Atividade metanogênica

A avaliação periódica da atividade da massa bacteriana dentro de um reator é uma forma de se detectar possíveis problemas operacionais no sistema.

Segundo POETSCH e KOETZ (1998), o teste de atividade metanogênica específica (AME) é um dos controles operacionais que mais tem merecido atenção de pesquisadores em todo mundo, visto que ainda não foi objeto de uma padronização, ficando cada grupo de pesquisa livre no uso de métodos mais adequados ao seu trabalho. Alguns métodos encontrados na literatura são por demais refinados ou caros e outros grosseiros ou imprecisos (CHERNICHARO, 1997).

De uma forma geral, o método se baseia na incubação de uma certa quantidade de biomassa anaeróbia, em um meio contendo uma certa concentração de acetato (um substrato adequado para as arquea bactérias, ou metanogênicas) e nutrientes, a uma determinada temperatura constante (HOSKONING, 1989 apud VAN HANDEL e LETTINGA, 1994; POETSCH e KOETZ, 1998). A quantidade de biogás produzido é devidamente medida por unidade de tempo e por unidade de massa microbiana; e a partir das medições de CH4 realizadas em intervalos de tempo do teste, é possível determinar uma

curva cuja maior tangente fornece o valor da atividade metanogênica máxima.

A metodologia do teste de atividade metanogênica pode também ser útil na determinação da biodegradabilidade anaeróbia (POETSCH e KOETZ, 1998), no grau de adaptação ao resíduo a ser degradado por aquele inóculo (JAWED e TARE, 1999; PINTO, 2000) e da toxicidade a certos compostos de determinados efluentes cujas características recalcitrantes exijam uma estimativa prévia da eficiência global do processo.

Destaca-se também que a determinação da AME é importante para o conhecimento de cargas aplicadas máximas admissíveis ao lodo, na avaliação de parâmetros cinéticos e na avaliação do comportamento do lodo sob efeito de compostos potencialmente inibidores (CHERNICHARO, 1997; HARADA et al., 1994 e PERLE et al., 1995 apud JAWED e TARE, 1999). Na Tabela 5.2 apresentam-se alguns dados relativos à atividade metanogênica de diversos tipos de lodos anaeróbios, sob diversas condições de temperatura, obtidos por diversos autores.

Observa-se uma não padronização das unidades de medição da atividade metanogênica, devido principalmente à aplicação de metodologias diferentes.

Tabela 5.2- Atividades metanogênicas de variados inóculos anaeróbios

Inoculo Atividade metanogênica específica Autor

Lodo de esgoto 0,13 l CH4/g lixo seco BARLAZ (1990)

Biofilme 0,05 a 0,12 l CH4/gSSV.d ARAÚJO (1995)

Lodo de esgoto 0,16 l CH4/gSSV.d PENNA (1994)

Lodo de esgoto digerido 0,04 l CH4/gSSV.d

(CNTP e 30o _C)

Lodo UASB 0,06 l CH4/gST.d (30o C)

0,09 l CH4/gST.d (35o C)

Lodo anaeróbio de efluente de fábrica de batata

0,035 a 0,05 l CH4/gST.d

(CNTP e 30o _C)

Lodo de digestor em batelada 0,014l CH4/gST.d (35o C)

Estrume de porco digerido 0,0142 l CH4/gST.d

(CNTP e 30o _C)

Resíduo verde digerido 0,0085 a 0,01 l CH4/gST.d

(CNTP e 30o _C)

BRUMMELER (1993)

Lodo UASB- Matadouro 0,28 l CH4/gSSV.d TORRES (1997)

Lodo ETE (Chicanas) 0,05 a 0,52 l CH4/gSSV.d POVINELLI (1999)

Lodo granular 0,5 a 1,5 g DQOCH4 / g SSV

(30o _{C e 70-120 g SSV/l)}

Lodo doméstico digerido 0,02 a 0,2 g DQOCH4 / g SSV

(30o _{C e 15-40 g SSV/l)}

Esterco digerido 0,02 a 0,8 g DQOCH4 / g SSV

(30o _{C e 20-80 g SSV/l)}

Lodo de tanque séptico 0,01 a 0,7 g DQOCH4 / g SSV

(30o _{C e 10-50 g SSV/l)}

Lodo de lagoa anaeróbia 0,03 DQOCH4 / g SSV

(30o _{C e 30 g SSV/l)}

Esterco fresco 0,01 a 0,02 g DQOCH4 / g SSV

(30o _{C e 70-120 g SSV/l)}

FIELD et al. (1988)

VILLAS-BOAS (1990) citado por PINTO (2000) observa que a obtenção da biodegradabilidade anaeróbia real é de difícil determinação, já que parte do substrato consumido pelos microrganismos é convertido em CO2 e CH4, enquanto outra parte, de

difícil quantificação, é transformada em novas células. O teste de biodegradabilidade anaeróbia apesar de não exato é um indicativo da taxa degradativa.

FIELD et al. (1988), destacam que alguns compostos encontrados em diversos tipos

de água residuárias podem conter compostos inibidores da atividade metanogênica como: NH3, H2S, cátions de metais alcalinos e alcalinos terrosos (sobretudo Na+, Mg++ e Ca++),

formaldeído, cianeto (CN-), metais pesados e antibióticos, ácidos graxos voláteis de cadeia curta (AGV) e superiores (AGS), compostos fenólicos, taninos, terpenos.

Estes mesmos autores destacam que os compostos inibidores pode ser classificados de acordo com seu padrão de toxicidade, podendo ser distinguidos três tipos: metabólicos, fisiológicos e bactericidas. Na Tabela 5.3 apresenta-se um detalhamento dos efeitos dos padrões de toxicidade nos microrganismos em função do tempo de exposição.

Tabela 5.3-Detalhamento dos efeitos dos padrões de toxicidade nos microrganismos em função do tempo de exposição.

Padrão da toxina Durante a exposição

Imediatamente depois da exposição

Em longo prazo Efeito nos microrganismos Atividade inibitória

Atóxica Baixa Baixa Baixa Sem dano

Metabólica Baixa Alta Alta Sem dano

Fisiológica Baixa Baixa Alta Dano a componentes

subcelulares

Bactericida Alta Alta Alta Toda a célula

prejudicada

Fonte: Adaptado de FIELD et al. (1988)

O padrão de inibição pode ser esclarecido a partir da retirada do composto tóxico. No caso do padrão de inibição metabólico as alterações na atividade celular são reversível e de rápida recuperação. No caso do padrão fisiológico, a atividade pode ser recuperada a níveis iniciais, entretanto, a recuperação é mais lenta; porém, o incremento na atividade é

superior que o correspondente ao crescimento de novas células (FIELD et al., 1988). Os compostos enquadrados no padrão bactericida ocasionam geralmente a morte das células sendo o incremento da atividade após a retirada do composto bactericida proporcional ao crescimento celular.

FIELD et al. (1988) destacam também que os efeitos inibitórios podem diminuir em

virtude da adaptação do lodo às condições ambientais, que podem ser reais ou indiretas, devido principalmente às rotas degradativas alternativas ou modificação biológica da toxina. Destaca-se que estes tipos de adaptação são mais freqüentes para toxinas orgânicas biodegradáveis. É sugerido então que, inicialmente se apliquem cargas subinibitórias da toxina, evoluindo crescentemente a valores capazes de adaptação.