Apostila trat-esgoto capitulo-5

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Capítulo 5: Tratamento Anaeróbio.

Em 1776 Alessandro Volta, físico Italiano, descobriu o “ar combustível”, formado
em sedimentos no fundo de lagos e rios. Oitenta anos mais tarde Reiset detectou a
formação de metano em estrumeiras e propôs o estudo desse tipo de manejo de resíduos
para explicar o processo de decomposição anaeróbia.
Bechamp, em 1868, concluiu que o gás metano é formado por microrganismos.
Sendo que em 1875, Popoff , investigou a formação de metano a partir de vários
substratos.
Em 1890, Van Senus verificou que a decomposição anaeróbia era feita por vários
microrganismos e Omeliansui isolou organismos que produziam hidrogênio, ácido
acético e butírico, a partir da celulose. Deduziu também que o metano seria produzido a
partir da redução do gás carbônico por hidrogênio.
4 H2 + CO2 → CH4 + 2 H2O
Em 1910, Sohngen verificou que a fermentação de materiais orgânicos produzem
compostos reduzidos como hidrogênio, ácido acético e gás carbônico. Demonstrou
também que ocorre a redução de CO2 para a formação de metano e assumiu que o ácido
acético é descarbonizado para fermentação de metano. Essa hipótese, hoje considerada
correta, permaneceu em controvérsia por várias décadas.
Em 1914, Thum e Reichle concluíram que o processo se dava em duas fases:
ácida e metânica. Em 1916, Imhoff, denominou de digestão ácida e digestão metânica as
fases do processo.
Em 1940, Barker isolou a Methano Bacterium Omelianski que oxida etanol,, a
14
acetato, a metano. Em 1948, Buswell e Sollo, utilizando C provaram que o metano
vindo do acetato não ocorre através de redução de CO2 .
Em 1956 Jerris verificou que 70% do metano produzido vinha do acetato. Em
1967 Briant publicou que existem 2 espécies de bactérias que convertem a metano. Uma
pela via do acetato e outra pelo hidrogênio.

Curso de Tratamento de Esgoto – texto oferecido gratuitamente pela Empresa de Engenharia Ambiental - EEA 196
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5.1 A microbiologia da digestão anaeróbia:

De uma forma simplificada, o processo anaeróbio ocorre em quatro etapas. Na
primeira etapa, a matéria orgânica complexa é transformada em compostos mais simples
como ácidos graxos, amino ácidos e açucares, pela ação dos microrganismos hidrolíticos.
Na segunda etapa as bactérias acidogênicas transformam os ácidos e açucares em
compostos mais simples como ácidos graxos de cadeia curta, ácido acético, H2 e CO2 .
Na terceira etapa, estes produtos são transformados principalmente em ácido
acético, H2 e CO2, pela ação das bactérias acetogênicas.
Por fim, na última etapa, os microrganismos metanogênicos transformam esses
substratos em CH4 e CO2.

- As bactérias hidrolíticas:

O primeiro passo na digestão anaeróbia é a hidrólise dos polímeros de cadeia
longa que é feita pelas bactérias hidrolíticas. Os principais compostos a serem
hidrolisados são a celulose, as proteínas e os lipídios.
A celulose é um polímero de cadeia longa, facilmente degradado por bactérias
aeróbias, mas nos processos anaeróbios as bactérias aeróbias não sobrevivem, sendo
então a hidrólise mais dificultada. Um bom número de protozoários também contribuem
para a fermentação da celulose. As bactérias celulósicas, podem entrar no esgoto através
da fezes humana e principalmente de animais como o cavalo, o boi e o porco.
O pH ótimo para a sobrevivência destas bactérias é de cerca de 6 e a temperatura
ótima é 45o C.
A fase de hidrólise compreende também a Liguinina, que compreende de 20% a
30% da biomassa. É geralmente resistente à degradação anaeróbia, deve estar numa
temperatura e pH altos e é parcialmente solubilizada e transformada em pequenas
compostos que são facilmente digeridos para metano e CO2 .



Pectina é um grupo complexo de polissacarídios. Os lipídios consistem de
glicerina de cadeia - longa de ácidos carbônicos. As proteínas são cerca de 50% do total
da biomassa.
Percebe-se que a hidrólise é um passo limitante para a conversão de matéria
orgânica em metano. Os produtos das reações hidrolíticas são fermentados e depois
transformados em metanos. A tabela 1 mostra o produto da fermentação das principais
bactérias hidrolíticas.

Tabela 1: bactérias envolvidas na fase hidrolítica da digestão anaeróbia.

Organismos Origem Substrato Produtos
Bacteroides Succinogenes Rumem Celulose F, A, S
Bacteroides Fibrisolvens Rumem Celulose F, L, H2, CO2
Bacteroides Ruminicola Rumem Hemicelulose F,B,L,H2,CO2
Ruminococcus flavefaciens Rumem Celulose F,A,B,L,M,H2,CO2
Neocallimastix Frontalis Rumem Celulose F,A,L,S,M
Rumem Spirochetes Rumem Pectina F,A,S,M
Lachnospira Multiparus Rumem Pectina F,A,L,M,E,H2,CO2
Acetivibrio Cellulolyticus Digester Celulose A,E,H2,CO2
Clostridium Thermocellum Digester Celulose A,E,H2,CO2
Clostridium Papyrosolvens Sedimento Celulose F,A,L,E
Clostridium Butyricum Sedimento Pectina A,B,M,E,H2,CO2

F = Formol, A = Acetato, P = Propianato, B= butirato, S = Sucinato, lL = lactado,
M = metanol, E = Etanol, IP = Isopropanol.
Fonte: Chynoweth, D. P. e Isaacson R.(1987)



- As bactérias transicionais:

A bactéria transicional transforma a matéria orgânica solúvel produzida pela
bactéria hidrolítica em substrato para metanogênese. Acetato no efluente pode ser
metabolizado diretamente pela bactéria metanogênica, independente de iterações
catabólicas com outras bactérias. Alguns substratos são hidrolisados para amino - ácidos
que podem ser usados com carbono servindo de energia para reações fermentativas.
A bactéria fermentativa na digestão anaeróbia converte material orgânico solúvel
para ácido acético, ácido propiônico, ácido butírico, H2 e CO2 . Alguns produtos das
bactérias fermentativas como acetato e H2 , podem ser metabolizados diretamente pela
bactéria metanogênica, mas outros como ácidos propiônicos e ácidos butírico não podem
ser digeridos diretamente.
Segundo Chynoweth & Isaacson (1987), uma porção do acetato é sintetizado para
H2 e CO2 na digestão e uma pequena parte para ácido propiônico, ácido acético e ácido
butírico. Outros estudos indicam que culturas mistas produzem ácidos voláteis do H e
2

CO2 ou do metanol.

- As bactérias acidogênicas:

Os açúcares e aminoácidos são absorvidos pelos organismos acidogênicos e
fermentados intracelularmente a ácidos graxos de cadeias mais curtas, como ácido
propiônico, butírico, além de CO2, H2 e acetato. As vias bioquímicas pelos quais o
substrato é fermentado, e a natureza do produto(tipo de ácido volátil produzido)
dependerão, principalmente, do tipo de substrato e da pressão parcial de hidrogênio.



- As bactérias acetogênicas:

As bactérias acetogênicas desempenham um importante papel entre a acidogênese
e a metanogênese. Bactérias acetogênicas, produtoras de hidrogênio são capazes de
converter ácidos graxos com mais de 2 carbonos a ácidos acéticos, CO2, H2 que são os
substratos para as bactérias metanogênicas.

- As bactérias metanogênicas:

As bactérias metanogênicas são o final do processo de decomposição anaeróbia
da biomassa. Metano é o produto final da mineralização da digestão anaeróbia. Como
contraste a bactéria aeróbia metaboliza através da oxidação dos polímeros para CO2 e
H2 O.
As bactérias metanogênicas podem utilizar ácido fórmico e acético, além de
metanol, metilamina, H2 e CO2 para a produção de metano. Cerca de 70 % do metano
produzido pelas bactérias metanogênicas provém do acetato.
As reações bioquímicas desse grupo de bactérias contribuem para a redução da
pressão parcial de hidrogênio, viabilizando as etapas anteriores do processo de
degradação anaeróbia.
A formação de metano como produto final do processo depende da existência de
populações com funções distintas , e em proporções tais que permitam a manutenção do
fluxo de substratos e energia sob controle.



Tabela 2. Bactérias metanogênicas e seus respectivos substratos.
Espécies Substratos
Methanobacterium formicicum DSM 863 H2-CO2
Methanobacterium thermoautrophicum H2-CO2
Methanobacterium bryantii M. O. H. H2-CO2
Methanobacterium wolfei DSM2970 H2-CO2
Methanobacterium uliginosum P2St H2-CO2
Methanobacterium alcaliphilum WeN4 H2-CO2
Methanobrevbacter ruminantium M1 H2-CO2
Methanobrevbacter smithii PS H2-CO2
Methanobrevbacter arboriphilicus DH1 H2-CO2
Methanothermus fervidus DSM 2088 H2-CO2
Methanococcus vannielii DSM 1224 H2-CO2
Methanococcus Methanobacterium voltae PS H2-CO2
Methanococcus thermolihotrophicus DSM 2095 H2-CO2
Methanococcus maripaludis JJ H2-CO2
Methanococcus jannaschii JAL-1 H2-CO2
Methanococcus halophilus INMIZ - 7982 Methanol
Methanospirillun hungatei JF1 H2-CO2
Methanomicrobium mobile BP H2-CO2
Espécies Substrato
Methanomicrobium paynteri G - 2000 H2-CO2
Methanogenium cariaci JR1 H2-CO2
Methanogenium marisnigri JR1 H2-CO2
Methanogenium thermophilicum CR1 H2-CO2
Methanogenium aggregans MSt H2-CO2
Methanogenium bourgense MS2 H2-CO2
Methanosarcina barkeri MS H2-CO2, methanol e acetato
Methanosarcina mazei S-6 Methanol e acetato
Methanosarcina aceitivorans C2A H2-CO2, methanol e acetato
Methanosarcina thermophila TM-1 Methanol e acetato
Methanoplanus limicola DSM 2279 H2-CO2
Methanococcoides methylutens TMA – 10 Methanol
Methanolobus tindarius Tindari 3 Methanol
Methanothrix soehngenii Opfikon Acetato
Methanothrix concilii GP6 Acetato
Methanosphaera stadmanae MCB-3 Methanol plus H2
Fonte: Chynoweth, D. P. e Isaacson R.(1987)



Figura 1. O ciclo do carbono
O2
CO2

Respiração
fotossíntese
O2

Carbono
Processo Aeróbio CO2 +
Processo Carbono

Ácidos
H2 + CO2
CH4 + CO2 Orgânicos,

H3COOH

Fonte: Chynoweth, D. P. e Isaacson R.(1987).

Figura 2. Reações Metanogênicas.

1. Hidrogênio: 4 H2 + CO2 → CH4 + 2 H2O;
2. Acetato : 4 CH3COOH → CH4 + CO2;
3. Formol : 4 CH3OH → 3 CH4 + CO2 + 2 H2O;
4. Metamos: 4 CH3OH → 3 CH4 + CO2 + 2 H2O;
5. Trimetilanina : 4 (CH3)3N + 6 H2O → 9 CH4 + 3 CO2 + 4 NH3;
6. Dimetilanina : 2 (CH3)2NH+ 2 H2O → 3 CH4 + CO2 + 2 NH3;
7. Monometilanina : 4 (CH3)NH2 + 2 H2O → 3 CH4 + CO2 + 4 NH3.



FIGURA 3 : Balanço da digestão anaeróbia

MATERIAL ORGÂNICO EM SUSPENSÃO

PROTEÍNAS, CARBOIDRATOS E LIPÍDIOS

21 40 5 39
HIDRÓLISE
34
AMINO ÁCIDOS ,
AÇUCARES ÁCIDOS GRAX0S

66
3 ACIDOGÊNESE

PRODUTOS
2 INTERMEDIÁRIOS
PROPIANATO, BUTIRATO,
ETC
ACETOGÊNESE
2
1 2
1 8
3 11
ACETATO HIDROGÊNIO
?

70 30 METANOGÊNESE

METANO

fonte: LETTINGA e HAANDEL (1994)



Figura 4 :Estágios do processo de digestão anaeróbia.
ESTÁGIO GRUPO DE
MICRORGANISMOS
SOLUBILIZAÇÃO lipídios proteínas carboidratos
↓ ↓ ↓ HIDROLÍTICO
ac. graxos amino ácido açucares
↓↓ ACIDOGÊNICOS
ACIDOGÊNESE ac. graxos de cadeia curta + H2 + CO2

( prop., butírico, acético )

↓
ACETOGÊNESE ácido acético + H2 + CO2 ACETOGÊNICOS

↓ ↓
METANOGÊNESE CH4 + CO2 CH4 METANOGÊNICOS

Fonte: Sam-Soon, P.A.L.N.S.et al., 1987, apud Oliva L. C. H. V.,(1992).

5.2 A Termodinâmica da digestão anaeróbia.

O conhecimento da acetogênese foi significativamente ampliado pelo
entendimento dos aspectos termodinâmicos envolvidos, tendo resultado na elucidação de
alguns mecanismos de auto – controle do processo.
O estudo das trocas de ene rgia que ocorrem em reatores anaeróbios é difícil não
apenas porque o processo e por si só complexo; mas, também, pela dificuldade de se
medirem os produtos finais e intermediários que se apresentam em concentrações muito
baixas. Assim, as considerações sobre a termodinâmica do processo se restringem à
análise da variação da energia livre padrão das principais reações.



No quadro 1 apresentam-se algumas relações redox importantes no processo de digestão
anaeróbia.

Quadro 1: Reações importantes nos processos anaeróbios:

Oxidações (doadoras elétrons ) ∆ G0 , kJ
Propionato → acetato CH3 CH2 COO + 3 H2 O → CH3 COO + H + HCO3 + H2
- - + -
+ 76,1
Butirato → acetato CH3 CH2 CH2 COO- + 2 H2 O → 2 CH3 COO- + H+ + 2 H2 + 48,1
Etanol → acetato CH3 CH2 OH + H2 O → CH3 COO- + H+ + 2 H2 + 9,6
Lactato → acetato CH3 CHOHCOO- + H2 O → CH3COO- + HCO-3 + H + 2H2 - 4,2
Acetato → metano CH3 COO- + H2 O → HCO3 - + CH4 - 31
Reduções (recebe elétrons)
HCO3 - → acetato 2 HCO3 - + 4 H2 + H+ → CH3 COO- + 4 H2 O - 104,6
HCO3 - → metano HCO3 - + 4 H2 + H → CH4 + 3 H2 O -135,6
Sulfato → sulfeto SO4 2- + 4 H2 + H+ → HS- + 4 H2 O -151,9
Sulfato → sulfeto SO4 2- + CH3 COO- + H+ → 2 HCO3 - + H2 S -59,9
Nitrato → amônia NO3 - + 4 H2 + 2H+ → NH4 + + 3 H2 O -559,9
Nitrato → amônia NO3 - + 4 H2 + 2H+ → NH4 + + 3 H2 O -511,4
Nitrato → nitrogênio 2 NO3 - + 5 H2 + 2 H+ → N2 + 6 H2 O -1120,5

O quadro 1 mostra claramente que, em sua maioria, as reações bioquímicas
acetogênicas são termodinamicamente desfavoráveis ( ∆Go > 0) nas condições padrão.
Isto é, caso as espécies químicas indicadas à direita estejam presentes nas concentrações
indicadas pela reação, ela se dá no sentido de formar as espécies químicas à esquerda.
Como a metanogênese depende da disponibilidade de acetato, é importante que o
equilíbrio das reações acetogênicas seja deslocado para a direita, o que é conseguido com
a remoção contínua de H2 , através das reações recebedoras de elétrons.
Os cálculos termodinâmicos, associados a essas reações, estão ilustrados na fig. 5
e indicam que a oxidação de ácido propiônico a acetato ( linha 1 ) torna-se
termodinamicamente favorável à pressão parcial de H2 menor que 10-4 atm, enquanto que
a oxidação de ácido butírico torna-se favorável a pressão parcial de H igual ou menor
2

que 10-3 atm. Similarmente, a oxidação de etanol e lactato ( linhas 3 e 4) é inibida à
pressão parcial de H2 próxima a 1 atm ( Harper e Pohland, 1986).



A avaliação da energia livre das reações possíveis de ocorrer no meio informa não
só sobre a viabilidade e condições em que ocorrem, mas, também, indicam quais reações,
dentre as que utilizam o mesmo substrato, são mais favoráveis, estabelecendo
ordenamento hierárquico entre elas, em função dos valores de ∆G0 . Assim, entre duas
reações do mesmo substrato, a de menor ∆G0 deverá prevalecer. Embora outros fatores
ambientais possam influir no processo como um todo, essa ordem hierárquica tem sido
confirmada experimentalmente para a maioria das reações mostradas no quadro 1.
Observa-se, por exemplo, que a redução de sulfato a sulfeto ( linha 7) é mais
favorável que a metanogênese do bicarbonato. Pode-se constatar, também que, para
pressões de H2 acima de 10-4 atm, a respiração metanogênica do bicarbonato é mais
favorável que a metanogênese a partir do acetato (linha 9). Verifica-se, ainda que, do
ponto de vista termodinâmico, a redução de sulfato a partir do acetato ( linha 10 ) é mais
favorável que a metanogênese acetoclástica. Cabe ressaltar, no entanto, que essa
preferência, amplamente reportada em ambientes marinhos, não tem sido confirmada em
experimentos com reatores de bancada ( Rinzena e Lettinga, 1986; Callado e Foresti,
1992). A redução de sulfato por H2 ( linha 7) é mais favorável que a oxidação do acetato
pelas BRS ( linha 10), para pressões de H2 acima de 10-4 atm, com os demais reagentes
nas concentrações indicadas.



5.3 A digestão anaeróbia

A digestão anaeróbia é um processo fermentativo que tem como finalidade a
remoção de matéria orgânica, a formação de biogás e a produção de biofertilizantes mais
ricos em nutrientes, portanto é uma alternativa atraente para alguns casos de esgoto
industrial e esgoto sanitário. Uma das dificuldades encontradas inicialmente era o
desconhecimento dos fatores que influenciavam a digestão anaeróbia.
A dificuldade atual a ser superada na aplicação da digestão anaeróbia para à
estabilização de águas residuárias , é alcançar a alta retenção da biomassa ativa no reator
anaeróbio, usando-se meios simples e baratos.
Como um método de tratamento de águas residuárias, a digestão anaeróbia
oferece um número de vantagens significantes sobre os sistemas de tratamento aeróbios
convencionais disponíveis atualmente.
- Vantagens:

•Baixa produção de lodo biológico,
•Dispensa energia para aeração,
•Há produção de metano,
•Há pequena necessidade de nutrientes,
• O lodo pode ser preservado ativo durante meses sem alimentação,
• O processo pode trabalhar com altas e baixas taxas orgânicas,

- Desvantagens:

•Nem sempre atende a legislação;
• A partida dos reatores pode ser lenta devido as bactérias metanogênicas;
• Falta de tradição em sua aplicação.



5.4. Os fatores que influenciam a digestão anaeróbia.

Segundo Souza(1983), os principais fatores que prejudicam a digestão anaeróbia
são o desequilíbrio entre os microrganismos, o aumento repentino da carga orgânica, o
grau de contato entre as bactérias e o esgoto, a mudança de temperatura e a influência de
compostos tóxicos

pH e ALCALINIDADE:

O pH e alcalinidade de bicarbonato são fatores relacionados. Segundo
Foresti(1993), o pH ótimo para a digestão anaeróbia é de 6.8 - 7.5, mas o processo ainda
continua bem sucedido num limite de 6.0 - 8.0, embora numa taxa mais baixa. O
principal fator de tamponamento num digestor é o sistema gás-carbonico/bicarbonato.
Uma quantidade adequada de alcalinidade de bicarbonato deveria sempre estar disponível
para prevenir uma queda de pH abaixo de 6.0 devido à rápida formação de ácidos voláteis
do material orgânico complexo e devido à metanogênese retardada (como por exemplo o
resultado de uma queda de temperatura).
Os ácidos voláteis não dissociados, que penetram na membrana celular mais
facilmente , são a forma tóxica, porque uma vez dentro da célula, diminuirão o pH
como um resultado de sua dissociação.
Resultados publicados(Letinga,1980), indicam que certos metanogêneses,
particularmente aqueles degradantes de ácido acético, podem adaptar-se de um certo
modo a valores de pH mais baixos.
Deveria ser reconhecido que na digestão de ácidos voláteis neutralizados uma
quantia de substâncias de alcalinidade de bicarbonato é sempre produzida, ao passo que
na produção de ácidos o inverso é verdadeiro. Por exemplo, em culturas de fermento do
metanol, baixos valores de pH podem ser tolerados desde que o metanol seja degradado
diretamente e não via formação intermediária de ácidos.
Ao examinar o efeito do pH na estabilidade dos processos de tratamento
anaeróbio deveria ser enfatizado que as restrições mencionadas acima aplicam-se apenas


ao pH do líquido misturado no digestor, e não ao pH do afluente. Resultados obtidos com
água residuária, mostram que valores de pH baixos no afluente podem ser tolerados..
Obviamente o processo deveria ser estritamente controlado em se tratando de resíduos
ácidos, em particular medidas de pH devem ser feitos na parte inferior do reator, perto da
entrada alimentadora. Para prevenir riscos de transtornos no pH é benéfico aplicar com
freqüência recirculação efluente.
Os principais indicadores de distúrbios nos processos anaeróbios são o aumento
na concentração de ácidos voláteis, aumento da porcentagem de CO2 no biogás,
diminuição do pH, diminuição na produção total de gás e diminuição na eficiência do
processo.
A importância da alcalinidade é manter o sistema sempre em equilíbrio, para que
não varie o pH mesmo com a produção de H+. A alcalinidade total de um sistema é a
soma das alcalinidades devida ao bicarbonato (AB) e aos próprios ácidos voláteis (AV):
AT = AB + 0,85 x 0,833 x AV onde 0,85 é a porcentagem de ácidos voláteis que são
detectados, e 0,833 é o fator de transformação de CH3COOH para CaCO3. O nitrogênio
amoniacal, em concentrações elevadas, contribui para a formação de alcalinidade, então
ajuda também na estabilização do processo. Para o ajuste do pH é necessário que se
adicione cal até se atingir o pH entre 6,8 e 7,0(Souza, M.E.,1980).
Segundo Foresti (1993), o pH varia menos quando ocorre mudanças na
alcalinidade a altas concentrações de CaCO3, conforme tabela abaixo.
Verifica-se que para altas concentrações de CaCO3 ( > que 2000mg/l) o pH
ótimo (entre 6,8 e 7,0) só é atingido com uma produção muito grande de CO2, indicando
que a metanogênese não esta ideal, e que a concentração de bicarbonato deve variar entre
250 mg/l e 1000 mg/l ( figura 6).



FIGURA 6: A importância do bicarbonato no efeito do tamponamento.

% CO2
50

6
40 6,2
6,4
6,6
30 6,8
7,0
7,2
20 7,4
7,6
7,8 8,0
8,2
10 8,4

250 500 1000 2500 5000 10000 25000

Mg / l de CaCO3
fonte : Foresti, E. (1993)

TEMPO DE DETENÇÃO CELULAR:

Nos processos anaeróbios a eficiência do contato entre as bactérias e a matéria
orgânica esta no material de enchimento e no seu índice de vazios que serve de suporte
para as bactérias sem permitir seu acarreamento.
Com um grande tempo de detenção celular supostamente a biomassa não está
sendo utilizada em sua capacidade máxima:
se U = DS/DT , θc = DX/DT , 1 = Y . U - Kd e DS/DT = K S ;
X DX θc X Ks + S



(1) (2) (3) (4)

então percebe-se que pela equação 3, quanto maior o θc menor será a taxa de utilização
do substrato ( U ) e que aumentando o substrato ( S ) a taxa de utilização ( U ) aumenta
também (equação 4). Esta hipótese explica porquê as variações nas concentrações
afluentes do substrato So provocam flutuações pouco significativas na concentração do
efluente.

TEMPERATURA:

Outro fator preocupante é o da temperatura, as bactérias metanogênicas são
bastante sensíveis a variações, especialmente a elevações de temperatura. O processo
pode ocorrer nas faixas mesofílica (15°C a 45°C ) ou termofílica (50°C a 65°C). Na
verdade as temperaturas ótimas são de 35°C a 37°C para mesofílicas e 57°C a 62°C
para as termofílicas.
Trabalhar em temperatura ótima parece ser vantajoso quando se tem compostos
tóxicos, pois segundo Souza, M. E.(1984) " ensaios realizados em escala piloto, com lodo
de esgoto contendo elevadas concentrações de compostos tóxicos, parecem indicar que a
digestão anaeróbia resiste mais a cargas de choque de compostos tóxicos, quando a
temperatura está mais próxima da temperatura ótima".
Temperatura: Três limites de temperatura podem ser distinguidos no tratamento
anaeróbio:
• termofílica, 50 - 65°C, e às vezes até mais alta,
• mesofílica, 20 -40°C,
• psicrofílica 0 - 20°C.

Será evidente que os limites exatos de temperatura não podem ser fornecidos, e
existem informações pouco relevantes para os limites termofílicos e psicrofílicos. De
longe obteve-se o mais completo corpo de dados para digestão sob condições



mesofílicas, mas há algum potencial para processos sob condições psicrofílicas,
particularmente para dissolver formas de resíduos.
Em vista da baixa taxa de hidrólise em temperaturas abaixo de 15 - 20°C, este
potencial não parecia aplicar-se à matéria orgânica complexa (não dissolvida). Digestão
termofílica poderia comprovar ser uma opção interessante para uma digestão mais rápida
da matéria orgânica complexa, mas ainda assim há pouca experiência prática nesta faixa
de temperatura. Os resultados obtidos em novas pesquisas, indicam que o aumento de
ácido propiônico representa um fator limitante na iniciação dos processos de digestão
termofílica. Além do mais o processo parece estar mais propenso a não dar certo sob
condições termofílicas comparada com condições mesofílicas(Souza,1984).
Com respeito à dependência da temperatura de culturas mesofílicas, dados
existentes indicam que mesmo em temperaturas tão baixas quanto 10 - 15°C ocorre uma
considerável atividade metanogênica . Entretanto, em vista da acentuada queda da taxa de
organismos mesofílicos em temperaturas acima de 42°C, deveriam ser evitados choques
de temperatura acima de 42°C, particularmente se eles durarem mais do que um dia. A
despeito das taxas lentas de hidrólise em temperaturas mais baixas, o potencial do
tratamento anaeróbio, mesmo para esgotos mais complexos, não deveria ser subestimado
porque existe uma certa adaptação de bactérias às condições psicrofílicas que pode
ocorrer depois de um tempo.(Lettinga,1980)
Deveria ser lembrado que processos de lodos ativados de taxa baixa possuem

carregamento orgânico menor que 0.5kg DQO.m -3.dia -1. Resultados (Lettinga,1980) de
experimentos UASB em planta piloto com águas residuárias ao natural mostraram que
pode-se alcançar remoções de DQO eficazes (60 - 80%) com taxas de carregamento
orgânico de até 1.5kg DQO.m -3.dia -1 em temperaturas tão baixas quanto 7 - 10°C.
Os sistemas de tratamento anaeróbio podem tolerar flutuações acentuadas na
temperatura num raio de 10 - 42°C, desde que essas flutuações não iniciem condições
adversas. Ambos os processos de digestão termofílica e psicrofílica combinam um
número de vantagens e desvantagens sobre os processos de digestão mesofílica.



5.5 A toxicidade nos processos anaeróbios:

Segundo Foresti, E. (1993) "durante décadas difundiu-se o conceito errôneo de
que os processos anaeróbios seriam extremamente sensíveis a cargas tóxicas que
provocariam a 'morte' da biota, e, consequentemente, o colapso dos reatores, na seguinte
seqüência de eventos: exposição das metano-bactérias a agentes tóxicos, acúmulo
gradativo de ácidos voláteis e abaixamento do pH”.
Os compostos tóxicos podem ter diferentes efeitos sobre as bactérias, podem ser
bactericida quando as bactérias não se adaptam a determinadas concentrações do tóxico e
bacterostático quando se adaptam a determinadas concentrações de tóxico. Veremos na
figura 7 o efeito do produto tóxico quando for bacterostático.

FIGURA 7: Gráfico produção de metano X tempo, com a aplicação de produto
tóxico de efeito bacterostático.

PRODUÇÃO DE PRODUTOS TÓXICOS
METANO

CURVA DE RECUPERAÇÃO

PRODUTOS TÓXICOS DIAS

FONTE: Foresti (1993).



A forma da curva de recuperação é similar a fornecida pela equação de oxigênio
dissolvido em rios submetidos à poluentes orgânicos.

Gt : A e-k1 t + B e k2 t
Gt : produção de metano;
A e B : constantes empíricas;
t : tempo após a adição de tóxico;
k1 e k2 : constantes;
k1 : taxa de toxicidade;
k2 : taxa de recuperação ou adaptação.

Além da aclimatação, outra maneira de combater os compostos tóxicos é o
antagonismo, onde produtos tóxicos são anulados na presença de outros. Como exemplo
o Sódio e Potássio que se anulam, diminuindo o efeito tóxico dos dois. Precipitação
através do sulfeto é a maneira de combater os metais pesados.
As metanos bactérias apresentam taxas de crescimento baixo e utilizam apenas uma
pequena fração da DQO para a síntese celular. Portanto, caso o tóxico seja realmente
bactericida, o período de reajuste pode ser demorado.
Segundo Foresti,E.(1993), " Recentes estudos em laboratório mostram que o
efeito da grande maioria dos tóxicos sobre as metanos-bactérias é bacterostáticos nas
concentrações em que ocorrem normalmente".
A população anaeróbia tem grande capacidade de adaptação a cargas tóxicas, mas
é necessário um tempo de adaptação para que seu funcionamento seja normal.. Em
populações não adaptadas, as características tem seguido o mesmo padrão:
a- decréscimo da produção de metano
b- recuperação do reator que volta rapidamente a exibir o mesmo desempenho da fase
anterior à exposição de tóxicos.
c- o tempo em que o reator perde capacidade é proporcional à concentração de tóxicos
adicionados.



É importante salientar que populações adaptadas podem ser submetidas a
concentrações tóxicas muito maior que as não adaptadas.
A seguir algumas concentrações aceitáveis pelas bactérias metanogênicas.
Nitratos: Inibição para concentrações > que 50 mg de N / L;
Mac Carty - 1964
Cianetos: Inibição a partir de 40 mg / L;
Yang - 1980
Fenóis: Inibição a partir de 700 mg / L;
Neufeld - 1980

Metais Alcalinos:

Concentração mg / L
Cátions Estimulante Pouco inibitório Muito inibitório
Sódio 100 - 200 3500 - 5500 8000
Potássio 200 - 400 2500 - 4500 12000
Cálcio 100 - 200 2500 - 4500 8000
Magnésio 75 - 150 1000 - 1500 3000

Mac Carty - 1964
Metais Pesados : toxicidade apenas para materiais solúveis.
Mac Carty - 1964
Nitrogênio Amoniacal: inibição a partir de 5000 mg / L.
Velsen - 1979
Oxigênio: inibição a partir de 1300 mg/ L.
Fillds - 1971



5.6 Tipos de biodigestores anaeróbios;

Os biodigestores convencionais são reatores anaeróbios que normalmente
recebem o lodo decantado de decantadores primários e secundários. São sistemas
destinados ao tratamento da fase sólida, com as finalidades de eliminação de maus
odores e transformação do material em um lodo menos instável e com menor teor de
umidade, de destruir ou reduzir a níveis previamente estabelecidos os microorganismos
patogênicos, estabilizar total ou parcialmente as substâncias instáveis e a matéria
orgânica presente nos lodos frescos, reduzir o volume de lodo através dos fenômenos de
liquefação, gaseificação e adensamento e permitir o uso do lodo, quando este estiver
estabilizado convenientemente, como fonte de Húmus ou condicionador de solo para fins
agrícolas.
As fossas sépticas: são unidades de escoamento horizontal e contínua, que realiza
a separação de sólidos, decompondo-os anaerobiamente. A fossa séptica não é um
simples decantador e digestor, mas é uma unidade que realiza simultaneamente várias
funções como: decantação e digestão de sólidos em suspensão que irá formar o lodo que
irá se acumular na parte inferior, ocorrerá a flotação e uma retenção de materiais mais
leves e flotáveis como: óleos e graxas que formarão uma escuma na parte superior, os
microorganismos existentes serão anaeróbios e ocorrerá a digestão do lodo com produção
de gases.
Os tanques Imhoff tem as finalidades idênticas às unidades de tratamento
primário, possuindo no mesmo tanque as principais finalidades daquele tratamento, ou
seja, decantação ou digestão de sólidos. funciona como se fossem unidades separadas.
Apresenta grandes vantagens em relação as fossas sépticas devido a ausência de
partículas de lodo no efluente, a não ser em operações anormais. O efluente líquido
apresenta geralmente eficiência variando com as seguinte reduções: sólidos suspensos( 50
- 70%), remoção de DBO( 30 - 50 %). Tem como principais problemas uma grande
quantidade de sólidos flutuantes e acumulação de escuma.
O reator de contato anaeróbio: tem semelhanças com lodos ativados, só que os
microrganismos são anaeróbios, há mistura, aquecimento e tanque de equalização, seu


tempo de detenção é de 24 horas, com reciclo o tempo de detenção hidráulico é menor
que o tempo de retenção celular e tem alta qualidade depuradora.
O filtro anaeróbio tem como principais características seu fluxo ser ascendente,
não ter mistura, pode haver aquecimento, tempo de detenção hidráulico costuma ser
próximo de 24 horas, os microorganismos podem se manter por longos períodos,
dificuldade de remoção de sólidos suspensos.
O Reator Anaeróbio de Manta de Lodo (UASB) é uma unidade de fluxo
ascendente que possibilita o transporte das águas residuárias através de uma região que
apresenta elevada concentração de microrganismos anaeróbios.
O reator deve ter seu afluente criteriosamente distribuído junto ao fundo, de
maneira que ocorra o contato adequado entre os microrganismos e o substrato. O reator
oferece condições para que grande quantidade de lodo biológico fique retida no interior
do mesmo em decorrência das características hidráulicas do escoamento e também da
natureza desse material que apresenta boas características de sedimentação , esta é
conseqüente dos fatores físicos e bioquímicos que estimulam a floculação e a granulação.
Na parte superior do reator existe um dispositivo destinado à sedimentação de
sólidos e à separação das fases sólido - líquido - gasoso. Esse dispositivo é de
fundamental importância pois é responsável pelo retorno do lodo e consequentemente
pela garantia do alto tempo de detenção celular do processo.

5.7. O UASB:
5. 7. 1 O estado da arte na Europa:

O tratamento anaeróbio na Europa, tem se desenvolvido muito. De 1977 a 1983 os
digestores anaeróbios aumentaram de 20 para 500 unidades(industriais e agrícolas).
Nestes últimos anos a indústria química começa a aceitar a tecnologia anaeróbia, embora
cautelosamente.
Com a crise de energia de 1974 iniciou-se busca de alternativas de energia. A
esse respeito sabia-se que a fermentação da matéria orgânica produz biogás. Nos anos 70
a preocupação com a energia foi acoplada a um segundo conceito, o desenvolvimento
do conhecimento de ciências biológicas, com isto, os antigos digestores anaeróbios


poderiam ser alterados, transformando-se em reatores de alto desempenho, com o
primeiro objetivo a produção de gás e com segundo de diminuir a poluição causada.
A produção de gás permitia que durante o período de altos preços de energia o
reembolso investido era de 5 a 10 anos. No momento, os preços dos combustíveis, estão
mais baixos, sendo o reembolso de 15 a 20 anos.
Existe uma configuração em Bavel, Holanda. Um UASB é operado com esgoto
doméstico numa taxa de 10 Kg DQO / m3 d., com uma remoção de DQO de 80 a 90%.
Na indústria alimentícia, a digestão anaeróbia tem sido aceita vagarosamente
como uma técnica confiável. Já na indústria química, a digestão anaeróbia ganha
aceitação apenas recentemente. Atualmente se focaliza o fenômeno da formação de
grânulos , a remoção de sulfato e na degradação e detoxificação anaeróbia das
substâncias químicas.
No presente, está claro que o Reator UASB é o tipo mais predominante para o
tratamento anaeróbio de esgoto. Há poucos relatórios publicados declarando que esta
tecnologia não é aceita para um esgoto específico.

5. 7. 2 A eficiência do UASB:

Como um método de tratamento de águas residuárias, a digestão anaeróbia
oferece um número de vantagens significantes sobre os sistemas de tratamento aeróbios
convencionais disponíveis atualmente.
- Vantagens
• Baixa produção de lodo biológico,
• Dispensa energia para aeração,
• Há produção de metano,
• Há pequena necessidade de nutrientes,
• O lodo pode ser preservado ativo durante meses sem alimentação,
• O processo pode trabalhar com altas e baixas taxas orgânicas,



- Desvantagens
• A digestão anaeróbia pode ser sensível na presença de compostos CHCL3, CCL4 e CN

• O período de partida para reatores pode ser relativamente demorado devido a
baixa taxa de crescimento celular das bactérias metanogênicas,
• Falta de tradição em sua aplicação;
• Não promove a nitrificação.

A maior dificuldade a ser superada na aplicação da digestão anaeróbia para à
estabilização de águas residuárias , é alcançar a alta retenção da biomassa ativa no reator
anaeróbio, usando-se meios simples e baratos. Este problema tem sido amplamente
solucionado com o desenvolvimento do reator anaeróbio de manta de lodo(UASB) .
As idéias básicas sustentando o conceito UASB são:

• o lodo anaeróbio possui características de sedimentabilidade excelentes, uma
vez que condições favoráveis para o crescimento de bactérias e floculação do
lodo são mantidas,
• A manta de lodo deve resistir às altas forças da mistura, isto é não deve haver
dispersão das partículas da manta de lodo em grande quantidade,
• o desgaste das partículas desprendidas da manta de lodo pode ser minimizado
criando-se uma zona inativa dentro do reator, e instalando um dispositivo na
parte superior do reator que force a sedimentação das mesmas,

Para a operação satisfatória do dispositivo , deve ser efetuada uma separação
eficaz dos gases aprisionados e retidos do lodo, e o sistema deve promover o retorno do
lodo assentado de volta ao compartimento do digestor. Para atingir uma separação eficaz,
a área da superfície da interface (superfície comum entre dois corpos) dos gás líquido no
coletor de gás deveria ser dimensionada para que as bolhas de gás retidas nos flocos de
lodo possam escapar facilmente.



O potencial dos processos anaeróbios para tratamento de esgotos sanitários é
certamente maior do que é geralmente aceito hoje em dia. Também, o processo é
aplicável mesmo em temperaturas consideravelmente abaixo de 35o, sendo muito
favorável para climas tropicais.

Como mencionado , um dos principais problemas no processo UASB pode ser o
longo período de tempo envolvido na partida:

• o processo deveria ser iniciado com uma carga de lodo de aproximadamente

0.05 kg DQO.kg SSV-1.dia -1,
• o carregamento orgânico aplicado no reator não deveria variar repentinamente,
• as condições de meio ambiente para o crescimento deveriam ser ótimas,

Na maioria dos tipos de esgoto, um lodo com uma boa assentabilidade e atividade
específica razoavelmente alta (0.75 kg DQO.kg SSV-1.dia -1) se desenvolverá dentro de

um período de 6 a 12 semanas, e então cargas de até 10 kg. DQO.m -3.dia -1 podem então
ser aplicadas(Lettinga, 1980). Um ótimo início é essencial para desenvolver um lodo com
as características requeridas, especialmente no que diz respeito às suas propriedades de
sedimentação. Uma das principais características do processo UASB é que, com tempo,
um lodo granular se desenvolverá tendo uma boa sedimentação.
Estudos extensivos (Lettinga,1980) são realizados em laboratórios para elucidar
o mecanismo da formação de grânulos. Pelo menos dois tipos de grânulos podem ser
cultivados:
• um grânulo composto de bactérias com forma de bastão
• um grânulo composto de bactérias fibrosas,
Ambos os tipos de grânulos tem uma atividade específica alta, excedendo 1.5 kg

DQO.kg SSV-1.dia -1) até 30°C, e uma alta assentabilidade. Fatores importantes no
processo de granulação são:



• a condição para crescimento, especialmente para aqueles organismos que
granulam facilmente,
• condições de floculação para o lodo devem ser favoráveis:
O UASB é um processo bom para selecionar os organismos adequados para
granulação do lodo semeado, permitindo que os materiais mais pesados e mais ásperos
acumulem dentro do sistema, e os organismos fibrosos purificados. Uma vez que o
processo de granulação ocorre, cada vez menos problemas serão encontrados na retenção
da biomassa desde que gradativamente tornem-se mais pesados e maiores em tamanho.
Também, a medida que os grânulos preliminares acumulam-se nas regiões mais baixas do
reator, perto da entrada de alimentação, o crescimento das bactérias presentes nos
grânulos é favorecido em relação ao das bactérias dispersas na parte superior do reator,
devido à falta de substrato em cima(Lettinga,1980).

5.7.3 Fatores ambientais importantes no tratamento de águas residuárias pelo
UASB.

Requisitos necessários para nutrimento: Um desempenho ótimo dos processos de
tratamento biológicos requer a presença e disponibilidade de todos nutrientes essenciais
para o crescimento bacteriano (N,P,S, traços) em quantias apropriadas.
Toxicidade: Obviamente, um conhecimento adequado no que diz respeito a
concentrações tóxicas deveria ser utilizado para a maioria dos componentes relevantes.
Entretanto, ao estudar toxicidade generalizações radicais têm sido feitas com freqüência
na literatura de quantia limitada de dados experimentais. Isto é particularmente
verdadeiro para o efeito da salinidade. Em experiências com resíduos descobriu-se que
concentrações de NaC1 significantemente altas podiam ser mais toleradas do que preditas
com base nos dados da literatura para culturas de enriquecimento de acetato. Os
resultados obtidos mostram que um processo de digestão estável e altamente ativo

poderia ser mantido a 10g Na+ /1 e ainda mais alto, ao passo que afirma-se que Na+ seja
tóxico numa concentração de 8g/1 . O problema é o tempo que deveria ser permitido para
capacitar os organismos a se adaptarem ao novo ambiente. Na interpretação dos dados de
algumas literaturas este fato não é considerado.



Evidência clara da importância da adaptação tem sido obtida particularmente
para o efeito NH4+, para o qual um valor tóxico para culturas não adaptadas de 3g/1 ter

sido registrado. Em experiências de digestão com resíduos de suínos descobriu-se que a
digestão estável é possível numa concentração excedente à 3g NH4+ -N/1 . A adaptação

também ocorre para outros compostos (Lettinga,1980).
Organismos metanogênicos não se aclimatam significantemente aos compostos
como CHC14, CHC13, CH2C12 etc., que são extremamente tóxicos mesmo em

concentrações baixas . Medidas a serem tomadas em tratamentos como esgoto contendo
componentes clorinatados transitórios poderiam ser a de estabilizar o esgoto antes da
digestão anaeróbia(Souza,1984).
Um outro componente tóxico que causa problemas é o formol. Embora menos
tóxico do que CN e CHC13 etc., o formol pode ocorrer em alguns esgotos em

concentrações altas o suficiente para causar um sério transtorno ao sistema anaeróbio. O
formol mata os organismos, e uma vez que a concentração for tal, que a taxa de morte das
bactérias exceda o crescimento delas, o processo passa por um transtorno irreversível,
que é difícil de retificar uma vez que os organismos anaeróbios parecem ser incapazes de
adaptar-se a este componente.
A mesma coisa é verdadeira para o sulfito, embora neste caso a adaptação da
metanogênese seja possível. Além do mais, organismos específicos (redutores de sulfato)

podem reduzir SO3 2- , tornando os sistemas de tratamento anaeróbio resistentes para

concentrações altas de SO3 2- . Obviamente a redução de SO3 2- e outras contendo
componentes S resulta na formação de H2S, um composto que é apenas moderadamente

tóxico apesar de ser particularmente incômodo devido ao seu acentuado
odor(Souza,1984).



5.7.4 A Importância dos parâmetros envolvidos no processo.

À parte os vários fatores ambientais, a digestão anaeróbia é também afetada por
um número de outros fatores tais como os carregamentos orgânicos e hidráulicos
aplicados, intensidade das mistura mecânica, e as características de alimentação.

• Cargas Orgânicas e Hidráulicas

Duas situações extremas podem ser consideradas: subcarregamento e
supercarregamento.
Supercarregamento em sistemas de tratamento, principalmente de esgoto
dissolvido, resultará numa queda de eficiência dos mesmos, provavelmente devido à
inibição temporária da metanogêneses pelos ácidos voláteis acumulados.
No tratamento de esgoto não dissolvido supercarregado também resultará numa
acumulação de alimentação de sólidos suspensos, e consequentemente numa acentuada
queda na capacidade de metanogênese no lodo, uma fraca decomposição dos
componentes e um fraco grau de estabilização dos sólidos.
O efeito do subcarregamento é muito menos drástico, desde que a temperatura
do digestor não seja mantida a uma temperatura acima de 25°C por um extenso período
(meses, por exemplo). Segundo Lettinga(1980), descobriu-se que o lodo anaeróbio pode
ser preservado sem alimentação por vários meses e mesmo anos sem qualquer perda
dramática na atividade metanogênica específica, isto se a temperatura for mantida abaixo
de 15°C.
As cargas orgânicas e hidráulicas são fatores inter-relacionados à concentração
do esgoto a ser tratado. A carga hidráulica se tornará apenas num fator limitante no
tratamento de esgoto de baixa concentração, ao passo que para o esgoto de concentração
média e alta a carga orgânica é sempre fator limitante.
O principal efeito das cargas hidráulicas muito altas é a queda na eficiência do
tratamento devido os contatos curtos demais . Além do mais o desgaste da massa
bacteriana viável pode ultrapassar o crescimento desta, levando o digestor ao colapso.



• Mistura

Mistura mecânica pode às vezes ser requisitada para prevenir a montagem de
uma camada de espuma, e também para prevenir curto-circuito (canalização) na manta de
lodo de uma reator UASB, ou seja efetuar o contato desejado entre o lodo e a água de
esgoto ao ser tratada. A agitação pode ser efetuada pelo recirculação do gás, recirculação
de lodo ou pela mistura mecânica.
No entanto, como foi mencionado anteriormente, uma das principais idéias
sustentando o conceito do UASB é evitar qualquer mistura mecânica no digestor, ou
conserva-lo no mínimo para manter uma assentabilidade satisfatória do lodo. Além do
mais a agitação mecânica afeta adversamente a partida da digestão.

• Características da alimentação.

Uma importante consideração ao aplicar a digestão anaeróbia ao tratamento de
águas e esgoto é se os poluentes orgânicos estão ou não presentes numa forma dissolvida
. Como mencionado anteriormente, um acúmulo significante de alimento na manta de
lodo pode ocorrer num tratamento de esgoto contendo uma apreciável fração de material
insolúvel, e este acúmulo depende da assentabilidade e características de floculação deste
material, a carga aplicada, é importante na biodegradabilidade da matéria orgânica.

5.7.5. Operação do reator

Para uma operação prática é essencial que o processo de tratamento de águas
residuárias aplicado seja um processo estável, mesmo sob condições sub-ótimas.
Geralmente os processos de tratamento anaeróbio encontram essa condição, embora
devesse sempre ser lembrado que organismos anaeróbios podem ser bastante sensíveis a
uma variedade de fatores, e que o tratamento anaeróbio é essencialmente um método de
tratamento secundário. Obviamente os problemas mais sérios são encontrados nos



tratamentos de esgotos contendo componentes tóxicos. Todos os métodos deveriam ser
aplicados para prevenir que problemas ocorram, por exemplo despejo dos componentes
tóxicos voláteis; aplicação de uma fase separadora de gênese ácida para converter o
componente nocivo em um componente menos nocivo, e, adições químicas que
neutralizassem os compostos existentes.
Segundo Lettinga(1980), no caso onde altas concentrações de formol estão
presentes, o esgoto pode ser tratado com Ca(OH)2 ou NaOH em temperaturas elevadas

(90 - 100°) para converter o formol em uma mistura de açúcares (com Ca(OH)2) ou em
ácido fórmico e metanol (como NaOH). Como este esgoto é descarregado em altas
temperaturas, tal método de pré-tratamento poderia ser viável. Entretanto, se a
temperatura do esgoto for relativamente baixa alguma outra solução deve ser encontrada.
Em vista da sensibilidade dos organismos anaeróbios, é evidente que os
processos de tratamento deveriam ser devidamente controlados, como por exemplo:

•.medida dos valores DQO do afluente,
•.medida da produção de gases. Pode ser benéfico controlar a carga volumétrica
(isto é a taxa de fluxo do afluente) baseando-se na taxa da produção de gás,
•.medida da composição de gases, que pode ser copulada com o fornecimento de
álcali,
•.medida da concentração de ácidos voláteis na solução efluente,
•.medida da concentração de sólidos suspensos no efluente,
•.medida da altura da manta de lodo,
•.pH do afluente, e em particular, o pH na parte inferior do reator. A medida do
pH deveria ser acoplada com o fornecimento de álcali para o afluente.



5.8 O filtro anaeróbio.

Baseando-se em trabalhos de Coulter et al (1995), o filtro anaeróbio foi
reintroduzido por Young e McCarty (1969). Até agora o sistema é utilizado
principalmente para tratamento de águas residuárias industriais. O filtro anaeróbio foi o
primeiro tratamento anaeróbio que demonstrou viabilidade técnica de se aplicar cargas
elevadas.
No filtro anaeróbio o lodo é imobilizado pela sua agregação a corpos de
enchimento que se encontram no mesmo. A água residuária escoa pelos vazios entre os
corpos. Sendo que quanto maior os vazios no reator melhor será o tratamento. É
importante que os vazios não sejam muito pequenos para que não ocorra o entupimento
dos mesmos. Esta dimensão depende da natureza da água residuária (concentração de
sólidos em suspensão)
Filtros biológicos em boas condições de funcionamento podem apresentar
eficiência elevada de remoção de DQO e não exigem unidade de decantação
complementar, pois nesses casos o teor de sólidos no efluente é bastante baixo e os
resíduos arrastados pela água apresentam aspecto semelhante ao de pequenas partículas
de carvão suspensas em líquido bastante clarificado.
É muito importante que o efluente a tratar tenha teores de sólidos suspensos e de
óleos e graxas relativamente baixos. O uso do filtro anaeróbio conforme o nível de
conhecimento que se dispõe atualmente, é uma excelente solução para pequenas
comunidades.
O filtro anaeróbio é um processo de tratamento de esgotos, na qual bactérias
anaeróbias fazem a digestão da matéria orgânica existente. Suas principais características
são que o fluxo é ascendente, sendo a entrada por baixo e a saída pela parte alta,
internamente é dividido em duas camadas, sendo as duas afogadas.
A camada inferior é vazia, e a superior suporta o recheio, a separação destas duas
camadas é chamada de fundo falso. Os recheios tem a função de meio de suporte de
microrganismos, dando sustentação para estes crescerem e se aglutinarem sem que se
desloquem para fora do reator. Os tipos de recheios mais usuais são as britas 4 e os anéis



plásticos, sendo o segundo mais eficiente e mais caro. Estuda-se o uso de bambu, que é
um material mais leve que o anel, mais barato e de boa eficiência.
O fundo falso deve ter furos igualmente distribuídos para que não ocorra zonas de
maior concentração ou até mesmo o curto circuito (figura 8).

Figura 8: Detalhe do Fundo Falso de um Filtro Anaeróbio.

0,03
0,15 metros
metros
cada
de

Fonte: NBR 7229 / 1982

De acordo com a NBR 7229 / 1982 a altura da primeira camada deve ser da ordem de
0,20 até 0,50 metros, a camada de recheio deve ter altura de 0,60 até 1,20 metros, acima
destas medidas a remoção praticamente não aumenta. Pela pequena altura, as unidades
podem ser executadas facilmente, as paredes podem ser totalmente em alvenaria (
paredes de um tijolo), com armadura bastante reduzida. Neste caso deve-se fazer
impermeabilização interna e externa. A limpeza das unidades pode ser efetuada
facilmente através de descarga de fundo e da eventual remoção manual de algas da
superfície do leito e do dispositivo de coleta de efluentes.



FIGURA 9 : Esquema do Fluxo de um Filtro Anaeróbio.

SAÍDA

CAMADA
0,60 ATÉ 1,20
COM
RECHEIO

ENTRADA 0,20 ATÉ 0,50

D

Fonte: NBR 7229 / 1982

Para o dimensionamento da área de um filtro anaeróbio (figura 9) o principal

parâmetro é o θ h (tempo de detenção hidráulico), que deve ser maior que 8 horas, sendo
indicado pela NBR 7229 / 1982 o valor de 1 dia. Os parâmetros de projeto devem ser
adotados de acordo com as exigências ambientais.



Exemplo de dimensionamento de um Filtro Anaeróbio:
Adota-se:

θh = 8 horas;
H1 = 1 metros;
H2 = 0,3 metros;

θh = volume de vazios (V) / vazão (Q);

V = p x Vtotal, sendo p = 0,75 para o bambu;
p = 0,90 para anéis plástico;
p = 0,50 para brita 4;

V = 0,90 x H1 x π x D^2 / 4 → V = 0,90 x 1 x π x D^2 / 4 ;

θh = 0,90 x π x D^2 / 4 x 1,245 m^3/dia → 1/3 dias = 0,90 x π x D^2 / 4 x 1,245;
1 x 1,245 x 4 / 0,90 x 3 x π = D^2 ;

D = 0,766 metros

As vantagens do filtro anaeróbio podem ser:
• Ausência de gastos com aeração;
• Aplicação para resíduos com qualquer concentração;
• Flexibilidade operacional;
• Baixa produção de lodo ( já estabilizado );
• Possibilidade de ficar longo tempo sem alimentação;
• Fácil construção pela pequena altura necessária.



Indústrias indicadas para o uso do Filtro Anaeróbio:
• Usinas de açúcar e álcool;
• Águas de lavagem de garrafa;
• Matadouros e frigoríficos;
• Laticínios;
• Cítricos;
• Curtumes;
• Indústria alimentícia;
• Indústria farmacêutica;
• Indústria química;
• Coqueria;
• Indústria petroquímica;
• Cervejarias;
• Indústria têxtil;

5.8.1 O fluxo:

POLPRASERT e HOANG (1983) publicaram que o FA pode ser considerado um
reator de filme fixo. Esta afirmação baseia-se no fato de que a remoção de substrato está
associada primeiramente ao crescimento de biofilmes presos à superfície do meio e em
seus espaços vazios.
VAN DER BERG e LENTZ (1985) compararam 2 tipos de Filtros Anaeróbios: de
fluxo ascendente e de fluxo descendente. Trabalhando com um TDC estimado entre 8 e
15 dias atingiram remoções de até 93 %. As principais diferenças associadas à mudança
de fluxo foram a capacidade de funcionar como reator de filme fixo no sistema de fluxo
descendente e como leito fluidizado ou expandido na metade inferior do reator no sistema
de fluxo ascendente.



KENNEDY e DROSTE (1986) num estudo da aplicação do Filtro Anaeróbio no
tratamento de esgotos ricos em carboidratos concluíram que não havia gradiente
significativo de remoção dos parâmetros DQO e ácidos voláteis considerando a altura do
reator. A alta concentração da biomassa faz com que o Filtro anaeróbio opere mais como
um reator CFSTR de crescimento suspenso que um reator de filme fixo, assemelhando-se
a um reator de manta de lodo, contrapondo-se ao modelo de fluxo a pistão ( plug-flow )
proposto por YOUNG E McCARTY ( 1969)”.
SHAFIE e BLOODGOOD (1973) estudaram o comportamento de um sistema
onde seis filtros anaeróbios eram colocados em série. O objetivo era atingir condições
ótimas para as diversas comunidades de microrganismos envolvidos no processo. Este
foi um dos primeiros trabalhos no qual se pensou na separação da digestão anaeróbia em
fases. Foram localizados ácidos voláteis em todos os reatores, embora houvesse uma
acentuado diminuição na sua concentração em relação do primeiro com o sexto.

5.8.2 Os recheios utilizados:

YONG e McCARTY (1969) publicaram um trabalho pioneiro sobre o processo de
tratamento denominado de Filtro Anaeróbio, onde o crescimento da biomassa ficava
retido a um meio constituído de britas onde o fluxo de esgoto era obrigado a passar. Os
propulsores do processo ressaltaram ainda, a capacidade do FA em aceitar altas cargas
orgânicas instantâneas, sem alterar a qualidade do efluente.
O estudo de recheio de bambu para filtros anaeróbios é muito atual, apesar de ser
uma excelente solução para o problema de tratamento de esgoto, existem poucas
publicações sobre o assunto. Um dos trabalhos publicados neste assunto foram os dos
pesquisadores Tritt, Zadrazil, Menge - Hartmann and Schwarz.
Segundo Tritt et.al. (1993), quando usa-se material sintético para a fixação de
matéria orgânica os resultados são positivos em termos de purificação, mas esbarra no
problema dos altos custos. Por este motivo o uso de material sintético pode se tornar
inviável em países do terceiro mundo, pois além do custo de aquisição, necessita-se do
transporte, já que nos países do terceiro mundo dificilmente eles são fabricados.



O bambu pode ser um material alternativo, porquê sua distribuição é vasta e o seu
preço sem transporte é na média 13 vezes menor do que o material sintético. O trabalho
realizado por Tritt et.al (1993), mostra com sucesso o uso do bambu como material
suporte de filtros anaeróbios, principalmente pela quantidade de índices de vazios e na
retenção da biomassa. O estudo mostrou que antes de transportar os troncos são tratados
com pesticidas (Bromomethane). Neles são especificados data, dimensões, espécie e
demais dados para a sua caracterização.
Os troncos de bambu são serrados com espessura de 2,5-cm aproximadamente e
colocados dentro do reator. Os reatores foram carregados com esgoto doméstico, o pH foi
mantido entre 7,4 e 7,9 , o fluxo era ascendente com uma carga de 1 a 4 Kg / m3. d. e a
temperatura do substrato constante em 37 ° C .
A duração do experimento foi de 2 anos, e verificou-se que tanto as espessuras
das paredes dos anéis de bambu como o comprimento são sujeitos a mudanças.
Comparado com os valores do início do experimento, os resultados de compressão até o
final do experimento foram abaixo de 21 %. Durante os primeiros 6 meses 11 % da
massa seca foi perdida, mas o resto do experimento mostrou que a perda foi de 15 % no
total de 2 anos de experimento, ou seja o material se estabiliza, sendo viável o seu uso
durando muito tempo.
O outro trabalho publicado foi a tese de mestrado do eng.° civil Luiz Carlos Costa
Couto, que comparou a eficiência da remoção de matéria orgânica em três reatores
idênticos com diferentes tipos de recheio: bambu, anel plástico e brita 4, sendo que o
bambu teve um rendimento tão bom quanto os outros recheios, verificou-se que a
remoção variou entre 60% e 80 %.
Vale observar que o experimento foi feito apenas durante 30 semanas,
necessitando-se de um maior tempo para se analisar uma ligação entre o envelhecimento
do material com a respectiva eficiência na remoção. O estudo mostrou que para um
tempo de detenção menor que 8 horas existe uma lavagem do reator, diminuindo muito o
seu rendimento, já quando se aumentou para 12 e para 24 horas o rendimento do filtro
não aumentou, mostrando-se de 8 horas até 12 horas o tempo de detenção hidráulico
ideal.



5.8.3 A microbiologia:

KURODA et al. ( 1988) com a utilização de três substratos diferentes: ácido
acético , mistura ácida de glucose e peptona, em reatores tipo Filtro Anaeróbio com um
tempo de detenção hidráulico de 20 (vinte) dias, estudaram o processo de formação de
biomassa e o dividiram em três fases: indução, onde as bactérias aderem ao meio suporte,
tem um período aproximado de 14 a 20 dias; acumulação, é caracterizado pela fase de
crescimento logaritmo do biofilme, que termina quando se atinge a espessura crítica
ocorrendo a descamação da biomassa; balanço dinâmico, quando a velocidade de
desprendimento é igual a velocidade de formação no biofilme. A quantidade de biofilme
varia conforme as características do suporte.

5.8.4 A eficiência:

Daltro, J. F. & Povinelli, J.(1989) verificou que ao operar um filtro com 1,86
metros de altura e outro com 0,67 metros, a eficiência praticamente não mudou,
concluindo-se que a altura do filtro não é limitante, sendo importante preocupar-se mais
com outros fatores. Suas recomendações foram para que se estudasse a hidráulica, o
material de enchimento e os inóculos para a partida.

5.9 Comentários conclusivos:

Detalhes de projeto, dados operacionais e dimensionamento serão vistos com
maiores detalhes na apostila 9.
Todos os dados desta apostila foram tirados de anotações e material da disciplina
ministrada pelo professor Eugênio Foresti, portanto não necessitam de revisão
bibliográfica.



5.10. Questionário:

1. Quais os principais indicadores de distúrbios nos processos anaeróbios e quais suas
principais causas?
2. Descreva a seqüência de eventos no desbalanceamento de reatores causados por
sobrecarga orgânica. É possível recuperar o reator sem a necessidade de nova partida?
Em que estágio? Porque?
3. Quais as vantagens dos sistema anaeróbios em comparação com os aeróbios?
4. Qual é a relação entre sulfetos e metais pesados em processos anaeróbios?
5. Qual é os principais parâmetros operacionais?
6. Descreva o funcionamento de um reator UASB?
7. Descreva o funcionamento de um Filtro Anaeróbio?
8. As bactéria acetogênicas produtoras de hidrogênio tem seu metabolismo regulado
pela pressão parcial de H2 . Justifique a afirmativa utilizando conceitos de
termodinâmica química e transferência de hidrogênio inter – espécies.
9. Em qual situação a redução de sulfato pode favorecer a metanogênese? Por quê?
10. Em artigo recente sobre o controle de processos anaeróbios, os autores propões o
monitoramento do pH como estratégico para ações corretivas. Comente sobre essa
proposta.
11. Justifique a necessidade de pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios em
comente sobre a utilização de processos biológicos nesta etapa?
12. Comente sobre a influência do Tempo de detenção celular na estabilidade de reatores
anaeróbios submetidos a cargas de choque?
13. O requerimento de nutrientes nos processos anaeróbios é menor que nos aeróbios.
Comente esta afirmação.
14. Descreva um grânulo anaeróbio.



5.11. Bibliografias consultadas:

01. NB-570/ABNT (1990). Projeto de estações de tratamento de esgoto sanitário.
Associação Brasileira de Normas Técnicas.

02. CAMPOS, J.R. (1990). Alternativas para Tratamento de Esgotos Sanitários.
Consórcio Intermunicipal das bacias dos rios Piracicaba e Capivari. 03

03. NB-7229/ABNT (1993). Projeto, construções e operação de sistemas de tanques
sépticos. Associação Brasileira de Normas Técnicas

04. FORESTI, E. (1998) – “Notas da aula de Processos e Operações em Tratamento
de Resíduos SHS-705”, Pós Graduação em Hidráulica e Saneamento na Escola
de Engenharia de São Carlos.

05. IMHOFF, K. R. (1986) – Manual de Tratamento de Águas Residuárias. São Paulo.

06. METCALF & EDDY (1979) – “Wastewater engineering – treatment, disposal,
reuse”2nd ed. New York. McGraw-Hill, p. 920.

07. NUNES, J.A. (1996) - Tratamento Físico Químico de Águas Residuárias
Industriais. 2ª edição Editora J. Andrade.

08. TSUTIYA, M. J. & SOBRINHO, P. A. (1999) – Coleta e transporte de esgoto
sanitário. 1ª Edição: Departamento de Engenharia Hidráulica e Sanitária da
Escola Politécnica da Universidade de São Paulo.

09. SPERLING, M. V. (1996) – Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de
esgotos. 1ª edição: Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental;
Universidade Federal de Minas Gerais.



9. MARÇAL, E. J (1997) – Estudo de Autodepuração de esgotos sanitários:
Relatório realizado na SANASA – Campinas como parte do trabalho de despoluição
de córregos urbanos.

11. NB-569/ABNT (1989) – Projeto de estações elevatórias de esgoto sanitário:
Associação Brasileira de Normas Técnicas.

12. FORTES, J., CUNHA, C. (1994). Influência das águas continentais sobre as
regiões costeiras: Enfoque da legislação atual. Qualidade de águas continentais no
Mercosul. ABRH publicação n º 2, dez. 1994. 420p.

13. REALI M. A. (1991). - Concepção e Avaliação de um Sistema Compacto para
Tratamento de Águas de Abastecimento Utilizando Processo de Flotação por
Ar Dissolvido e Filtração com Taxa. Declinante. Tese de Doutorado EESC-USP
1991.

14. CAMPOS, J. R. (1998) – “Notas da aula de Tratamento de Águas Residuárias”,
Pós Graduação em Hidráulica e Saneamento na Escola de Engenharia de São Carlos.


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