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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

acetato, a metano. Em 1948, Buswell e Sollo, utilizando 14C 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.

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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 45oC.

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.

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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, l\L = lactado,

M = metanol, E = Etanol, IP = Isopropanol.

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

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- 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 H2 e

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.

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- 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

H2O.

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.

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Tabela 2. Bactérias metanogênicas e seus respectivos substratos.

Espécies SubstratosMethanobacterium formicicum DSM 863 H2-CO2Methanobacterium thermoautrophicum H2-CO2Methanobacterium bryantii M. O. H. H2-CO2Methanobacterium wolfei DSM2970 H2-CO2Methanobacterium uliginosum P2St H2-CO2Methanobacterium alcaliphilum WeN4 H2-CO2Methanobrevbacter ruminantium M1 H2-CO2Methanobrevbacter smithii PS H2-CO2Methanobrevbacter arboriphilicus DH1 H2-CO2Methanothermus fervidus DSM 2088 H2-CO2Methanococcus vannielii DSM 1224 H2-CO2Methanococcus Methanobacterium voltae PS H2-CO2Methanococcus thermolihotrophicus DSM 2095 H2-CO2Methanococcus maripaludis JJ H2-CO2Methanococcus jannaschii JAL-1 H2-CO2Methanococcus halophilus INMIZ - 7982 MethanolMethanospirillun hungatei JF1 H2-CO2Methanomicrobium mobile BP H2-CO2

Espécies SubstratoMethanomicrobium paynteri G - 2000 H2-CO2Methanogenium cariaci JR1 H2-CO2Methanogenium marisnigri JR1 H2-CO2Methanogenium thermophilicum CR1 H2-CO2Methanogenium aggregans MSt H2-CO2Methanogenium bourgense MS2 H2-CO2Methanosarcina barkeri MS H2-CO2, methanol e acetatoMethanosarcina mazei S-6 Methanol e acetatoMethanosarcina aceitivorans C2A H2-CO2, methanol e acetatoMethanosarcina thermophila TM-1 Methanol e acetatoMethanoplanus limicola DSM 2279 H2-CO2Methanococcoides methylutens TMA – 10 MethanolMethanolobus tindarius Tindari 3 MethanolMethanothrix soehngenii Opfikon AcetatoMethanothrix concilii GP6 AcetatoMethanosphaera stadmanae MCB-3 Methanol plus H2Fonte: Chynoweth, D. P. e Isaacson R.(1987)

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Figura 1. O ciclo do carbono

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.

Processo Aeróbio

Processo

Carbono

fotossíntese Respiração O2

CO2 +

Carbono

ÁcidosOrgânicos,CH4 + CO2

H2 + CO2

H3COOH

CO2

O2

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FIGURA 3 : Balanço da digestão anaeróbia

fonte: LETTINGA e HAANDEL (1994)

HIDRÓLISE

MATERIAL ORGÂNICO EM SUSPENSÃO

PROTEÍNAS, CARBOIDRATOS E LIPÍDIOS

AMINO ÁCIDOS ,AÇUCARES ÁCIDOS GRAX0S

39

34

54021

PRODUTOSINTERMEDIÁRIOS

PROPIANATO, BUTIRATO,ETC

ACETATO HIDROGÊNIO

METANO

ACIDOGÊNESE

ACETOGÊNESE

METANOGÊNESE3070

?

11

22

1 81

366

2

3

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Figura 4 :Estágios do processo de digestão anaeróbia.

ESTÁGIO GRUPO DE

MICRORGANISMOS

SOLUBILIZAÇÃO lipídios proteínas carboidratos

↓ ↓ ↓

ac. graxos amino ácido açucares

↓ ↓

HIDROLÍTICO

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.

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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, kJPropionato → acetato CH3CH2 COO- + 3 H2O → CH3COO- + H+ + HCO3

- + H2 + 76,1Butirato → acetato CH3CH2 CH2COO- + 2 H2O → 2 CH3COO- + H+ + 2 H2 + 48,1Etanol → acetato CH3CH2OH + H2O → CH3COO- + H+ + 2 H2 + 9,6Lactato → acetato CH3CHOHCOO- + H2O → CH3COO- + HCO-

3 + H + 2H2 - 4,2Acetato → metano CH3COO- + H2O → HCO3

- + CH4 - 31Reduções (recebe elétrons)HCO3

- → acetato 2 HCO3- + 4 H2 + H+ → CH3COO- + 4 H2O - 104,6

HCO3- → metano HCO3

- + 4 H2 + H → CH4 + 3 H2O -135,6Sulfato → sulfeto SO4

2- + 4 H2 + H+ → HS- + 4 H2O -151,9Sulfato → sulfeto SO4

2- + CH3COO- + H+ → 2 HCO3- + H2S -59,9

Nitrato → amônia NO3- + 4 H2 + 2H+ → NH4

+ + 3 H2O -559,9Nitrato → amônia NO3

- + 4 H2 + 2H+ → NH4+ + 3 H2O -511,4

Nitrato → nitrogênio 2 NO3- + 5 H2 + 2 H+ → N2 + 6 H2O -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 H2 igual ou menor

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).

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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.

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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.

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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

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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).

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

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

10

20

30

40

50

% CO2

250 500 1000 2500 5000 10000 25000

66,2

6,46,6

6,87,0

7,2 7,4

7,67,8 8,0

8,28,4

Mg / l de CaCO3

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211

( 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

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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.

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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).

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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.

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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

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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

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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

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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,

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- 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.

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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:

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• 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 peloUASB.

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.

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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).

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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.

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• 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

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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.

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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

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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.

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.

0,15 metros

cada

0,03

metros

de

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FIGURA 9 : Esquema do Fluxo de um Filtro Anaeróbio.

Fonte: NBR 7229 / 1982

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

parâmetro é o θh (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.

CAMADACOMRECHEIO

ENTRADA

SAÍDA

0,20 ATÉ 0,50

0,60 ATÉ 1,20

D

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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 ;

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.

D = 0,766 metros

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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.

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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.

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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.

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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.

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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.

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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 Tratamentode Resíduos SHS-705”, Pós Graduação em Hidráulica e Saneamento na Escolade 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.

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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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