Adriano Adelson Costa
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INSTITUTO FEDERAL DE EDUCAÇÃO, CIÊNCIA E
TECNOLOGIA DE SÃO PAULO- CAMPUS SÃO
ROQUE
Adriano Adelson Costa
POTENCIAL DE PRODUÇÃO DE BIOGÁS E
PARÂMETROS FÍSICO-QUÍMICOS E
MICROBIOLÓGICOS DO DEJETO SUÍNO
SUBMETIDO A TRATAMENTO COM BIODIGESTÃO
ANAERÓBIA
São Roque- SP
2015
INSTITUTO FEDERAL DE EDUCAÇÃO, CIÊNCIA E
TECNOLOGIA DE SÃO PAULO- CAMPUS SÃO
ROQUE
Adriano Adelson Costa
POTENCIAL DE PRODUÇÃO DE BIOGÁS E
PARÂMETROS FÍSICO-QUÍMICOS E
MICROBIOLÓGICOS DO DEJETO SUÍNO
SUBMETIDO A TRATAMENTO COM BIODIGESTÃO
ANAERÓBIA
Trabalho de conclusão de curso apresentado ao Instituto Federal de Educação, Ciência e Tecnologia do Estado de São Paulo – Campus São Roque, como parte dos requisitos para obtenção do título de Tecnólogo em Gestão Ambiental, sob orientação do Prof. Dr. Francisco Rafael Martins Soto e Corientação Prof. Dr. Marcos Eduardo Paron.
São Roque- SP
2015
Adriano Adelson Costa
Potencial de produção de biogás e parâmetros físico-químicos e
microbiológicos do dejeto suíno submetido a tratamento com biodigestão
anaeróbia
Trabalho de conclusão de curso apresentado ao Instituto
Federal de Educação, Ciência e Tecnologia de São
Paulo –Campus São Roque como parte dos requisitos
para obtenção do título de Tecnólogo em Gestão
Ambiental.
Aprovado em: 30 /06 /2015
Banca Examinadora
Prof. Dr. Francisco Rafael Martins Soto Instituição: IFSP- SRQ_____
Julgamento: Aprovado Assinatura:______________
Prof. Me. Renan Felício dos Reis Instituição: IFSP- SRQ_____
Julgamento: Aprovado Assinatura:______________
Profª. Ingrid Cristina Mariano Instituição: IFSP-SRQ______
Julgamento: Aprovado Assinatura:______________
Dedico este trabalho, em primeiro lugar a Deus
que sempre me dá forças e nunca desistiu de
mim. Aos meus pais, meus familiares, meus
amigos e ao meu orientador que tanto me
ajudaram e me apoiaram nesta jornada.
AGRADECIMENTOS
A Deus que me dá a vida e que me dá forças todos os dias para continuar
lutando e acreditando que a minha vitória é possível.
Aos meus pais Antônio Estevão Costa e Maria do Socorro Costa que me
criaram com muito amor me ensinando a ter sempre respeito, educação e
comprometimento, e que me apoiaram em todos os momentos de minha jornada,
me incentivando nas dificuldades e celebrando comigo nas vitórias.
Aos meus irmãos Adílio Aparecido Costa, Antônio Estevão Filho, Adriana
Maria Costa e Adair João Costa que sempre estiveram ao meu lado.
Aos meus primos Ezequiel Barbosa de Oliveira e Maria Aparecida Barroso de
Oliveira que me acolheram na casa deles, cuidaram de mim e me incentivaram em
todos os momentos. Sem a ajuda deles eu não teria cursado esta graduação.
As minhas amigas Anna Carolina de Souza, Mariana Dias da Silva e Thayna
Augusto Proença que muito mais que colegas de curso se tornaram minhas irmãs,
me incentivando e lutando junto comigo.
Aos meus amigos Natália Maria do Rosário Gouvea de Andrade, Wesley
Santos Sousa e Wilton Santos Sousa que sempre estiveram comigo, me apoiando
para não desistir dos meus sonhos.
Ao meu orientador Francisco Rafael Martins Soto pela sua ótima orientação,
me guiando e me apoiando para que eu realizasse da melhor forma possível esta
monografia.
Ao co-rientador Marcos Eduardo Paron e a Josirley de Fátima Corrêa
Carvalho pelo apoio dado no desenvolvimento da pesquisa.
Aos colaboradores diretos da pesquisa: Alex Luiz Sagula, Aline Fernandes,
Fernanda Alves da Silva, Iolanda Pereira Duarte, Jéssica Vilela da Cruz, Jorge de
Lucas Júnior, Maira Oliveira Silva, Max Ternero Cangani e Sergio Santos Azevedo.
A todos os meus familiares e amigos que com suas torcidas e orações
contribuíram para me dar forças para sempre seguir em frente.
Ao CNPq pelo apoio financeiro dado a pesquisa.
“Que os vossos esforços desafiem as
impossibilidades, lembrai-vos de que as
grandes coisas do homem foram conquistadas
do que parecia impossível”.
Charles Chaplin
RESUMO
A biodigestão anaeróbia é uma alternativa para tratar dejetos de suínos (DS)
gerando subprodutos de valor agregado: o biogás e o biofertilizante. Baseado nisto,
este trabalho teve como objetivo geral avaliar o potencial de produção de biogás a
partir dos DS sob diferentes formas e temperaturas com o uso de biodigestores
experimentais (BE). Especificamente, foram investigados os parâmetros físico-
químicos e microbiológicos nestes modelos. Os BE foram divididos três tratamentos
triplicados: a) com separação da fração sólida (CSFS), b) sem separação da fração
sólida (SSFS) e c) somente fração sólida (SFS) e submetidos à temperatura
ambiente (TA) e a 30º C, durante 28 dias. O volume de substrato utilizado em cada
um foi dos BE foi de 1,63 ml. A produção média de biogás nos BE foi de 390,41 ml
(CSFS), 390,53 ml (SSFS) e 400,53 ml (SFS), em TA. Nos BE a 30 º C foi de 393,00
ml (CSFS), 393,00 ml (SSFS) e 390,67 ml (SFS). Os resultados mostraram que
ocorreram diferenças significativas na produção de biogás nos diferentes
tratamentos e temperaturas. A redução maior de sólidos totais ocorreu nos BE CSFS
a 30º C (53,22 %), de 10,73% de nitrogênio nos BE SSFS (TA), de fósforo (27,50%)
nos BE CSFS a TA, de DQO nos BE SSFS (63,55%-TA), de coliformes totais
(98,6%) e de coliformes termotolerantes (99,4%) nos BE a 30ºC, em média.
Palavras-chave: Suinocultura. Biodigestor. Temperatura. Gás metano. Coliformes.
ABSTRACT
The anaerobic digestion is considered an alternative for treating effluents as swine
manure (SM), generating value-added byproducts: biogas and bio-fertilizer. Based on
this, the present study has as general objective to evaluate the biogas potential from
the SM in different forms and temperatures with the use of experimental digesters
(ED). Specifically it was also investigated the physical, chemical and microbiological
parameters in these models. The ED were made in three treatments, triplicated: a)
with separation of the solid fraction (WSSF), b) without separation of the solid fraction
(WSTSF) and c) only solid fraction (OSF) and submitted to room temperature (RT)
and 30 ° C during 28 days. The volume of substrate was used in each of the ED was
1.63 ml. The average biogas production on ED was WSSF: 390.41 mL; WSTSF:
390.53 mL; OSF: 400.53 mL at ambient temperature. ED in the 30 ºC: WSSF: 393.00
mL; WSTSF: 393.00 mL and 390.67 mL OSF. The results show that significative
differences occurs in the biogas production under different treatments and
temperatures. The greater reduction of total solids occurred on ED WSSF at 30º C
(53.22 %), 10.73% of total nitrogen on ED WSTSF (RT), phosphorus (27.50%) on
ED WSSF at RT, BOD on ED WSTSF (63.55%-RT), total coliforms (98.6%) and
thermotolerant coliforms (99.4%) on ED at 30ºC, on average values.
Keywords: Swine farm. Digester. Temperature. Methane gas. Coliforms
LISTA DE ILUSTRAÇÕES
Figura 1- Etapas do processo de biodigestão anaeróbia .......................................... 16
Figura 2- Representação esquemática do experimento. ........................................... 19
Figura 3- Biodigestor experimental utilizado no trabalho. .......................................... 20
LISTA DE TABELAS
Tabela 1- Produção média acumulada de biogás em mL nos seis tratamentos com
biodigestores experimentais submetidos a diferentes temperaturas expressas em
graus Celsius durante 28 dias. .................................................................................. 23
Tabela 2- Resultados médios de pH expressos numericamente nos seis tratamentos
com biodigestores experimentais submetidos a temperatura ambiente e a 30 ºC. ... 24
Tabela 3- Valores médios de sólidos totais (ST) expressos em porcentagem nos seis
tratamentos com biodigestores experimentais submetidos à temperatura ambiente e
a 30° C nos dias zero e 28°. ...................................................................................... 26
Tabela 4- Resultados médios de nitrogênio (N), fósforo (P) expressos em mg/L nos
seis tratamentos (Trat) com biodigestores experimentais submetidos a temperatura
ambiente e a 30° C nos dias zero e 28°. ................................................................... 27
Tabela 5- Resultados médios de Demanda Química de Oxigênio (DQO) expressas
em mg/L nos quatro tratamentos (Trat) com biodigestores experimentais submetidos
a temperatura ambiente e a 30° C nos dias zero e 28°. ............................................ 29
Tabela 6 - Resultados médios de Coliformes Totais (CT) e Coliformes Fecais (CF)
expressos em UFC1/mL nos seis tratamentos (Trat) com biodigestores experimentais
submetidos a temperatura ambiente e a 30° C nos dias zero e 28°.......................... 30
LISTAS DE SIGLAS
BE- Biodigestores experimentais
CF- Coliformes fecais
CONAMA- Conselho Nacional do Meio Ambiente
CSFS- Com separação da fração sólida
CT- Coliformes totais
DQO- Demanda química de oxigênio
DS- Dejetos de suínos
N- Nitrogênio
P- Fósforo
pH- potencial hidrogeniônico
SFS- Somente fração sólida
SSFS- Sem separação da fração sólida
ST- Sólidos Totais
TA- Temperatura ambiente
SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO ................................................................................................... 12
2 REFERENCIAL TEÓRICO ................................................................................. 14
3 MATERIAIS E MÉTODOS .................................................................................. 19
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO ......................................................................... 23
5 CONSIDERAÇÕES FINAIS ............................................................................... 32
REFERÊNCIAS ......................................................................................................... 33
12
1 INTRODUÇÃO
A suinocultura é uma importante atividade no agronegócio brasileiro
(VIANCELLI, 2013). No mercado de carnes, ela é responsável pela geração de
empregos, funcionando como um fator de estabilização de renda de milhares de
famílias, principalmente da região Sul (FERNANDES, et. al., 2014; SUZUKI, 2014).
O consumo mundial de carne suína está em expansão, o que leva a um
aumento na demanda de produção deste tipo de proteína (CARVALHO, et. al.,
2015). Como consequência deste processo, a suinocultura incorporou inovações
tecnológicas em seus sistemas de produção que permitiram a criação de rebanhos
na forma intensiva em áreas cada vez menores (URBINATI, et. al., 2013).
Entretanto, este cenário levou a um aumento na geração de dejetos de suínos (DS)
que possuem importante potencial poluidor, podendo causar desequilíbrios
ambientais e sanitários se manejados de forma inadequada (DUDA, OLIVEIRA,
2011; MENG, et. al., 2013).
Uma das alternativas para o tratamento adequado dos DS nas primeiras
etapas é a biodigestão anaeróbia (SANTOS, OLIVEIRA, 2011; HALMEMAN, 2014).
Ela é um processo de decomposição da matéria orgânica por diferentes grupos de
micro-organismos na ausência de oxigênio e que resulta em dois subprodutos
principais: o biogás e o biofertilizante (SILVA, et. al., 2013; OLIVEIRA, et al. 2014;
SUÁREZ, et al, 2014; KLEINSTEUBER, 2014). O primeiro pode ser utilizado como
biocombustível na geração de energia elétrica e/ou térmica e o segundo na
adubação orgânica do solo, gerando, assim, produtos de valor agregado
(GALBIATTI, et al., 2010; RODRIGUEZ-VERDE, 2014).
A quantidade de DS que são produzidos diariamente pela atividade suinícola
brasileira, constitui uma fonte de biomassa que pode ser utilizada de forma
sustentável na geração de energia renovável com importante contribuição para as
cadeias do agronegócio (XIE, et. al. 2011; KONRAD, 2014; LIMA, MIRANDA, 2014;
MÖNCH-TEGEDER, 2014).
O processo de digestão anaeróbia tem sido acompanhado e pesquisado ao
longo dos anos e culminou com o desenvolvimento de biodigestores (AQUINO, et.
al., 2014). Há vários modelos de biodigestores, entretanto os mais comuns são o
indiano, chinês e o canadense, no qual cada um deles possui uma peculiaridade,
13
porém com o mesmo objetivo: todos criam um ambiente com ausência de oxigênio
que torna possível o desenvolvimento de bactérias anaeróbias que irão decompor a
matéria orgânica e produzir biogás, e, além disto, estes sistemas possuem
estruturas para armazenar o gás (XAVIER, LUCAS JÚNIOR, 2010; SOUZA,
MIRANDA, 2012).
O tratamento de DS tendo como protagonista o uso de biodigestores, possui
importantes desdobramentos ambientais e sanitários (SUNADA, et al., 2012). Seu
uso contribui para a diminuição da poluição em rios, solos e lençóis freáticos
causados pela disposição inadequada de DS e ainda diminui a emissão de gases de
efeito estufa, majoritariamente o gás metano (GARFÍ, et. al., 2012, MANNING,
HADRICH, 2015). Ademais, reduz fontes de proliferação de vetores de doenças
(TIETZ, et al., 2013).
De acordo com este potencial de produção de bioenergia, biofertilizante,
mitigação de impactos ambientais e sanitários a partir do tratamento de DS por
biodigestão anaeróbia com o uso de biodigestores, torna-se importante a realização
de investigações que visem aprimorar esta tecnologia explorando as possibilidades
de maior produção de biogás, bem como os aspectos sanitários e ambientais.
Este trabalho teve como objetivo geral avaliar o potencial de produção de
biogás a partir do DS sob diferentes formas e temperaturas com o uso de
biodigestores experimentais. Especificamente foram também investigados os
parâmetros físico-químicos e microbiológicos destes modelos.
14
2 REFERENCIAL TEÓRICO
Os DS (fezes, urina, restos de ração e água) eliminados pelas granjas
apresentam potencial poluidor devido, principalmente, à alta carga de matéria
orgânica e a grande quantidade que é gerada por matriz instalada (BALOTA, et al.,
2012). Silva, et. al. (2012) estabeleceram uma comparação entre a quantidade de
DS gerados com a quantidade gerada pelos seres humanos. Nesta relação, um
suíno defeca, em média, a quantidade equivalente a dejetos de cinco pessoas;
assim, em um confinamento de 1.000 animais, há geração de DS equivalentes ao de
uma cidade pequena de 5.000 habitantes (SILVA, et. al., 2012).
Os DS podem apresentar diferentes formas de poluição no meio ambiente.
Eles são utilizados na maioria das vezes na adubação de lavouras, devido ao alto
teor de matéria orgânica. Porém esta ação muitas vezes é realizada de forma
inadequada, sem o devido tratamento desta matéria orgânica (MOTTERAN, et al.,
2013). Há risco de poluição ambiental em regiões de produção intensiva devido,
principalmente, à infiltração do nitrogênio no solo e ao escorrimento superficial do
fósforo, e muitas vezes, há o lançamento direto do DS nos corpos receptores
(KUNZ, et. al., 2010; MEDEIROS, et. al. 2011). Este procedimento poderá levar a
mortandade de peixes e comprometimento do recurso hídrico por meio da
eutrofização devido às altas concentrações de matéria orgânica e de nitrato, além de
outros componentes presentes (NETO, OLIVEIRA, 2009; PEREIRA, et. al., 2011).
Além de contaminar os recursos hídricos, a disposição inadequada dos DS é
responsável pela poluição e comprometimento do solo. Os principais componentes
dos DS que são responsáveis por este impacto são o nitrogênio, o fósforo e alguns
microminerais, como o zinco e o cobre (SARDÁ, et al, 2010). A principal explicação
para este fato é a aplicação intensa de DS contendo grande quantidade de
nutrientes que resultam na saturação do solo, dificultando sua capacidade de
absorção e retenção, tornando-os assim menos férteis (NUNES, et al., 2011; KUNZ,
et. al., 2012).
Outro tipo de impacto que é causado pela disposição inadequada dos DS é
aquele que afeta o bem estar e a saúde humana, pois a decomposição não
controlada destes resíduos contribui para a proliferação de moscas, ratos e outros
vetores de doenças, e, além disto, durante o processo de degradação são
15
produzidos compostos voláteis que emitem odores desagradáveis e outros
elementos que contribuem para o aquecimento global, pela geração dos gases do
efeito estufa (ORTIZ, et. al., 2014).
Desta forma, visando tornar a suinocultura mais sustentável, principalmente
devido à sua tendência de crescimento, cada vez maior (IPPERSIEL, 2012),
percebeu-se a necessidade do emprego de tecnologias, como os biodigestores que
tratassem os DS gerados por esta atividade de forma adequada.
Os biodigestores são equipamentos cujo objetivo principal é a criação de um
ambiente com condições propícias (ausência de oxigênio) para o desenvolvimento
de bactérias anaeróbias que irão decompor e tratar a matéria orgânica que se
encontra em seu interior, transformando-a em dois subprodutos principais: o biogás
e o biofertilizante (DUARTE NETO, et. al., 2010).
Existe uma série de modelos de biodigestores, cada um com peculiaridades,
porém os mais difundidos são o chinês, o indiano e o canadense (FERREIRA,
2011). Estes modelos são classificados ainda em dois tipos, de acordo com o
fornecimento de biomassa: os contínuos (alimentação contínua) e os de batelada
(fornecimento de biomassa apenas no início do processo de biodigestão com o
esvaziamento no final do processo) (KHALID, et. al., 2011).
Os micro-organismos que atuam na biodigestão anaeróbia são procarióticos
anaeróbios facultativos e obrigatórios, e pertencem ao grupo de bactérias
hidrolíticas-fermentativas, acetogênicas produtoras de hidrogênio e arqueas
metanogênicas (CHIODO, et. al, 2012; YU, 2014). Cada um destes grupos irá atuar
em uma fase específica no processo de biodigestão (Figura 1).
A hidrólise constitui a primeira fase do processo da biodigestão e
caracteriza-se pela atuação de bactérias fermentativas hidrolítcas. Esta fase
consiste na quebra de substâncias complexas em outras mais simples com baixo
peso molecular (SILVA, 2009). As proteínas são degradadas em (poli) peptídeos, os
carboidratos em açúcares solúveis (mono e dissacarídeos) e os lipídeos, em ácidos
graxos de cadeia longa (C15 a C17) e glicerol (REIS, 2012). Devido à presença de
material particulado complexo, esta fase poderá ser dificultada, limitando todo o
processo da biodigestão (SILVA, 2009; REIS, 2012).
16
Figura 1- Etapas do processo de biodigestão anaeróbia (MENDES, et. al. 2005).
A fase dois é chamada de acidogênese ou fermentação. Nesta etapa os
produtos resultantes da hidrólise são transformados por bactérias acidogênicas
fermentativas em substâncias mais simples, como os ácidos graxos voláteis, alcoóis,
ácido lático, gás carbônico, hidrogênio, amônia e sulfeto de hidrogênio (ZANETTE,
2009). No processo de acidogênese a maioria das bactérias são anaeróbias
obrigatórias, existindo também espécies facultativas, no qual a matéria orgânica é
metabolizada pela via oxidativa (SILVA, 2009). Podem nesta fase atuar duas
espécies de bactérias: Clostridium spp e Bacteroids spp (REIS, 2012).
A acetogênese é a terceira fase do processo da biodigestão anaeróbia, onde
ocorre a transformação dos produtos da acidogênese (alcoóis e ácidos graxos) pelas
bactérias acetogênicas em acetato, hidrogênio e dióxido de carbono (SILVA, 2009).
O acetato e o hidrogênio são utilizados diretamente pelos micro-organismos
responsáveis pela metanogênse, apresentando importância no processo (REIS,
2012).
A metanogênese é designada como a última etapa do processo de
biodigestão anaeróbia. Ela consiste na transformação do acetato, dióxido de
carbono e hidrogênio pelas bactérias arquéas metanogênicas em uma mistura de
metano e dióxido de carbono (SILVA, 2009; ZANETTE, 2009). Este sub processo
17
envolve dois grupos de micro-organismos metanógenos (ZANETTE, 2009; REIS,
2012). Os micro-organismos do primeiro grupo são chamados de acetoclásticos,
como Methanosarcina spp e Methanothrix spp que transformam acetato e dióxido de
carbono em metano (CH4) (ZANETTE, 2009; REIS, 2012). O segundo é composto
por micro-organismos hidrogenotróficos, como Methanobacterium spp,
Methanobrevibacter spp e Methanospirillum spp e utilizam o hidrogênio como doador
de elétrons e o gás carbônico como aceptor de elétrons para produzir o gás metano
(CH4) (ZANETTE, 2009; REIS, 2012).
A biodigestão anaeróbia apresenta-se como um sistema ecológico
interligado, pelo qual cada micro-organismo desempenha uma função que é
importante para o resultado final (FARIAS, et. al, 2012). Esta sinergia do processo
pode ser explicada pelo fato de que as bactérias metanogênicas dependem do
substrato fornecido pelas acetogênicas, que são dependentes das acidogênicas e
estas das hidrolíticas, estabelecendo-se um mecanismo de interações entre
diversificados grupos de bactérias (SILVA, 2009).
O biogás é um dos subprodutos do processo de biodigestão anaeróbia que
apresenta valor com potencial para ser utilizado como fonte de energia alternativa
(COLATTO, LANGER, 2011; BUDZIANOWSKI, 2012). Este gás é composto
basicamente de 60% a 75% de metano (CH4), 25% a 40% de gás carbônico (CO2) e
alguns outros elementos traços, como sulfeto de hidrogênio (H2S), gás amônia
(NH3), nitrogênio (N2), entre outros (LEITE, et. al., 2009; AVACI, et. al. 2013). É um
gás incolor e altamente combustível, com poder calorífico que pode variar de 5.000 a
7.000 Kcal por metro cúbico (CERVI, et al., 2010).
O volume de biogás que poderá ser produzido está ligado a diferentes
aspectos, como a qualidade do substrato envolvido e o grau de diluição (BARROS,
et al., 2009; RODRIGUES, et al., 2014). O poder calorífico da mistura do biogás está
relacionado à concentração de metano na mistura final, ou seja, quanto maior a
concentração de metano na mistura final, maiores serão as possibilidades de
utilização como fonte energética (SCHIAVON MAIA, 2014). E inversamente, quanto
maior a concentração de gás carbônico menos poder calorífico terá a mistura
(SOUZA, et al., 2010).
O biogás apresenta-se com grande potencial na geração de energia
renovável a ser utilizada tanto em áreas urbanas como rurais (CHENG, 2014; VEGA,
2014). Uma vez que este gás pode ser aproveitado no próprio local, em cozimento,
18
aquecimento, refrigeração, iluminação, incubadores, misturadores de ração,
geradores de energia elétrica, entre outros (MONTANARI, 2011; YANG, et. al.,
2014). Além do aproveitamento energético, a utilização do biogás apresenta
importância ambiental. Sua utilização contribui para redução das emissões de gás
metano na atmosfera, já que tem o potencial de aquecimento global vinte vezes
maior que o gás carbônico (RITTER, et al., 2013).
A utilização do biogás como fonte energética é apontada como uma solução
ambiental, sanitária e econômica (FERNANDES, et al., 2014; ROSSETTO, et al.,
2014). Isto se explica pelo fato de que o processo contribui para a diminuição da
poluição de solos, lençóis freáticos e outros corpos receptores, por fontes de matéria
orgânica como os DS e reduz a liberação de gases do efeito estufa (no caso o gás
metano), o que implica no aspecto sanitário pelo fato de eliminar fontes de
propagação de organismos patogênicos presentes nestes resíduos (LI, et. al., 2011;
POESCHL, et. al., 2012). Permite ainda um retorno financeiro para a propriedade
que adotará tal tecnologia, devido à possibilidade de gerar energia elétrica e de
venda de créditos de carbono que leva à obtenção de Certificados de Emissões
Reduzidas (AMARAL, et. al., 2014).
O biofertilizante é o subproduto gerado simultaneamente com o biogás no
processo de decomposição anaeróbia e que possui aplicabilidade na agricultura
(MONTORO, et. al., 2013). Ele é um efluente clarificado mais estabilizado química e
microbiologicamente, rico em húmus e quando aplicado no solo melhora sua
estrutura física, química e biológica (RATHER, MUKHTAR, 2014).
O biofertilizante apresenta em sua composição, além de matéria orgânica,
teor médio de 0,7% de nitrogênio, de 0,5% de fósforo e de 0,7 % de potássio
(BARBOSA, LANGER, 2011). Apresenta pH neutro que lhe confere propriedade
importante na utilização deste produto na agricultura (MISHRA, et. al., 2013).
Este subproduto contribui para o melhoramento da estrutura e textura dos
solos, aumento da porosidade e fluxo de oxigênio facilitando a respiração das raízes
das plantas. Auxilia no aumento da fixação de nitrogênio pelos micro-organismos,
diminui a perda de sais importantes para as plantas por meio da lixiviação, torna
mais facilitada a absorção de nutrientes pelas plantas. Ademais, diminui os riscos
potencias de contaminação por coliformes termotolerantes e outros patógenos
devido o fato dele ser um produto tratado pelo processo de digestão, entre outras
funções (GOMES, et. al., 2014).
19
3 MATERIAIS E MÉTODOS
O trabalho foi realizado na área experimental do Instituto Federal de
Educação, Ciência e Tecnologia de São Paulo, campus São Roque (IFSP- SRQ), no
período compreendido entre 07 de maio a 03 de junho de 2015, totalizando 28 dias.
Foram construídos 18 biodigestores experimentais (BE) tendo como biomassa no
seu interior o DS, e estes, foram adquiridos de uma granja de suínos tecnificada de
ciclo completo localizada no município de Ibiúna- SP.
Foram realizados seis tratamentos inteiramente casualizados do tipo fatorial
6X3X2, com três repetições cada um, sendo que três foram submetidos a
temperatura ambiente (TA) e os demais a 30 ° C, e estes foram mantidos em uma
estufa digital de cultivo bacteriano.
Os BE que permaneceram sob TA e a 30 ° C (faixa de temperatura
mesofílica) foram assim constituídos: a) com separação da fração sólida (CSFS), b)
sem separação da fração sólida (SSFS) e c) somente fração sólida (SFS) (Figura 2).
Para obter o DS CSFS, foi utilizada uma peneira de 6,35mm acoplada a uma caixa
de decantação, que refere-se a fração sólida grosseira e o DS que passou pela
peneira constituiu o CSFS.
.
Figura 2- Representação esquemática do experimento.
Cada BE foi planejado para criar um ambiente de biodigestão anaeróbia. Os
BE foram do tipo batelada (enchimento único de DS) e construídos com garrafas de
polietileno e volume máximo de dois litros. A estas garrafas foi inserido um cano de
60 mm de tamanho e 20 mm de diâmentro e um “caps” de policloreto de vinil, e na
20
sequência uma mangueira plástica flexível com 1,20 m de comprimento e 2 mm de
diâmetro, onde foi acoplada uma seringa plástica graduada com volume máximo de
60 mL (Figura 3).
Cada BE recebeu o volume de 1,630 L de DS nos seus diferentes tratamentos
e repetições.
Para a avaliação da produção de biogás nos diferentes BE, foi preenchido o
interior de toda a mangueira com água. O deslocamento da água e o seu acúmulo
ou não na seringa, indicava a produção de biogás em cada BE. Tal movimento
demonstrava o preenchimento de biogás com volume de 370 mL na garrafa, no
cano, no “caps” e parte da mangueira, e a água sendo acumulada nas seringas.
Figura 3- Biodigestor experimental utilizado no trabalho.
Diariamente foi mensurada a produção de biogás nos BE, desde o dia zero
até 28 ° dia. Para os BE que foram mantidos em TA, a mesma foi também aferida
com horário pré-determinado nos 28 dias que transcorreu o experimento.
Para a determinação do pH, Sólidos Totais (ST), nitrogênio, fósforo, Demanda
Química de Oxigênio (DQO), Coliformes Totais (CT) e Coliformes Termotolerantes
21
(CF) foi coletada uma amostra em cada BE no dia zero e 28 ° dia, com volume de
500 mL cada uma, transportadas e armazenadas sob refrigeração.
O pH foi investigado com a utilização do método da reação em cloreto de
cálcio (CaCl2 0,01 mol.L-1) (RAIJ, 2001).
Em relação às análises de ST, as amostras dos substratos e efluentes dos DS
foram acondicionadas em cadinhos de porcelana previamente tarados, pesados
para se obter o peso úmido do material e em seguida, levadas à estufa com
circulação forçada de ar, à temperatura entorno de 105 ºC por um período de 24
horas e posteriormente, resfriadas em dessecador e pesadas novamente em uma
balança analítica com precisão de 0,01 g, obtendo-se o peso seco (determinação de
ST). O teor de sólidos totais foi determinado segundo metodologia descrita por
APHA (2000).
O nitrogênio e o fósforo foram calculados a partir do método de semi-micro
Kjeldahl, que consistiu na transformação do nitrogênio amoniacal (NH4)2 SO4 em
amônia (NH3), a qual foi fixada pelo ácido bórico e posteriormente titulada com
H2SO4 até nova formação de (NH4)2 SO4 na presença de indicador ácido/base. A
digestão sulfúrica ocorreu em ácido sulfúrico com sais catalisadores (AOAC, 1990).
A DQO foi calculada da amostra de DS coletada a partir da medida do
oxigênio equivalente da porção de matéria orgânica numa amostra que foi suscetível
à oxidação por um forte oxidante químico. A matéria orgânica foi destruída pela
mistura sulfocrômica. O excesso de dicromato de potássio foi determinado por
titulação (SMEWW, 1992).
Para a pesquisa de CT e CF, as análises microbiológicas foram efetuadas
com o uso da técnica de Vanderzant, Splittstoesser (1992); e Silva et al. (2007). As
amostras foram diluídas a partir da diluição de 10-1, semeadas em 10 mL da amostra
em três tubos contendo 10 mL de caldo Lauryl concentração dupla com tubos
Durhan; 1,0 mL da amostra em três tubos de com 10 mL de caldo Lauryl
concentração simples e 0,1 mL em tubos com 10 mL de caldo Lauryl concentração
simples.
Os tubos foram Incubados a 35ºC± 1ºC durante 24 a 48 horas. Após este
período, tubos de Durhan que apresentaram gás no interior foram considerados
positivos e comparados com as combinações presentes na tabela de número mais
provável (NMP) para CT. Para a pesquisa e contagem de CF, com a utilização de
alça de inoculação foram retirados alíquotas dos tubos positivos e foram replicados
22
para um tubo contendo 10 mL de caldo EC com Durhan e incubados em estufa a
45º± 2ºC/24-48 horas. Após este período, a presença de CF foi confirmada pela
formação de gás no tubo de Durhan e comparada com a tabela de NMP para CF.
Para a comparação dos grupos (SSFS, CSFS e SFS) para cada temperatura
(TA e 30º C) foi utilizada a análise de variância não paramétrica pelo teste de
Kruskal-Wallis. Para a comparação dos momentos experimentais (dias 0 e 28) por
grupo foi utilizado o teste T de Student (ZAR, 1999). O nível de significância adotado
em todas as análises foi 0.05, e o pacote estatístico utilizado foi o BioEstat 5.03.
.
23
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO
Na Tabela 1 estão apresentados os resultados obtidos em relação a produção
média acumulada de biogás em mL nos BE dos três tratamentos submetidos a
diferentes temperaturas durante os 28 dias que transcorreu o experimento.
Tabela 1- Produção média acumulada de biogás em mL nos seis tratamentos com biodigestores experimentais submetidos a diferentes temperaturas expressas em graus Celsius durante 28 dias. Tratamento
Temperatura ambiente Temperatura a 30° C
CSFS
390,41 393,00
SSFS
390,53 389,75
SFS
400,53 390,67
CSFS-com separação da fração sólida; SSFS- sem separação da fração sólida; SFS- somente fração sólida.
A TA média, durante o período do experimento foi de 18,54°C, mínima de
13,36°C e máxima de 23,71° C, que indicou majoritariamente condições favoráveis
para o crescimento de micro-organismos psicrófilos (KASHYAP, et. al., 2003;
MASSÉ, et. al., 2008). Observou-se que nos BE SFS mantidos a esta condição de
temperatura, a produção média de biogás foi superior em 10 mL quando comparada
com os BE: CSFS e SSFS, que por sua vez obtiveram valores de produção
praticamente iguais quando comparados entre si.
Já nos BE submetidos à 30° C, nos quais foi estabelecida uma condição
ótima de crescimento de micro-organismos mesófilos, a média dos BE CSFS
apresentou um aumento de produção de biogás quando comparado com os BE dos
tratamentos SSFS e SFS, que praticamente tiveram o mesmo desempenho (Tabela
1). Entretanto foi detectada diferença estatística na produção média de biogás nos
BE SSFS e SFS (p= 0.007), CSFS e SFS (p=0,047) em TA. Para a associação do
BE: SFS-TA e BE SSFS a 30°C houve também diferença estatística (p= 0.007) e
entre SFS- TA e SFS a 30°C (p= 0.032). Orrico Júnior, et. al. (2009a) e Miranda, et.
al., (2012), também trabalhando com biodigestão anaeróbica, tendo o DS como
substrato, obtiveram produção de biogás com valores médios superiores. Entretanto
há de ser considerado que na presente investigação não foi realizada a
24
bioestabilização microbiana prévia com o estabelecimento do lodo ativado ou outros
tipos de pré-tratamentos, como o pesquisado por Zhang, et. al., (2010) e
Athanasoulia, et. al., (2012), que possibilitaram uma melhora na qualidade da
biomassa, levando à otimização do processo e maior atividade microbiana,
culminando no aumento da produção média de biogás. Acredita-se que em futuros
trabalhos, mantendo as três formas de biomassa originária do DS (CSFS, SSFS e
SFS) com o estabelecimento prévio de uma microbiota anaeróbia ativa, maior tempo
de avaliação e realização de agitação do substrato, possa apresentar maior
produção de biogás. Estas alternativas podem exercer influências sobre a dinâmica
geral do processo de degradação da matéria orgânica por vias anaeróbias
(MOTTET, et. al., 2010).
Na Tabela 2, estão apresentados os resultados obtidos em relação ao pH nos
seis tratamentos com BE submetidos a TA e a 30 ºC.
Tabela 2- Resultados médios de pH expressos numericamente nos seis tratamentos com biodigestores experimentais submetidos a temperatura ambiente e a 30 ºC. Tratamento Temperatura ambiente Temperatura a 30 ºC
Dia 0 Dia 28 Dia 0 Dia 28
CSFS 8,04 7,26 8,04 7,44
SSFS 7,12 5,81 7,12 6,86
SFS 7,26 5,34 7,26 5,45
CSFS-com separação da fração sólida; SSFS- sem separação da fração sólida; SFS- somente fração sólida.
Em relação ao pH, observou que nos BE mantidos a TA, no dia zero, os
valores oscilaram entre a neutralidade (SSFS, SFS) e a alcalinidade (CSFS) com o
predomínio de micro-organismos com crescimento ótimo nestas faixas de pH
(Tabela 2). Já no 28° dia, houve uma mudança de valores, com a prevalência de pH
ácido nos BE SSFS e SFS e neutralidade nos BE CSFS (tabela 2). Tais resultados
mostraram a influência do DS nas suas diferentes formas na dinâmica da microbiota,
inicialmente com a afinidade para valores de pH entre a neutralidade e alcalinidade,
e ao final, micro-organismos predominantemente acidólifos. Vale ressaltar que estes
valores médios de pH estão dentro das faixas de variações de mínimo e máximo
para o crescimento da maior parte de micro-organismos anaeróbios, que é entre 4,0
e 9,0 (PEREIRA, 2009). Evidencia-se, desta forma, que a alcalinidade ou a acidez é
25
devida à interação entre este e a comunidade de micro-organismos e o substrato
(HORIUCHI, et. al, 2002).
Nos BE submetidos a 30° C, a exemplo do que ocorreu nos BE mantidos a
TA, apresentaram no dia zero, praticamente os mesmos resultados, com valores de
neutralidade nos BE SSFS e SFS e alcalinidade nos BE CSFS (Tabela 2).
Entretanto, no 28° dia, somente no BE: SFS, houve mudança do pH para a acidez,
os demais SSFS e CSFS, tenderam a neutralidade. Estes resultados indicaram que
a temperatura exerceu influência nestes parâmetros, e, portanto, na microbiota
estabelecida, predominantemente com crescimento ótimo em pH na faixa da
neutralidade. A diminuição do pH tanto nos BE submetidos a TA quanto a de 30 ºC
pode ser explicada devido a formação de compostos ácidos, como os ácidos graxos
voláteis (AQUINO, CHERNICHARO, 2005).
A análise estatística para o parâmetro pH entre os diferentes BE, dia zero e
28°, TA e a 30 ºC, mostrou que houve diferença para os tratamentos: SSFS (TA –
Dia 0) e CSFS (TA – Dia 0), p=(0.007); SSFS (TA – Dia 0) e CSFS (30o – Dia 0), (p=
0.007); SSFS (TA – Dia 28 ) e CSFS (30o – Dia 28), (p=0.039); CSFS (TA – Dia 0) e
SSFS (30o – Dia 0),( p= 0.007); CSFS (TA – Dia 28) e SFS (TA – Dia 28), ( p=0.007),
CSFS (TA – Dia 28) e SFS (30o – Dia 28), (p= 0.032); SFS (TA – Dia 28) e SSFS
(30o – Dia 28), (p=0.047); SFS (TA – Dia 28) e CSFS (30o – Dia 28), (p= 0.001);
SSFS (30o – Dia 0) e CSFS (30o – Dia 0), ( p=0.007); CSFS (30o – Dia 28) e SFS
(30o – Dia 28) (p=0.005).
Os valores médios de ST nos seis tratamentos com biodigestores
experimentais submetidos à TA e a 30° C nos dias zero e 28° estão representados
na Tabela 3.
Observou-se que ocorreu a maior redução (43,54%) de ST nos BE CSFS,
mantido a TA, comparando o dia zero com o 28°. Nos BE SSFS, houve pouco
consumo de matéria orgânica, redução de 17,21%. Já no BE com SFS, houve
aumento de ST, tal fato pode ser explicado pela perda de umidade durante o período
que transcorreu o experimento.
26
Tabela 3- Valores médios de sólidos totais (ST) expressos em porcentagem nos seis tratamentos com biodigestores experimentais submetidos à temperatura ambiente e a 30° C nos dias zero e 28°. Tratamento Temperatura ambiente Temperatura a 30 ºC
Dia 0 Dia 28 Dia 0 Dia 28
CSFS 0,62 0,35 0,62 0,29
SSFS 1,51 1,25 1,51 1,41
SFS 15,92 18,66 15,92 15,81
CSFS-com separação da fração sólida; SSFS- sem separação da fração sólida; SFS- somente fração sólida.
Os resultados de ST nos BE mantidos a 30 ºC tiveram comportamentos
similares aos dos BE submetidos à TA, com redução de 53,22% de ST no BE
CSFS. Nos BE com SSFS, houve redução de 6,62%, menor consumo quando
comparado com os BE: SSFS mantidos a TA. Já no BE SFS, praticamente os
valores no dia zero e 28° foram iguais, com redução inferior com os demais (tabela
3).
Estes resultados indicaram que a temperatura não exerceu influência nos
valores de ST. Entretanto, ambos os tratamentos CSFS apresentaram reduções
significativas na porcentagem de ST, com resultados superiores aos que Vivan, et.
al. (2010) obtiveram com o tratamento de DS combinando reatores anaeróbios com
lagoas de estabilização. Os BE SSFS não obtiveram reduções significativas em
ambas às temperaturas, porém isto pode ser explicado pelo fato de o efluente sem
separação possui uma carga de sólidos maior se comparado o efluente CSFS,
levando mais tempo para a degradação desta fração de matéria orgânica.
Demostrando, assim, que um maior tempo de retenção hidráulica ou a realização de
processo de separação da fração sólida, podem otimizar o processo de
decomposição (ORRICO JÚNIOR, et. al., 2009b).
Em relação a análise estatística para o parâmetro sólidos totais entre os
diferentes BE, dia zero e 28°, TA e a 30 ºC, houve diferença para os tratamentos:
CSFS (TA – Dia 0) e SFS (TA – Dia 0), (p=0.009); CSFS (TA – Dia 0) e SFS (30o –
Dia 0), (p=0.009); CSFS (TA – Dia 28) e SFS (TA – Dia 28), (p=0.008); CSFS (TA –
Dia 28) e SFS (30o – Dia 28), (p=0.024); SFS (TA – Dia 0) e CSFS (30o – Dia 0),
(p=0.009); SFS (TA – Dia 28) e CSFS (30o – Dia 28), (p=0.001); CSFS (30o – Dia 0)
e SFS (30o – Dia 0), (p= 0.009); CSFS (30o – Dia 28) e SFS (30o – Dia 28) e
(p=0.004).
27
Na tabela 4 estão apresentados os resultados médios de nitrogênio e fósforo
nos seis tratamentos com BE submetidos à TA e a 30° C nos dias zero e 28°.
Tabela 4- Resultados médios de nitrogênio (N), fósforo (P) expressos em mg/L nos seis tratamentos (Trat) com biodigestores experimentais submetidos a temperatura ambiente e a 30° C nos dias zero e 28°. Temperatura ambiente Temperatura a 30 ºC
Trat N P N P Dia 0 Dia 28 Dia 0 Dia 28 Dia 0 Dia 28 Dia 0 Dia 28
CSFS
716,80 692,53 6978,15 5058,51 716,80 703,73 6978,15 6499,81
SSFS 1495,20
1334,67 6364,22 7050,97 1495,20 1512,00 6364,22 7008,29
SFS 1580,78 209,24 29886,76 15736,54 1580,78 220,41 29886,76 16445,40
CSFS-com separação da fração sólida; SSFS- sem separação da fração sólida; SFS- Somente fração sólida.
Os resultados médios de nitrogênio nos BE submetidos à TA para o
tratamento CSFS, quando comparados com os SSFS e SFS foram inferiores em
52,05% e 54,65%, respectivamente, no dia zero (Tabela 4). Tal fato pode ser
explicado devido à menor concentração de matéria orgânica. Este resultado assume
importância no tratamento do DS nas suas fases iniciais com a retenção de matéria
orgânica grosseira e por consequência, nitrogênio nas peneiras estáticas e o seu
posterior tratamento em outros sistemas, por exemplo, em lagoas aeróbias, como o
investigado por Araújo, et. al. (2012). Já no 28 ° dia, a redução de nitrogênio nos BE
CSFS e SSFS foram pequenas: 3,38% e 10,73%, respectivamente, indicando que a
biodigestão anaeróbia, foi pouco eficiente na remoção de nitrogênio. Entretanto nos
BE SFS a redução deste elemento foi de 86,76%. Ramires e Oliveira (2014)
utilizando um reator UASB no tratamento de águas residuárias obtiveram redução
total de 39% a 69% de nitrogênio.
Em relação ao fósforo, os valores no dia zero nos BE CSFS e SSFS foram
semelhantes, indicando que as diferentes formas de separação que os DS foram
submetidos foram incapazes de reduzir este elemento químico. Porém, os BE
submetidos ao tratamento SFS apresentaram valores elevados de fósforo quando
comparados com os outros tratamentos: de 76,65% e de 78,71% superiores aos
tratamentos CSFS e SSFS, respectivamente. No 28° dia, houve redução de 47,35%
28
nos BE SFS e de 27,50% nos BE CSFS, entretanto, nos BE SSFS houve aumento
do fósforo em 9,73%. Campos, et. al., (2006) em um experimento laboratorial com
reatores anaeróbios alimentados com DS obtiveram também variações nas
concentrações médias de fósforo, no início e no final do experimento, considerando
o afluente e o efluente.
Os resultados de nitrogênio nos BE mantidos a 30 ºC tiveram reduções
menores quando comparados com os BE submetidos à TA, 86,06% BE SFS, 1,82%
BE CSFS e aumento de 1,11% no BE SSFS, devido provavelmente à formação de
compostos nitrogenados pelos micro-organismos, como nitrato e amônia e a à
aderência deste elemento no citoplasma das células das bactérias que estão
presentes no lodo formado (SOUZA, 2012). Browne, et. al. (2015) em uma
investigação com biodigestão anaeróbia utilizando dejetos de bovinos obtiveram
aumento na concentração de nitrogênio amoniacal.
Para o resultado fósforo, a remoção no 28° dia, nos BE SFS foi de 44,97% e
nos BE CSFS foi de 6,85%, valores inferiores quando comparados com os
resultados obtidos nestes mesmos tratamentos submetidos a TA, evidenciando que
a temperatura de 30 ºC influenciou negativamente para remover este elemento. Já
para os BE: SSFS, a exemplo do que ocorreu nos BE a TA, houve aumento de
9,19%.
Na análise estatística para o parâmetro nitrogênio entre os diferentes BE, dia
zero e 28°, à TA e a 30 ºC, houve diferença para os tratamentos: SSFS (TA – Dia 0)
e CSFS (TA – Dia 0) ,(p=0.042); SSFS (TA – Dia 0) e CSFS (30o – Dia 0), (p=0.042);
SSFS (TA – Dia 28) e CSFS (TA – Dia 28),(p=0.048); CSFS (TA – Dia 0) e SSFS
(30o – Dia 0), (p=0.042); CSFS (TA – Dia 28) e SSFS (30o – Dia 28), (p= 0.011);
SSFS (30o – Dia 0) e CSFS (30o – Dia 0), ( p=0.042); SSFS (30o – Dia 28) e CSFS
(30o – Dia 28) e (p=0.036).
Já para a análise estatística relacionada ao parâmetro fósforo entre os
diferentes BE, dia zero e 28°, TA e a 30 ºC, houve diferença para os tratamentos:
SSFS (TA – Dia 0) e CSFS (TA – Dia 0), (p=0.042); SSFS (TA – Dia 0) e CSFS (30o
– Dia 0), (p=0.042); CSFS (TA – Dia 0) e SSFS (30o – Dia 0), (p=0.042); SSFS (30o –
Dia 0) e CSFS (30o – Dia 0) e (p=0.042).
Na Tabela 5 estão apresentados os resultados médios de DQO nos quatro
tratamentos com BE submetidos à TA e a 30° C nos dias zero e 28º.
29
Observou-se que os BE CSFS, mantidos à TA e a 30° C, a DQO foi
significativamente menor no dia zero, quando comparada com o BE SSFS, (Tabela
5). Tal resultado reforça a importância de separar a fração sólida grosseira, já
relatado anteriormente, e aumentar a eficiência de redução da DQO na fase de
biodigestão anaeróbia, que foi de 23,64% no BE CSFS e 63,55% no BE SSFS,
respectivamente no 28° dia. Apesar de a remoção ter sido maior no BE SSFS, o
resultado final numérico no BE CSFS foi significativamente mais favorável. Duda e
Oliveira (2009a) com tratamento de água residuária de DS em reatores em batelada
obtiveram redução de DQO de 52% a 86%. Rodrigues, et. al., (2010), em um
trabalho com tratamento de águas residuárias de suinocultura utilizando um sistema
de decantador e um reator UASB, obtiveram remoção total de 93% de DQO, em 282
dias de experimento. Entretanto, há de se considerar que os períodos de
monitoramento destas duas investigações foram superiores e, além disso, possuíam
outros sistemas combinados com os reatores, o que mostra a perspectiva de que
quanto maior o tempo de retenção hidráulica e a combinação com outros sistemas,
poderá levar a maior eficiência no tratamento do efluente.
Tabela 5- Resultados médios de Demanda Química de Oxigênio (DQO) expressas em mg/L nos quatro tratamentos (Trat) com biodigestores experimentais submetidos a temperatura ambiente e a 30° C nos dias zero e 28°. Trat Temperatura ambiente
Temperatura a 30° C
DQO DQO
Dia 0 Dia 28 Dia 0 Dia 28
CSFS
5.675,00 4.333,33 5.675,00 3.200,00
SSFS
38.187,50 13.916,67 38.187,50 18.733,33
CSFS-com separação da fração sólida; SSFS- sem separação da fração sólida.
Nos BE submetidos a 30° C, a redução da DQO foi de 43,61% no BE:
CSFS, resultado melhor no que foi detectado no BE: CSFS mantido à TA, indicando
especificamente, que para este parâmetro, a temperatura pode ter exercido ação
redutora da DQO. Já para o BE SSFS, a redução da DQO foi de 50,94%, resultado
inferior, quando comparado com o BE SSFS à TA. É relevante observar que esta
redução da DQO pelo processo de biodigestão anaeróbica está ligada à formação
de biogás, uma vez que este se forma a partir da remoção de elétrons equivalentes
que são os componentes causadores da DQO (AQUINO, et. al., 2007).
30
Em relação a análise estatística para o parâmetro DQO entre os diferentes
BE, dia zero e 28°, TA e a 30 ºC, houve diferença para os tratamentos: SSFS (TA –
Dia 0) e CSFS (TA – Dia 0), (p= 0.042); SSFS (TA – Dia 0) e CSFS (30o – Dia 0), (p=
0.042); CSFS (TA – Dia 0) e SSFS (30o – Dia 0), (p= 0.042); CSFS (TA – Dia 28) e
SSFS (30o – Dia 28), ( p=0.017); SSFS (30o – Dia 0) e CSFS (30o – Dia 0), p=0.042);
SSFS (30o – Dia 28) e CSFS (30o – Dia 28) e p=0.007).
Na Tabela 6, estão apresentados os resultados obtidos em relação às
análises de CT e CF nos seis BE mantidos à TA e a 30° C nos dias zero e 28°.
Tabela 6 - Resultados médios de Coliformes Totais (CT) e Coliformes Fecais (CF) expressos em UFC1/mL nos seis tratamentos (Trat) com biodigestores experimentais submetidos a temperatura ambiente e a 30° C nos dias zero e 28°.
Trat Temperatura ambiente
Temperatura a 30° C
CT CF CT CF Dia 0 Dia 28 Dia 0 Dia 28 Dia 0 Dia 28 Dia 0 Dia 28
CSFS
240 12,66 240 2,76 240 3,60 240 0,98
SSFS
240 2,16 240 1,64 240 3,50 240 1,83
SFS
240 2,46 240 1,36 240 3,13 240 1,86
1-Unidades Formadoras de Colônias, CSFS-com separação da fração sólida; SSFS- sem separação da fração sólida; SFS- somente fração sólida.
Nos seis BE submetidos às duas temperaturas, os valores de CT e CF, no dia
zero foram elevados e iguais (240 UFC/mL). Entretanto, no 28° dia, a biodigestão
anaeróbia mostrou-se eficiente na redução de CT e CF (Tabela 6), com diferença
estatística significante, (p< 0.001) quando comparados o dia zero e o 28° em todos
os BE. Nos BE mantidos à TA a remoção média de CT e CF foi de 97,6% e 99,2%
respectivamente, com o melhor resultado para CT no tratamento SSFS e para CF
nos BE com SFS (Tabela 6). Nos BE submetidos a 30° C, a remoção média de CT e
CF foi de 98,6% e 99,4% respectivamente, com o melhor resultado para CT no BE
no tratamento SFS e para CF nos BE CSFS (tabela 6). Duda e Oliveira (2009b) em
uma pesquisa com reatores em batelada abastecidos com DS obtiveram valores de
redução de 98,88% de CT e de 96,87% de CF, resultados parecidos com os
encontrados na presente investigação.
31
Esta elevada capacidade de reduzir os CF e CT presentes no DS por
biodigestão anaeróbia, em ampla variação de temperatura, assume importância
ambiental e sanitária, e elege tal método como protagonista no tratamento
satisfatório do DS, e abre a possibilidade da produção de subprodutos de valor
agregado e com a capacidade de mitigar impactos no meio ambiente e na saúde
pública (ORRICO JUNIOR, et. al., 2012). Os valores de redução de CT e CF
encontrados nesta pesquisa atendem aos requisitos estabelecidos pela Resolução
nº 357 de 2005 do CONAMA (alterada pela nº 430 de 2011), o que garante as
possibilidades de utilização do subproduto (biofertilizante) em adubação de solo, por
exemplo, sem causar impactos sanitários negativos.
Em relação à análise estatística para o parâmetro CT entre os diferentes BE,
dia zero e 28°, à TA e a 30 ºC, não houve diferença para os tratamentos. Para os CF
houve diferença para o tratamento CSFS (TA – Dia 0) e CSFS (30o – Dia 28),
(p=0.05).
32
5 CONSIDERAÇÕES FINAIS
Nas condições em que foi efetuado o trabalho pode-se concluir que:
As diferentes formas e temperaturas na qual foi submetido o dejeto suíno à
biodigestão anaeróbia influenciou de forma significativa a produção de biogás nos
biodigestores experimentais.
Com relação aos parâmetros pH, sólidos totais, nitrogênio e fósforo do dejeto
suíno, foram fortemente influenciados em seus valores quando mantidos a
tratamentos em diferentes formas e temperaturas.
A biodigestão anaeróbia foi capaz de diminuir de forma significativa coliformes
totais, termotolerantes e a DQO, mostrando assim a importância sanitária e
ambiental deste processo e o posterior uso do efluente de forma segura sob o ponto
de vista de saúde pública e de meio ambiente.
Em pesquisas futuras, semelhantes a esta, sugere-se que sejam realizados
processos como o estabelecimento de lodo ativado e agitação do substrato visando
facilitar a degradação desta matéria orgânica e a otimização da produção de biogás.
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REFERÊNCIAS
AMARAL, A. C.; KUNZ, A.; STEINMETZ, R. L. R.; CANTELLI, F.; SCUSSIATO, L. A.; JUSTI, K. C. Swine effluent treatment using anaerobic digestion at different loading rates. Engenharia Agrícola, v. 34, n. 3, p. 567-576, 2014. APHA. AWWA. WPCF. Standart methods for the examination of water and wastewater. 20th ed. Washington: American Public Health Association, 2000. AQUINO, S. F.; CHERNICHARO, C. A. L. Acúmulo de ácidos graxos voláteis (AGVs) em reatores anaeróbios sob estresse: causas e estratégias de controle. Engenharia Sanitária e Ambiental, v. 10, n. 2, p. 152-161, 2005. AQUINO, S. F.; CHERNICHARO, C. A. L.; FORESTI, E.; SANTOS, M. L. F.; MONTEGGIA, L. O.; Metodologias para determinação da atividade metanogênica específica (AME) em lodos anaeróbios. Engenharia Sanitária e Ambiental, v. 12, n. 2, p. 192-201, 2007. AQUINO, G. T.; BRONDANI, F. M. M.; SOUZA, R. A. A.; GERON, V. L. M. G. O uso do biogás no âmbito rural como proposta de desenvolvimento sustentável. Revista Científica FAEMA, v. 5, n. 1, p. 140-149, 2014. ARAÚJO, I. S.; OLIVEIRA, J. L. R.; ALVES, R. G. C. M. BELLE FILHO, P.; COSTA, R. H. R. Avaliação de Sistema de tratamento de dejetos de suínos instalado no estado de Santa Catarina. Revista Barasileira de Engenharia Agrícola e Ambiental, v.16, n.7, p.745–753, 2012. ASSOCIATION OF OFFICIAL ANALYTICAL CHEMISTS – AOAC. Official methods of analysis. 15 ed. Washington: D.C., 1990. ATHANASOULIA, E.; MELIDIS, P.; AIVASIDIS, A. Optimization of biogas production from waste activated sludge through serial digestion. Renewable Energy, v. 47, p. 147-151, 2012. AVACI, A. B.; SOUZA, S. N. M.; CHAVES, L. I.; NOGUEIRA, C. E. C.; NIEDZIALKOSKI, R. K.; SECCO, D. Avaliação econômico-financeira da microgeração de energia elétrica proveniente de biogás da suinocultura. Revista Brasileira de Engenharia Agrícola e Ambiental, v. 17, n. 4, p. 456-462, 2013. BALOTA, E. L.; MACHINESKI, O.; MATOS, M. A. Soil microbial biomass under different tillage and levels of applied pig slurry. Revista Brasileira de Engenharia Agrícola e Ambiental, v. 16, n. 5, p. 487-495, 2012. BARBOSA, G.; LANGER, M. Uso de biodigestores em propriedades rurais: uma alternativa à sustentabilidade ambiental. Unoesc & Ciência-ACSA, v. 2, n. 1, p. 87-96, 2011.
34
BARROS, R. M. Estudo da Produção de biogás da digestão anaeróbica de esterco bovino em um biodigestor. Revista Brasileira de Energia, v. 15, n. 2, p. 95-116, 2009. BROWNE, J. D.; GILKINSON, S. R.; FROST, J. P. The effects of storage time and temperature on biogas production from dairy cow slurry. Biosystems Engineering, v. 129, p. 48-56, 2015. BUDZIANOWSKI, W. M. Sustainable biogas energy in Poland: prospects and challenges. Renewable and Sustainable Energy Reviews, v. 16, n. 1, p. 342-349, 2012. CAMPOS, C. M. M.; CARMO, F. R.; BOLTELHO, C. G.; COSTA, C. C. Desenvolvimento e operação de reator anaeróbio de manta de lodo (UASB) no tratamento dos efluentes da suinocultura em escala laboratorial. Ciência e Agrotecnologia, v. 30, n. 1, p. 140-147, 2006. CARVALHO, B. V.; SOUZA, A. P. M.; SOTO, F. R. M. Avaliação de sistemas de gestão ambiental em granjas de suínos. Revista Ambiente e Água, v. 10, n. 1, p. 164-171, 2015. CERVI, R. G.; ESPARANCINI, M. S. T.; BUENO, O. Viabilidade econômica da utilização do biogás produzido em granja suinícola para geração de energia elétrica. Engenharia Agrícola, v. 30, n. 5, p. 831-844, 2010. CHENG, S.; LI, Z.; MANG, H.P; HUBA, L. M; GAO, R.; WANG, X. Development and application of prefabricated biogas digesters in developing countries. Renewable and Sustainable Energy Reviews, v. 34, p. 387-400, 2014. CHIODO, V.; URBANI, F.; GALVAGNO, A.; MONDELLO, N.; FRENNI, S. Analysis of biogas reforming process for molten carbonate fuel cells. Journal of Power Sources, v. 206, p. 215-221, 2012. COLATTO, L.; LANGER, M. Biodigestor – resíduo sólido pecuário para produção de energia. Unoesc & Ciência – ACET, v. 2, n. 2, p. 119-128, 2011. CONSELHO NACIONAL DO MEIO AMBIENTE - CONAMA. Padrões de qualidade para os parâmetros monitorados na rede de monitormento. Resolução CONAMA 20/86. 2005. DUARTE NETO, E. D.; ALVARENGA, L. H.; COSTA, L. M.; NASCIMENTO, P. H.; SILVEIRA, R. Z.; LEITE, L. H. M. Implementação e avaliação de um biodigestor de produção descontínua. e-Xacta, v. 3, n. 2, p. 36-43, 2010. DUDA, R. M.; OLIVEIRA, R. A. Reatores anaeróbios operados em batelada sequencial, seguidos de lagoas de polimento, para o tratamento de águas residuárias de suinocultura. Parte I: produção de metano e remoção de DQO e de sólidos suspensos. Engenharia Agrícola, v. 29, n. 1, p. 122-134, 2009a.
35
DUDA, R. M.; OLIVEIRA, R. A. Reatores anaeróbios operados em batelada sequencial seguidos de lagoas de polimento para o tratamento de águas residuárias de suinocultura. Parte II: remoção de nutrientes e coliformes. Engenharia Agrícola, v. 29, n. 1, p. 135-147, 2009b. DUDA, R. M. OLIVEIRA, R. A. Tratamento de águas residuárias de suinocultura em reator UASB e filtro anaeróbico em série seguidos de um filtro biológico percolador. Engenharia Sanitária e Ambiental, v. 16, n. 1, p. 91-100, 2011. FARIAS, R. M.; ORRICO JUNIOR, M. A. P.; ORRICO, A. C.; GARCIA R. G.; CENTURION, S. R.; FERNANDES, A. R. M. Biodigestão anaeróbia de dejetos de poedeiras coletados após diferentes períodos de acúmulo. Ciência Rural, Santa Maria, v. 42, n. 6, p. 1089-1094, 2012.
FERNANDES, D. M.; COSTANZI, R. N.; FEIDEN, A.; SOUZA, S. N. M.; KITAMURA, D. S.
Processo de biodigestão anaeróbica em uma granja de suínos. Ambiência Guarapuava, v. 10, n. 3, p. 741-754, 2014. FERREIRA, C. M.; FERNANDES, C. B.; SOUZA, A. V. S.; MELO, C. C. S.; SALES, J. S.; FRADE, M. L.; MACHADO, M. V.; FRADE, M. C.; GOMES, N. L.; COSTA, P. H. A.; MORAES, R. A.; ESTRELLA, T. G.; LIMA, M. C. P. B. Biodigestor para o gás do lixo orgânico. e-Xacta, v. 4, n. 2, p. 5-17, 2011. GALBIATTI, J. A. CARAMELO, A. D.; SILVA, F. G.; GERARDI, E. A. B.; CHICONATO, D. A. Estudo qualiquantitativo do biogás produzido por substratos em biodigestores tipo batelada. Revista Brasileira de Engenharia Agrícola e Ambiental, v. 14, n. 4, p. 432-437, 2010. GARFÍ, M.; FERRER-MARTÍ, L.; VELO, E.; FERRER, I. Evaluating benefits of low-cost household digesters for rural Andean communities. Renewable and Sustainable Energy Reviews, v. 16, n. 1, p. 575-581, 2012. GOMES, F. O. C.; CAPPI, N. Redução de sólidos em água residuária de suinocultura tratada em biodigestor anaeróbio. Anais do Encontro de Iniciação Científica-ENIC, v. 1, n. 1, 2011. GOMES, L. P. PERUZATTO, M.; SANTOS, V. S.; SELLITTO, M. A. Indicadores de sustentabilidade na avaliação de granjas suinícolas. Engenharia Sanitária e Ambiental, v. 19, n. 2, p. 143-154, 2014. HALMEMAN, M. C. R.; STACHISSINI, M.G.; DAMACENO, F. M.; GABRIEL FILHO, L. R. A.; CREMASCO, C. P.; PUTTI, F. F. The deployment of biodigester systems in rural properties. Brazilian Journal of Biosystems Engineering, v. 8, n. 4, p.351-360, 2014. HORIUCHI, J.I. l. SHIMIZU, T.; TADA, K.; KANNO, T.; KOBAYASHI, M. Selective production of organic acids in anaerobic acid reactor by pH control. Bioresource Technology, v. 82, n. 3, p. 209-213, 2002.
36
IPPERSIEL, D.; MONDOR, M.; LAMARCHE, F.; TREMBLAY, F.; DUBREUIL, J.; MASSE, L. Nitrogen potential recovery and concentration of ammonia from swine manure using electrodialysis coupled with air stripping. Journal of Environmental Management, v. 95, p. 165-169, 2012. KASHYAP, D. R.; DADHICH, K. S.; SHARMA, S. K. Biomethanation under psychrophilic conditions: a review. Bioresource technology, v. 87, n. 2, p. 147-153, 2003. KHALID, A.; ARSHAD, M.; ANJUM, M.; MAHMOOD, T.; DAWSON, L. The anaerobic digestion of solid organic waste. Waste Management, v. 31, n. 8, p. 1737-1744, 2011.
KLEINSTEUBER, S. Special Issue on “Microbial Ecology of Anaerobic Digestion”.
Bioengineering, v. 1, p. 111-112, 2014.
KONRAD, O.; KOSH, F. F.; LUMI, M.; TONETTO, J. F.; BEZAMA, A. Potential of biogas production from swine manure supplemented with glycerine waste. Engenharia Agrícola, v. 34, n. 5, p. 844-853, 2014. KUNZ, A.; STEINMETZ, R. L. R.; BORTOLI, M. Separação sólido-líquido em efluentes da suinocultura. Revista Brasileira de Engenharia Agrícola e Ambiental, v. 14, n. 11, p. 1220-1225, 2010. KUNZ, A. STEINMETZ, R.; DAMASCENO, S.; COLDEBELA, A. Nitrogen removal from swine wastewater by combining treated effluent with raw manure. Scientia Agricola, v. 69, n. 6, p. 352-356, 2012. LEITE, V.; LOPES, W. S.; SOUSA, J. T.; PRASAD, S.; SILVA, S. A. Tratamento anaeróbio de resíduos sólidos orgânicos com alta e baixa concentração de sólidos. Revista Brasileira de Engenharia Agrícola e Ambiental, v. 13, n. 2, p. 190-196, 2009. LI, C.; CHAMPAGNE, P.; ANDERSON, B. C. Evaluating and modeling biogas production from municipal fat, oil, and grease and synthetic kitchen waste in anaerobic co-digestions. Bioresource Technology, v. 102, n. 20, p. 9471-9480, 2011. LIMA, D. F. S.; MIRANDA, G. J. Economic and financial viability analysis of the use of biogas to produce electricity. Custos e Agronegocio, v. 10, n. 3, p. 83-99, 2014. MANNING, D. T.; HADRICH, J. C. An evaluation of the social and private efficiency of adoption: Anaerobic digesters and greenhouse gas mitigation. Journal of environmental management, v. 154, p. 70-77, 2015. MASSÉ, D. I.; MASSE, L. HINCE, J. F.; POMAR, C. Psychrophilic anaerobic digestion biotechnology for swine mortality disposal. Bioresource technology, v. 99, n. 15, p. 7307-7311, 2008.
37
MEDEIROS, S. S.; GHEYI, H. R.; PÉREZ-MARIN, A. M.; SOARES, F. A. L.; FERNANDES, D. P. Características químicas do solo sob algodoeiro em área que recebeu água residuária da suinocultura. Revista Brasileira de Ciência do Solo, v. 35, n. 3, p. 1047-1055, 2011. MENDES, A. A.; CASTRO, H. F.; PEREIRA, E. B.; FURIGO JÚNIOR, A. Aplicação de lipases no tratamento de águas residuárias com elevados teores de lipídeos. Química Nova, v. 28, n. 2, p. 296-305, 2005. MENG, J.; WANG, L. LIU, X. WU, J.; BROOKES, P. C; XU, J. Physicochemical properties of biochar produced from aerobically composted swine manure and its potential use as an environmental amendment. Bioresource Technology, v. 142, p. 641-646, 2013. MIRANDA, A. P.; LUCAS JÚNIOR, J.; THOMAZ, M. C.; PEREIRA, G. T.; FUKAYAMA, E. H. Anaerobic biodigestion of pigs feces in the initial, growing and finishing stages fed with diets formulated with corn or sorghum. Engenharia Agrícola, v. 32, n. 1, p. 47-56, 2012. MISHRA, D. J.; RAJVIR, S; MISHRA U. K.; KUMAR, S. S. Role of bio-fertilizer in organic agriculture: a review. Research Journal of Recent Sciences, v. 2277, p. 2502, 2013. MÖNCH-TEGEDER, M.; LEMMER, A.; OECHSNER, H. Enhancement of methane production with horse manure supplement and pretreatment in a full-scale biogas process. Energy, v. 73, p. 523-530, 2014. MONTANARI, T.; FINOCCHIO, E.; SALVATORE, E.; GARUTI, G.; GIORDANO, A.; PISTARINO, C.; BUSCA, G. CO 2 separation and landfill biogas upgrading: a comparison of 4A and 13X zeolite adsorbents. Energy, v. 36, n. 1, p. 314-319, 2011. MOTTERAN, F.; PEREIRA, E. L.; CAMPOS, C. M. M.. The behaviour of an anaerobic baffled reactor (ABR) as the first stage in the biological treatment of hog farming effluents. Brazilian Journal of Chemical Engineering, v. 30, n. 2, p. 299-310, 2013. MOTTET, A.; FRANÇOIS, E.; LATRILLE, E.; STEYER, J. P.; DÉLÉRIS, S.; VEDRENNE, F.; CARRÈRE, H. Estimating anaerobic biodegradability indicators for waste activated sludge. Chemical Engineering Journal, v. 160, n. 2, p. 488-496, 2010. MONTORO, S. B.; SANTOS, D. F. L.; JUNIOR, J. de L. Análise Econômica de Investimentos que visam à produção de biogás e biofertilizante por meio de biodigestão anaeróbia na bovinocultura de corte. RAUnP, v. 5, n. 2, p. 23-34, 2013. NETO, M. S. A.; OLIVEIRA, R. A. Remoção de matéria orgânica, de nutrientes e de coliformes no processo anaeróbio em dois estágios (reator compartimentado seguido de reator UASB) para o tratamento de águas residuárias de suinocultura. Revista Engenharia Agrícola, v. 29, n. 1, p. 148-161, 2009.
38
NUNES, M. A. G. KUNZ, A.; STEINMETZ, R. L. R. PANIZ, J. N. G. Aplicação de efluente tratado de suinocultura para diluição de dejeto suíno e remoção de nitrogênio por desnitrificação. Engenharia Agrícola, v. 31, n. 2, p. 388-398, 2011. OLIVEIRA, R. A.; DUDA, R. M.; FERNANDES, G. F. R. Reator anaeróbio compartimentado para o tratamento de águas residuárias de suinocultura. Engenharia Sanitária e Ambiental, v. 19, n. 4, p. 383-391, 2014. ORRICO JUNIOR, M. A. P.; ORRICO, A. C. A.; LUCAS JUNIOR, J. Potencial de produção de biogás remanescente nos efluentes de biodigestores abastecidos com dejetos de suínos, com e sem separação da fração sólida, e conduzida sob diferentes tempos de retenção hidráulica. Engenharia Agrícola, v. 29, n. 4, p. 679-686, 2009a. ORRICO JUNIOR, M. A. P.; ORRICO, A. C. A.; LUCAS JUNIOR, J. Biodigestão anaeróbia de dejetos de suínos com e sem separação da fração sólida em diferentes tempos de retenção hidráulica. Engenharia Agrícola, v. 29, n. 3, p. 474-482, 2009b. ORRICO JUNIOR, M. A. P. ORRICO, A. C. A.; LUCAS JUNIOR, J.; SAMPAIO, A. A. M.; FERNANDES, A. R. M.; OLIVEIRA, E. A.. Biodigestão anaeróbia dos dejetos da bovinocultura de corte: influência do período, do genótipo e da dieta. Revista Brasileira de Zootecnia, v. 41, n. 6, p. 1533-1538, 2012. ORTIZ, G.; VILLAMAR, C. A.; VIDAL, G. Odor from anaerobic digestion of swine slurry: influence of pH, temperature and organic loading. Scientia agricola, v. 71, n. 6, p. 443-450, 2014. PEREIRA, E. L.; CAMPOS, C. M. M.; MONTERANI, F.; NETO, A. M. Efeitos do pH, acidez e alcalinidade na microbiota de um reator anaeróbico de manta de lodo (UASB) tratando efluentes de suinocultura. Revista Ambiente e Água, v. 4, n.3, p. 157-168, 2009. PEREIRA, E. L.; CAMPOS, C. M. M.; MONTERANI, F.; NETO, A. M. O. Eficiência de um sistema de reatores anaeróbios no tratamento de efluentes líquidos de suinocultura. Acta Scientiarum Technology, v. 33, n. 3, p. 287-293, 2011. POESCHL, M.; WARD, S.; OWENDE, P. Environmental impacts of biogas deployment–Part I: Life cycle inventory for evaluation of production process emissions to air. Journal of Cleaner Production, v. 24, p. 168-183, 2012. RAIJ, B. V.; ANDRADE, J.C.; CANTARELA, H.; QUAGGIO, J. A. Análise Química para Avaliação da Fertilidade de Solos Tropicais. Campinas: Instituto Agronômico, 2001. RAMIRES, R. D.; OLIVEIRA, R. A. COD, TSS, nutrients and coliforms removals in UASB reactors in two stages treating swine wastewater. Engenharia Agrícola v. 34, n. 6, p. 1256-1269, 2014.
39
RATHER, S. A.; MUKHTAR, S. Environment and perception of sustainable agriculture development in india: the edge of bio-fertilizer. International Journal of Trade & Global Business Perspectives, v. 3, n. 2, p. 1036-1041, 2014. REIS, A. S. Tratamento de resíduos sólidos orgânicos em biodigestor anaeróbio. 2012. Dissertação (Mestrado em Engenharia Civil e Ambiental) – Universidade Federal do Pernambuco, Recife. 2012. RITTER, C. M.; SANTOS, F. R.; CURTI, S. Potencial de produção de biogás com dejetos da suinocultura: sustentabilidade e alternativa energética em Santa Catarina. Tópos, v.7, Nº 1, p. 32-40, 2013. RODRIGUES, L. S.; SILVA, I. J.; ZOCRATO, D. N. P.; PAPA, D, N.; SPERLING, M. V.; OLIVEIRA, P. R. Avaliação de desempenho de reator UASB no tratamento de águas residuárias de suinocultura. Revista Brasileira de Engenharia Agrícola e ambiental, v. 14, n. 1, p. 94-100, 2010. RODRIGUES, J. P.; ORRICO, A. C. A.; ORRICO JÚNIOR, M. A. P.; SENO, L. O.; ARAÚJO, L. A.; SUNADA, N. S. Adição de óleo e lipase sobre a biodigestão anaeróbica de dejetos de suínos. Ciência Rural, v. 44, n. 3. p. 544-547, 2014. RODRIGUEZ-VERDE, I.; REGUEIRO, L.; CARBALLA, M.; HOSPIDO, A.; LEMA, J. M. Assessing anaerobic co-digestion of pig manure with agroindustrial wastes: The link between environmental impacts and operational parameters. Science of The Total Environment, v. 497, p. 475-483, 2014. ROSSETTO, C.; SOUZA, S. N. M.; KLAUS, O. L. Desempenho de motor-gerador de ciclo Otto operado com gasolina e biogás proveniente de suinocultura. Brazilian Journal of Biosystems Engineering, v. 8, p. 34-42, 2014. SANTOS, A. C.; OLIVEIRA, R. A. Tratamento de águas residuárias de suinocultura em reatores anaeróbios horizontais seguidos de reator aeróbio em batelada sequencial. Engenharia Agrícola, v. 31, n. 4, p. 781-794, 2011. SARDÁ, L. G. HIGARASHI, M. M.; MULLER, S.; OLIVEIRA, P. A.: COMIN, J. J. Redução da emissão de CO2, CH4 e H2S através da compostagem de dejetos suínos. Revista Brasileira de Engenharia Agrícola e Ambiental, v. 14, n. 9, p. 1008-1013, 2010. SCHIAVON MAIA, D. C. LENZI, G. G.; ARROYO, P. A.; FRARE, L. M.; GIMENESES, M. L.; PEREIRA, N. C. Desenvolvimento de um sistema para purificação de biogás utilizando Fe/EDTA como absorvente. Engevista, v. 17, n. 2, p. 219-231, 2014. SILVA, N.; JUNQUEIRA V. C. A.; SIVEIRA, N. F. A. Manual de métodos de análises microbiológicas de alimentos. 3 ed. São Paulo: Livraria Varela, 2007, p. 119-129.
40
SILVA, A. A. Viabilidade técnica e econômica da implantação da biodigestão anaeróbia e aplicação de biofertilizante nos atributos de solo e plantas. 2009. Tese (Doutorado em Zootecnia) - Faculdade de Ciências Agrárias e Veterinárias, Universidade Estadual Paulista Júlio Mesquita Filho, Jaboticabal (SP). 2009 SILVA, W. T. L.; NOVAES, A. P.; KUROKI, V.; MARTELLI, L. F. A.; MAGNONI JÚNIOR L. Avaliação físico-química de efluente gerado em biodigestor anaeróbio para fins de avaliação de eficiência e aplicação como fertilizante agrícola. Química Nova, v. 35, n. 1, p. 35-40, 2012. SILVA, C. O.; CESAR, V. R. S.; SANTOS, M. B.; SANTOS, A. S. Biodigestão anaeróbia com substrato formado pela combinação de esterco ovinocaprino, manipueira e biofertilizante. Revista Ibero-Americana de Ciências Ambientais, v. 4, n. 1, p. 88-103, 2013.
SOUZA, R. G.; SILVA, F. M.; BASTOS, A. C. Desempenho de um conjunto motogerador adaptado a biogás. Revista de Ciência Agrotecnologia, v. 34, n. 1, p. 190-195, 2010.
SOUZA, M. M. Estudo da inclusão de compartimentos em modelos de biodigestores modelo canadense. 117p. Tese (Mestrado em Engenharia de Processos). Universidade Federal de Santa Maria, Santa Maria (RS). 2012.
SOUZA, M. R. N.; MIRANDA, A. C. Protótipo de biodigestor: inserção da temática ambiental na escola. VIII Fórum Ambiental da Alta Paulista, v. 8, n. 6, p. 48-59, 2012. STANDARD METHODS FOR EXAMINATION OF WATER AND WASTEWATER. (SMEWW) 18 ed. Washington: American Public Health Association, 1992. SUÁREZ, A. G. NIELSEN, K.; KÖHLER, S.; MORENCIO, D. O.; REYES, I. P. Enhancement of anaerobic digestion of microcrystalline cellulose (MCC) using natural micronutrient sources. Brazilian Journal of Chemical Engineering, v. 31, n. 2, p. 393-401, 2014. SUNADA, N. da S.; ORRICO, A. C. A.; ORRICO JÚNIOR, M. A. P.; VARGAR JÚNIOR, F. M.; GARCIA, R. G.; FERNADES, A. R. M. Potential of biogas and methane production from anaerobic digestion of poultry slaughterhouse effluent. Revista Brasileira de Zootecnia, v. 41, n. 11, p. 2379-2383, 2012. SUZUKI, A. B. P.; FERNANDES, D. M.; FARIA, R. A. P.; SOUZA, S. M. N. Produção de biogás em escala real em unidade demonstrativa – Unidade Granja Colombari. Ambiência Guarapuava, v. 10, n. 1, p. 13-20, 2014. TIETZ, C. M.; SOARES, P. R. H.; SANTOS, K. G. S.. Produção de energia pela biodigestão anaeróbica de efluentes: o caso da bovinocultura. Acta Iguazu, v. 2, n. 3, p. 15-29, 2013.
41
URBINATI, E.; DUDA, R. M.; OLIVEIRA, R. A. Performance of UASB reactors in two stages under different HRT and OLR treating residual waters of swine farming. Engenharia Agrícola, v. 33, n. 2, p. 367-378, 2013. VANDERZANT, C.; SPLITTSTOESSER, D. F. Compendium of methods for microbiological examination for foods. 3 ed. Washington: American Public Health Association, p. 325-367, 1992. VEGA, G. C. C.; HOEVE, M. T; BIRKVED, M; SOMMER, S. G.; BRUUN, S. Choosing co-substrates to supplement biogas production from animal slurry–A life cycle assessment of the environmental consequences. Bioresource Technology, v. 171, p. 410-420, 2014. VIANCELLI, A.; KUNZ, A.; STEINMMETZ, R. L. R.; KICH, J. D.; SOUZA, C. K.; CANAL, C. W.; COLDEBELLA, A.; ESTEVES, P. A.; BARARDI, C. R. M. Performance of two swine manure treatment systems on chemical composition and on the reduction of pathogens. Chemosphere, v. 90, n. 4, p. 1539-1544, 2013. VIVAN, M.; KUNZ, A.; STOLBERG, J.; PERDOMO, C.; TECHIO, V. H. Eficiência da interação biodigestor e lagoas de estabilização na remoção de poluentes em dejetos de suínos. Revista Brasileira de Engenharia Agrícola e Ambiental, v. 14, n. 3, p. 320-325, 2010. XAVIER, C. A. N; LUCAS JUNIOR, J. Parâmetros de dimensionamento para biodigestores batelada operados com dejetos de vacas leiteiras com e sem uso de inóculo. Engenharia Agrícola, v. 30, n. 2, p. 212-223, 2010. XIE, S. LAWLOR, P. G.; FROST, J. P.; HU, Z.; ZHAN, X. Effect of pig manure to grass silage ratio on methane production in batch anaerobic co-digestion of concentrated pig manure and grass silage. Bioresource Technology, v. 102, n. 10, p. 5728-5733, 2011. YANG, L.; GE, X.; WAN, C.; YU, F.; LI, Y. Progress and perspectives in converting biogas to transportation fuels. Renewable and Sustainable Energy Reviews, v. 40, p. 1133-1152, 2014. YU, D.; KUROLA, J. M.; LÄHDE, K.; KYMÄLÄINEN, M.; SINKKONEN, A.; ROMANTSCHUK, M. Biogas production and methanogenic archaeal community in mesophilic and thermophilic anaerobic co-digestion processes. Journal of Environmental Management, v. 143, p. 54-60, 2014. ZANETTE, A. L. Potencial de aproveitamento energético do biogás no Brasil. 2009. Dissertação (Mestrado em Planejamento Energético) – Universidade Federal do Rio de Janeiro, Rio de Janeiro (RJ). 2009. ZAR J.H. 1999. Biostatistical analysis.4ed. Prentice-Hall, New Jersey. 663p. ZHANG, D.; CHEN, Y.; ZHAO, Y.; ZHU, X. New sludge pretreatment method to improve methane production in waste activated sludge digestion. Environmental science & technology, v. 44, n. 12, p. 4802-4808, 2010.