lâmina de água de baias de leitões de engorda que após passarem por gradeamento eram enviadas diretamente para lagoas de tratamento. Os dois tipos de resíduos foram acondicionados em garrafas de polietileno e mantidos sob refrigeração até o momento do uso.

A escolha da proporção de cada efluente na mistura foi definida a partir da quantidade de Sólidos Totais (ST) presentes e no pH de cada um dos resíduos, tal como nas relações de Acidez Volátil/Alcalinidade Total (AV/AT) e Alcalinidade Intermediária/Alcalinidade Parcial (AI/AT).

Biodigestores Para a condução do processo de digestão anaeróbia, empregaram-se reatores de fluxo ascendente de escala laboratorial construídos basicamente em PVC, apresentando medidas de 200 mm de diâmetro e 450 mm de comprimento. Com estas medidas obtém-se um volume total de 14,13 L. Delimitou-se como volume útil de trabalho no reator o volume de 10 L. O abastecimento do biodigestor foi realizado uma vez ao dia, de forma manual através do bocal de entrada que se prolonga até a parte inferior do reator.

Controle da temperatura Um dos reatores (Reator 1) foi mantido em incubadora sob a temperatura média de 35 °C. A incubadora foi confeccionada com casco térmico e termostato digital on/off para o controle da temperatura e definição de set-point, juntamente com um segundo termómetro digital independente com objetivo de garantir e controlar a temperatura por todo reator. Todo o sistema de captação do efluente digerido e coleta do biogás foram realizados externamente à estufa. O outro reator (Reator 2) foi mantido à temperatura ambiente, e com isso realizou-se a avaliação dos parâmetros de controle, com o objetivo de comparar com as adversidades térmicas externas, as quais tem influência direta no interior do sistema.

Parêmetros de controle dos reatores Os dois efluentes a serem digeridos em co-digestão foram submetidos a testes de pH, AT, AV e ST, visando-se a análise e estabelecimento da composição e proporção da mistura para que a biodigestão ocorresse de forma eficiente.

Estipulou-se, para avaliação do trabalho, a realização de três (três repetições) Tempos de Retenção Hidráulica (TRH) de 13 dias, ou seja, avaliação dos reatores durante 39 dias, procurando determinar diferenças na composição da matéria após digestão, nos dois reatores. Este valor foi definido com base no volume útil dos reatores e em carga de entrada de efluente que não fosse muito alta a ponto de proporcionar a lixiviação do inóculo antes da multiplicação das bactérias. Diversas misturas do efluente foram realizadas de modo a determinar a relação ideal de alcalinidade total/acidez volátil, pH dos efluentes e de sua matéria orgânica. Avaliou-se ainda o potencial hidrogeniónico (pH), demanda química de oxigénio (DQO), sólidos totais (ST), sólidos totais voláteis (STV) e sólidos totais fixos (STF), acidez volátil (AV), alcalinidade total (AT), alcalinidade parcial (AP) e alcalinidade intermediária (AI), temperatura e azoto total Kjeldahl (NTK). Todas as análises realizadas no efluente de entrada do reator também foram efetuadas em amostras coletadas na saída deste, tornando possível o estudo, a comparação e a avaliação da eficiência entre ambos os reatores. As metodologias empregues nas análises estão referidas no Quadro_1.

Resultados e Discussão Baseando-se em análises dos dois efluentes definiu-se a mistura dos efluentes em proporções de suíno:vinhaça e analisou-se o material, verificando-se quais seriam as condições de entrada da biomassa a ser digerida. Os resultados das análises estão descriminados no Quadro_2.

A utilização da mistura dos dois efluentes nesta proporção garantiu valores favoráveis no que diz respeito o pH e relação de AV/AT. Com pH entre 6 e 8, o processo de biodigestão ocorre de forma eficiente (Chernicharo, 1997) e a relação de AV/AT deve ser de pelo menos 1/5 para que haja disponibilidade de material alcalino prevenindo possíveis quedas de pH (EEA, 2005). Apesar da necessidade de concentração de ST inferior aos 8%, notou-se que os valores de sólidos obtidos após mistura dos dois resíduos foram relativamente baixos (inferiores a 1%).

No Quadro_3 apresentam-se as eficiências de remoção de DQO, sólidos e azoto total.

Remoção de STV Os STV podem ser considerados a matéria orgânica presente no resíduo passível de transformação. São estes os responsáveis diretos pela produção de biogás, sendo que quanto maior for à concentração de STV no efluente alimentado, maior será a capacidade de produção de biogás dos micro-organismos presentes no biodigestor (Miranda, 2009).

A quantidade de ST e STV, 8816,67 mg L-1 e 4646,67 mg L-1, da mistura a ser digerida apresenta-se inferior a de outros trabalhos. Isso ocorre, pois a mistura de ARS empregada é proveniente de animais em estágio prematuro de vida, onde há maior diluição devido à quantidade de água adicionada nas caixas coletoras e a própria lavagem das baias no dia da entrada do lote, além da menor quantidade de esterco sólido gerada por animal ao dia (0,35 kg) conforme Oliveira (2004), consequentemente geram um teor de sólidos baixo (Sinotti, 2005). Ainda deve-se considerar a mistura com a vinhaça, que também apresenta baixos teores de sólidos, em média 0,2-6% da composição total (Granato e Silva, 2002).

Angonese et al. (2006) obteve a partir de água de lavagem de suínos, concentração de ST e STV de 35789 mg.L-1 e 25486 mg.L-1 respectivamente, com um percentual de STV superior se comparado ao presente trabalho, obtendo assim, através de biodigestão com reator tubular eficiência de remoção de 59%.

Paralelamente, Vivian et al. (2010) obtiveram valores de ST e STV bastante semelhantes aos obtidos por Angonese et al. (2006), aproximadamente 35,79 g L- 1 e 24, 78 g L-1, comprovando também, maior participação de matéria biodisponível no total, porém, as taxas remoção permaneceram bastante baixas, na casa de 24,16 e 34,63%, respectivamente, devido ao arraste ocorrido na alimentação do biodigestor de 135 m³ tipo lagoa coberta, que segundo Kunz e Oliveira (2005) é favorecida pela operação em baixas temperaturas como na faixa psicrófila, a qual pode ter sido alcançada durante a operação deste no estágio inicial.

Segundo Costa (2012), a cinética ocorrida no processo de biodigestão anaeróbia depende fundamentalmente da temperatura, pois esta é um regulador na seleção de espécies. A temperatura pode variar a concentração de sólidos orgânicos que se encontram presentes no processo de digestão anaeróbia durante a etapa de metabolização. Com temperaturas baixas, pode-se dizer que a fração digerida diminui consideravelmente, sendo atribuída baixa taxa de hidrólise, fazendo com que partículas sólidas grandes não sejam quebradas.

Em trabalho de Bueno (2010), observou-se eficiência de 56% na remoção de STV de resíduo de suíno, já Takeuti e Matsumoto (2004), obtiveram eficiência de remoção de 80%, valores estes muito superiores aos obtidos na atual pesquisa, sendo a média de 29,91% para o Reator 1 e 25,43% para o Reator 2, fato que pode ser explicado se considerado a diferente composição do efluente e alto grau de diluição do material estudado.

Contrera et al. (2005), concluíram que com período de partida de um reator de fluxo ascendente tubular de 25 dias, a remoção de sólidos ocorre com pouca eficiência, sendo necessário períodos mais longos de adaptação dos reatores. Em pesquisa de Rodrigues et al. (2010), utilizando-se de lodo de lagoa anaeróbia como inóculo e trabalhando com digestão de resíduo de suinocultura, obteve-se partida do reator com tempo de 15 dias.A partir destas informações determinou- se que o curto período de adaptação juntamente com a desestabilidade da temperatura foram as principais variáveis que determinaram a baixa eficiência de remoção de STV, principalmente no reator 2, que se encontraram inferiores aos 30%.

Remoção de DQO Com relação à DQO, segundo Santos (2004), eficiências interessantes para remoção devem ser da ordem de 65% a 75%, porém afirma que reatores anaeróbios de leito móvel podem chegar a apresentar eficiência global de remoção de DQO entre 70% a 98%, confirmando o desempenho elevado desse sistema de reator.

Conforme Quadro_3, observou-se grande eficiência na remoção de DQO em ambos os reatores. Ainda segundo Costa (2012), a DQO está diretamente relacionada com o controle de temperatura, visto que a concentração de DQO diminuirá para temperaturas mais baixas provocando um aumento significativo de pH, justificando assim o fato de o reator com controle térmico, operando em temperatura superior e tendendo à constância, apresentar uma maior taxa de remoção nos tempos de retenção.

Apesar das médias de eficiência de remoção se concentrarem em torno de 68%, em momentos da pesquisa pode-se verificar que estes valores foram superados, tendo-se TRH com remoção superior a 79%.

A eficiência constatada em ambos os reatores foram significativas mediante comparação de outros trabalhos com emprego do mesmo tipo de reator. Campos et al. (2005), obtiveram eficiência média de 78% de remoção de DQO a partir de resíduos de suinocultura utilizando reator UASB com TRH médio de 30 horas.

Angonese et al. (2006) observaram conversão de 77% da DQO, Bortoli et al.

(2009) obtiveram eficiências de 70%, Bueno (2010), obteve médias de remoção entre 51% e 61,6%.

Serejo e Boncz (2011), afirmam que o tratamento da vinhaça com reatores tubulares pode garantir uma eficiência de até 75%, tornando viável o emprego deste reator no tratamento deste resíduo. Adicionalmente, Santos (2004), obteve com reator de fluxo ascendente eficiência média de remoção de 89,5%.

Adicionalmente, um aumento na temperatura do reator termicamente controlado para a faixa termofílica poderia ocasionar um aumento abrupto na remoção de DQO, no entanto, rápida degradação e conversão do material orgânico em ácidos voláteis pode não ser acompanhada pela fase metanogênica gerando acumulo destes no sistema, ocasionando colapso do reator (Viana, 2006).

É importante salientar que as características iniciais do efluente, bem como o sistema de operação e suas condições, são bastante influenciadores no sucesso do tratamento, visto que Machado e Freire (2009) obtiveram remoção média de 23% e máxima de 40% no tratamento de vinhaça com DQO inicial de 55.000 mg.L-1 em reator UASB operando com TRH de 20 horas, comprovando a variação comentada.

Produção de metano Na Figura_1, pode verificar-se o perfil da produção de metano durante o período de monitorização do reator. Nota-se uma diferença significativa no que diz respeito ao perfil da produção de metano entre os dois reatores. A produção de biogás nem sempre está atrelada à total produção de metano, visto que os micro- organismos não apresentando condições favoráveis, podem produzir maiores concentrações de CO2, como em casos onde a fase da metanogênese-acetoclástica é prejudicada de alguma maneira, como pH e índice de acidez elevados (Balmant, 2009).

A produtividade no Reator 2 foi muito inferior (330%) ao Reator 1, apesar deste apresentar estabilidade de produção de gás durante os 49 dias de monitorização, enquanto que o reator termicamente controlado apresentou muitas variações bruscas. A relação de produção de metano por DQO alimentada correlacionada com a temperatura pode ser visualizada na Figura_2.

Fica visível que a produção de metano a partir da conversão de DQO é crescente no Reator 1 com tendência linear a partir do 15º dia de fermentação, onde a remoção de STV apresentou-se de forma mais eficiente. O Reator 2 se mostra tendendo à estabilização na produção, não apresentando melhora na eficiência no decorrer do tempo.

Souza et al. (2005), afirmam que temperaturas entre 35-45 °C garantem uma melhor produção de metano, além de apresentar produção de biogás de 5 a 6 vezes maior do que sob temperatura de 25 °C. Igualmente, temperaturas mais elevadas possibilitam menores tempos de TRH. Souza et al. (2008) drefrem que a temperatura exerce certa influência sobre a velocidade do processo de biodigestão e biodigestores. Operando na faixa termofílica, a remoção de DQO e sólidos ocorrem com maior eficiência do que em reatores sob faixa mesofílica.

Ainda confirma que diferenças significativas podem ser verificadas na produção volumétrica de metano com o aumento da temperatura, obtendo melhores resultados com utilização de biodigestores em faixas próximas a 40°C.

Contrariamente a Souza et al. (2008), Souza et al. (2005) observaram maiores produções em reatores operados em temperatura de 35oC, comparativamente a reatores a 25 e 40oC, no caso de reatores sem agitação, tendo produção superior em reatores com maior temperatura (40oC) quando agitados mecanicamente.

Conclusões O fator temperatura influenciou consideravelmente o processo de biodigestão nos dois reatores principalmente na produção de metano. As eficiências de remoção de DQO apresentaram-se próximas as encontradas em literatura para digestão dos resíduos estudados, enquanto as eficiências de remoção de ST e STV apresentaram valores relativamente baixos.