Parâmetros para projeto de lagoas anaeróbias para tratamento de efluentes de abatedouro de bovinos

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UNIVERSIDADE ESTADUAL DE CAMPINAS Faculdade de Tecnologia

PAULO EDUARDO DOS SANTOS SOLDERA

PARÂMETROS PARA PROJETO DE LAGOAS ANAERÓBIAS PARA TRATAMENTO DE EFLUENTES DE ABATEDOURO DE BOVINOS

Limeira

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PAULO EDUARDO DOS SANTOS SOLDERA

PARÂMETROS PARA PROJETO DE LAGOAS ANAERÓBIAS PARA TRATAMENTO DE EFLUENTES DE ABATEDOURO DE BOVINOS

Tese apresentada à Faculdade de Tecnologia da Universidade Estadual de Campinas como parte dos requisitos exigidos para a obtenção do título de Doutor em Tecnologia, na área de Ambiente.

Orientador: PROF. DR. ENELTON FAGNANI

Co-orientador: PROF. DR. RENATO FALCÃO DANTAS

Limeira 2018 ESTE EXEMPLAR CORRESPONDE À VERSÃO FINAL DA TESE DEFENDIDA PELO ALUNO PAULO EDUARDO DOS SANTOS SOLDERA, E ORIENTADO PELO PROF. DR. ENELTON FAGNANI

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FOLHA DE APROVAÇÃO

Abaixo se apresentamos membros da comissão julgadora da sessão pública de defesa de tese para o Título de Doutor em Tecnologia na área de concentração de Ambiente, a que submeteu o aluno Paulo Eduardo dos Santos Soldera, em 18 de dezembro de 2018 na Faculdade de Tecnologia - FT/ UNICAMP, em Limeira/SP.

Prof. Dr. Enelton Fagnani

Presidente da comissão julgadora e orientador / FT – UNICAMP

Profa. Dra. Cassiana Maria Reganhan Coneglian

FT – UNICAMP

Prof. Dr. Adriano Luiz Tonetti

FEC – UNICAMP

Prof. Dr. Erich Kellner

CCET – UFSCar

Prof. Dr. Pedro Sérgio Fadini

DQ – UFSCar

Ata da defesa, assinada pelos membros da Comissão Examinadora, consta no SIGA/Sistema de Fluxo de Dissertação/Tese e na Secretaria de Pós Graduação da FT.

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Dedico este trabalho

Aos meus pais

Paulo Soldera e

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AGRADECIMENTOS

Aos Professores Dr. Enelton Fagnani e Dr. Renato Falcão Dantas pela oportunidade, dedicação, atenção e orientação a mim concedida. Sou muito grato pela amizade, confiança e suporte ao longo de nosso trabalho.

Às minhas irmãs Silvana Regina dos Santos Soldera e Silvia Rita dos Santos Soldera pela dedicação e paciência.

Ao PRP FAEPEX UNICAMP (Proc. n. 0971/14 e 3214/16) pelo suporte financeiro na compra de materiais e equipamentos.

Aos alunos Thomas Spiewak Figueiredo, Cibele Naomi Iwamoto e Nathália Pinheiro Ferreira da Silva pela fundamental colaboração durante os experimentos e elaboração da pesquisa.

Agradeço os técnicos e amigos de longa data Anjaina F. de Albuquerque, Geraldo Dragoni Sobrinho e Josiane Ap. de Souza Vendemiatti, do Laboratório de Físico-Química, e ao Gilberto de Almeida do Laboratório de Microbiologia, pela contribuição e auxílio nos procedimentos laboratoriais.

À toda equipe de pesquisadores do GOTAS - Grupo de Otimização de Tecnologias Analíticas Aplicadas a Amostras Ambientais e Sanitárias - pela parceria e amizade.

À engenheira ambiental Viviane Furlan Campos pela autorização e apoio nas coletas das amostras no sistema de tratamento de efluentes de abatedouro de bovinos em Piracicaba/SP.

Ao Prof. Dr. José Roberto Guimarães (Tuca) pela amizade, apoio e incentivo.

Aos sócios Alexandre Pansani e Mario Roberto Barraza Larios da empresa Gerenciamento Ambiental Ltda., pelo apoio e parceria de longos anos em projetos ambientais.

Agradeço também, aqueles que em algum momento da minha vida me ajudaram a enfrentar os obstáculos do dia-a-dia e me auxiliaram na tomada de decisões importantes.

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RESUMO

O tratamento de efluentes provenientes do abate de bovinos é normalmente realizado por processo anaeróbio, onde a modalidade técnica de lagoas anaeróbias em série é a mais empregada. Contudo, os critérios para dimensionamento desses sistemas não estão bem definidos e na maioria das situações são utilizados conhecimentos empíricos como fundamento de concepção, não havendo modelamento específico. Para efluentes desta natureza, os critérios técnico-científicos publicados são limitados e não se elege uma equação ou modelo prático universal. Assim, esta pesquisa avaliou o comportamento da biodegradabilidade desse efluente submetido ao processo anaeróbio, empregando a adaptação do método de Bartha e Pramer convencional para respirometria em água residuária sob condição anaeróbia. A ferramenta foi empregada testando o efluente bruto em leito estacionário, operando em batelada, submetido a diferentes temperaturas controladas e correlacionando a emissão de gás CO2 com a redução da concentração da carga orgânica em termos de DBO. Os resultados demonstraram que o efluente de abatedouros de bovinos apresenta grande redução de carga orgânica em termos de DBO, em um tempo de permanência compatível com sistemas de lagoas de estabilização e foi exeqüível apresentar uma proposta de equação e critério prático para dimensionamento desse sistema levando em consideração a temperatura do ambiente, tempo de detenção hidráulica e a eficiência de remoção de DBO esperada. Avaliando comparativamente os valores percentuais entre as eficiências de remoção de DBO simuladas e as obtidas em um sistema real através de 3 lagoas anaeróbias em série, pode-se considerar que o critério apresentado nesse trabalho apresenta resultados suficientemente satisfatórios, variando de 1,8 % a 3,7%, demonstrando uma acertada correlação entre os valores experimentais deste trabalho e os verificados em sistemas reais.

Palavras-chave: critérios de dimensionamento, efluente de abatedouro, respirometria, tempo de detenção hidráulica, tratamento anaeróbio, lagoas de estabilização.

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ABSTRACT

The treatment of wastewater of cattle abattoir is usually carried out through anaerobic processes, and the serial system of anaerobic ponds is the most used. In spite of this, the design criteria for this kind of systems are not well-defined. Predominantly, empirical knowledge is used as basis for design, and there is no specific model or universal pattern in the current literature. The present work proposes an equation for designing these treatment systems that takes into account environmental temperature, hydraulic retention time and biochemical oxygen demand (BOD) removal efficiency. For this, the effluent biodegradability was evaluated through modified Bartha and Pramer respirometry method, under stationary and anaerobic conditions. CO2 emissions under different temperatures were monitored and related to BOD removal. The simulated results were compared with real treatment systems in operation and acceptable variations, from 1.8% to 3.7%, were obtained. In conclusion, the equation presented here showed a close relationship between the simulated situation and real serial anaerobic ponds, yielding technical parameters for the construction of new systems like these, as well as efficiency evaluation and expansion project of the old ones.

Key words: design criteria, slaughterhouse effluent, respirometry, hydraulic retention time, anaerobic treatment, stabilization ponds.

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LISTA DE ILUSTRAÇÕES

Figura 1 – Decaimento de DQO durante a biodigestão anaeróbia de 40 mL de

efluente de abatedouro bovino por 30 dias a 35ºC 23

Figura 2 – Remoção de DQO solúvel nos experimentosde Flores-Juarez et al.

(2014) a 18ºC e 37ºC 24

Figura 3 - DQO cumulativa removida do reator como o metano (CH4-DQO) a temperaturas de funcionamento de 30°C, 25°C e 20°C. A proporção do primeiro para o segundo indica o grau de conversão do DQO removida em

metano 25

Figura 4 – Configuração das lagoas anaeróbias no Churchill Abattoir 28 Figura 5 – Esquema do layout das lagoas anaeróbias indicando pontos de

amostragem e fluxo de águas residuárias 30

Figura 6 – Seção transversal de uma lagoa anaeróbia 33

Figura 7 – Taxas máximas de aplicação volumétrica recomendadas para lagoas anaeróbias para resíduos animais em massa de sólidos voláteis, SV,

por dia por unidade de volume de lagoa em cada isoterma 34

Figura 8 – Curva de eficiência de remoção de carga orgânica em termos de

DBO em função do TDH 38

Figura 9 – Representação gráfica da reação de saturação, segundo

Michaelis-Menten 42

Figura 10 – Mudanças cronológicas no número de projetos baseados em modelos de lagoas de estabilização de esgoto nas últimas seis décadas 46 Figura 11 – Relação entre a LV admissível em lagoas anaeróbias e a

temperatura 52

Figura 12 – Valores experimentais da eficiência de remoção da DBO em

função do tempo de permanência em lagoas anaeróbias 54

Figura 13 – Comparação entre as eficiências calculadas hipoteticamente através das equações propostas por Mara; Pearson (1998) e a eficiência

média das lagoas situadas na cidade de Campina Grande-PB 57

Figura 14 – Ábaco para determinação da porcentagem remanescente de

reagente para reatores com escoamento disperso 59

Figura 15 – Velocidades de crescimento características de diferentes tipos de

microrganismos em resposta à temperatura 62

Figura 16 – Fluxograma da fase líquida do sistema de tratamento de águas

residuárias do abatedouro em Piracicaba/SP 65

Figura 17 – Imagem de satélite do abatedouro com indicações das unidades

do sistema de tratamento de efluentes 66

Figura 18 – Esquema de um respirômetro 67

Figura 19 – Diagrama esquemático da bancada de ensaios na incubadora 71 Figura 20 – Método de coleta de alíquota da amostra de efluente - Coleta com pipeta localizada no núcleo da amostra e uso de lanterna para facilitar a

visualização da separação de fases 72

Figura 21 – Representação esquemática de cada experimento (representa 1

experimento na Tabela 15) 73

Figura 22 – Diagrama esquemático da metodologia de registro de informações de indicadores de degradação anaeróbia para cada temperatura média interna

da incubadora 75

Figura 23 – Resultados da redução de DBO (mg/L) das amostras do efluente

(10)

Figura 24 – Resultados da eficiência acumulada de redução de DBO (em %)

em várias temperaturas médias ao longo do tempo 79

Figura 25 – Resultados da redução de DQO (mg/L) em várias temperaturas

médias ao longo do tempo 80

Figura 26 – Eficiência de redução de DQO em várias temperaturas médias ao

longo do tempo 81

Figura 27– Esquema representativo da curva de amostra de regressão

assintótica de 1ª parametrização 83

Figura 28 – Eficiência de redução de DBO em várias temperaturas médias ao longo do tempo – Curvas obtidas através da aplicação das equações ajustadas

através de regressão assintótica de 1ª parametrização 84

Figura 29 – Eficiência de redução de DBO para as temperaturas médias ao longo do tempo – Curvas ajustadas através de regressão assintótica de 1ª parametrização. a) 14,7º; b) 16,7ºC; c) 19,8ºC; d) 20,3ºC; e) 25,4ºC; f) 30ºC; g)

35,1ºC 85

Figura 30 – Eficiência de redução de DBO em várias temperaturas médias ao longo do tempo – Simulação utilizando a Equação 37 nas mesmas temperaturas e períodos de tempo utilizados nos experimentos 88 Figura 31 – Eficiência de redução de DBO em simulação com em várias temperaturas médias aleatórias ao longo do tempo – Simulação utilizando a

Equação 37 88

Figura 32 - Curvas comparativas para verificação da Equação 37 em relação às eficiências de remoção de DBO em termos de valores mensurados e ajustados. a) 14,7º; b) 16,7ºC; c) 19,8ºC; d) 20,3ºC; e) 25,4ºC; f) 30ºC; g)

35,1ºC 90

Figura 33 – Planta baixa do sistema de tratamento de efluentes de efluente de abatedouro de efluentes de bovinos em Barretos/SP (sem escala) 96 Figura 34 – Dimensões gerais das lagoas anaeróbias (sem escala, em m) -

Aspectos construtivos 99

Figura 35 – Dimensões gerais das lagoas anaeróbias (sem escala, em m) -

Aspectos construtivos 103

Figura 36 – Produção de CO2 acumulado em função do tempo para as temperaturas médias em amostras de 100 mL de efluente os respirômetros 104 Figura 37 – Produção acumulada de CO2 para a temperatura média ambiente de 14,7ºC ao longo do tempo – valores de desvio padrão relativo para cada

medida considerada 105

Figura 38 – Produção acumulada de CO2 para a temperatura média ambiente de 16,7ºC ao longo do tempo – valores de desvio padrão relativo para cada

Figura 42 – Produção acumulada de CO2 para a temperatura média ambiente de 30ºC ao longo do tempo – valores de desvio padrão relativo para cada

(11)

medida considerada 107 Figura 43 – Produção acumulada de CO2 para a temperatura média ambiente de 35,1ºC ao longo do tempo – valores de desvio padrão relativo para cada

Figura 44 – Resultados da eficiência de produção de CO2 acumulado (em %) em função do tempo para o valor médio de temperatura ambiente de 14,7ºC em amostras de 100 mL de efluente no respirômetro – pH das amostras 109 Figura 45 – Resultados da eficiência de produção de CO2 acumulado (em %) em função do tempo para o valor médio de temperatura ambiente de 17ºC em amostras de 100 mL de efluente no respirômetro – pH das amostras 109 Figura 46 – Resultados da eficiência de produção de CO2 acumulado (em %) em função do tempo para o valor médio de temperatura ambiente de 19,8ºC em amostras de 100 mL de efluente no respirômetro – pH das amostras 110 Figura 47 – Resultados da eficiência de produção de CO2 acumulado (em %) em função do tempo para o valor médio de temperatura ambiente de 20,3ºC em amostras de 100 mL de efluente no respirômetro – pH das amostras 110 Figura 48 – Resultados da eficiência de produção de CO2 acumulado (em %) em função do tempo para o valor médio de temperatura ambiente de 25,4ºC em amostras de 100 mL de efluente no respirômetro – pH das amostras 111 Figura 49 – Resultados da eficiência de produção de CO2 acumulado (em %) em função do tempo para o valor médio de temperatura ambiente de 30,0ºC em amostras de 100 mL de efluente no respirômetro – pH das amostras 111 Figura 50 – Resultados da eficiência de produção de CO2 acumulado (em %) em função do tempo para o valor médio de temperatura ambiente de 35,1ºC em amostras de 100 mL de efluente no respirômetro – pH das amostras 112 Figura 51 – Resultados da eficiência de produção de CO2 acumulado (em %) em função do tempo para valores médios de temperatura ambiente em

amostras de 100 mL de efluente no respirômetro 112

Figura 52 – Segmentação de comportamento/desempenho que ocorre na

produção de CO2 em função da temperatura 114

Figura 53 – Resultados da eficiência de produção de CO2 acumulado (em %) em função do tempo para valores médios de temperatura ambiente em amostras de 100 mL de efluente no respirômetro – Cenário 1 114 Figura 54 – Resultados da eficiência de produção de CO2 acumulado (em %) em função do tempo para valores médios de temperatura ambiente em amostras de 100 mL de efluente no respirômetro – Cenário 2 115 Figura 55 – Resultados da eficiência de produção de CO2 acumulado (em %) em função do tempo para valores médios de temperatura ambiente em amostras de 100 mL de efluente no respirômetro – Cenário 3 115 Figura 56 – Resultados da eficiência de produção de CO2 acumulado (em %) em função do tempo para valores médios de temperatura ambiente em amostras de 100 mL de efluente no respirômetro - Curvas obtidas através de equações ajustadas - regressão assintótica de 1ª parametrização 116 Figura A1 – Representação gráfica de valores dentro da incubadora e na massa líquida para a campanha da temperatura ambiente programada na incubadora de 15ºC. Temperatura do efluente bruto na coleta: 32,3ºC 131 Figura A2 – Representação gráfica de valores dentro da incubadora e na massa líquida para a campanha da temperatura ambiente programada na incubadora de 17ºC. Temperatura do efluente bruto na coleta: 33,3ºC 131 Figura A3 – Representação gráfica de valores dentro da incubadora e na

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massa líquida para a campanha da temperatura ambiente programada na incubadora de 20ºC. Temperatura do efluente bruto na coleta: 34ºC 132 Figura A4 – Representação gráfica de valores dentro da incubadora e na massa líquida para a campanha da temperatura ambiente programada na incubadora de 20ºC (Repetição). Temperatura do efluente bruto na coleta:

31,2ºC 132

Figura A5 – Representação gráfica de valores dentro da incubadora e na massa líquida para a campanha da temperatura ambiente programada na incubadora de 25ºC (Repetição). Temperatura do efluente bruto na coleta:

32ºC 133

34ºC 133

31ºC 134

Figura B.1 – Eficiência de redução de DBO em várias temperaturas médias ao longo do tempo – Curvas ajustadas através de regressão assintótica de 1ª

parametrização 137

Figura D.1 – Curva ajustada através de regressão linear. Valores do parâmetro

a em função da temperatura 140

Figura D.2 – Curva ajustada através de regressão linear. Valores do parâmetro

b em função da temperatura 140

Figura D.3 – Valores do parâmetro c em função da temperatura. Regressão

assintótica de 1ª parametrização 141

Figura G.1 – Condições meteorológicas históricas em junho de 2009 em

Barretos/SP 147

Figura H.1 – Tanque de equalização do abatedouro de bovinos em Piracicaba/SP. Pondo de coletas das amostras utilizadas nos experimentos 169 Figura H.2 – Titulação em andamento durante os ensaios de respirometria 169 Figura H.3 – Frasco reagente de boca larga com amostra incubada 170 Figura H.4 – Medição de temperatura com termômetro de vareta na amostra

de efluente 170

Figura H.5 – Medição de temperatura com termômetro de vareta na amostra

de efluente 171

Figura H.6 – Preparação dos ensaios de respirometria com amostra

homogeneizada de efluente 171

Figura H.7 – Preparo de materiais para os ensaios de respirometria 172 Figura H.8 – Medição da temperatura do efluente bruto coletado na estação de

tratamento de efluentes em Piracicaba/SP 172

Figura H.9 – Amostra de efluente coletado dos frascos reagentes para análises

de DBO e DBO 172

Figura H.10 – Respirômetros com amostras de efluente e branco preparados

para serem incubados 173

Figura H.11 – Volume de amostra do efluente bruto sendo aferido antes de ser

incubado 173

Figura H.12 – Ensaio de respirometria 173

(13)

Figura H.14 – Aferição da temperatura com o termo-higrômetro 174 Figura I.1 – Esquema gráfico para determinar se a reação é de 1ª ordem. Se os resultados atenderem a tendência apresentada, a reação é de 1ª ordem. a) -log(C/C0) em função do tempo; b) 1/C em função do tempo 175

Figura I.2 - Relação entre DBO e tempo, a 19,80C 180

Figura I.3 - Relação entre DBO e tempo, a 20,30C 181

Figura I.4 - Comportamento para os dados de DQO a 19,80C, utilizando-se a

relação de primeira ordem 182

Figura I.5 - Comportamento para os dados de DBO a 20,30_{C, utilizando-se a}

(14)

LISTA DE TABELAS

Tabela 1 – Taxas médias mensais de carga orgânica das lagoas A e B no

Churchill Abattoir 31

Tabela 2 – Características de águas residuárias no Churchill Abattoir Fonte: 31 Tabela 3 – Eficiências de remoção para o sistema de cinco lagoas anaeróbias

no Churchill Abattoir 31

Tabela 4 – Parâmetros de projetos recomendados para lagoas anaeróbias para tratamento de efluentes de processo de indústria de carne 37 Tabela 5 – Dados de monitoramento de sistemas de tratamento de efluentes

de abatedouros de bovinos 37

Tabela 6 – Resenha de abordagens baseadas em modelos de projetos de lagoas de estabilização de esgoto baseadas em mais de 150 artigos, livros e

relatórios de 1956 a 2016 45

Tabela 7 – Lista de valores e taxas reportados na abordagem de regras práticas aplicada em sistemas de lagoas anaeróbias, baseadas em modelos em mais de 150 artigos, livros e relatórios de 1956 a 2016 47 Tabela 8 – Lista de equações de regressão para dimensionamento lagoas anaeróbias de tratamento, baseadas em modelos em mais de 150 artigos,

livros e relatórios de 1956 a 2016 48

Tabela 9 - LV admissíveis para projeto de lagoas anaeróbias em função da

temperatura 52

Tabela 10 – Aspectos observados nas performances de lagoas anaeróbias Fonte: MITCHELL LAGINESTRA; VAN-OORSCHOT, 2009 (Adaptado) 53 Tabela 11 – Critérios de taxa de aplicação volumétrica sugeridos para lagoas

anaeróbias para tratamento de águas residuárias industriais 53 Tabela 12 – Resultados experimentais obtidos com digestão anaeróbia em

lagoas Anaeróbias tratando esgotos sanitários 54

Tabela 13 – Valores nominais das taxas de aplicação volumétrica admissíveis de DBO e da remoção percentual de DBO em lagoas anaeróbias a várias

temperaturas 55

Tabela 14 – Variação da remoção de DBO com o TDH em lagoas anaeróbias

no nordeste do Brasil a 25°C 56

Tabela 15 – Resumo das campanhas de experimentos realizados 73 Tabela 16 - Valores de temperatura aferidos para os ensaios. 77 Tabela 17 – Parâmetros a, b e c em suas respectivas temperaturas 86 Tabela 18 - Critério sinótico para dimensionamento de sistemas de tratamento

de efluentes provenientes de abatedouros de bovinos 93

Tabela 19 – Características do arranjo de lagoas do sistema de tratamento de efluentes de efluente de abatedouro de efluentes de bovinos em Barretos/SP 96 Tabela 20 – Dados do sistema de tratamento instalado e em operação. Cálculos de remoção de carga orgânica com a Equação 37 e com a equação de Thirumurthi (1969). Diferença percentual entre as eficiências acumuladas de remoção de carga orgânica em termos de DBO para o período de outubro

de 2007 em Barretos/SP 97

Tabela 21 – Dados do sistema de tratamento instalado e em operação. Cálculos de remoção de carga orgânica com a Equação 37 e com a equação de Thirumurthi (1969). Diferença percentual entre as eficiências acumuladas de remoção de carga orgânica em termos de DBO para o período de setembro

(15)

Tabela 22 – Dados do sistema de tratamento instalado e em operação. Cálculos de remoção de carga orgânica com a Equação 37 e com a equação de Thirumurthi (1969). Diferença percentual entre as eficiências acumuladas de remoção de carga orgânica em termos de DBO para o período de junho de

2009 em Barretos/SP 98

Tabela 23 - Valores de temperatura média mensal 101

Tabela 24 – Resultados de simulação para a unidade de Dar es Salaam 101 Tabela 25 – Resultados de simulação para a unidade de Águas de Chapecó 102 Tabela A1 – Registros de valores dentro da incubadora e na massa líquida para a campanha da temperatura ambiente programada na incubadora de

15ºC 124

Tabela A.2 – Registros de valores dentro da incubadora e na massa líquida para a campanha da temperatura ambiente programada na incubadora de

17ºC 125

20ºC 126

20ºC (repetição) 127

25ºC 128

30ºC 129

35ºC 130

Tabela B1 – Valores de DBO (mg/L) das amostras de efluente nas

temperaturas médias dos ensaios, ao longo do tempo 135

Tabela B.2 – Resultados da eficiência de redução de DBO (em %) em várias

temperaturas médias ao longo do tempo 136

Tabela C.1 – Valores de DQO (mg/L) das amostras de efluente nas

temperaturas médias dos ensaios, ao longo do tempo 138

Tabela C.2 – Resultados da eficiência de redução de DQO (em %) em várias

temperaturas médias ao longo do tempo 139

Tabela E.1 – Valores comparativos para validação de eficiência de remoção de carga orgânica em termos de DBO, para a temperatura média do ambiente de

14,7ºC 142

16,7ºC 142

19,8C 142

20,3ºC 143

(16)

carga orgânica em termos de DBO, para a temperatura média do ambiente de

25,1ºC 143

30ºC 143

35,1ºC 143

Tabela F.1 – Produção de CO2 acumulado (em mg/L) em função do tempo para valores médios de temperatura ambiente em amostras de 100 mL de

efluente no respirômetro 144

Tabela F.2– Resultados da eficiência de produção de CO2 acumulado (em %) em função do tempo para valores médios de temperatura ambiente em

amostras de 100 mL de efluente no respirômetro 145

Tabela G.1.1 – Condições meteorológicas históricas mensais no ano 2007 em

Barretos/SP 146

Tabela G1.2. – Condições meteorológicas históricas mensais no ano 2008 em

Barretos/SP 146

Tabela I.1 – Determinação de ordem de reação, constante da taxa de reação e taxa de reação através dos métodos de integração e diferencial apresentados por Metcalf & Eddy (2014) para a temperatura de 14,7ºC – Respectivos

gráficos anexos 176

Tabela I.3 – Determinação de ordem de reação, constante da taxa de reação e taxa de reação através dos métodos de integração e diferencial apresentados por (METCALF & EDDY, 2014) para a temperatura de 19,8ºC – Respectivos

Tabela J.1 – Dados completos dos experimentos de respirometria – 1ª a 3ª

campanha 186

Tabela J.2 – Dados completos dos experimentos de respirometria – 4ª a 10ª

(17)

SUMÁRIO

1. INTRODUÇÃO 19

2. REVISÃO DA LITERATURA 22

2.1. Tratamento de efluente de abatedouro 22

2.2. Tratamento anaeróbio de efluente de abatedouros 26

2.3 Cinética das reações em tratamento de efluentes 40

2.4 Modelos empregados no dimensionamento de lagoas de estabilização 43 2.5 Lagoas anaeróbias e critérios práticos de dimensionamento 49

2.5.1. Taxa de aplicação volumétrica (LV) 52

2.5.2. Estudo de dispersão em lagoas de estabilização 57

2.6. Método respirométrico 59

2.6.1.Crescimento bacteriano em sistemas anaeróbios em função da

temperatura 60

3. OBJETIVO GERAL 63

3.1 Objetivos específicos 63

4. MATERIAIS E MÉTODOS 64

4.1. Caracterização da área amostral e coletas 64

4.2 Adaptação do método respirométrico de Bartha e Pramer para efluentes

líquidos em processo anaeróbio 66

4.3. Materiais e equipamentos 67

4.3.1 Padronização do Método Respirométrico 68

4.4. Ensaios 70 4.4.1. Análises de dados 74 5. RESULTADOS E DISCUSSÃO 76 5.1. Temperatura 76 5.2. Redução de DBO 77 5.3. Redução de DQO 79

5.4. Ajustes da curvas de eficiências de redução de DBO 82

5.4.1. Ajustes individuais de cada campanha das curvas de eficiências de

redução de DBO 84

5.4.2 Desempenho da equação proposta 89

5.4.3 Proposta de critério de dimensionamento 91

5.4.4 Aspectos práticos para projeto e operação 94

5.4.5 Avaliação e comparação da proposta apresentada 95

5.4.6 Simulação com o critério proposto: cenário hipotético 100

5.4.7 Análises dos coeficientes das taxas de reação 103

5.5. Respirometria do efluente e produção de CO2 103

5.5.1. Eficiência de geração de CO2 108

5.5.2. Comportamento de eficiência de geração de CO2 113

6. CONCLUSÃO 118

7. RECOMENDAÇÕES PARA TRABALHOS FUTUROS 119

8. REFERÊNCIAS 120

APÊNDICE A - TEMPERATURA 124

APÊNDICE B - Redução de Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) 135 APÊNDICE C - Redução de Demanda Química de Oxigênio (DQO) 138 APÊNDICE D - Parâmetros a, b e c - curva assintótica de 1ª parametrização 140

APÊNDICE E - Confiabilidade da Equação 37 142

APÊNDICE F - Respirometria de líquidos e produção de CO2 144

(18)

Barretos/SP 146 APÊNDICE G - G.2. – Laudos analíticos – Sistema de tratamento efluentes

através de lagoas anaeróbias – Barretos/SP 148

APÊNDICE H - Relatório fotográfico 169

APÊNDICE I - I.1 Análises dos coeficientes das taxas de reação 175

APÊNDICE I - I.2 Cinética das reações a 20ºC 180

(19)

1. INTRODUÇÃO

As águas residuárias de abatedouros são caracterizadas por um elevado teor orgânico, composto principalmente por proteínas e gorduras, sendo uma mistura da água de processamento da linha de abate com a da limpeza das vísceras e sistema digestivo dos animais, o que causa uma grande variação na concentração da matéria orgânica (FARZADKIA et al., 2016).

Os abatedouros são parte de uma grande indústria comum a muitos países do mundo onde a carne é uma fonte importante da sua dieta. O setor da transformação de carne gera grandes volumes de águas residuárias, com composição do efluente variando em função dos diversos processos industriais e da demanda específica de água (LECOMPTE, 2015; BUSTILLO-LECOMPTE; MEHRVAR; QUIÑONES-BOLAÑOS, 2014).

Iniciativas de proteção ambiental e as crescentes demandas do mercado por práticas de controle ambiental estão levando a indústria de processamento de carne a considerar métodos mais sustentáveis para o tratamento de águas residuárias. Assim, as empresas do ramo vêm investindo em sistemas de tratamento de efluentes visando reutilização de água e recuperação de energia potencial devido à conversão de produtos orgânicos em biogás (BUSTILLO-LECOMPTE; MEHRVAR, 2017).

A indústria de processamento de carnes normalmente emprega o sistema de lagoas anaeróbias em suas plantas, como opção técnica para tratar sua geração de efluentes. Essa modalidade é o processo biológico aplicado mundialmente no tratamento de águas residuárias de elevada carga orgânica (CAO; MEHRVAR, 2011). É a escolha adotada como opção técnica para realizar o tratamento de águas residuárias em atividades agropecuárias na Austrália, apresentando alta eficiência, baixos custos operacionais e simplicidade de operação (MCCABE et al., 2014; MITTAL, 2006; USEPA, 2004).

Existem exceções ao uso do sistema anaeróbio em Estações de Tratamento de Efluentes (ETE) de abatedouro: no Chile, por exemplo, a grande maioria das unidades utiliza tratamento biológico aeróbio, onde o consumo de energia e manutenção de equipamento para transferência de oxigênio eleva consideravelmente o custo operacional. Porém, nos últimos anos, o tratamento

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biológico anaeróbio está sendo usado em plantas maiores devido às suas vantagens de custos operacionais reduzidos e produção de metano, que pode ser usado como combustível para fornecer energia para outros processos da indústria (VIDAL; HUILIÑIR; SALAZAR, 2016).

Muitas publicações sobre o tema têm sido produzidas na Austrália, uma vez que a indústria australiana de processamento de carne vermelha consiste em mais de 150 abatedouros que geraram para o ano financeiro de 2013–2014, 20,8 milhões de metros cúbicos de efluentes não tratados (HARRIS; SCHMIDT; MCCABE, 2017). Verifica-se alta demanda de energia e água e a geração de quantidades significativas de águas residuárias e resíduos sólidos. Conseqüentemente, a digestão anaeróbia está sendo cada vez mais a tecnologia empregada, com aproveitamento do gás metano (SCHMIDT et al., 2018). Existem vários processos para converter material orgânico em energia, onde a tecnologia de interesse mais aplicada é a digestão anaeróbia (WARE; POWER, 2016).

Ainda não foram apresentados, de forma sistemática na literatura mundial, fundamentos técnico-científicos para o dimensionamento de lagoa anaeróbia para tratamento de águas residuárias de abatedouros, e não foi concebida uma equação de projeto amplamente validada em nível mundial (MCCABE et al., 2013a). O conhecimento sobre critérios de dimensionamento das lagoas anaeróbias e da quantidade e qualidade do biogás gerado durante o processo permanece em grande parte indeterminado (MCCABE et al., 2014). O dimensionamento é realizado usando critérios de esgoto sanitário ou outros tipos de efluentes industriais, ou mesmo de forma experimental, e ainda assim, com os sistemas obtendo alta eficiência de remoção de carga orgânica. Existe um lapso concernente ao modelo de cálculo a ser utilizado como critério de dimensionamento e elaboração de projetos de lagoas anaeróbias. Parâmetros intrínsecos mais específicos são relevantes e imprescindíveis para a correta determinação do porte das unidades de tratamento, melhorando ainda mais a relação custo-benefício.

Além disso, os parâmetros construtivos que influenciam a eficiência de uma lagoa anaeróbia variam com as condições climáticas locais, onde variáveis como as questões térmicas ainda precisam ser mais bem definidas em termos de influência no desempenho do sistema de tratamento. As investigações científicas avaliam a eficiência de remoção de carga orgânica e produção de biogás em sistemas já em

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operação, mas não apresentam dados precedentes aos projetos, imprescindíveis na etapa de dimensionamento, projeto e construção.

A concepção dos sistemas de tratamento de efluentes de abatedouros é dimensionada (por vezes consiste em um esboço técnico) de maneira arbitrária e não incomum utilizando conhecimento prático dos profissionais que atuam nesse ramo. A maioria dos projetos emprega parâmetros como a taxa de aplicação volumétrica (LV) de maneira equivocada e adaptada de publicações dedicadas ao tratamento de esgoto sanitário. E essa conduta pode se justificar pelo fato de que ainda não foram publicados critérios específicos para efluente dessa natureza.

Uma prática habitual é dimensionar o sistema com lagoas anaeróbias em série em função do tempo de detenção hidráulica (TDH) e, como os volumes já definidos, obter matematicamente os valores de LV das unidades. A partir dos valores de LV, apresentam os cálculos de forma reversa, inserindo os valores de LV e determinando os volumes das lagoas, que são correspondentes aos TDH que já tinham sidos previstos empiricamente antes. Essa manobra conceitual é realizada para simular que o sistema foi dimensionado conforme os tradicionais e reconhecidos modelos utilizados para dimensionar sistemas de tratamento de esgoto sanitário.

Esse trabalho é uma investida científica para reduzir a lacuna relacionada aos parâmetros e critérios de dimensionamento de lagoas anaeróbias para tratamento de efluentes de abatedouros de bovinos, pelo devido equacionamento matemático das variáveis físicas e químicas envolvidas, estudando-se o comportamento da eficiência de remoção de carga orgânica em função de temperatura, Demanda Química de Oxigênio (DQO), Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO5,20, doravante denominada simplesmente de DBO) e massa de CO2 gerado durante a digestão anaeróbia dos efluentes.

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2. REVISÃO DA LITERATURA

2.1. Tratamento de efluente de abatedouro

Em abatedouros de bovinos existe alto consumo de água, acarretando elevadas proporções de volumes de efluentes, aproximadamente: 80 a 95% da água consumida é convertida em efluente (HANSEN; CHRISTIANSEN; HUMMELMOSE, 2000).

Os efluentes de abatedouro de bovinos se caracterizam por ter incorporado sangue, gordura, esterco, conteúdo ruminal não digerido e conteúdo intestinal. Apresentam variações de temperatura e pH ao longo do tempo em função do uso de agentes de limpeza ácidos e básicos (HANSEN; CHRISTIANSEN; HUMMELMOSE, 2000).

Nos abatedouros de bovinos é habitual dividir os efluentes em duas linhas verde e vermelha. A linha verde é composta pelos resíduos gerados em áreas sem presença de sangue, provenientes da recepção, lavagens de pátios, caminhões, currais, condução/“seringa”, bucharia e triparia. Já a linha vermelha é composta pelos resíduos que contêm sangue, provenientes da linha de abate, desossa, miúdos, graxaria, etc.

O processamento de carne vermelha produz efluentes com alta carga poluente compostos por estrume, gorduras, óleos e graxas e sangue. Estes componentes contribuem para elevar a concentração de parâmetros como DBO, DQO, óleos e graxas e sólidos suspensos totais (SST) (MCCABE et al., 2014). Vidal; Huiliñir; Salazar, (2016) trabalharam com efluente de abatedouro sendo tratado em reator anaeróbio em batelada (escala piloto) seguido de processo oxidativo avançado. A uma temperatura de 35ºC, obtiveram no processo anaeróbio eficiência em torno de 91% de remoção de DQO ao final de 30 dias (Figura 1). A solução teve uma DQO inicial de 1.494 mg/L. Durante os primeiros seis dias, a DQO aumentou para 1.980 mg/L, o que pode ser atribuído a processos de hidrólise ou liquefação que ocorrem no primeiro passo da digestão anaeróbia (VIDAL; HUILIÑIR; SALAZAR, 2016).

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Figura 1 – Decaimento de DQO durante a biodigestão anaeróbia de 40 mL de efluente de abatedouro bovino por 30 dias a 35ºC

Fonte: VIDAL; HUILIÑIR; SALAZAR, 2016 (Adaptado)

O processo de digestão anaeróbia provou ser excelente para o tratamento de águas residuárias, especificamente os efluentes da indústria de alimentos/carne. Além disso, muitos pesquisadores acreditam que algumas modificações nos componentes de alimentação (co-digestão), adição de surfactante ao fluxo de alimentação, projeto de lagoas, pré-tratamento e simulação podem ajudar a superar muitas dificuldades que podem se associar ao processo (HAMAWAND, 2015).

A diluição dos resíduos de abatedouros com alta taxa de inoculação aumentou a redução nos níveis de DQO de 60 a 90% durante os primeiros quinze dias de digestão anaeróbia. Aumento da temperatura resultou em maior redução dos níveis de DQO (AHMAD et al., 2014).

Harris; McCabe (2015) revisaram as técnicas de aproveitamento do metano proveniente do tratamento de altas concentrações de gordura presentes no efluente de abatedouros. Realizaram o levantamento de pré-tratamentos utilizados na digestão anaeróbia e sua potencial aplicação em águas residuárias com alto teor de gordura proveniente do abatedouro de bovinos. Levantaram os tipos de pré-tratamentos utilizados na digestão anaeróbia e suas potenciais aplicações em águas residuárias de abatedouros de bovinos com alto teor de gordura. Destacam diversas lacunas de conhecimento na literatura. Há uma clara falta de padronização nos relatórios relativos à digestão anaeróbia. Orientam a realização de uma revisão significativa em toda a literatura e que devem ser elaborados relatórios padronizados

D Q O ( m g/ L ) Tempo (dias)

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para aconselhar a indústria sobre como lidar com material da crosta superficial de gordura que se acumula nas lagoas anaeróbias.

Flores-Juarez et al. (2014) apresentaram resultados do desempenho de degradabilidade anaeróbia de resíduos de abatedouros pré-tratados com NaOH nas temperaturas de 18ºC (fase psicrófila) e 37ºC (fase mesófila). Para a diminuição da DQO solúvel, na Figura 2 estão apresentados os resultados obtidos para a DQO solúvel em função do período de digestão. No início, a DQO solúvel para ambos os digestores era de cerca de 13.000 mg/L. Após 30 dias, obtiveram-se concentrações de 8.670 e 4.000 mg/L para as temperaturas de 18ºC e 37ºC, respectivamente.

Figura 2 – Remoção de DQO solúvel nos experimentosde Flores-Juarez et al. (2014) a 18ºC e 37ºC

Fonte: FLORES-JUAREZ et al., 2014 (Adaptado)

A taxa de degradação anaeróbia de substâncias orgânicas aumenta com a temperatura (MASSÉ; MASSE, 2001). No Canadá, foram realizadas pesquisas com águas residuárias provenientes de abatedouros de suínos, onde objetivo foi investigar e comparar a estabilidade e eficiência dos reatores anaeróbios em batelada para o tratamento dessas águas residuárias contendo significantes concentrações de sólidos suspensos, operando e variando a temperatura do efluente em 30ºC, 25ºC e 20ºC (Figura 3). D Q O ( m g /L )

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Figura 3 - DQO cumulativa removida do reator como o metano (CH4-DQO) a temperaturas de funcionamento de 30°C, 25°C e 20°C. A proporção do primeiro para o segundo indica o grau de

conversão do DQO removida em metano.

Fonte: MASSÉ; MASSE, 2001 (Adaptado)

O comportamento de reatores anaeróbios é estável e eficiente, demonstrado pela elevada taxa de transformação de DQO removida em forma de metano, bem como a alcalinidade adequada e o pH nos reatores (MASSÉ; MASSE, 2001).

Rajeshwari et al. (2000) revisaram a adequação e o estado de desenvolvimento de reatores anaeróbios para a digestão de efluentes orgânicos. Apresentaram o desenvolvimento de vários reatores para o tratamento de efluentes de alta resistência de vários tipos de indústrias, incluindo abatedouro. Avaliou a capacidade de diferentes tipos de reatores específicos para diferentes águas residuárias. Apresentaram as possíveis modificações no processo existente para melhorar a eficiência do sistema.

D Q O ( g ) dias D Q O ( g ) D Q O ( g ) dias dias

CH4-DQO DQO removida

90,8% de DQOremovida

Convertida para metano

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2.2. Tratamento anaeróbio de efluente de abatedouros

A literatura (McCabe Et Al., 2014; Mittal, 2006; USEPA, 2004) - relata as altas eficiências que os sistemas anaeróbios apresentam em termos de remoção de carga orgânica. Porém há uma lacuna no conhecimento referente aos melhores parâmetros a serem utilizados como critérios de dimensionamento e elaboração de projetos de lagoas anaeróbias. Torna-se necessário então o desenvolvimento de parâmetros específicos para esse fim.

Os processos anaeróbios de tratamento de águas residuárias utilizam a remoção de compostos orgânicos complexos a metano e dióxido de carbono, além da produção de novas células (lodo), como mecanismo para reduzir a DBO do efluente. A combinação de gases, predominantemente metano, é comumente referida como biogás, e pode ser liberada diretamente para a atmosfera, coletada e queimada, ou usada como combustível .Os processos de tratamento de efluentes anaeróbios são mais sensíveis à temperatura e mudanças na taxa de carga orgânica do que os processos aeróbios de tratamento de águas residuárias (USEPA, 2004).

Os efluentes provenientes de abatedouros no Brasil têm sido tratados através de lagoas anaeróbias em série com elevado tempo de detenção hidráulica (≥ 20 dias). Com base em dados analisados no monitoramento empírico, verificou-se que esse formato obtém alta eficiência de remoção de carga orgânica em termos de DBO (≥ 90%), superior ao valor médio apresentado na literatura voltada ao tratamento anaeróbio de esgotos sanitários ( 60%).

Saghir; Hajjar, (2018) avaliaram na Síria a eficiência de reator UASB em escala piloto para o tratamento de efluentes de abatedouros de bovinos. O objetivo foi definir o tempo ideal de TDH e analisar a eficiência do processo de remoção de poluentes. As eficiências de remoção se ajustaram aos valores de TDH no reator UASB, para os seguintes valores de TDHs: 6, 12, 18, 24, 30 e 36 horas, obtendo as respectivas eficiências de remoção de DQO: 35,78, 48,93, 56,15, 71,3, 76,33, 83,37%, de acordo com a Equação 1.

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 

36 horas). lica (0 a ção hidráu o de reten TDH: temp e DQO; remoção d entagem de : é a porc (DQO) Onde: 1 TDH 4,6882 TDH = -0,0682 (DQO) r 2 r   

Ide et al. (1997) avaliaram o desempenho de lagoas de estabilização (anaeróbias e facultativas) no tratamento de efluentes de abatedouro com de características eminentemente orgânicas na cidade de Rochedo/MS. Os resultados apresentaram a remoção de DBO (97,0%), DQO (86,9%), sólidos sedimentáveis (98,9%), sólidos totais (69,7%) e óleos e graxas (98,3%), para um TDH de 27,7 dias. Ainda segundo os autores, as lagoas facultativas apresentam elevada turbidez, ocasionando o impedimento à passagem de raios solares e assim limitando a atividade fotossintética a uma estreita faixa na superfície, havendo, portanto, pouca produtividade de algas e conseqüentemente pequena remoção de nutrientes.

O conhecimento sobre o dimensionamento e desenvolvimento dessas lagoas anaeróbias e da quantidade e qualidade do biogás capturado permanece em grande parte indeterminado (MCCABE et al., 2014).

As lagoas anaeróbias são populares para tratamento de efluentes provenientes de abatedouros em países onde há disponibilidade de grandes áreas e o clima apropriado que permitem a construção desse sistema (BUSTILLO-LECOMPTE, 2015). As lagoas anaeróbias são amplamente utilizadas na indústria de carnes como a primeira etapa do tratamento secundário de águas residuárias de abatedouros e são eficientes para reduzir a demanda bioquímica de oxigênio (DBO) e a demanda química de oxigênio (DQO) em cerca de 90% (MCCABE et al., 2013a).

É comum aparecer uma camada de escória na superfície das lagoas anaeróbias, garantindo condições anaeróbias e baixa perda de calor. As lagoas anaeróbias típicas são construídas com uma profundidade de 3 e 5 m para TDH de 5 e 10 dias. As eficiências para remover a DBO, a DQO e os SST foram relatadas como sendo 97, 96 e 95%, respectivamente (MCCABE et al., 2014; MITTAL, 2006; USEPA, 2004).

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McCabe et al. (2014) relatam o desempenho de projeto de um sistema de lagoa anaeróbia coberta instalada em um abatedouro australiano para tratamento de suas águas residuárias. Foram utilizadas 5 (cinco) lagoas anaeróbias para os ensaios. Foram efetuadas amostragens durante 43 semanas divididas em duas etapas em lagoas A, B e E (Figura 4). A primeira etapa consistiu-se de 9 semanas e a segunda fase de 24 semanas. As amostragens foram realizadas duas vezes por semana no início da campanha de amostragem durante 9 semanas, e depois semanalmente. Amostras de águas residuárias para análises laboratoriais foram coletadas e analisadas pelo Serviço de Laboratório (ALS - Brisbane, Austrália). Os parâmetros medidos incluíram DQO, DBO, SST, OG, nitrogênio amoniacal (NH3-N), nitrogênio total Kjeldahl (NTK), alcalinidade, e ácidos graxos voláteis (AGV). No biogás gerado, quantificou-se o metano, dióxido de carbono, oxigênio, e teor de sulfeto de hidrogênio. O estudo avaliou o desempenho anaeróbio das lagoas cobertas em termos de eficiência de tratamento de resíduos e produção de biogás subseqüente. Observações deste trabalho indicam que o projeto foi bem sucedido e o funcionamento das lagoas anaeróbias cobertas é altamente sensível à inclusão de óleos e graxas no efluente ao entrar nas lagoas. Este problema é sistêmico na indústria de processamento de carne vermelha australiana.

Figura 4 – Configuração das lagoas anaeróbias no Churchill Abattoir

Fonte: MCCABE et al., 2014 (Adaptado)

Um dos principais problemas que os projetistas enfrentam é a existência de muitas opções de projetar lagoas de estabilização para tratamento de efluentes de abatedouros, mas não há nenhum método padrão ou critérios bem definidos. Os trabalhos relacionados a dimensionamento que foram realizados em abatedouros australianos não têm dados reais para apoiá-los (MCCABE et al., 2013b). O projeto é geralmente baseado em taxas aplicação volumétrica e tempo de detenção

Entrada 2 Entrada 1 Lagoa C Lagoa B Ponto de mistura Ponto de divisão de fluxo Lagoa A Lagoa D

Lagoa E Efluente tratado

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hidráulica obtidos através de plantas piloto e observações de sistemas de lagoas existentes (USEPA, 2004).

A indústria australiana de processamento de carnes vermelhas está começando a instalar tecnologia de lagoa anaeróbia coberta como medida para reduzir emissão de odor e metano. Apesar dos maiores custos iniciais de infraestrutura quando comparados com lagoas anaeróbias descobertas, as lagoas anaeróbias cobertas oferecem vantagens significativas como controle de odor, intensificação do processo de decomposição e remoção de DBO, aumento da taxa de alimentação e potencial de captura de biogás rico em metano (CSIRO, 2010).

McCabe et al. (2013b) trabalharam com o efluente do abatedouro de carne Churchill Abattoir Pty Ltd (CA) na Austrália através de lagoas anaeróbias cobertas conforme esquema apresentado na Figura 5. Este projeto focou-se no monitoramento das duas lagoas primárias do sistema de infraestrutura no abatedouro durante um período de 12 meses, a fim de avaliar o desempenho e a concepção das lagoas anaeróbias. As lagoas A e B foram o principal foco de monitoramento, uma vez que estas servem como lagoas primárias que recebem todas as águas residuárias. As águas residuárias passam então por uma série de três outras lagoas anaeróbias (C, D e E). O efluente de saída da lagoa E foi monitorado para compreender melhor o funcionamento do novo sistema de lagoas anaeróbias como um todo.

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Figura 5 – Esquema do layout das lagoas anaeróbias indicando pontos de amostragem e fluxo de águas residuárias

Fonte: MCCABE et al., 2013a (Adaptado)

Ainda de acordo com McCabe et al. (2013b), a vazão média diária das lagoas A e B durante o período de amostragem de 4 meses foi de 646 e 875 m³/dia com um TDH médio de 3,44 e 2,79 dias, respectivamente. A taxa de aplicação volumétrica (LV) é calculada em quilogramas de DQO aplicados por metro cúbico de volume de lagoa por dia (kg DQO/m³.d) de acordo com CSIRO (2010), que apresenta uma recomendação de LV de 0,05-0,08 kg DQO/m³.dia com um TDH de 20-40 dias. As correspondentes LVs obtidas para estas duas lagoas durante o período inicial de amostragem de 5 meses estão resumidas na Tabela 1. Os autores também destacam que ambas as taxas de carga de DBO e DQO estão fora dos parâmetros operacionais recomendados (acima do dobro) que são esperados devido ao TDH reduzido para cada lagoa. Se, no entanto, as cinco lagoas forem consideradas como um sistema integrado de tratamento de efluentes, as lagoas C, D e E operam dentro dos parâmetros de projeto.

Águas residuárias da planta

Save-all

Lagoa anaeróbia A Lagoa anaeróbia B

Lagoa anaeróbia C Lagoa anaeróbia D

Lagoa anaeróbia E Lagoa Facultativa 2

Lagoa aeróbia 3

Irrigação de culturas

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Tabela 1 – Taxas médias mensais de carga orgânica das lagoas A e B no Churchill Abattoir Nº de Amostras LV DQO (kg DQO/m³.dia) LV DBO (kg DBO/m³.dia) Nº de Amostras LV DQO (kg DQO/m³.dia) LV DBO (kg DBO/m³.dia) Junho de 2011 8 2,35 0,96 Julho de 2011 6 1,99 0,92 9 2,97 1,40 Agosto de 2011 2 1,98 0,83 4 3,6 1,53 Setembro de 2011 3 2,64 1,30 3 2,67 1,34 Outrubro de 2011 3 2,49 1,08 3 3,51 1,55 Eficiência de Remoção (%) 73,22 74,95 53,47 62,19 Mês

Lagoa Anaeróbia A Lagoa Anaeróbia B

Fonte: MCCABE et al., 2013a (Adaptado)

Na Tabela 2 está apresentada a caracterização da carga orgânica das águas residuárias do Churchill Abattoir (MCCABE et al., 2013b).

Tabela 2 – Características de águas residuárias no Churchill Abattoir Variação Lagoa A Média

Lagoa A Variação Lagoa B Média Lagoa B Variação Lagoa E Média Lagoa E DBO 1.410-5.150 3.402,67 163-7.020 3.273,04 78-302 188,8 DQO 2.630-21.100 7.442 1.040-12.100 7.051,00 672-1.660 1.155 OG 73-962 491,87 5-2.110 618 8-98 29,4 SST 1.370-6.830 3.235 457-6.870 2.991 138-1.700 704,1 Parâmetro (mg/L)

Efluente bruto Efluente Tratado

Fonte: MCCABE et al., 2013b (Adaptado)

Na Tabela 3 está apresentado o resumo da remoção percentual de DQO, DBO SST e OG para o sistema de cinco lagoas. Ao longo da amostragem, a lagoa A obteve remoção de DQO de 73% enquanto a lagoa B obteve uma remoção menor de 53%. A remoção total de SST foi mais eficiente para a lagoa A que a lagoa B com 76% e 40% registrados respectivamente. A remoção total de SST da lagoa B foi baixa, indicando que o TDH reduzido dessas lagoas não permite sedimentação adequada de sólidos de águas residuárias. A remoção de OG pelo sistema de cinco lagoas foi de 95% (MCCABE et al., 2013b).

Tabela 3 – Eficiências de remoção para o sistema de cinco lagoas anaeróbias no Churchill Abattoir

DQO DBO Sólidos Suspensos Totais Óleos e Graxas Lagoa anaeróbia A 73 75 76 85 Lagoa anaeróbia B 53 62 40 89 Sistema de 5 lagoas 84 94 76 95 Eficiência de Remoção (%) Unidade

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Observando os dados monitorados e apresentados na Tabela 3, McCabe et al. (2013b) concluíram que embora as duas lagoas primárias (lagoas A e B) fossem operadas bem acima das taxas nominais de carga orgânica (0,05-0,08 kg/m³. dia, CSIRO, 2010, o sistema funcionou eficientemente na eliminação da carga orgânica (DQO, DBO) das águas residuárias, embora grande parte desta redução possa ser atribuída à acumulação de uma crosta nas lagoas A e B.

Apesar de não ser uma publicação recente, a Norma ANSI/ASAE EP403.3 JUL99 - Design of Anaerobic Lagoons for Animal Waste Management é o documento que mais se aproxima do que se considera funcional e prático em termos de equações que relacionem a Taxa de Aplicação Volumétrica para efluentes de abatedouros com a temperatura média ambiente. Mesmo assim não apresenta na modelagem a eficiência de remoção de carga orgânica prevista. A Norma cita e descreve os critérios mínimos para a concepção e operação de lagoas anaeróbias de resíduos animais localizadas em áreas predominantemente rurais ou agrícolas dos Estados Unidos (ASAE, 1999).

Em termos de critérios de concepção, o projeto necessário para que uma lagoa anaeróbia opere com sucesso varia amplamente devido às diferenças nas condições climáticas e locais. Os requisitos de projeto também podem variar devido ao objetivo operacional que está sendo enfatizado, como maximizar a redução de poluentes, reduzir odores ou minimizar a produção de lodo. Além disso, existem diferenças na opinião quanto ao que constitui critérios de concepção aceitáveis. Por estas razões, os critérios deste devem ser considerados como recomendações e devem ser comparados com os critérios de concepção localmente aceitáveis (ASAE, 1999). Na Figura 6 estão ilustradas as várias características de uma lagoa anaeróbia para tratamento de efluentes de abatedouros.

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Figura 6 – Seção transversal de uma lagoa anaeróbia

Fonte: ASAE, 1999 (Adaptado)

De acordo com ASAE (1999), o volume total da lagoa anaeróbia (VTL) é a soma do volume de tratamento mais os volumes de estrume, águas residuárias e escoamento superficial contaminado e não contaminado produzido durante o período entre os eventos de levantamento, mais uma tolerância para a acumulação de lodo, calculado através da Equação 2.

 

(ft³). lodo, m³ volume de mulação de VL é a acu m³ (ft³); coamento, lume de es VES é o vo ft³); rias, m³ ( as residuá ume de águ AR é o vol m³ (ft³); (estrume), ado íduos de g ume de res VE é o vol (ft³); mento, m³ e de trata VT é volum m³ (ft³); da lagoa, lume total VTL é o vo Onde: VL VES AR VE VT VTL     2

Os elementos da Equação 2 são descritos a seguir.

Volume de tratamento (VT). O volume de tratamento é dimensionado com base na carga de resíduos (sólidos voláteis) adicionada por unidade de volume e região climática. Na Figura 7 estão apresentadas as taxas de aplicação volumétricas máximas recomendadas de carregamento de lagoas para os EUA com base na temperatura média mensal e na atividade biológica correspondente. As taxas de

Volume de Lodo (VL) Volume de Tratamento (VT)

Volume de estrume (VE), águas residuais (AR) entre os eventos de rebaixamento

Elevação do volume de tratamento e elevação do abaixamento máximo

Volume de escoamento superficial e precipitação entre os eventos de rebaixamento do nível d’água (VES)

Borda livre* Mínimo 0,3 m Mínimo 2,5 m Talude mínimo 5:1 combinado com inclinação lateral não superior a 2:1 Declive de escavação Mínimo 2,0 m Limite máximo permitido

do lençol freático sazonal Mínimo 0,3 m Tubo de saída automática ou vertedor para descarga de

emergência durante as

tempestades que excederam o evento de 25anos/24 h

Ventilação anti-sifão

Elevação para começar o

rebaixamento Menorprecipitaçãocontribuiçãode eventosde ETL dade tempestade 25anos/24h na superfície

da lagoa e parte do evento de tempestade 25anos/24h de VES

*Borda livre é 0,3 m para lagoas sem área de drenagem e 0,6 m com área de drenagem Elevação do volume total da lagoa (ETL)

(34)

carga dadas são expressas em termos de massa de sólidos voláteis (SV) por dia por unidade de volume de tratamento. Na Figura 7 está apresentado o efeito da temperatura na taxa de carga. Sempre que existam informações geográficas e climáticas específicas, devem ser utilizadas de preferência aos valores indicados na Figura 7. Se os odores forem preocupantes, deve ser considerada a SV abaixo dos mostrados na Figura 7. Pode-se considerar o aumento das taxas de carga para lagoas cobertas propostas para a produção de metano (ASAE, 1999). A Equação 3 calcula o volume de tratamento:

 

7). A (ver FIGUR ft³) lb/d.1000 .1000 m³ ( agoa, kg/d olume da l idade de v dia por un é SV por TAV ia LAW por d /1000 lb) 000 kg (lb idos, kg/1 eis produz idos volát SV são sól , kg (lb); e projeto) período d io sobre o (peso méd nimal vivo é o peso a PAV (ft³); mento, m³ e de trata VT é volum Onde: 3 TAV SV PAV VT VS VS  

Figura 7 – Taxas máximas de aplicação volumétrica recomendadas para lagoas anaeróbias para resíduos animais em massa de sólidos voláteis, SV, por dia por unidade de volume de lagoa em cada

isoterma

(35)

a) Volume de resíduos pecuários (VE). Recomenda-se a utilização do volume de resíduos produzidos no período de um ano. Como valor mínimo, este volume de resíduos deve ser o volume de estrume animal e outros resíduos sólidos, tais como o material de cama e a alimentação derramada, produzidos entre os eventos de levantamento (ASAE, 1999). A Equação 4 calcula o volume de resíduos pecuários:



 



 

). /d (ft³/ d s, m ros sólido OS são out ; jeto, dias odo de pro P é o perí r dia; de LAW po g (ft³/lb) rume, m³/k ume de est DE é o vol g (lb); al vivo, k so do anim PAV é o pe t³); ado, m³ (f íduos de g ume de res VE é o vol Onde: 4 P OS P) DE PAV VE 3     

b) Volume de águas residuárias (AR). O volume de efluentes gerados dentro do processo produtivo, tal como águas residuárias de leite, água de lavagem e efluentes gerais produzidos entre os eventos de descarga. Este volume é determinado pela observação e medição das fontes de águas residuárias diversas da instalação pecuária (ASAE, 1999);

c) Volume de escoamento (VE). O volume de escoamento inclui todo o escoamento, contaminado ou não contaminado, e precipitação que irá contribuir para a lagoa. O volume é baseado no volume de escoamento normal para o período entre os eventos de levantamento mais o volume de escoamento do evento de tempestade de 25anos/24h. Este volume deve também prever a precipitação normal (média) entre os eventos de levantamento e a precipitação de tempestade de 25anos/24h na superfície da lagoa. Na medida do possível, as águas de escoamento não contaminadas devem ser excluídas da lagoa, exceto quando necessário para diluição ou outros fins (ASAE, 1999);

d) Acumulação do volume de lodo (VL). Uma tolerância é fornecida para uma acumulação de sólidos fixos ou sólidos não-voláteis e materiais não biodegradáveis contidos na alimentação do gado que se estabelecem no fundo da lagoa (ASAE, 2003, 1999). Este volume pode ser calculado da Equação 5:

(36)

 

de lamas. e remoção eventos d s entre os goa ou dia útil da la vida de tempo umulação; Dias de ac DA 003); 1 (ASAE, 2 ASAE D384. em 1 Tabela como lodo; acumula TS que se Fração de FA 003); 1 (ASAE, 2 ASAE D384. em 1 Tabela 1000 lb), (lb/dia, peso vivo 1000 kg de l, kg/dia, peso anima a, des de vid 1000 unida r dia por duzidos po ólidos pro Total de s TS g (lb); de lodo, k cumulação ríodo de a para o pe do animal Peso médio TAW ³); do, m³ (ft ação de lo ara acumul Provisão p SV Onde: 5 DA FA TS PAV VL         

Alguns critérios de projeto são apresentados pela CSIRO Food and Nutritional Sciences: Meat Industry Services, na Austrália, que há mais de 30 anos apresenta informações técnicas preparadas para a indústria australiana de carne e pecuária na forma de relatórios, boletins informativos e oficina de procedimentos (renderização, refrigeração, pequenas mercadorias, garantia de qualidade, embalagem etc.). As lagoas anaeróbias são normalmente dimensionadas com base na taxa de aplicação volumétrica e tempo de detenção hidráulica. A taxa de aplicação volumétrica é baseada na demanda bioquímica de oxigênio (DBO) do fluxo de efluentes e em uma grande variedade de taxas e de detenção. Para aplicações na indústria de carnes, foram utilizadas com sucesso taxas de aplicação volumétrica na faixa de 0,05-0,08 kg de DBO/m³.dia, com tempos de detenção de 20 a 40 dias (CSIRO, 2010).

A fim de manter as condições anaeróbias, as lagoas devem ter uma profundidade superior a 3 m, mas foram utilizadas profundidades até 10 m. As lagoas possuem na maior parte na faixa 3 a 6 m profundidade, dependendo de condições do tipo de solo e do nível do lençol freático (CSIRO, 2010).

Um conjunto de parâmetros de projeto é recomendado em CSIRO, (2010), embora não padronizados especificamente para lagoas anaeróbias de abatedouros. Os parâmetros estão apresentados na Tabela 4.

(37)

Tabela 4 – Parâmetros de projetos recomendados para lagoas anaeróbias para tratamento de efluentes de processo de indústria de carne

Taxa de aplicação volmétrica (LV) 0,05 a 0,08 kg de DBO/m³. dia

Tempo de Detenção Hidráulica (TDH) 20 a 40 dias

Profundidade 3 a 5 m

Relação comprimento/largura 2:1 - 5: 1

Borda livre mínima 0,5 m

Inclinação interna de talude 2 a 3:1 (dependendo do tipo

de solo) Fonte: CSIRO, 2010 - (Adaptado)

Dados de projetos de lagoas concebidas e operadas pelo presente autor revelam eficiência de remoção de carga orgânica em termos de DBO de lagoas anaeróbias operando no tratamento de efluentes provenientes de abatedouros bovinos no Brasil, sumarizados na Tabela 5. Foram monitorados sistemas nos estados de São Paulo e Goiás. A temperatura média destas cidades do Estado de São Paulo é de 24,5 ºC.

Tabela 5 – Dados de monitoramento de sistemas de tratamento de efluentes de abatedouros de bovinos

Local Sistema de Tratamento

TDH total (dias) Eficiência média de remoção de DBO (%) Período de monitoramento (meses) Temperatura Média Diária (oC)1

Barretos/SP 3 lagoas anaeróbias

em série 12,8 90,6 22 24,4

José Bonifácio/SP 3 lagoas anaeróbias

em série 19,2 95,7 3 24,4

Jales/SP 2 lagoas anaeróbias _{em série} 27 96,2 6 24,6

Fernandópolis/SP 3 lagoas anaeróbias

em série 20 94,3 4 24,6 Palmeiras de Goiás/GO* 4 lagoas anaeróbias em série + 2 lagoas facultativas em série 20 86,5 11

-*Sistema com problemas operacionais no pré-tratamento

1_{Fonte: CIIAGRO (2018)}

Fonte: Do autor, 2018

Na Figura 8 está apresentada a curva de eficiência de remoção de carga orgânica em termos de DBO em função do tempo de detenção hidráulica total (TDH)