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Capítulo 10 Tratamentos aeróbicos e anaeróbicos para redução e mineralização de lamas aquapônicas

1. 10.1 Introdução

   Original publication 2019 · Publicado pela primeira vez no FarmHub Learn 2020-06-04 · Aquaponics Food Production Systems

   O conceito de aquaponia está associado a ser um sistema de produção sustentável, uma vez que reutiliza as águas residuais do sistema de aquicultura recirculante (RAS) enriquecidas em macronutrientes (isto é, nitrogênio (N), fósforo (P), potássio (K), cálcio (Ca), magnésio (Mg) e enxofre (S)) e micronutrientes (i.e. ferro (Fe ferro (Fe Fe manganês (Mn), zinco (Zn), cobre (Cu), boro (B) e molibdênio (Mo)) para fertilizar as plantas (Graber e Junge 2009; Licamele 2009; Nichols e Savidov 2012; Turcios e Papenbrock 2014). Uma questão muito debatida é se este conceito pode corresponder à sua própria ambição de ser um sistema quase fechado, uma vez que grandes quantidades de nutrientes que entram no sistema são desperdiçadas pela descarga do lodo de peixe rico em nutrientes (Endut et al. 2010; Naylor et al. 1999; Neto e Ostrensky 2013). De fato, para manter uma boa qualidade de água em sistemas RAS e aquapônicos, a água precisa ser constantemente filtrada para remoção de sólidos. As duas principais técnicas de filtração de sólidos são reter as partículas em uma malha (ou seja, filtração de malha como filtros de tambor) e permitir que as partículas decantem em em clarificadores. Na maioria das plantas convencionais, o lodo é recuperado desses dispositivos mecânicos de filtração e é descarregado como esgoto. Nos melhores casos, o lodo é seco e aplicado como fertilizante em campos terrestres (Brod et al. 2017). Notavelmente, até 50% (na matéria seca) da ração ingerida é excretada como sólidos pelos peixes (Chen et al. 1997), e a maioria dos nutrientes que entram nos sistemas aquapônicos através da ração para peixes acumulam-se nestes sólidos e, assim, nas lamas (Neto e Ostrensky 2013; Schneider et al. 2005). Assim, a filtração sólida eficaz remove, por exemplo, mais de 80% do valioso P (Monsees et al. 2017) que, de outra forma, poderia ser usado para a produção de plantas. Portanto, a reciclagem desses nutrientes valiosos para aplicações aquapônicas é de grande importância. O desenvolvimento de um tratamento adequado das lamas capaz de mineralizar os nutrientes contidos nas lamas para reutilizá-las na unidade hidropônica parece ser um processo necessário para contribuir para o fechamento mais alto do ciclo de nutrientes e, assim, reduzir o impacto ambiental dos sistemas aquapônicos (Goddek et al. 2015; Goddek e Keesman 2018; Goddek e Körner 2019).

   Foi demonstrado em estudos experimentais que complementou a solução de nutrientes aquapônicos (isto é, após adição de nutrientes em falta) promove o crescimento da planta em comparação com hidroponia (Delaide et al. 2016; Ru et al. 2017; Saha et al. 2016). Assim, a mineralização das lamas é também uma forma promissora de melhorar o desempenho do sistema aquapónico, uma vez que os nutrientes recuperados são utilizados para complementar a solução aquapónica. Além disso, as unidades de mineralização no local também podem aumentar a auto-suficiência das instalações aquapônicas, especialmente no que diz respeito aos recursos finitos como P, que é essencial para o crescimento das plantas. P é produzido por atividades de mineração, em que os depósitos não são distribuídos igualmente em todo o mundo. Além disso, seu preço subiu até 800% na última década (McGill 2012). Assim, as unidades de mineralização aplicadas em sistemas aquánicos também poderão aumentar o seu sucesso económico futuro e a sua estabilidade.

   O tratamento de lamas em aquapônica precisa ser abordado de forma diferente do que foi feito no passado. Com efeito, no tratamento convencional de águas residuais, o principal objetivo é obter um efluente descontaminado e limpo. Os desempenhos do tratamento são expressos em termos de remoção de contaminantes (por exemplo, sólidos, azoto (N), fósforo (P), etc.) das águas residuais e quantificando os efluentes em relação à qualidade alcançada (Techobanoglous et al. 2014). Usando essa abordagem convencional, vários estudos forneceram evidências quantitativas de que uma proporção consistente de demanda química de oxigênio (CQO) e sólidos totais suspensos (TSS) podem ser removidos por digerir as águas residuais RAS em condições aeróbias, anaeróbias e anaeróbias sequenciais (Goddek et al. 2018; Chowdhury et al. 2010; Mirzoyan et al. 2010; Van Rijn 2013). No entanto, em sistemas aquapônicos, as águas residuais dos peixes são consideradas uma fonte valiosa de fertilizantes. No âmbito de uma abordagem de ciclo fechado, a parte sólida descarregada tem de ser minimizada (isto é, a redução orgânica maximizada) e o teor de nutrientes nos efluentes tem de ser maximizado (isto é, a mineralização de nutrientes maximizada). Portanto, o desempenho do tratamento de águas residuais na aquapônica não precisa mais ser expresso em termos de remoção de contaminantes, mas em termos de redução de contaminantes e capacidade de mineralização de nutrientes.

   Alguns estudos demonstraram a capacidade funcional de digerir lodo de peixe com tratamentos aeróbicos e anaeróbicos para fins de redução orgânica (Goddek et al. 2018; van Rijn et al. 1995). Com o tratamento anaeróbio em biorreator, pode-se alcançar um elevado desempenho de redução da matéria seca (ou seja, TSS) (por exemplo, superior a 90%), enquanto o metano também pode ser produzido (van Lier et al. 2008; Mirzoyan e Gross 2013; Yogev et al. 2016).

   O tratamento aeróbio das lamas é também uma forma muito eficaz de reduzir a matéria orgânica, que é oxidada em CoSub2/Sub durante a respiração (ver Eq. 10.1). Por exemplo, foram relatadas taxas de redução de 90% (aqui determinadas como sólidos em suspensão, CQO e redução da CBO) a partir de uma instalação de recuperação de recursos hídricos (Seo et al. 2017). Os processos aeróbicos são mais rápidos do que os anaeróbios, mas podem ser mais caros (Chen et al. 1997), pois uma aeração constante da mistura loda-água requer bombas ou motores intensivos em energia. Além disso, frações significativas dos nutrientes são convertidas em biomassa microbiana e não permanecem dissolvidas na água.

   Embora esses estudos tenham demonstrado o potencial de redução orgânica do lodo de peixe, apenas alguns autores examinaram a liberação de nutrientes específicos (por exemplo, para N e P) de lodo de peixe. A maioria destes estudos foi para experimentos em lote in vitro curtos (Conroy e Couturier 2010; Monsees et al. 2017; Stewart et al. 2006) e de um RAS operacional (Yogev et al. 2016), em vez de uma configuração aquapônica. Embora discutido em certa medida em teoria (Goddek et al. 2016; Yogev et al. 2017), a pesquisa tem que começar agora para investigar sistematicamente a redução orgânica e o desempenho de mineralização de nutrientes de lodo de peixe para reatores aeróbios e anaeróbios e seu efeito na composição da água e na planta crescimento. Portanto, este capítulo tem como objetivo dar uma visão geral sobre os diversos tratamentos de lodo de peixe que podem ser integrados em configurações aquapônicas para alcançar redução orgânica e mineralização de nutrientes. Algumas abordagens de design serão destacadas. Será discutida a abordagem do balanço de massas de nutrientes no contexto do tratamento de lamas aquapônicas, e será desenvolvida uma metodologia específica para quantificar o desempenho do tratamento de lamas.

2. 10.2 Implementação do tratamento de águas residuais em aquapônica

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   Na aquaponia, as águas residuais carregadas com sólidos (isto é, as lamas) são uma fonte valiosa de nutrientes, e precisam ser realizados tratamentos adequados. Os objetivos de tratamento diferem do tratamento convencional de águas residuais, pois na aquapônica os sólidos e a conservação da água são de interesse. Além disso, independentemente do tratamento das águas residuais aplicado, o seu objectivo deve ser reduzir os sólidos e, ao mesmo tempo, mineralizar os seus nutrientes. Em outras palavras, o objetivo é obter um efluente livre de sólidos, mas rico em nutrientes solubilizados (ou seja, aniões e cátions) que possa ser reinserido no circuito de água em uma configuração acoplada (Fig. 10.1a) ou diretamente nos leitos hidropônicos em uma configuração dissociada (Fig. 10.1b). Os sólidos de lodo de peixe são compostos principalmente de matéria orgânica degradável, de modo que a redução sólida pode ser chamada de redução orgânica. Com efeito, as moléculas orgânicas complexas (por exemplo, proteínas, lípidos, hidratos de carbono, etc.) são constituídas principalmente por carbono e serão sucessivamente reduzidas a compostos de menor peso molecular até às formas gasosas finais de COSub2/Sub e CHSub4/sub (no caso da fermentação anaeróbia). Durante este processo de degradação, os macronutrientes (i.e. N, P, K, Ca, Mg e S) e micronutrientes (i.e. Fe, Mn, Zn, Cu, B e Mo) que estavam ligados às moléculas orgânicas são liberados na água em suas formas iônicas. Esse fenômeno é chamado de lixiviação de nutrientes ou mineralização de nutrientes. Pode-se supor que, quando se alcança uma elevada redução orgânica, também seria alcançada uma elevada mineralização de nutrientes. Por um lado, as lamas contêm uma proporção de minerais não dissolvidos e, por outro lado, alguns macro e micronutrientes são liberados durante o processo de mineralização. Estes podem rapidamente precipitar juntos e formar minerais insolúveis. O estado entre íons e minerais precipitados da maioria dos macro e micronutrientes é dependente do pH. Os minerais mais conhecidos que precipitam em biorreatores são fosfato de cálcio, sulfato de cálcio, carbonato de cálcio, pirita e estruvita (Peng et al. 2018; Zhang et al. 2016). Conroy e Couturier (2010) observaram que Ca e P foram liberados em reator anaeróbio quando o pH caiu abaixo de 6. Eles mostraram que a liberação correspondia exatamente à mineralização do fosfato de cálcio. Goddek et al. (2018) também observaram a solubilização de P, Ca e outros macronutrientes em reator cobertor de lodo anaeróbio ascendente (UASB) que se tornou ácido. Jung e Lovitt (2011) relataram uma mobilização de 90% de nutrientes de lodo derivado da aquicultura com um valor de pH muito baixo de 4. Nesta condição, todos os macro e micronutrientes foram solubilizados. Existe, portanto, um antagonismo entre a redução orgânica e a mineralização de nutrientes. De fato, a redução orgânica é máxima quando os microrganismos estão ativos para degradar os compostos orgânicos, e isso acontece com pH em uma faixa de 6—8. Como a lixiviação de nutrientes ocorre a pH abaixo de 6, para uma redução orgânica ideal e mineralização de nutrientes, o mais eficaz seria dividir o processo em duas etapas, ou seja, uma etapa de redução orgânica em pH próximo do neutro e uma etapa de lixiviação de nutrientes em condições ácidas. Tanto quanto sabemos, nenhuma operação usando esta abordagem em dois passos foi relatada ainda. Isso abre um novo campo no tratamento de águas residuais e mais pesquisas para implementação em aquaponia são necessárias.

   

   Fig. 10.1 Implementação esquemática do tratamento de lamas em um sistema aquapónico de uma alça ** (a) ** e em sistema aquapónico dissociado** (b) **

   A escolha dos alimentos para animais também é importante neste contexto. Nos alimentos à base de animais em que uma fração de ingredientes principais ainda é baseada em fontes animais (por exemplo, farinha de peixe, farinha de ossos), o fosfato ligado, por exemplo, como apatita (derivado da farinha de ossos), está facilmente disponível em condições ácidas, enquanto os alimentos à base de plantas contêm fitato como fonte principal de fosfato. O fitato em contraste com, por exemplo, a apatita requer conversão enzimática (fitase) (Kumar et al. 2012), pelo que o fosfato não está tão facilmente disponível.

3. 10.3 Tratamentos aeróbicos

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   O tratamento aeróbio aumenta a oxidação do lodo, apoiando o seu contacto com o oxigénio. Neste caso, a oxidação da matéria orgânica é impulsionada principalmente pela respiração de microorganismos heterotróficos. CoSub2/sub, o produto final da respiração, é liberado como é mostrado na Eq. (10.1).

   $C_6H_ {12} O_6 + 6\ O_2\ rarr 6\ CO_2+6\ H_2O +energia$ (10.1)

   Este processo em reatores aeróbicos é conseguido principalmente pela injeção de ar na mistura loda-água com sopradores de ar conectados a difusores e hélices. A injeção de ar também garante uma mistura adequada do lodo.

   Durante este processo oxidativo, os macro e micronutrientes ligados à matéria orgânica são liberados. Este processo é chamado de mineralização aeróbica. Portanto, outros nutrientes podem ser reciclados durante o processo de mineralização, enquanto alguns nutrientes, por exemplo, sódio e cloreto, podem também exceder o seu limiar para aplicação hidropônica e devem ser cuidadosamente monitorizados antes da aplicação (Rakocy et al. 2007). A mineralização aeróbica da matéria orgânica, derivada da unidade de remoção de sólidos (por exemplo, clarificador ou filtro de tambor) em RAS, é uma forma fácil de reciclar nutrientes para posterior aplicação aquapônica.

   Além disso, durante o processo de digestão aeróbica, o pH cai e promove a mineralização de minerais ligados presos nas lamas. Por exemplo, Monsees et al. (2017) mostraram que P foi liberado do lodo RAS devido a essa mudança de pH. Esta diminuição do pH é principalmente impulsionada pela respiração e, em menor grau, provavelmente pela nitrificação.

   Devido ao fornecimento constante de oxigénio através da aeração da câmara de mineralização e da abundância de matéria orgânica, os microrganismos heterotróficos encontram condições ideais para crescer. Isto resulta num aumento da respiração e na libertação de COSub2/Sub que se dissolve em água. CoSub2/sub forma ácido carbónico que dissocia e, assim, reduz o pH da água de processo, como ilustrado na seguinte equação:

   $CO_ {2 (g)} +2\ H_2O\ rarr H_3O^++ {HCO_3} ^-$ (10.2)

   As águas residuais derivadas de RAS contêm frequentemente nHsub4/subsup+/Sup e, adicionalmente, caracterizam-se por um pH neutro de cerca de 7, uma vez que o pH em RAS precisa ser mantido nesse nível para garantir uma conversão microbiana óptima de NHsub4/subSUP+/SUP em NOsub3/sub dentro do biofiltro (isto é, nitrificação). O processo de nitrificação pode contribuir para a diminuição do pH em reatores aeróbicos na fase inicial, liberando prótons para a água de processo, como pode ser visto na seguinte equação:

   $ {NH_4} ^+ + 2\ O_2\ rarr {NO_3} ^- +2\ h^+H_2O+energia$ (10.3)

   Isto é, pelo menos, válido para a fase inicial em que o pH ainda é superior a 6. Com um pH ≤ 6, a nitrificação pode abrandar ou mesmo cessar significativamente (Ebeling et al. 2006). No entanto, isto não representa um problema para a unidade de mineralização.

   A diminuição geral do pH na unidade de mineralização aeróbica no processo em curso é o principal motor da liberação de nutrientes presentes sob a forma de minerais precipitados como fosfatos de cálcio. Monsees et al. (2017) observaram que cerca de 50% do fosfato no lodo era solúvel em ácido, derivado de um RAS Tilapia, onde foi aplicado um alimento padrão contendo farinha de peixe. Aqui, cerca de 80% do fosfato dentro do RAS foi perdido pela limpeza do decantador e pela eliminação da mistura loda-água. Considerando este fato, o grande potencial das unidades de mineralização para aplicações aquapônicas torna-se claro.

   As vantagens da mineralização aeróbica são a baixa manutenção, sem necessidade de pessoal qualificado e sem reoxigenação subsequente. A água enriquecida pode ser usada diretamente para fertilização vegetal, idealmente gerenciada por um sistema on-line para a preparação adequada da solução nutritiva. Uma desvantagem em relação à mineralização anaeróbica é que não é produzido metano (Chen et al. 1997) e, como já foi mencionado, a maior demanda de energia devido à necessidade de arejamento constante.

   10.3.1 Unidades de Mineralização Aeróbica

   

   Fig. 10.2 Exemplo esquemático de uma unidade de mineralização aeróbica operada em modo de lote. A câmara de mineralização (castanho) é separada da câmara de saída (azul) por uma placa de peneira que é coberta por uma placa de cobertura sólida durante o processo de mineralização (arejamento forte) para evitar o entupimento e a formação de partículas finas. A água rica em organismos provenientes de um clarificador ou filtro de tambor entra na unidade de mineralização através da entrada. Após a conclusão de um ciclo de mineralização, a água rica em nutrientes e isenta de sólidos sai da unidade de mineralização através da saída e é transferida diretamente para a unidade hidropônica ou mantida num tanque de armazenamento até que seja necessário

   Um exemplo de projeto de uma unidade de mineralização aeróbica é apresentado na Fig. 10.2. A entrada é conectada à unidade de remoção de sólidos através de uma válvula, que permite o reabastecimento descontínuo da câmara de mineralização com uma mistura de lodo e água. A câmara de mineralização é arejada através de ar comprimido para promover a respiração de bactérias heterotróficas e para manter os processos de desnitrificação anaeróbia o mínimo possível. Para evitar que o material orgânico saia da câmara de mineralização, uma placa de peneira poderia servir de barreira. Idealmente, deve ser utilizada uma segunda placa de cobertura impermeável para cobrir a peneira durante o processo de mineralização (durante o arejamento). Isso deve evitar que a placa de peneira entupa, pois durante o arejamento pesado o material orgânico seria constantemente movido contra a placa de peneira. Antes de transferir a água rica em nutrientes da câmara de mineralização para a unidade hidropônica, a aeração é interrompida para permitir que as partículas se assentem. Posteriormente, a placa de cobertura é removida e a água enriquecida com nutrientes pode passar através da placa peneira e sair da câmara de mineralização através da saída, como sugerido na Fig. 10.2. Finalmente, a placa de cobertura é colocada novamente no lugar, a câmara de mineralização é recarregada com mistura de lama e água derivada de RAS, e o processo de mineralização começa novamente (ou seja, processo em lote).

   A unidade de mineralização deve ter pelo menos o dobro do volume do clarificador para permitir uma mineralização contínua. Um ciclo de mineralização pode durar até 5 a 30 dias, dependendo do sistema, da carga orgânica e do perfil de nutrientes necessários, e deve ser elaborado para cada sistema individual. Para os sistemas que incluem um filtro de tambor, como é o caso na maioria das RAS modernas, a dimensão da unidade de mineralização tem de ser ajustada de acordo com a saída diária ou semanal de lamas do filtro de tambor. Uma vez que isso não foi testado em uma configuração experimental até agora, recomendações específicas não são atualmente possíveis.

   10.3.2 Implementação

   Um exemplo da implementação de uma unidade de mineralização aeróbia num sistema aquapónico dissociado é apresentado na Fig. 10.3. Uma vez que não é necessária pré e pós-tratamento (por exemplo, reoxigenação), a unidade de mineralização pode ser colocada directamente entre a unidade de remoção de sólidos e os leitos hidropónicos. Ao instalar uma válvula antes e depois da unidade de mineralização, é possível uma operação descontínua e entrega de nutrientes à unidade hidropônica sob demanda, mas em muitos casos, seria necessário um tanque de armazenamento adicional. Idealmente, depois de direcionar a água rica em nutrientes para a unidade hidropônica, a água deslocada é substituída por novas lamas e água da unidade de remoção sólida. Dependendo do volume da unidade de mineralização, é importante notar que o reabastecimento com nova mistura de lama-água pode levar a um aumento do pH novamente, pelo que o processo de mineralização pode ser interrompido. Ao aumentar a dimensão da unidade de mineralização, este efeito seria tamponado. No estudo de Rakocy et al. (2007) que investigou os resíduos orgânicos líquidos provenientes de dois sistemas de aquicultura, um tempo de retenção de 29 dias para a mineralização aeróbica resultou em um sucesso substancial na mineralização. No entanto, isso depende também do teor de TS dentro da câmara de mineralização, do alimento aplicado à RAS, da temperatura e das necessidades de nutrientes das plantas produzidas na unidade hidropônica.

   

   Fig. 10.3 Imagem esquemática de um sistema aquapônico dissociado, incluindo uma unidade de mineralização aeróbica. A água pode ser transferida para o reservatório de nutrientes a partir do circuito de água RAS ou directamente da unidade de mineralização

4. 10.4 Tratamentos Anaeróbicos

   Original publication 2019 · Publicado pela primeira vez no FarmHub Learn 2020-06-04 · Aquaponics Food Production Systems

   A digestão anaeróbica (AD) tem sido utilizada há muito tempo para a estabilização e redução do processo de massa de lodo, principalmente devido à simplicidade de operação, custos relativamente baixos e produção de biogás como fonte de energia potencial. A representação estequiométrica geral da digestão anaeróbica pode ser descrita da seguinte forma:

   $cnhaob+ (n-a/4-b/2)\ cdot H_2O\ rarr (n/2-a/8+b/4)\ cdot CO_2+ (n/2+a/8-b/4)\ cdot CH4$ (10.4)

   Equação 10.4 Balanço geral de massas de biogás (Marchaim 1992).

   E a concentração teórica de metano pode ser calculada da seguinte forma:

   $ [CH_4] =0,5+ (a/4+b/2) /2n $ (10,5)

   Equação 10.5 Concentração teórica esperada de metano no biogás (Marchaim 1992).

   Os produtos finais da AD são principalmente materiais inorgânicos (por exemplo, minerais), compostos orgânicos ligeiramente degradados e biogás que são normalmente compostos por\ > 55% de metano (CHSub4/sub) e dióxido de carbono (COSub2/sub), com apenas pequenos teores (\ 1%) de sulfureto de hidrogénio (H<sub2/subs) e azoto amoníaco total (NHsub3/ Subsup+/SUP/NH4SUP+/Sup) (Appels et al. 2008).

   

   Fig. 10.4 Diagrama esquemático mostrando degradação anaeróbica da matéria orgânica baseada em Garcia et al. (2000)

   Durante o processo de AD, o lodo orgânico sofre mudanças consideráveis em suas propriedades físicas, químicas e biológicas e esquematicamente pode ser dividido em quatro estágios (Fig. 10.4). O primeiro estágio é a hidrólise, onde a matéria orgânica complexa, como lipídios, polissacarídeos, proteínas e ácidos nucleicos, se degradam em substâncias orgânicas solúveis (açúcares, aminoácidos e ácidos graxos). Esta etapa é geralmente considerada limitadora da taxa (Deublein e Steinhauser 2010). Na segunda etapa de acidogênese, os monômeros formados na primeira etapa se dividem ainda mais, e os ácidos graxos voláteis (VFA) são produzidos por bactérias acidogênicas (fermentativas) juntamente com amônia, COSub2/Sub, HSub2/Sub e outros subprodutos. O terceiro passo é a acetogénese, em que o VFA e os álcoois são digeridos por acetogénios para produzir principalmente ácido acético, bem como COSub2/Sub e HSub2/Sub. Esta conversão é controlada em grande medida pela pressão parcial de HSub2/sub na mistura. O último passo é a metanogênese onde o metano é produzido principalmente por dois grupos de bactérias metanogênicas: a arcaea acetotrófica, que divide o acetato em metano e Cosub2/sub, e a arcaea hidrogenotrófica, que usam hidrogênio como doador de elétrons e dióxido de carbono como aceitador de elétrons para produzir metano (Appels et al. 2008).

   Vários fatores como pH de lodo, salinidade, composição mineral, temperatura, taxa de carga, tempo de retenção hidráulica (HRT), relação carbono-nitrogênio (C/N) e teor de ácidos graxos voláteis influenciam a digestibilidade do lodo e a produção de biogás (Khalid et al. 2011).

   

   Fig. 10.5 Esquema de um reator de cobertura de lodo anaeróbio ascendente (UASB)

   O tratamento de lamas anaeróbias da RAS começou há cerca de 30 anos com relatórios sobre lamas de água doce RAS (Lanari e Franci 1998) seguidos de relatórios sobre as operações marítimas (Arbiv e van Rijn 1995; Klas et al. 2006; McDermott et al. 2001) e operações de água salobra (Gebauer e Eikebrokk 2006; Mirzoyan et al. 2008). Recentemente, foi sugerido o uso de UASB (Fig. 10.5) para AD de lodo RAS seguido da produção de biogás como fonte alternativa de energia (Mirzoyan et al. 2010). O reator é feito de um tanque, parte do qual é preenchida com um cobertor de lamas granulares anaeróbias contendo a espécie ativa de microrganismos. As lamas fluem para cima através de um “cobertor microbiano”, onde são degradadas pelos microrganismos anaeróbicos e são produzidos biogás. Um colonizador de cone invertido no topo do digestor permite a separação de gás e líquido. Quando o biogás é liberado do floc, ele é orientado para o cone pelos defletores a serem coletados. Uma mistura lenta no reator resulta do fluxo ascendente juntamente com o movimento natural dos flocos microbianos que estão ligados a bolhas de biogás. Em algum momento, o floc deixa a bolha de gás e se instala de volta permitindo que o efluente fique livre de TSS, que pode então ser reciclado de volta ao sistema ou liberado. As principais vantagens da UASB são os baixos custos operacionais e a simplicidade de operação, proporcionando uma elevada eficiência de remoção de sólidos (\ > 92%) para resíduos com baixo teor (1— 3%) de TSS (Marchaim 1992; Yogev et al. 2017).

   Dois estudos de caso recentes demonstraram o uso do UASB como tratamento para sólidos em escala piloto de RAS marinha e salina, que fornecem um exemplo das potenciais vantagens desta unidade em aquapônica (Tal et al. 2009; Yogev et al. 2017). Um olhar detalhado sobre o balanço de carbono sugeriu que cerca de 50% do carbono introduzido (proveniente da alimentação) foi removido por assimilação e respiração de peixes, 10% foi removido por biodegradação aeróbia no biorreator de nitrificação e 10% foi removido no reator de desnitrificação (Yogev et al. 2017). Portanto, em geral, cerca de 25% de carbono foram introduzidos no reator UASB, dos quais 12,5% foram convertidos em metano, 7,5% em CoSub2/Sub e o restante (\ ~ 5%) permaneceu como carbono não degradável no UASB. Em resumo, foi demonstrado que o uso do UASB permitiu melhor recirculação de água (\ > 99%), menor (\ 8%) produção de lodo quando comparado com RAS típicas que não possuem tratamento sólido no local, e recuperação de energia que pode representar 12% da demanda total de energia do RAS. Deve-se notar que o uso de UASB em aquapônica também permitirá uma recuperação significativa de até 50% mais nutrientes, como nitrogênio, fósforo e potássio, uma vez que são liberados na água como resultado da biodegradação sólida (Goddek et al. 2018).

   O biorreator de membrana anaeróbica (AnMBR) é uma tecnologia mais avançada. O processo principal consiste em usar uma membrana especial para separar os sólidos do líquido em vez de usar um processo de decantação como no UASB. A fermentação do lodo ocorre em um tanque anaeróbio simples e os efluentes o deixam através da membrana. Dependendo do tamanho dos poros da membrana (descendo para 0,1—0,5 μm), mesmo os microorganismos podem ser retidos. Existem dois tipos de projeto de biorreator de membrana: um usa um modo de fluxo lateral fora do tanque e o outro tem a unidade de membrana submersa no tanque (Fig. 10.6), sendo este último mais favorável na aplicação AnMBR devido à sua configuração mais compacta e menor consumo de energia (Chang 2014). As membranas de diferentes materiais, tais como cerâmicos ou poliméricos [por exemplo, fluoreto de polivinilideno (PVDF), polietileno, polietileno, polietileno (PES), cloreto de polivinilo (PVC)] podem ser configuradas como chapas e armação, fibras ocas ou unidades tubulares (Gander et al. 2000; Huang et al. 2010). O ANMBR tem várias vantagens significativas em relação aos reatores biológicos típicos, como o UASB, nomeadamente, a dissociação do tempo de retenção de lamas (longo) e o tempo de permanência hidráulica (HRT) (curto), permitindo assim superar o problema da cinética lenta do processo AD; qualidade de efluentes muito alta na qual a maioria dos nutrientes permanecem; e remoção de patógenos e uma pequena pegada (Judd e Judd 2008). Além disso, a produção eficiente de biogás no ANMBR pode possivelmente resultar em um balanço energético líquido.

   

   Fig. 10.6 (a) MBR de fluxo lateral com uma unidade de filtração separada com o fluido retido reciclado de volta ao biorreator; (b) MBR submerso: unidade de filtração integrada no biorreator. (Gander et al. 2000)

   Embora esta tecnologia mereça muita atenção e pesquisa, deve-se notar que, uma vez que é uma tecnologia bastante nova, ainda há várias desvantagens significativas que devem ser abordadas antes que a ANMBR seja adotada pela indústria aquícola. Estes são os altos custos operacionais decorrentes da manutenção da membrana para evitar a bioqueima, troca regular de membrana e alta co<sub2/subfração (30— 50%) no biogás, o que limita sua utilização e contribui para a emissão de gases com efeito de estufa (GEE) (Cui et al. 2003). Numa nota positiva, num futuro próximo, serão desenvolvidas novas técnicas de prevenção de biofouling, enquanto o custo da membrana irá certamente cair com a utilização mais ampla desta tecnologia. A combinação de um UASB com um reator de membrana para filtrar o efluente UASB foi estudada com sucesso para remover carbono orgânico e nitrogênio (An et al. 2009). Esta combinação parece uma opção promissora para a aquapônica para uso seguro e sanitário de efluentes UASB.

   10.4.1 Implementação

   Uma solução possível para a implementação de reactores anaeróbicos é de forma sequencial (ver também Cap. 8). Uma combinação de pH alto e baixo pH permite a colheita de metano (reduzindo assim o carbono) na primeira etapa de pH elevado e mobilizando nutrientes nas lamas descarbonizadas em um ambiente subsequente de baixo pH. A vantagem deste método é que a redução de carbono em condições de pH elevado resulta em menos VFAs, o que pode ocorrer durante o segundo passo de pH baixo (Fig. 10.7). Esta abordagem permite também a co-digestão da matéria vegetativa verde (ou seja, a partir de qualquer colheita de plantas, haverá resíduos de matéria vegetativa que poderia ser submetida a um tal digestor) para aumentar tanto a produção de biogás como a recuperação de nutrientes a partir do regime global.

   Outra possibilidade de integração técnica foi apresentada por Ayre et al. (2017). Eles propõem a descarga do efluente de um digestor anaeróbio de alto pH para um lago de cultura de algas. Dentro desse lago, são cultivadas algas, cuja biomassa pode ser utilizada para alimentação animal e aquicultura ou biofertilização (Fig. 10.8). Informações mais detalhadas sobre esta abordagem podem ser encontradas em Cap. 11.

   

   Fig. 10.7 Sistema anaeróbico de dois estágios. No primeiro estágio (pH elevado), o carbono será removido do lodo como biogás, enquanto o baixo pH no segundo estágio permite que os nutrientes que estão presos no lodo se dissolvam na água. Normalmente, os ácidos graxos voláteis (VFA) se formariam em ambientes de baixo pH. A remoção da fonte de carbono na primeira etapa, no entanto, limita a produção de VFA em tal configuração sequencial

   

   Fig. 10.8 Sistema de digestão anaeróbica integrado com aquacultura e cultura de algas baseado em Ayre et al. (2017)

5. 10.5 Metodologia para quantificar o desempenho de redução de lodo e mineralização

   Original publication 2019 · Publicado pela primeira vez no FarmHub Learn 2020-06-04 · Aquaponics Food Production Systems

   Para determinar a digestão do tratamento de lodo aquapônico em biorreatores aeróbios e anaeróbios, é necessário seguir uma metodologia específica. Apresenta-se no presente capítulo uma metodologia adaptada para fins de tratamento de lamas aquapónicas. Equações específicas foram desenvolvidas para quantificar com precisão seu desempenho (Delaide et al. 2018), que devem ser utilizadas para avaliar o desempenho do tratamento aplicado em uma planta aquapônica específica.

   Para avaliar o desempenho do tratamento, uma abordagem de balanço de massa precisa ser alcançada. Exige que as TSS, a CQO e as massas de nutrientes sejam determinadas para todas as entradas do reactor (isto é, lamas frescas) e saídas (ou seja, efluentes). O conteúdo do reator também deve ser amostrado no início e no final do período estudado. A entrada, a saída e o teor dos reactores têm de ser perfeitamente misturados para a recolha de amostras. A entrada e a saída do reactor devem basicamente ser amostradas sempre que os reactores forem alimentados com lamas frescas.

   Em seguida, o desempenho da redução das lamas do reator (η) pode ser formulado da seguinte forma:

   $\ eta_s = 100% (1- (\ Delta S + S_ {out}) /S_ {in}) $ (10.6)

   em que ΔS é o lamo interior do reactor no final do período estudado menos o do início do período, Ssubout/Sub é o lodo total que deixou o reactor na saída, e Ssubin/Sub é o lodo total que entrou no reactor através da entrada.

   Para a redução orgânica, as lamas (ou seja, o termo S) podem ser caracterizadas pela massa seca de lamas (ou seja, TSS) ou pela massa de oxigénio necessária para oxidar as lamas (ou seja, CQO). Assim, para os desempenhos de redução da CQO e do TSS, quanto menor for a acumulação e menor for a quantidade na saída, maior será o desempenho de redução (isto é, percentagem elevada) e, portanto, menos sólidos descarregados para fora do circuito.

   Com base no mesmo balanço de massas, o desempenho de mineralização de nutrientes do tratamento (π), ou seja, a conversão em iões solúveis dos macro e micronutrientes presentes nas lamas sob formas não dissolvidas, pode utilizar-se a seguinte fórmula:

   $\ zeta_n = 100% ((DN_ {out} -DN_ {in})/(TN_ {in} -DN_ {in}) $ (10.7)

   onde π é a recuperação de N nutriente no final do período estudado em percentagem, DNsubout/sub é a massa total de nutriente dissolvido na saída, DNsubin/sub é a massa total de nutriente dissolvido na entrada e TNsubin/sub é a massa total de nutrientes dissolvidos mais não dissolvidos no fluxo de entrada.

   Assim, à semelhança do desempenho de redução orgânica, quanto menor for a acumulação no interior do reator e o teor de nutrientes não dissolvidos na saída, maior será o desempenho de mineralização (isto é, elevada percentagem) e, portanto, o nutriente dissolvido recuperado no efluente (ou saída) para a cultura aquapônica fertilização (ver exemplo 10.1). As equações de balanço de massa apresentadas são usadas na caixa de exemplo.

   Exemplo 10.1

   O desempenho de digestão de um biorreator anaeróbio de 250 L foi avaliado por um período de 8 semanas. Foi alimentado uma vez por dia com 25 L de lamas frescas provenientes de um sistema Tilapia RAS, e o volume (ou saída) equivalente sobrenadante foi removido do biorreator. As lamas frescas (input) tinham um TSS de 10 g de massa seca (DM) por litro ou 1%, e o sobrenadante (saída) tinha um SST de 1 gDm/l ou 0,1%. O TSS dentro do biorreator no início e no final do período foi de 20 Gdm/l. Consequentemente, o total de entradas, saídas e dentro do biorreator durante o período avaliado é calculado da seguinte forma:

   DM em = 0.01 kg/LD $\ vezes $25 L $\ vezes $7 dias $\ vezes$ 8 semanas = 14 kg

   DM out = 0.001 kg/LD $\ vezes$ 25 L $\ vezes $7 dias $\ vezes$ 8 semanas = 1.4 kg

   DM para = DM tf = 250 L $\ vez$ 0,02 kg/L = 5kg

   O desempenho de redução do TSS (ηTSS) do biorreator pode então ser calculado do seguinte modo:

   $\ bold {\ eta} _ {TSS} =100% (1- ((5-5) +1.4) /14) = 90\ %$

   O desempenho de mineralização do biorreator P pode ser avaliado sabendo que as lamas frescas (entrada) tinham uma concentração de P dissolvido de 15 mg/L e um teor total de P de 90 mg/L. A concentração de P dissolvido no sobrenadante (saída) foi de 20 mg/L. Consequentemente, o teor total de P na entrada, o total de P dissolvido nas entradas e saídas durante o período avaliado são calculados do seguinte modo:

   TP em = 0.090 g/Ld $\ vezes $25 L $\ vezes $7 dias $\ vezes$ 8 semanas = 126 kg

   DP em = 0.015 g/Ld $\ vezes$ 25 L $\ vezes $7 dias $\ vezes$ 8 semanas = 21 kg

   DP out = 0.020 g/Ld $\ vezes$ 25 L $\ vezes $7 dias $\ vezes$ 8 semanas = 28 kg

   O desempenho de mineralização P (subp/sub) do biorreator pode então ser calculado do seguinte modo:

   $_p = 100% ((28 - 21)/(126 - 21)) = 6,67\ %$

6. 10.6 Conclusões

   Original publication 2019 · Publicado pela primeira vez no FarmHub Learn 2020-06-04 · Aquaponics Food Production Systems

   O tratamento de lodo de peixe para redução e recuperação de nutrientes está em fase inicial de implementação. Mais pesquisas e melhorias são necessárias e verão o dia com a crescente preocupação da economia circular. Com efeito, as lamas de peixe têm de ser consideradas mais como uma fonte valiosa em vez de resíduos descartáveis.