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MAURI FEDERIZZI
POTENCIALIDADE DO USO DE RESÍDUOS LIGNOCELULÓSICOS DA
BANANICULTURA COMO SUBSTRATO DE FERMENTAÇÃO DO PROCESSO DE
METANIZAÇÃO
JOINVILLE
2008
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2
MAURI FEDERIZZI
POTENCIALIDADE DO USO DE RESÍDUOS LIGNOCELULÓSICOS DA
BANANICULTURA COMO SUBSTRATO DE FERMENTAÇÃO DO PROCESSO DE
METANIZAÇÃO
Dissertação de mestrado apresentada como
requisito parcial para obtenção do título de Mestre
em Engenharia de Processos, na Universidade da
Região de Joinville – UNIVILLE.
Orientador: Prof. Dr. Ozair Souza.
JOINVILLE
2008
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3
“A energia é essencial para que se atinjam os
objetivos econômicos, sociais e ambientais inter-
relacionados ao desenvolvimento sustentável.
Mas, para alcançar esta importante meta, os tipos
de energia que produzimos e as formas como
utilizamos terão que mudar. Do contrário, danos ao
meio ambiente ocorrerão mais rapidamente, a
desigualdade aumentará e o crescimento
econômico global será prejudicado”.
(UNDP World Energy Assessment: Energy and
Challenge of Sustainability)
4
DEDICATÓRIA
Dedico o presente trabalho a toda minha família e a todos os amigos que
contribuíram efetivamente nessa importante tarefa.
5
AGRADECIMENTOS
Agradeço primeiramente a Deus pela minha existência, vitalidade e energia em
permitir o meu êxito na realização desta obra.
Ao meu orientador Prof. Dr. Ozair Souza pelos ensinamentos e orientações
indispensáveis ao trabalho.
À equipe do projeto Biogás, em especial às alunas do curso de Engenharia Química
Bruna Coelho e Bruna Garcia, por terem participado efetivamente na realização do
projeto.
Aos colegas do mestrado pelos momentos em que trabalhamos juntos, em especial
a colega Débora Magna à qual tenho admiração.
Ao Prof. Theodoro, pela realização das análises em Cromatografia Gasosa e o
desenvolvimento de sua metodologia.
Ás técnicas do laboratório de Biotecnologia Beatriz e Michele, pelo auxílio dos
experimentos.
Ao meu grande amigo César Jocias Weber pelo apoio na realização de análises
químicas.
Aos amigos Mário, Carlos Godoi, Diana e Agada.
A todos da equipe da coordenadoria dos laboratórios sob coordenação do. Sr.
Rogério dos Passos pelo auxílio na execução dos experimentos.
Finalmente agradeço a todos que de uma forma direta ou indiretamente contribuíram
para a realização deste trabalho.
6
SUMÁRIO
LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS
LISTA DE TABELAS
LISTA DE FIGURAS
1 INTRODUÇÃO.......................................................................................................16
2 OBJETIVOS...........................................................................................................17
2.1 OBJETIVO GERAL .............................................................................................17
2.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS ...............................................................................17
3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA..................................................................................18
3.1 RELAÇÃO ENTRE HOMEM E ENERGIA...........................................................18
3.2 CENÁRIO ATUAL DA MATRIZ ENERGÉTICA ...................................................19
3.3 FONTES DE ENERGIAS ....................................................................................21
3.3.1 Energias renováveis/Energias alternativas.......................................................23
3.4 BIOMASSAS .......................................................................................................26
3.4.1 Potencialidades do uso de resíduos agroindustriais na geração de biogás .....28
3.5 BIOGÁS...............................................................................................................29
3.6 GASES DO EFEITO ESTUFA.............................................................................31
3.6.1 Ações antrópicas geradas com o metano ........................................................32
3.7 O MERCADO DE CRÉDITOS DE CARBONO....................................................34
3.8 PRODUÇÃO DE BIOGÁS...................................................................................36
3.8.1 Etapas da digestão anaeróbia..........................................................................38
3.8.1.1 Hidrólise ........................................................................................................39
3.8.1.2 Acidogênese..................................................................................................39
3.8.1.3 Acetogênese .................................................................................................40
3.8.1.4 Metanogênese...............................................................................................41
3.8.2 Fatores que influenciam na produção de biogás..............................................43
3.8.2.1 Temperatura..................................................................................................43
3.8.2.2 Potencial hidrogeniônico (pH) .......................................................................45
3.8.2.3 Concentração de sólidos e tamanho das partículas......................................45
3.8.2.4 Composição do substrato..............................................................................46
3.8.3 Co-produto do processo e biodigestão.............................................................47
3.8.4 Principais tipos de biodigestores empregados na geração de biogás..............48
3.8.5 Processos de produção de biogás ...................................................................49
3.9 O CASO DOS RESÍDUOS DA BANANICULTURA......................................... ....52
7
4 MATERIAIS E MÉTODOS ...................................................................................54
4.1 SUBSTRATO .....................................................................................................54
4.1.1 Cominuição do substrato............................................................................55
4.2 COMPOSIÇÃO DO INÓCULO ...........................................................................56
4.3 ENSAIO DE BIODEGRADAÇÃO .......................................................................57
4.3.1 Determinação da concentração ideal de biomassa na biodegradação – Ensaios
E1 a E4 ....................................................................................................................58
4.3.2 Determinação da influência do tratamento térmico sobre a velocidade de
degradação dos substratos – Ensaios E5 e E6 ........................................................60
4.3.3 Influência da hidrólise ácida sobre a metanização – Ensaios E7 e E8........61
4.3.4 Metanização em biodigestor com pH controlado..............................................62
4.3.4.1 Processo descontínuo – Ensaio E9 ........................................................64
4.3.4.2 Processo contínuo – Ensaio E10 .................................................................65
4.4 MÉTODOS ANALÍTICOS ...................................................................................66
4.4.1 Sólidos totais ...................................................................................................66
4.4.2 Sólidos voláteis ...............................................................................................67
4.4.3 Demanda química de oxigênio ........................................................................67
4.4.4 Demanda bioquímica de oxigênio ...................................................................68
4.4.5 Determinação do volume de biogás gerado no biodigestor .............................69
4.4.6 Caracterização do biogás ................................................................................70
4.4.6.1 Determinação da composição do biogás ......................................................71
4.4.7 Caracterização do lodogerado .........................................................................72
5 RESULTADOS E DISCUSSÃO ...........................................................................73
5.1 ETERMINAÇÃO DA CONCENTRAÇÃO IDEAL DE BIOMASSA NA
BIODEGRADAÇÃO.ENSAIOS E1 A E4:...................................................................73
5.2 DETERMINAÇÃO DA INFLUÊNCIA DO TRATAMENTO TÉRMICO SOBRE A
VELOCIDADE DE DEGRADAÇÃO DOS SUBSTRATOS. ENSAIOS E5 A E6:........76
5.3 INFLUÊNCIA DA HIDRÓLISE ÁCIDA SOBRE A METANIZAÇÃO. ENSAIOS E7
A E8: .......................................................................................................................78
5.4 METANIZAÇÃO EM BIODIGESTOR DE BANCADA – PROCESSO
DESCONTÍNUO, ENSAIOS E9a e E9b: ...................................................................81
5.5 METANIZAÇÃO EM BIODIGESTOR DE BANCADA – PROCESSO CONTÍNUO.
ENSAIOS E10: ........................................................................................................86
5.6 USO DO EFLUENTE DO BIODIGESTOR COMO BIOFERTILIZANTE .............90
5.7 ANÁLISE ECONÔMICA .....................................................................................92
CONCLUSÃO...........................................................................................................94
SUGESTÕES............................................................................................................96
REFERÊNCIAS ........................................................................................................97
APÊNDICE..............................................................................................................107
8
RESUMO
O presente trabalho teve como objetivo avaliar a potencialidade do uso de resíduos
lignocelulósicos da bananicultura como substrato de fermentação do processo de
metanização. Foram avaliados os resíduos cascas da banana, engaço, folhas e
pseudocaule da bananeira Musa cavendischii. Os estudos de fermentação foram
desenvolvidos a 30°C, em três diferentes etapas: (1) determinação das
concentrações ideais dos resíduos no processo de biodigestão; (2) avaliação do
efeito da hidrólise ácida dos resíduos sobre a produção de biogás; e (3) produção de
gás metano em biodigestor de bancada com freqüência de agitação de 130 min
-1
e
pH controlado automaticamente em 7,2. Os volumes de trabalho, V
T
, utilizados em
cada uma das etapas foram de 0,1L, 0,5L e 5,0L, respectivamente. As
concentrações (em massa) de 50% de cascas, 25% de folhas e 25% de
pseudocaule foram indicadas como as ideais para a biodigestão conjunta dos
resíduos. O engaço, por apresentar baixa velocidade de degradação em
comparação aos demais resíduos não foi recomendado para comparar substrato de
metanização. O uso do processo de hidrólise ácida favoreceu o surgimento de H
2
S
no biogás gerado e inibiu a formação de CH
4
. A produção máxima de biogás
observada em biodigestor de bancada foi de 214,7 L
CNTP
.kg
-1
ST. Como co-produto
do processo de metanização foi obtido um biofertilizante contendo concentrações de
N: 857 mg.L
-1
, P: 387 mg.L
-1
e K: 6320 mg.L
-1
.
Palavras-chave: biogás, metanização, resíduos agroindustriais.
9
ABSTRACT
The present work had as objective evaluating the potentiality of the use of
lignocellulolitics wastes of banana culture as fermentation substrates of the process
of methanization. The following Musa cavendischii residues were evaluated: bananas
peels, stalk, leaves and the pseudostem. The fermentation studies were developed
at 30ºC, in three different stages: (1) determination of the ideal concentration of the
residues in the its biodegradation; (2) evaluation of the acid hydrolysis effect of the
residues on the production of biogas and (3) production of methane gas in laboratory
bioreactor with agitation frequency of 130min
-1
and pH controlled automatically at 7.2.
The ideal concentration (in mass) of the fermentation substrate was defined with 50%
peels, 25% leaves and 25% of pseudostem. The stalk presented low speed of
biodegradation in comparison to the other residues. Therefore this waste was not
recommended for the methanization process. The use of the acid hydrolysis process
favored the undesirable presence of H
2
S in the biogas produced and inhibited the
formation of CH
4
. In the laboratory bioreactor, the maximum production of biogas in
continuo process was 214,7 L
CNTP
.kg
-1
of ST fed. As co-product of the methanization
process was formed a liquid biofertilizer containing concentrations of N: 857 mg.L
-1
,
P: 387 mg.L
-1
and K: 6320 mg.L
-1
.
Keywords: Biogas; Methanization; agro industrial residues.
10
LISTA DE TABELAS
Tabela 1 – Energia primária no Brasil e no mundo em 2003, total e parcelas
conforme dados da Agência Internacional de Energia (IEA).....................................22
Tabela 2 – Composição do biogás e seu percentual ................................................30
Tabela 3 – Propriedades físicas e termoquímicas do metano puro ..........................31
Tabela 4 – Equivalência energética do biogás com outras fontes de energia ..........32
Tabela 5 – Ensaios de biodegradação realizados com os resíduos lignocelulósicos
gerados na bananicultura..........................................................................................60
Tabela 6 – Concentrações das biomassas empregadas nos ensaios de biodigestão
realizados em frascos Erlenmeyer de 250 mL (Ensaios E1 a E4).............................62
Tabela 7 – Valores de sólidos totais (ST) e demanda química de oxigênio (DQO)
obtida nos ensaios de biodigestão empregando como substrato três diferentes
concentrações (a, b e c) dos resíduos sólidos cascas de banana (E1), engaço (E2),
folhas (E3) e pseudocaule (E4).................................................................................76
Tabela 8 – Valores de sólidos totais (ST) e demanda química de oxigênio (DQO)
obtidos nos ensaios de biodegradação empregando como substrato a mistura
composta de cascas de banana (50% m/m), pseudocaule (25% m/m) e folhas (25%
m/m) in natura (ensaio E5, substrato sem tratamento térmico) e previamente tratada
(ensaio E6, cozimento do substrato a 70ºC durante 30 min) ....................................79
Tabela 9 – Valores da demanda química de oxigênio (DQO), sólidos totais (ST),
sólidos voláteis (SV), demanda bioquímica de oxigênio (DBO), pH e composição do
biogás gerado (CH
4
, CO
2
e H
2
S) em função do tempo de biodigestão obtidos no
Ensaio E7 (uso de garrafas plásticas com substrato in natura e 10 % v/v de inóculo
proveniente de dejetos de suínos..............................................................................82
Tabela 10 – Valores da demanda química de oxigênio (DQO), sólidos totais (ST),
sólidos voláteis (SV), demanda bioquímica de oxigênio (DBO), pH e composição do
biogás gerado (CH
4
, CO
2
e H
2
S) em função do tempo de biodigestão obtidos no
11
Ensaio E8 (uso de garrafas plásticas com substrato previamente hidrolisado com
H
2
SO
4
1% m/m e contendo 10 % v/v de inóculo proveniente de dejetos de suínos) 83
Tabela 11 – Valores de ST, DQO, DBO, volume (V
g, CNTP
) e composição (CH
4
, CO
2
e
H
2
S) do biogás gerado em função do tempo de biodigestão dos resíduos in natura
da bananicultura em biorreator de bancada empregando 50% do volume de trabalho
de inóculo proveniente de biodigestor em operação em granja de criação de suínos
(Ensaio E9b-1) ..........................................................................................................86
Tabela 12 – Valores de ST, DQO, DBO, volume (V
g, CNTP
) e composição (CH
4
, CO
2
e
H
2
S) do biogás gerado em função do tempo de biodigestão dos resíduos in natura
da bananicultura em biorreator de bancada empregando 50% do volume de trabalho
de inóculo proveniente de biodigestor em operação em granja de criação de suínos
(Ensaio E9b-2) ..........................................................................................................87
12
LISTA DE ABREVIATURAS E SÍMBOLOS
AIE – Agência Internacional de Energia
AND – Autoridade Nacional Designada
ANEEL– Agência Nacional de Energia Elétrica
BBC – British Broadcasting Corporation
BM&F – Bolsa de Mercadorias e Futuros
CENAEEL – Central Nacional de Energia Eólica
CENBIO – Centro Nacional de Referência em Biomassa
CEPA – Centro de Sócia-economia e Planejamento Agrícola do Estado de Santa
Catarina
CFC – Cloro Flúor Carbono
CNTP – Condição Normal de Temperatura e Pressão
CONAMA – Conselho Nacional do Meio Ambiente
C
P
– Capacidade Calorífica
Δ
f
H
0
– Entalpia de Formação
Δ
Vap
H
– Entalpia de Vapor
DBO – Demanda Bioquímica de Oxigênio
DQO – Demanda Química de Oxigênio
EDP – Energia de Portugal
EMBRAPA – Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária
EODs – Entidades Operacionais Designadas
ETE – Estação de Tratamento de Efluente
FAO – Organização das Nações Unidas Para a Agricultura e Alimentos
FBDS – Fundação Brasileira para o Desenvolvimento Sustentável
GEE – Gases de Efeito Estufa
GW – Giga watts
IBGE – Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística
IPCC – Intergovernmental Panel on Climate Change
13
KFW – Kreditanstalt für Wiederaufbau
KWh – Kilo Watts Hora
MDL – Mecanismo de Desenvolvimento Limpo
ms – massa seca
mu – massa úmida
MW – Mega watts
ONU – Organização das Nações Unidas
pH – Potencial Hidrogeniônico
PROINFA – Programa de Incentivo às Fontes Alternativas de Energia Elétrica
RCEs – Reduções Certificadas de Emissões
REN – Renewable Energy Policies Network
S
0
– Entalpia
SABESP – Companhia de Saneamento Básico do Estado de São Paulo
ST – Sólidos Totais
SV – Sólidos Voláteis
TEP – Tonelada equivalente de Petróleo
TR
H
– Tempo de Retenção Hidráulica
TWh/ano – Terra Watts Hora Ano
V
a
– Volume de Alimentação
V
g
– Volume de Biogás
VT – Volume de Trabalho
DQO
ϑ
– velocidade de redução de DQO
14
LISTA DE FIGURAS
Figura 1 – Seqüência metabólica e grupos microbianos envolvidos na digestão
anaeróbia, segundo CHERNICHARO (1997)............................................................37
Figura 2 – Resíduos empregados como biomassa na geração de biogás: cascas de
banana (A), pseudocaule (B), folhas (C) e engaço (D) .............................................56
Figura 3 – Triturador Forrageiro CID-125 empregado na operação inicial de
cominuição das cascas de banana, engaço, folhas e pseudocaule da bananeira ....57
Figura 4 – Garrafas plásticas de 1 L empregadas como biodigestor nos Ensaios E7
e E8: garrafa vazia com rolha e tubo para retirada de amostra para análise do biogás
formado, (A) garrafas após a inoculação do substrato, volume de trabalho de 0,5 L
(B) .............................................................................................................................63
Figura 5 – Biorreator New Brunswick empregado como biodigestor nos Ensaios E9 e
E10: sistema em operação........................................................................................65
Figura 6 – Dorna de 10L e sistema de agitação utilizados no biorreator New
Brunswick, Ensaios E9 e E10....................................................................................66
Figura 7 – Sistema com proveta plástica empregada na medição do volume de
biogás produzido no biodigestor de bancada............................................................72
Figura 8 – Ampola de vidro usada para a coleta de biogás......................................74
Figura 9 – Comparação entre os valores de DQO em função do tempo de
fermentação obtidos nos ensaios com substrato in natura (Ensaio E5) e com
substrato tratado termicamente a 70 ºC/30 min (Ensaio E6).....................................80
Figura 10 – Valores de DQO e ST em função do tempo de biodigestão de resíduos
in natura da bananicultura em biorreator de bancada, empregando 50% do volume
de trabalho de inóculo constituído de: (A) suspensões microbianas provenientes de
ETE + compostagem, (B) suspensão microbiana proveniente de biodigestor em
operação em granja de criação de suínos ................................................................85
15
Figura 11 – Valores de demanda química de oxigênio (DQO); volume gerado de
biogás nas CNTP, (V
g
) e percentagem de gás metano produzido (CH
4
) obtidos nos
Ensaio E9b-1, e na sua repetição, E9b 2 ..................................................................88
Figura 12 – Valores de demanda química de oxigênio (DQO) e concentração de
sólidos totais (ST) obtidos no processo contínuo com vazão de alimentação de 0,120
L.dia
-1
(D = 0,024 dia
-1
). Ensaio E10-1 .....................................................................91
Figura 13 – Valores de demanda química de oxigênio (DQO), de sólidos totais (ST),
de volume gerado de biogás nas CNTP (V
g
) e da composição do biogás (CH
4
)
obtidos no Ensaio E10-2: processo contínuo com F = 0,02 L.dia
-1
(0,094 g DQO.L
-
1
.dia
-1
)........................................................................................................................92
16
INTRODUÇÃO
A utilização de biomassas para co-processamento e geração de fontes de
energia está evidenciada atualmente em todo o mundo, especialmente no sentido de
aplicar novas tecnologias para o aproveitamento dessa matéria prima,
transformando-a numa fonte renovável de energia, minimizando assim, impactos ao
meio ambiente.
Os resíduos gerados na agroindústria estão disponíveis em abundância em
todo o país. Além de possuir uma vasta área agrícola, o Brasil é atualmente
considerado um celeiro na produção de alimentos, insumos e criação de animais. A
potencialidade do setor traz importante valor econômico, social, emprego e renda
através de sua cadeia produtiva.
Santa Catarina, com destacada posição no setor agrícola do Brasil, possui
na bananicultura uma das principais fontes de rendas agrícolas na produção de
frutas do Estado, sendo ultrapassada apenas pela cultura da maçã. Em 2006,
segundo dados da Secretaria de Agricultura/Empresa de Pesquisa Agropecuária e
Extensão Rural de Santa Catarina – EPAGRI, o estado catarinense produziu 7,88
milhões de toneladas de banana, já em 2007 foram produzidos 1,7% a menos com
6,96 milhões de toneladas de frutas.
Como resíduos dessa cultura, além dos frutos rejeitados, podem ser
somados os outros resíduos gerados na cultura como as cascas do fruto
industrializado, o pseudocaule, as folhas e o engaço da bananeira. De acordo com
dados coletados numa empresa da região nordeste de Santa Catarina, de cada
tonelada de banana colhida aproximadamente quatro toneladas de resíduos
lignocelulósicos são gerados entre os quais três toneladas de pseudocaule, 160 kg
de engaço, 480 kg de folhas e 440 kg de cascas.
Este trabalho teve como principal objetivo avaliar a possibilidade do
aproveitamento desses resíduos como substrato de fermentação na geração de gás
metano, buscando valorizar essa biomassa e contribuir com o agricultor agregando
valor ao setor produtivo.
17
2 OBJETIVOS
2.1 OBJETIVO GERAL
Verificar a possibilidade do uso dos resíduos lignocelulósicos provenientes da
industrialização da banana (casca de banana, folhas, engaço e pseudocaule) como
substrato de fermentação na produção de gás metano.
2.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS
• Determinar a velocidade de biodegradação dos resíduos in natura;
• Avaliar o efeito dos pré-tratamentos térmico e hidrolítico dos resíduos, sobre a
eficiência do processo de redução da DQO (Demanda Química de Oxigênio);
• Avaliar a eficiência de diferentes composições de inóculos na biodegradação
dos resíduos testados;
• Estabelecer as cinéticas de produção de biogás (CH
4
, CO
2
e H
2
S) e de
degradação do substrato em processo descontínuo simples;
• Iniciar o estudo da produção de biogás em processo contínuo simples.
18
3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
3.1 RELAÇÃO ENTRE HOMEM E ENERGIA
Ao longo da história, a luta para sustentar a existência humana e
proporcionar melhores condições de vida sempre se orientou pela busca de fontes
de energia. Até a Revolução Industrial, a sociedade humana se desenvolveu
utilizando tecnologias simples para aproveitar os elementos básicos disponíveis na
natureza. A ascensão de uma nova tecnologia no século XVIII, a invenção da
máquina capaz de transformar calor em trabalho e energia, transformou
significativamente as organizações sociais, criando outros modos de produção e
níveis de consumo (MATTOZO, 2002).
O homem busca por uma maior eficiência em sua matriz energética, utiliza-
se das fontes de energias disponíveis na natureza nas suas ações cotidianas, seja
nas moradias urbanas, no comércio, no setor de serviços, no setor industrial ou nas
áreas rurais. A dinâmica com que os diferentes extratos sociais se deslocam,
relativamente, uns em relação aos outros, dentro de um determinado limite; a
dinâmica de distribuição das populações, do predominantemente agrário para o
predominantemente urbano ou industrial urbano; a dinâmica de como encaram e
utilizam os recursos energéticos; o grau de bem estar e da condição humana, da
consciência ambiental do desenvolvimento são todos fatores subjetivos que tornam
esta busca mais complexa (AGUIAR, 2004).
Com o passar dos tempos, o homem buscou desenvolver e aprimorar as
diversas formas de energias disponíveis na natureza. A indústria, que está
economicamente na essência desse mundo, é completamente dependente das
técnicas de extração de energia da natureza. O desenvolvimento dessas técnicas ou
a falta delas determinou de forma capital o destino dos países no mundo moderno.
19
Os que foram capazes de desenvolvê-las e explorá-las lideraram o processo de
industrialização. Por outro lado, os que não investiram no setor energético se
tornaram países defasados tecnologicamente, prejudicando toda a sua vida social
(SIMABUKULO et al. 2006).
3.2 CENÁRIO ATUAL DA MATRIZ ENERGÉTICA
Segundo especialistas, as reservas petrolíferas estão se esgotando. Fatih
Birol, diretor de estudos econômicos da Agência Internacional de Energia (AIE),
encarregada de defender os interesses dos países consumidores, afirmou que a
"produção de petróleo convencional atingirá um limite em 2010”, sendo que, a partir
de tal data, o perfil da produção dependerá da tecnologia, dos preços e dos
investimentos. Entretanto, isto ajudará a estabilizar a produção apenas durante
algum tempo (GAZETA MERCANTIL, 2005).
A demanda projetada de energia no mundo aumentará 1,7% ao ano, de 2000
a 2030, quando alcançará 15,3 bilhões por ano, de acordo com o cenário base
traçado pelo Instituto Internacional de Economia. Os combustíveis fósseis
responderão por 90% do aumento projetado na demanda mundial, até 2030, se não
ocorrerem alterações na matriz energética mundial (EMBRAPA, 2006).
Em 2005, segundo estudo realizado pela organização Não-Governamental o
Greenpeace, a matriz energética se constituía da seguinte forma: 84% hidrelétrica,
4% biomassa, 4% gás natural, 4% diesel e óleo combustível, 3% nuclear. No cenário
de Revolução Energética da entidade, em que se trabalha com 50% de energia
renovável, projeta-se para 2050 uma outra matriz, sendo 38% hidrelétrica, 26%
biomassa, 20% eólica, 12% gás natural e 4% solar fotovoltaica (energia solar). A
ênfase em medidas de eficiência energética resulta na economia de 413 TWh/ano
(Terawatt hora por ano), o equivalente à capacidade de geração de mais de 4 usinas
como a de Itaipu (GREENPEACE, 2007).
Segundo Goldemberg e Lucon (2006), os padrões atuais de produção e
consumo de energia são baseados nas fontes fósseis, o que gera emissões de
20
poluentes locais, gases de efeito estufa e põem em risco o suprimento de longo
prazo no planeta. É preciso mudar esses padrões estimulando as energias
renováveis e, nesse sentido, o Brasil apresenta uma condição bastante favorável em
relação ao resto do mundo.
A comparação entre a condição energética do Brasil e a do resto do mundo
pode ser observada na Tabela 1, esta tabela apresenta a contribuição porcentual
das diversas fontes de energia à energia total consumida no Brasil e no mundo no
ano de 2003.
Tabela 1 – Energia primária no Brasil e no mundo em 2003, total e parcelas
conforme dados da Agência Internacional de Energia (IEA)
Energia Primária Brasil Mundo
Petróleo 43,6 35,3
Gás Natural 6,6 20,9
Fósseis
Carvão 6,8 24,1
Nuclear 1,8 6,4
Não-renováveis
Subtotal 58,8 86,7
Tradicionais Biomassa
tradicional
19,0 9,4
Convencionais Hidráulica 15,3 2,1
Biomassa
moderna
6,9 1,2
Renováveis
Modernas ou
novas
Outras:
solar, eólica,
etc.
< 0,1 1,7
Participação das fontes (%)
Subtotal 41,3 14,4
Total geral em bilhões de tep*
* tep – tonelada equivalente de petróleo, 1 tep = 11.628 kWh
0,193
10,7
Fonte: Goldemberg e Lucon (2006).
Na tabela 1, o termo técnico biomassa tradicional representa a fonte de
energia renovável proveniente essencialmente de lenha e outros resíduos naturais e
21
o termo biomassa moderna engloba as fontes produzidas com tecnologias
adequadas, como florestas plantadas e cana-de-açúcar.
3.3 FONTES DE ENERGIAS
De acordo com Silva (2005), os seres humanos têm buscado inovar e
desenvolver ferramentas para captar e empregar todas as formas de energias
disponíveis na natureza. São consideradas fontes de energia todas as substâncias
capazes de produzir energia em processos de transformação (combustão, fissão
nuclear, etc), como por exemplo, o petróleo, carvão, urânio e biomassas.
De um modo geral, as fontes energéticas podem ser classificadas de duas
maneiras, segundo Neto (2006):
• As fontes primárias de energias que são aquelas que ocorrem na natureza e que,
nessa forma, são utilizadas pelo homem. Alguns exemplos de fontes primárias de
energia são: o sol, a água (do mar e dos rios), o vento, o petróleo, o gás natural,
o urânio etc.;
• As fontes secundárias de energias que são as fontes geradas a partir de outras
após transformação. Exemplos dessas fontes são: eletricidade, gasolina, gasóleo
etc.;
Segundo Oliveira e Aream (2008), as fontes primárias de energias são
normalmente divididas em energias renováveis e não-renováveis. No primeiro grupo
encontram-se as fontes que estão em constante renovação, não se esgotam e
podem ser constantemente utilizadas. Exemplos disto são: energia solar, energia
eólica, energia geotérmica, energia das ondas, de biomassa e do biogás. No outro
grupo, estão às fontes de energia que se encontram na natureza em quantidades
limitadas e se extinguem com a sua utilização. Tanto os combustíveis fósseis como
os nucleares são considerados não- renováveis, porque a capacidade de renovação
é muito reduzida por serem as fontes de energias mais utilizadas pelo homem.
Segundo Negrão e Urban (2005), a evolução da produção e uso de energias
seguiu a lógica de substituição das fontes. Ao longo da história a sociedade tem
22
dado preferência às fontes de energias mais práticas e rentáveis. A lenha foi
substituída pelo carvão e este pelo petróleo, até se encaminhar para o uso de
energias sustentáveis. A síntese de todas estas etapas evolutivas, iniciada no século
XVIII, conduziu para a objetiva discussão e adoção das energias renováveis.
A fonte de energia mais usada nos últimos anos no mundo é o petróleo. Por
isso, de acordo com a Petrobrás (2005), o petróleo tem sido considerado como uma
matéria-prima essencial à vida moderna, sendo o componente básico de mais de
seis mil produtos. Dele se produz a gasolina, o combustível de aviação, o gás de
cozinha, os lubrificantes, borrachas, plásticos, tecidos sintéticos, tintas e, até
mesmo, energia elétrica. No Brasil, o petróleo é responsável por 34% da energia
utilizada, revelando sua grande importância para o homem na atualidade.
Conforme Fortunato (2008), a Agência Internacional de Energia (AIE) estima
uma demanda global por petróleo para 2008 de 86,87 milhões de barris diários e
para 2009, de 87,74 milhões. Esses valores foram reavaliados e são menores do
que os estimados anteriormente pela própria agência, pois em função dos elevados
preços atuais do petróleo, pode-se esperar um menor crescimento econômico
mundial.
Segundo a agência de notícias BBC de Londres (2008), as reservas
mundiais de petróleo são duvidosas. Ninguém sabe ao certo quanto tempo vão
durar, mas até a indústria do petróleo suspeita que o "pico", antes que comece o
declínio, está se aproximando. A previsão, no momento, é que as reservas
comprovadamente existentes durem mais 40 anos - mas isso também já foi dito há
três décadas. Na verdade, a estimativa aumentou nos últimos anos à medida que a
produção caiu. Uma redução no consumo também aumentaria a duração das
reservas.
Ainda segundo a BBC, o Oriente Médio possui as maiores reservas de
petróleo no mundo com 65%, sendo que destes 25% estão na Arábia Saudita,
seguido da América do Sul com 9,4%, Europa com 9,3%, África com 7,4%, América
do Norte com 4,8% e Ásia (áreas do Pacífico) com 3,7%.
Em relação ao Brasil, segundo Lora (2002), as reservas de combustíveis
fósseis de boa qualidade não são grandes sendo, as reservas de petróleo, avaliadas
como suficientes para vinte e dois anos. O maior potencial de fonte energética no
País correspondem à energia hidráulica e ao carvão mineral. Porém, as duas fontes
apresentam restrições ambientais fortes: O potencial hidroelétrico do País é
23
aproveitado somente em 23%, e tem a sua maior capacidade na região Amazônica,
onde a inundação de enormes áreas para a construção dos reservatórios das
hidrelétricas poderia trazer como resultado uma catástrofe ambiental de
conseqüência imprevisível.
Devido a todo este panorama, têm-se buscado outras fontes alternativas de
energia. Exemplos disto são os desenvolvimentos de tecnologias para o
aproveitamento da energia de oceanos, do vento, do sol e da biomassa.
De acordo com Sandes e Di Blasi (2000), no processo de globalização, o
domínio dessas tecnologias é, em geral, exercido pelos países do primeiro mundo e
atende a diversos interesses de segmentos oportunistas que visam somente o
aspecto econômico, prejudiciais aos interesses dos países em desenvolvimento,
como o Brasil, que são os mantenedores da biodiversidade.
3.3.1 Energias Renováveis/ Energias Alternativas
Muitos autores têm considerado o termo energias renováveis como
sinônimo de energias alternartivas. Toda energia renovável é alternativa, porém nem
toda a energia alternativa é renovável, como no caso da energia nuclear.
Segundo a Fundação Brasileira para o Desenvolvimento Sustentável
(FBDS, 2008), recentemente, tem-se procurado usar a denominação Energias
Renováveis, termo mais apropriado, para delimitar o conceito das energias geradas
a partir de fontes energéticas que possuem ciclos de renovação natural, que em
última análise se originam da energia solar como fonte primária. Tem-se usado
ainda, a designação de Novas Energias Renováveis incluindo a energia eólica, de
biomassa e a solar. Estas energias renováveis podem e devem ser utilizadas de
forma sustentada, resultando em mínimo impacto ao meio ambiente.
Por sua vez, a denominação Energias Alternativas tem sido empregada
para definir o conjunto de fontes de energia que podem ser chamadas de não-
24
convencionais, ou seja, aquelas não baseadas nos combustíveis fósseis e grandes
hidrelétricas (FBDS, 2008).
De acordo com a Agência Nacional de Energia Elétrica (ANEEL, 2008), as
fontes alternativas de geração de energia elétrica, enquadram-se nos projetos
destinados ao desenvolvimento ou aprimoramento de tecnologias ou sistemas de
geração de energia elétrica a partir de fontes como o vento, o sol, o oceano e a
biomassa, entre outras. As aplicações tecnológicas incluem, mas não se limitam, a
sistemas maremotriz, hidráulicas, fotovoltaicos, geração térmica solar, turbinas
eólicas e sistemas de conversão de biomassa em energia elétrica, incluindo, neste
último caso, o processamento de matéria-prima, de resíduos e lixo.
Em relação à energia de biomassa é importante destacar que esta é uma
das fontes de energia mais abundantes no mundo todo. Segundo Coelho &
Goldemberg (2003), a classificação das tecnologias de produção de eletricidade a
partir da biomassa está associada à necessidade ou não de conversão da biomassa
antes de sua combustão. Assim, um primeiro grupo de tecnologias de produção de
energia se baseia na combustão direta da biomassa, enquanto o segundo grupo de
tecnologias se baseia na queima de combustíveis líquidos ou gasosos derivados da
biomassa.
No primeiro grupo, estão as tecnologias que se baseiam nos ciclos a vapor,
aí incluídos os sistemas exclusivamente à biomassa e aqueles em que a biomassa é
queimada em conjunto com um combustível fóssil (os chamados sistemas de
queima conjunta ou combinada, ou co-firing). No segundo grupo estão as
tecnologias que se baseiam na gaseificação, na biodigestão e na pirólise da
biomassa (COELHO e GOLDEMBERG, 2003).
Ainda segundo Coelho e Goldemberg, (2003), a evolução do mercado das
tecnologias de produção de energia a partir da biomassa está majoritamente
associada a aspectos ambientais, tanto no que diz respeito à necessidade de
minimização das emissões atmosféricas que causam impactos locais ou regionais –
por exemplo, redução das emissões de material particulado e de óxidos de enxofre -,
quanto à necessidade de redução das emissões dos gases precursores do efeito
estufa.
De acordo com Resende (1998, apud GONÇALVES, 2003), de um modo
geral, as dificuldades para um rápido crescimento do emprego das energias
alternativas passam pelo tempo requerido para a maturação da tecnologia, produção
25
industrial, treinamento e aceitação pública. Entretanto, as maiores dificuldades são a
falta de recursos, muitas vezes destinados, ainda, à sistemas baseados em
combustíveis fósseis, nucleares, hidrelétricos, e ao planejamento de curto prazo, de
custos internos e da atividade de construção e de operação, que hoje dominam nas
análises financeiras e econômicas de novos empreendimentos.
Contudo, a utilização das fontes renováveis é essencial para a garantia do
suprimento de energia e da constituição de um ambiente equilibrado no futuro.
De acordo com o relatório Renewables 2007 (REN21, 2007), as energias
renováveis alternativas já representam 5% da capacidade de geração mundial e
3,4% da geração de energia elétrica global. A capacidade de geração de eletricidade
renovável dobrou desde 2004, alcançando cerca de 240 gigawatts (GW) ao redor do
mundo em 2007 e empregando 2,4 milhões de pessoas.
Ainda de acordo com esse relatório, o mercado de fontes alternativas está
aquecido em todo o mundo impulsionado pela preocupação ambiental, que tem
levado governos a impor cotas de redução de emissões de gases do efeito estufa.
Essa tendência gerou uma grande movimentação no mercado de capitais. Os
financiamentos se tornaram abundantes, vindos de fontes diversificadas como
organismos multilaterais, fundos de investimentos e aberturas de capital nas bolsas
de valores. As 140 maiores empresas do segmento conseguiram uma capitalização
de US$ 100 bilhões no ano passado, mostra o estudo. A Alemanha foi a líder em
recebimento de investimentos com US$ 14 bilhões, principalmente em energia solar
e eólica; seguida por China, com US$ 12 bilhões e os Estados Unidos com US$ 10
bilhões. O estudo estima que os investimentos, incluindo ampliação da capacidade
de fornecedores, de instalações já existentes e aplicações em Pesquisa e
Desenvolvimento, passaram facilmente dos US$ 100 bilhões no ano passado.
26
3.4 BIOMASSAS
Biomassa é definida como toda matéria orgânica de vegetal (vegetação
terrestre ou aquática), formada pelo processo de fotossíntese, o qual ocorre na
presença da luz solar. Pode-se dizer que a biomassa é uma forma de
armazenamento de uma pequena fração da energia solar que incide na superfície da
terra, na forma de ligações moleculares orgânicas (energia química). Esta energia é
liberada por processos biológicos (biodigestão) e termoquímicos (McKENDRY,
2002).
A utilização de biomassa para geração de energia é bastante interessante
para o país, especialmente na direção de usos com maior conteúdo tecnológico
como geração de eletricidade, produção de vapor e combustíveis para transporte. O
fator mais importante para a redução de custos da energia de biomassa para os
usos mencionados e, independentemente da tecnologia empregada, é a redução do
custo da matéria-prima (incluindo os custos de coleta e transporte). Hoje o Brasil
possui a melhor tecnologia no mundo para a implantação, manejo e exploração de
floresta de eucalipto, por exemplo. Os custos nacionais são extremamente
vantajosos e todo o desenvolvimento nacional na área de papel e celulose oferece
condições bastante competitivas para o uso energético de florestas plantadas e o
desenvolvimento de tecnologias baseadas em biomassa. O custo da biomassa no
país e a alta eficiência de sistemas modernos de geração de eletricidade,
especialmente através da gaseificação de biomassa e uso do gás em ciclos
combinados, justificam maior atenção para o desenvolvimento dessas tecnologias
no Brasil (JANNUZZI, 2003).
O uso da biomassa tem recebido, nesses últimos anos, uma atenção
especial na medida em que ela se relaciona diretamente com a fixação do dióxido de
carbono (CO
2
) atmosférico agindo em conseqüência como redutor das emissões de
dióxido de carbono, um dos grandes responsáveis pelo efeito estufa. Todavia, a
metodologia utilizada na quantificação da biomassa não tem sido unânime em
contemplar os mesmos procedimentos, tendo em vista que algumas delas não
levam em consideração nem a biomassa morta (serrapilheira) e nem tão pouco
aquela subterrânea (WALTZLAWICK, 2003).
27
Segundo Silva (1998), na 8
a
European Conference on Biomass for Energy,
Environment, Agriculture and Industry realizada em Viena, em 1994, tratou-se do
evidente interesse no uso da biomassa como suprimento energético. Na ocasião, foi
destacado que a biomassa vegetal é uma forma de energia e matéria-prima
renovável, onde a larga escala de desenvolvimento, produção e uso podem trazer
grande contribuição na diversificação de recursos energéticos nas áreas rurais, com
menor dependência dos combustíveis convencionais, na proteção ao ambiente e no
desenvolvimento das atividades agrícolas.
A matéria orgânica a ser decomposta existe em quantidades abundantes,
em todos os lugares do planeta. Seja nas cidades, seja nos campos ou nas regiões
litorâneas, existindo grande concentração de seres vivos (tanto vegetais como
animais) haverá uma quantidade significativa de biomassa. "Constrange pensar que,
enquanto é usado o gás que vem do Oriente, nas fazendas Goianas, há a matéria-
prima a poucos passos de cada cozinha" (COSTA et al., 1985).
No Brasil, no meio rural e junto às indústrias que têm significativa
disponibilidade de biomassa residual, sistemas a vapor de pequena capacidade têm
apresentado viabilidade econômica. Existem algumas unidades de capacidade
inferior a 1-2 MW operando também com turbinas a vapor. No caso dos sistemas de
co-geração, existem várias instalações com turbinas em operação com capacidade
na faixa de 2-5 MW. Exemplo típico está nas usinas de açúcar e álcool que
processam cana-de-açúcar.
Segundo Coelho e Goldemberg (2003), o uso do biogás proveniente de
resíduos urbanos e rurais já é uma realidade nos países desenvolvidos e há
tecnologia disponível comercialmente. Nos países em desenvolvimento há exemplos
de sucesso (com sistemas mais rudimentares) como no caso do Nepal e China. No
Brasil são ainda raros os sistemas implantados para geração de eletricidade a partir
do biogás.
Segundo Tolmasquim (2003a), com freqüência, as principais barreiras no
desenvolvimento e implementação de projetos de biomassa têm sido (a) competir
com os recursos escassos e dificuldades de financiamento adequado, (b) possuir
ainda custo relativamente elevado de implementação, se comparada à quantidade
de energia produzida, (c) a existência de instituições políticas que durante muito
tempo se basearam em sistemas convencionais de geração de energia, em larga
escala, diferentes estes da biomassa e (d) a aceitação e participação social.
28
3.4.1 Potencialidades do uso de resíduos agroindustriais na geração de biogás
As modernas técnicas de produção agropecuária têm permitido um contínuo
aumento na eficiência produtiva de alimentos e de insumos. Países que dispõem de
melhor tecnologia conseguem reduzir a área, o número de animais e a quantidade
de trabalhadores necessários à produção agrícola. Da mesma forma, o uso racional
dos insumos e o correto manejo dos resíduos, permitem aperfeiçoar os sistemas
produtivos de maneira a se obter convívio harmonioso entre o homem e o meio
ambiente (HARDODOIM e GONÇALVES, 2003).
O interesse pela digestão anaeróbia de resíduos provenientes da
agroindústria e da agropecuária tem crescido nos últimos anos por apresentar
vantagens significativas quando comparadas aos processos, mais comumente
utilizados de tratamentos aeróbios de águas residuárias ou processos convencionais
de compostagem aeróbia de resíduos orgânicos sólidos (LUCAS, 1994).
Toda atividade agropecuária se desenvolve em áreas que eram parte de um
ecossistema natural. Com a chegada do homem e suas práticas agrícolas, essas
áreas passaram a funcionar como agro-ecossistema, que são uma fração do
ecossistema e que tem seus ciclos biogeoquímicos intencionalmente alterados pelo
homem, com o objetivo de aumentar a produtividade de alguns organismos nativos
ou possibilitar a produção de organismos exógenos. O agro-ecossistema e o
ambiente circundante estão continuamente trocando matéria, energia, informação e
vida, nas suas diversas formas; é o balanço dessas trocas que determina seus
impactos, sejam ambientais, sejam econômicos (CAMPANHOLA et al. 1996).
Segundo Nascimento (1995), nos últimos anos, o setor agropecuário do
Brasil vem se modernizando, e com isto provocando um aumento significativo na
demanda de energia e no volume de resíduos. Pois, resíduo é tudo o que se julga
inaproveitável para a atividade humana e que, se disposto de forma inadequada,
pode causar danos ao meio ambiente segundo próprio autor.
29
3.5 BIOGÁS
Atribui-se o nome de biogás à mistura gasosa, combustível, resultante da
fermentação anaeróbia de matérias orgânicas. O biogás pode ser proveniente de
resíduos sólidos ou líquidos, de origem rural, urbano ou industrial (CENBIO, 2004).
A composição do biogás varia de acordo com as características do tipo de
resíduos e as condições de funcionamento do processo de biodigestão. Os
principais constituintes do biogás são o metano (CH
4
) e o dióxido de carbono (CO
2
),
sendo sua composição em média de 65% de metano e o restante basicamente de
dióxido de carbono. Outros gases, como sulfeto de hidrogênio, nitrogênio, hidrogênio
e monóxido de carbono também compõe o biogás em menores proporções (LA
FARGE, 1979).
A seguir, na Tabela 2, é apresentada a composição típica do biogás.
Tabela 2 – Composição do biogás.
Gás Símbolo (%) no biogás
Metano CH
4
50 - 80%
Dióxido de carbono CO
2
20 - 40%
Hidrogênio H
2
1 - 3%
Nitrogênio N
2
0,5 - 3%
Gás sulfídrico e Outros H
2
S
2
, CO, NH
3
1 - 5%
Fonte: La Farge (1979)
O CH
4
é um gás inodoro e incolor, sua molécula é tetraédrica e apolar de
pouca solubilidade na água. É o mais simples dos hidrocarbonetos. A Tabela 3
apresenta as suas principais propriedades físicas e termoquímicas.
30
Tabela 3 – Propriedades físicas e termoquímicas do metano puro.
Propriedades Valores (unidades)
Massa molar 16,04 kg.kmol
-1
Ponto de ebulição 111,55 K (-161,6ºC)
Ponto triplo 90,67 K (-182,48ºC), 0,117 bar
Ponto crítico 190,6 K (-82,6 ºC), 46 bar
Densidade 0,722 kg.m
-3
Δ
vap
H 8,17 KJ.mol
-1
Δ
f
H
0
gas
-74,87 KJ.mol
-1
S
0
gas
188 J.mol
-1
·K
-1
C
p
35.69 J.mol
-1
·K
-1
Ponto de fulgor - 188°C
Temperatura de auto-ignição 600°C
Limites explosivos 5-15%
Fonte: http://pt.wikipedia.org/wiki/Metano (2008).
O poder calorífico do biogás varia de acordo com a quantidade de
metano existente na mistura. Quanto maior o potencial de metano, maior será o
poder calorífico do biogás que em média atinge 5800 kcal.m
-3
CNTP
(SCHALCH,
1998).
A seguir, na Tabela 4, é apresentado o comparativo de um metro cúbico de
biogás com outras fontes de energia.
Tabela 4 – Equivalência energética do biogás com outras fontes de energia.
Energia Equivalência biogás (1,0 m
3
)
Carvão Vegetal 0,80 kg
Lenha 1,5 kg
Óleo Diesel 0,55 L
Querosene 0,58 L
Gasolina Amarela 0,61 L
GLP (gás de botijão) 0,45 kg
Energia Elétrica 1,43 kWh
Álcool Carburante 0,80 L
Carvão Mineral 0,74 kg
Fonte: SCHALCH (1998)
31
Apesar de ter novamente ganho destaque na cadeia produtiva devido à
possibilidade da venda de créditos de carbono, o biogás é produzido no Brasil desde
a década de 40, quando padres construíram biodigestores nas comunidades onde
trabalhavam. Quatro décadas depois, o governo implantou alguns programas de
incentivo à implantação do equipamento em fazendas. Na época, cerca de sete mil
biodigestores foram instalados. Problemas operacionais levaram muitos pecuaristas
a abandonar, anos depois esta tecnologia (PALHARES, 2007).
3.6 GASES DO EFEITO ESTUFA
O crescente consumo de combustíveis fósseis está alterando o equilíbrio do
planeta proporcionado pelo efeito estufa, fenômeno que permite manter uma
temperatura terrestre média favorável à existência biológica. Contudo, a temperatura
média da terra responde ao aumento da concentração de gases de efeito estufa,
pois esses gases, embora não possuam a capacidade de absorver a radiação
proveniente do sol, podem reter a radiação de retorno, amplificando os efeitos do
fenômeno produzido naturalmente. Entre os gases de efeito estufa (GEE) mais
poluentes estão o dióxido de carbono (CO
2
), o metano (CH
4
), óxido nitroso (N
2
O) e
os clorofluorcarbonos (CFCs). Os óxidos de nitrogênio (NOx), o monóxido de
carbono (CO), os halocarbonos e outros de origem industrial como o
hidrofluorcarbono (HFC), o perfluorcarbono (PFC) também são exemplos de gases
de efeito estufa (MENDONÇA e GUTIEREZ, 2000).
Durante a queima da biomassa, o carbono retido (seqüestro) durante
décadas retorna à atmosfera em algumas horas. A queima das plantas destrói
também um importante sumidouro de CO
2.
Assim, a queima de biomassa em geral
tem impactos de curto e longo prazo sobre o pressuposto total de CO
2.
A queima das
savanas emite à atmosfera três vezes mais carbono que a queima das florestas
tropicais enquanto que a biomassa em geral responde por 26% das emissões de
CO
2
na atmosfera, e pelo menos por 32% e por 10% das emissões de CO e CH
4
,
32
respectivamente. Isto mostra a forte influência da queima da biomassa sobre o efeito
estufa (LORA, 2002).
Diante dessa problemática, podem ser adotadas técnicas e medidas para
reduzir a emissão de gases para a atmosfera, melhorando a eficiência de convenção
energética, realizando a substituição de combustíveis, utilizando-se de fontes
renováveis de energia, captura de deposição de CO
2
, etc. (LORA, 2002).
Conforme Scarpinella (2002), o desmatamento e a emissão de gases GEE
têm provocado alterações no clima mundial, e é possível que a temperatura do
planeta aumente 3,5 ºC no século XXI, segundo especialistas da Organização das
Nações Unidas. O aquecimento deve causar mudanças no regime normal de seca e
chuva em algumas regiões e afetar, sobretudo a área dos pólos. Na Antártida, o
maior reservatório de água doce da Terra já se observa os efeitos do degelo. O
derretimento do gelo poderá elevar o nível dos oceanos, provocando inundações de
áreas costeiras e terras mais baixas. Uma das conseqüências do aquecimento
terrestre é o aumento do nível dos mares.
Por causa das evidências do aquecimento global, a preocupação com o
clima ganhou importância a partir da década de 1980. Ocorreram, desde então,
inúmeras reuniões de ordem internacional, cuja pauta foi mudanças climáticas, em
que foram discutidas as possíveis soluções para evitar ou, pelo menos, reduzir a
emissão desses gases causadores do efeito-estufa (SCARPINELLA, 2002).
3.6.1 Ações antrópicas geradas com o metano
Conforme Pringuelli e Santos (1995 apud LORA, 2002), as emissões
antropogênicas de carbono à atmosfera no Brasil, são de aproximadamente 73
milhões de toneladas anuais, onde essas são distribuídas pelos diferentes setores
econômicos e pelas diferentes fontes de energia primária.
A agricultura e a pecuária contribuem para as emissões antrópicas de
metano (CH
4
), dióxido de carbono (CO
2
) e óxido nitroso (N
2
O) à atmosfera. O
aumento da concentração desses gases provoca o aquecimento da superfície
33
terrestre e destruição da camada de ozônio na estratosfera. Os países mais
desenvolvidos têm sido apontados como os principais responsáveis pela situação
atual da atmosfera do planeta. No entanto, as estimativas realizadas nos países em
desenvolvimento, localizados na região tropical, também os classificam como
importantes emissores de gases de efeito estufa, uma vez que as condições
climáticas dessa região aumentam em muito o potencial de emissão de gases como
o CH
4
, que já contribui com 15% para o forçamento radiativo global (COTTON e
PIELKE, 1995).
As maiores fontes de emissão de CH
4
considerando as atividades agrícolas
são representadas pela fermentação entérica em ruminantes, produção de arroz em
terrenos alagados e fermentação de dejetos da pecuária (OLESEN et al. 2006). De
acordo com Harper et al. (1999), a produção de arroz em terrenos alagados contribui
com 11% do total de CH
4
liberado para a atmosfera, a fermentação entérica em
animais com 16% e a fermentação de dejetos com 17%.
O gás metano é muito mais efetivo que o CO
2
na absorção da radiação solar
na superfície da terra. Segundo Oliveira et al (2006), com base nos dados da
Intergovernmental Panel on Climate Change – IPCC, a concentração global deste
gás tem aumentado a uma taxa de 1% ao ano, sendo que 80% deste têm origem
biogênica, produzido por bactérias metanogênicas dispersas na natureza.
Como o metano tem potencial de aquecimento global, definido pelo IPCC, 21
vezes maior que o dióxido de carbono, o controle de sua produção e a sua simples
queima, mesmo sem o aproveitamento do calor gerado, reduz o seu impacto em
termos de aquecimento global. Se o metano for utilizado para a geração de energia
em substituição ao combustível fóssil, esta redução de impacto será mais
significativa, sendo possível a cada unidade elétrica gerada com resíduos
(dependendo da rota escolhida) compensar a emissão decorrente de três a quinze
unidades energéticas geradas com gás natural em ciclo combinado (OLIVEIRA e
ROSA, 2003).
De acordo com Lima (2001), a contribuição dos gases no efeito estufa
depende basicamente de dois fatores: sua concentração na atmosfera e seu poder
de aquecimento molecular. O poder de aquecimento das moléculas destes gases
varia e pode ser mensurado de acordo com o referencial CO
2
.
34
Entretanto, a inadequação dos sistemas de manejo e armazenamento de
resíduos induz o lançamento de grandes quantidades de dejetos no solo ou em
corpos d'água, podendo ocasionar sérios problemas de poluição (OLIVEIRA, 1997).
Para tanto, a consciência de que o tratamento desses resíduos produzidos
pelas diferentes atividades humanas é de vital importância para a saúde pública e
para o combate da poluição ambiental tem levado à necessidade de desenvolver
sistemas que combinem alta eficiência e custos baixos de construção e de
operação. O alto custo da energia diminuiu a atratividade de sistemas de tratamento
aeróbio e tem intensificado a pesquisa de sistemas com baixa demanda energética,
particularmente os sistemas anaeróbios (HAANDEL e LETTINGA, 1994).
3.7 O MERCADO DE CRÉDITOS DE CARBONO
O mercado de crédito de carbono surgiu a partir do Protocolo de Kyoto, e
gerou transações de 9,4 bilhões de euros em 2005, contra os 377 milhões de euros
em 2004, segundo a Econergy, empresa especializada em projetos energéticos com
sede nos Estados Unidos (SALANI, 2007).
Segundo Khalili (2003), créditos de carbono são certificados que autorizam
o direito de poluir. O princípio é simples. As agências de proteção ambiental
reguladoras emitem certificados autorizando emissões de toneladas de dióxido de
enxofre, monóxido de carbono e outros gases poluentes. Inicialmente, selecionam-
se indústrias que mais poluem no País e a partir daí são estabelecidas metas para a
redução de suas emissões. As empresas recebem bônus negociáveis na proporção
de suas responsabilidades. Cada bônus, cotado em dólares, corresponde a
equivalência a uma tonelada de CO
2
.
O equivalente é o resultado da multiplicação das toneladas emitidas do GEE
pelo seu potencial de aquecimento global. O potencial de aquecimento global do
CO
2
foi estipulado como 1. O potencial de aquecimento global do gás metano é 21
vezes maior do que o potencial de CO
2
, portanto o CO
2
equivalente do metano é
igual a 21. No entanto, uma tonelada de metano reduzida corresponde a 21 créditos
35
de carbono. Da mesma forma o óxido nitroso (N
2
O) possui equivalente de 310; os
hidrofluorcarbonetos (HFFCs), 140 – 11700; os perfluorcarbonetos (PFCs), 6500 -
9200 e os hexafluoreto (SF
6
), 23900 (www.wikipédia.com, 2008).
Estes certificados podem ser comercializados através das Bolsas de
Valores e de Mercadorias, como o exemplo do Clean Air de 1970, e os contratos na
bolsa dos Estados Unidos (Emission Trading - Joint Implementation).
Os certificados de créditos de carbono são denominados de Reduções
Certificadas de Emissões (RCEs, ou na sigla em inglês, CERs) e são emitidos pelo
Conselho Executivo do MDL - Mecanismo de Desenvolvimento Limpo.
O MDL visa o alcance do desenvolvimento sustentável em países em
desenvolvimento (país anfitrião), a partir da implantação de tecnologias mais limpas
nestes países, e a contribuição para que os países desenvolvidos cumpram suas
reduções de emissão. Os projetos de MDL podem ser baseados em fontes
renováveis e alternativas de energia, eficiência e conservação de energia ou
reflorestamento. Existem regras claras e rígidas para aprovação de projetos no
âmbito do MDL. Estes projetos devem utilizar metodologias aprovadas, devem ser
validados e verificados por Entidades Operacionais Designadas (EODs), e devem
ser aprovados e registrados pelo Conselho Executivo do MDL. Os projetos devem
ser aprovados pelo governo do país anfitrião através da Autoridade Nacional
Designada (AND), assim como pelo governo do país que comprará os CERs. No
Brasil, a Comissão Interministerial de Mudança Global do Clima, estabelecida em
1999, atua como AND Brasileira (www.wikpedia.com, 2008).
O primeiro projeto de MDL, aprovado pela ONU, no Mundo, foi o do aterro
sanitário de Nova Iguaçu, no Estado do Rio de Janeiro, Brasil, que utiliza tecnologias
bem precisas de engenharia sanitária, tendo os créditos de carbono sido negociados
diretamente com os Países Baixos (KHALILI, 2003).
Segundo site da UOL, acessado em 2007 (http://noticias.uol.com.br), a
Econergy, empresa especializada em projetos energéticos com sede nos Estados
Unidos, divulgou que o Brasil fechou em 2004 o maior contrato de créditos de
carbono gerado já registrado pela Organização das Nações Unidas (ONU), numa
operação entre a Biogás, sócia da Prefeitura de São Paulo no Aterro Bandeirantes, e
o banco alemão KFW. O aterro recebe metade do lixo de São Paulo, ou 80 mil
toneladas diárias, e utiliza o metano liberado para gerar energia elétrica. A usina
36
termelétrica do aterro gera 22 Mwatts. No total, o projeto prevê gerar 8 milhões de
toneladas de crédito de carbono até 2012, que serão posteriormente negociadas.
De acordo com Salani (2007), em reportagem da Folha de São Paulo, o
primeiro leilão de créditos de carbono realizado no Brasil e na América Latina foi
realizado em 27 de setembro de 2007, na BM&F (Bolsa de Mercadorias e Futuros).
O banco belgo-holandês Fortis comprou os 808.450 créditos ofertados pela
Prefeitura de São Paulo a (US$16,20 cada, num valor total de 13,1 milhões de
dólares). O preço mínimo era de US$12,70 por papel. O resultado do leilão significou
ágio de 27,6%.
3.8 PRODUÇÃO DE BIOGÁS
Mundialmente o biogás tem sido produzido através do processo de
biodigestão anaeróbia denominado de metanização.
Segundo Seixas (1980) a China e a Índia são os maiores produtores e
consumidores dessa tecnologia, com mais de 150 mil unidades instaladas,
abrangendo principalmente a produção de CH
4.
A utilização do biogás, também conhecido como gobar gás (que em indiano
significa gás de esterco), como fonte de energia motivou a China a adotar a
tecnologia a partir de 1958, onde, até 1972, já haviam sido instalados 7,2 milhões de
biodigestores na região do Rio Amarelo (GASPAR, 2003).
Para os chineses, a implantação de biodigestores transformou-se em
questão vital. Sendo um país continental, com excesso de população, a China
buscou, durante os anos de 1950 e 1960, no auge da Guerra Fria, por uma
alternativa de descentralização energética. Baseavam-se em uma lógica simples, no
caso de uma guerra que poderia significar a destruição quase total da civilização, o
ataque às centrais energéticas, representaria o fim de toda atividade econômica.
Isso porque a energia deixaria de ser disponível nos grandes centros, mas, naqueles
pequenos centros, as pequenas unidades de biodigestão conseguiriam passar
37
incólumes ao poder inimigo. A descentralização, portanto, implicariam em criar
unidades suficientes nas pequenas vilas, vilarejos e regiões mais longínquas
(BARRERA,1993 apud GASPAR et al., 2003).
Segundo Pavlostathis (1988), no geral, o processo anaeróbio tem início
quando os sólidos suspensos voláteis alimentados ao sistema são hidrolisados,
produzindo demanda química de oxigênio (DQO) solúvel. A DQO solúvel serve de
alimento às bactérias e, por conseguinte, à síntese celular, dando origem a uma
biomassa microbiana relativamente densa.
De acordo com Lettinga (1997), com base no conhecimento já estabelecido
do processo, nenhum outro sistema de tratamento biológico compete com a digestão
anaeróbia no que se refere à velocidade de partida. O ponto chave na partida do
processo está relacionado com a existência de uma população microbiana adaptada
ao resíduo em questão que pode ser suprida por microrganismos presentes no
próprio resíduo ou pode ser introduzida no biodigestor com a utilização de inóculo.
A digestão anaeróbia é um processo microbiológico de estágio múltiplo,
onde, na ausência de oxigênio a maioria dos resíduos orgânicos pode ser
biologicamente convertida em metano e outros produtos (CASTRO e CORTEZ,
1998).
A digestão anaeróbia é vista como uma fermentação simples, que ocorre
num único tanque, como numa fossa ou lagoa anaeróbia. Nas primeiras
representações esquemáticas da digestão anaeróbia, ela era discutida como uma
fermentação realizada por dois grupos de bactérias, onde o primeiro era
caracterizado como o das bactérias acidogênicas, responsável pela transformação
de lipídios, proteínas e carboidratos em ácidos graxos de cadeia curta, como
acético, propiônico e outros, álcoois, H
2
e CO
2
. O segundo grupo de bactérias,
chamadas de metanogênicas, transforma estes produtos intermediários
principalmente em gases CH
4
e CO
2
(PERES, 1982).
38
Bactérias aceto
g
ênicas
Bactérias meta
g
ênicas
Hidrólise
Bactérias Hidrolíticas
(Enzimas Extracelulares)
A
cido
g
ênese Bactérias
p
rodutoras de ácidos
CH
4
e CO
2
Metano
g
ênese
3.8.1 Etapas da digestão anaeróbia
Os processos de digestão anaeróbia apresentam uma seqüência metabólica
de quatro etapas distintas na conversão de materiais orgânicos complexos em
biogás: hidrólise, acidogênese, acetogênese e metanogênese (CAMPOS, 1999). A
Figura 1, apresenta essa seqüência metabólica e respectivos grupos microbianos
envolvidos.
Figura 1 – Seqüência metabólica e grupos microbianos envolvidos na digestão
anaeróbia, CHERNICHARO (1997).
Material orgânico complexo, solúvel e insolúvel
(carboidratos, lipídios, proteínas)
Material orgânico simples
(açúcares, aminoácidos e peptídeos)
Outros ácidos orgânicos
(propiônico, butírico, isobutírico)
Ácidos orgânicos simples
(fórmico, acético), CO
2
,
H
2
A
ceto
g
ênese
39
3.8.1.1 Hidrólise
A hidrólise é a etapa inicial do processo de metanização no qual o material
orgânico particulado é convertido em compostos dissolvidos de menor peso
molecular.
Segundo Campos (1999) as bactérias hidrolíticas fermentativas são
responsáveis em promover a solubilização da matéria orgânica, ou seja, a quebra
dos polímeros transformando-os em compostos menores. A fase hidrolítica é a fase
limitante da velocidade do processo global quando o resíduo é constituído
predominantemente de matéria orgânica não dissolvida, como celulose, proteínas e
gorduras.
O grupo trófico responsável pela hidrólise e fermentação envolve um grande
número de gêneros de bactérias, isolados de biodigestores de lodo de esgoto e de
rumem bovino, entre os quais encontram-se: Pepminococcus, Peptococcus,
Eubacterius, Lactobacillus, Bacteróides, Ruminococcus, Clostridium, Butyrivibrio,
Succinimonas e Lachinospira (VITORATTO, 2004).
3.8.1.2 Acidogênese
Os compostos dissolvidos, gerados no processo de hidrólise ou liquefação,
são absorvidos pelas células das bactérias fermentativas, sendo convertidos em
diversos compostos mais simples, os quais são então excretados pelas células. Os
principais compostos produzidos incluem ácidos graxos voláteis, álcoois, ácido
lático, gás carbônico, hidrogênio, amônia e sulfeto de hidrogênio, além de novas
células bacterianas (SCHMITT, 2006).
A fase da acidogênese é efetuada por um grande e diverso grupo de
bactérias fermentativas, entre as quais se destacam Clostridium e Bacteroids. A
40
maioria das bactérias acidogênicas é anaeróbia estrita, mas cerca de 1% consiste
de bactérias facultativas que podem oxidar o substrato orgânico por via oxidativa.
Isso é particularmente importante, uma vez que as bactérias anaeróbias estritas
devem ser protegidas contra a exposição ao oxigênio eventualmente presente no
meio (HAANDEL e LETTINGA, 1994).
3.8.1.3 Acetogênese
Conforme Chernicharo (1997), as bactérias acetogênicas são responsáveis
pela oxidação dos produtos gerados na fase acidogênica em substrato apropriado
para as bactérias metanogênicas. Dessa forma, as bactérias acetogênicas fazem
parte de um grupo metabólico intermediário que produz substrato para as
metanogênicas.
Os produtos gerados pelas bactérias acetogênicas são o hidrogênio, o
dióxido de carbono e o acetato. Durante a formação dos ácidos acético e propiônico,
uma grande quantidade de hidrogênio é formada, fazendo com que o valor do pH no
meio aquoso decresça. De todos os produtos metabolizados pelas bactérias
acidogênicas, apenas o hidrogênio e o acetato podem ser utilizados diretamente
pelas metanogênicas. Porém, pelo menos 50% da demanda química de oxigênio
biodegradável disponível no meio é convertida em propianato e butirato, os quais
são posteriormente decompostos em acetato e hidrogênio pela ação das bactérias
acetogênicas, que utilizam hidrogênio e dióxido de carbono para produzir metano; e
por meio da formação de ácidos orgânicos formados pela reação do hidrogênio com
dióxido de carbono, com formação do ácido acético (CHERNICHARO et al., 1997).
41
3.8.1.4 Metanogênese
A etapa final no processo global de conversão anaeróbia de compostos
orgânicos em metano e dióxido de carbono é efetuada pelas bactérias
metanogênicas.
Segundo Sperling (1996), essa etapa pode ocorrer através do processo
oxidativo da metanogênese acetotrófica (produção de metano a partir de acetato) ou
através da metanogênese hidrogenotrófica (produção de metano a partir do
hidrogênio).
De acordo com Gottschalk (1979), as bactérias metanogênicas não
metabolizam compostos orgânicos complexos; elas crescem com substratos mais
simples como dióxido de carbono e gás hidrogênio, formato, metanol e acetato. As
respectivas equações químicas da formação de gás metano nesses processos são
as seguintes:
OHCHHCO
2422
24 +→+ ............................................................................. (1)
OHCOCHHCOOH
224
234
+
+→ ................................................................... (2)
OHCOCHOHCH
2243
234
+
+→ .................................................................... (3)
243
COCHCOOHCH +→ ............................................................................... (4)
No primeiro tipo de metanogênese (1), o aceptor final de elétrons é o dióxido
de carbono, sendo reduzido a metano. Praticamente todas as bactérias
metanogênicas podem realizar este tipo de reação.
O formato (2) é um bom substrato para muitas bactérias metanogênicas; no
entanto, como ele precisa ser primeiro convertido a CO
2
e H
2
não é um precursor
direto do gás metano.
O metanol (3), também conhecido como um bom substrato para a
metanização pode ser diretamente convertido em metano pela Methanosarcina a
partir da sua reação com a hidroxicobalamina produzida pela bactéria, produzindo o
42
CH
3
-B
12
que em seguida é convertido via CH
3
-Co a CH
4
e H
2
O. A energia
necessária para a formação de metano a partir do CH
3
-B
12
é fornecido pela
oxidação de parte do substrato a CO
2
. Daí, a equação química global apresentar os
três produtos: CH
4
, CO
2
e H
2
O (GOTTSCHALK, 1979).
O acetato (4) é considerado o mais importante substrato da metanogênese
proveniente de resíduos orgânicos. Segundo Gottswchalk (1979), ele pode ser
fermentado por Methanosarcina barkeri, Methanosarcina hungatii e por várias outras
bactérias produtoras de CH
4
.
De acordo com Schmitt et al. (2006), além desses processos fermentativos
que levam à produção de biogás, podem se desenvolver outros processos durante a
metabolização anaeróbia de um resíduo orgânico. Neste tipo de metabolização não
se encontra oxigênio dissolvido, mas pode haver presença de oxidantes alternativos
como o nitrato e o sulfato, que permitem o desenvolvimento de bactérias que usam o
catabolismo oxidativo. O nitrato pode ser reduzido para nitrogênio molecular em
processo denominado desnitrificação e o sulfato pode ser reduzido para sulfeto.
Conforme os autores, a redução biológica de sulfato em digestores anaeróbios em
geral é considerada como um processo indesejável por duas razões: o sulfato oxida
material orgânico que deixa de ser transformado em metano e no processo forma-se
o gás sulfídrico, que é corrosivo e confere odor muito desagradável tanto à fase
líquida como ao biogás, além de poder ser tóxico para o processo de
metanogênese.
De uma forma geral, são exemplos de bactérias participantes de uma
biodigestão anaeróbica: (a) Bactérias hidrolíticas-fermentativas (acidogênicas):
Clostridium sp., Acetivibrio cellulolyticus, Bacteróides succinogenes Butyrivibrio
fibrisolvens, Eubacterium cellulosolvens, Bacillus sp., Selenomonas sp.,
Megasphaera sp., Lachnospira multiparus, Peptococcus anaerobicus,
Bifidobacterium sp., Staphylococcus sp.; (b) Bactérias acetogênicas:
Syntrophomonas wolinii, S. wolfei, Syntrophus buswellii, Clostridium bryantii,
Acetobacterium woddii, Desulfobibrio sp., Desulfotomaculum sp.; c) Bactérias
metanogênica acetoclástica: Methanosarcina sp e Methanothrix sp.; d) Bactérias
hidrogenotróficas: Methanobacterium sp., Methanobrevibacter sp., Methanospirillum
sp.
43
3.8.2 Fatores que influenciam na produção de biogás
Desde o início da degradação da matéria orgânica complexa até os
produtos finais, principalmente CH
4
e CO
2
, existe uma sintonia entre as várias
espécies de bactérias, atuando seqüencial e simultaneamente, ou seja, os produtos
de degradação são os substratos para uma etapa seguinte. É importante ressaltar
que as diversas reações ocorrem concomitantemente e em situação de equilíbrio
(GUIMARÃES e NOUR, 2001 apud SANTOS, 2004).
Além disto, existe uma série de fatores que interferem no processo de
digestão anaeróbia, entre os quais, a temperatura, o pH, a concentração de sólidos
e a composição do substrato.
3.8.2.1 Temperatura
Segundo Coates (1991), a temperatura é uma variável extremamente
importante por influenciar a cinética e o valor do balanço energético do processo.
São normalmente considerados, para atividade bacteriana, três conjuntos de
temperaturas: psicrófilos (<20
0
C), mesófilos (20 a 45
0
C) e termófilos (>45
0
C).
De acordo com Speece (1996), normalmente os reatores anaeróbios operam
sob condições mesófilas, em uma temperatura ótima de 30ºC. Para temperaturas
abaixo de 30ºC poderá ocorrer uma diminuição na hidrólise dos sólidos voláteis,
devido ao acúmulo de matéria orgânica, alternando o valor do tempo de retenção
hidráulica (TR
H
). Os valores de temperaturas mais elevadas conduzem a processos
mais rápidos de degradação (tempos de retenção baixos), que se traduzem num
menor gasto energético, numa maior estabilidade de operação dos reatores e em
cheiros desagradáveis da fase líquida do processo.
A partir de efluentes oriundos de rejeitos urbanos contendo em torno de 6 %
de sólidos totais (ST), Pauss et al. (1984), Cecchi et al. (1986) e Marta-Alvez et al.
44
(1990) avaliaram a produção de gás metano a 35 °C e obtiveram a produção
máxima de 0,39 a 0,43 m
3
.kg
-1
.ST.
Na temperatura de 55 °C, esses valores têm sido um pouco menores sendo
que a produção de gás metano fica em torno de 0,2 m
3
kg
-1
SV, conforme mostrado
por Chernicharo (1997).
A experiência da operação de digestores na faixa termófila não tem sido
totalmente satisfatória, existindo ainda muitas questões, se os benefícios advindos
superam as desvantagens, incluindo o suplemento de energia necessário para
aquecer os digestores, a má qualidade do sobrenadante e a instabilidade do
processo. No entanto, há que se destacar que o processo termofílico favorece
consideravelmente a redução de bactérias patogênicas, normalmente presentes
nesse tipo de processo. Isto foi demonstrado por Olsen e Larsen (1987) num estudo
incluindo Salmonella typhimurium, Salmonella dublin, Escherichia coli,
Staphylococcus aureus, Streptococcus faecalis, Erysopelotrix rhusiopathiae, Bacillus
cereus, Mycobacterium tuberculosis e Clostridum perfringens. No caso da
Salmonella e da Mycobacterium, após 24 horas de digestão anaeróbia em condições
termofílicas ambas foram inativadas enquanto que para a condição mesofílica foram
necessárias várias semanas para a inativação.
Para a escolha da temperatura de operação é aconselhável levar em
consideração tanto as formas necessárias para aquecer o biodigestor como o
sistema para manter esta temperatura. Conforme Nogueira (2006), as principais
formas de aquecer e manter a temperatura de operação de um biodigestor são:
recircular a biomassa através de um trocador de calor externo, passar água
aquecida em serpentinas dentro do biodigestor, aquecer as paredes do biodigestor e
injetar diretamente vapor. Os biodigestores quando aquecidos devem ser projetados
para a menor área superficial possível. O solo é um bom isolante e estabilizador
térmico, razão pela qual os biodigestores devem ser enterrados. Quando se
emprega o próprio biogás para aquecimento do biodigestor, usualmente se consome
um terço da energia total produzida. Todas estas considerações devem ser feitas
para um projeto otimizado, já que impõem alguma complexidade na construção e
operação.
45
3.8.2.2 Potencial hidrogeniônico (pH)
Outro fator que influencia a digestão anaeróbia é o pH do meio. Num reator
anaeróbio é extremamente importante porque a metanogênese só se processa com
uma boa eficiência quando o pH se encontra na zona neutra, entre 6,3 a 7,8,
(HAANDEL e LETTINGA, 1994).
Se as bactérias metanogênicas não fizerem a degradação dos produtos
intermediários com uma eficiência razoável, estes começam a acumular-se. O
acúmulo destes produtos fará diminuir o pH dentro do reator. Se o pH diminuir
abaixo do valor de 6,2 a produção de biogás pode ser inibida prejudicando o
processo produtivo (WINKLER, 1981).
Segundo Romli et al. (1994), em alguns casos pode ser necessária a adição
de pequenas quantidades de uma solução alcalina sem alteração significativa das
características do efluente para controlar o pH do meio em fermentação numa faixa
ótima de operação.
3.8.2.3 Concentração de sólidos e tamanho das partículas
A quantidade de material fermentável dentro de um biodigestor alimentado
com efluente orgânico é normalmente expressa como ST ou como concentração de
sólidos voláteis (SV).
Yadvika et al. (2004) citam os trabalhos de Baserja (1984) e de Zennaki et
al. (1996) em sua revisão sobre o assunto. No primeiro trabalho, o autor reportou
que o processo de digestão anaeróbia ficou instável quando foi operado com ST
inferior a 7% no meio de fermentação; enquanto que valores acima de 10%
provocaram uma sobrecarga do fermentador. Na outra citação, os autores
confirmaram este tipo de comportamento e indicaram a faixa de 7-9% de ST como a
ideal para a digestão anaeróbia.
46
Apesar do tamanho das partículas não ser um parâmetro tão importante
como a temperatura e o pH, ele tem alguma influência sobre a produção de biogás.
Segundo Yadvika et al. (2004), as partículas de menor tamanho possibilitam maior
área superficial para transferência de massa resultando num aumento da atividade
microbiana e conseqüente aumento da produção de biogás. Os autores citam o
trabalho de Sharma et al. (1988) como referência e destacam o fato de que esse
grupo trabalhou com cinco diferentes tamanhos de partículas de vários sólidos
orgânicos (0,088mm, 0,40mm, 1,0mm, 6,0mm e 30 mm) e obtiveram a máxima
produção de gás com os valores de 0,088mm e 0,40mm. Os autores sugeriram que
o uso de tamanhos maiores de partículas seriam possíveis apenas com materiais
macios tais como os vegetais.
3.8.2.4 Composição do substrato
Conforme Hammad et al. (1999), a população microbiana envolvida na
digestão anaeróbia de compostos orgânicos requer quantidades variáveis de muitos
nutrientes essenciais para o seu crescimento e multiplicação. Desses nutrientes, os
mais importantes são o carbono e o nitrogênio.
É necessário fornecer aos diferentes gêneros de microrganismos envolvidos
no processo de metanização um substrato que possibilite uma relação C/N ideal
para todos os processos metabólicos. Em geral, conforme Yadvika et al. (2004),
essa relação é da ordem de 25 a 30:1
Os vários tipos de substratos orgânicos disponíveis e possíveis de uma
metanização diferem muito em relação à sua composição química. Os principais
compostos biodegradáveis desses substratos, são os carboidratos, proteínas e
ácidos graxos. Muitos elementos químicos que podem estar presentes nesses
substratos, em função da sua concentração, podem ser inibidores ou ativadores do
processo de digestão anaeróbia. Exemplos desses elementos são o Ni, Na, Ca, K,
Mg, Cd, Fe, Cr, etc. (HAMMAD et al., 1999).
47
3.8.3 Co-produto do processo de biodigestão
A eficiência no tratamento de resíduos orgânicos em biodigestores
anaeróbios, além de fornecer biogás, fornece também biofertilizante que é rico em
nutrientes e com número bastante reduzido de microorganismos patogênicos (Xavier
2002 apud MEISTER, 2005).
Depois de passarem no digestor, os resíduos remanescentes apresentam
alta qualidade para uso como fertilizante agrícola, devido principalmente aos
seguintes aspectos: diminuição no teor de carbono do resíduo, pois a matéria
orgânica ao ser digerida perde exclusivamente carbono na forma de CH
4
e CO
2
;
diminuição na relação C/N da matéria orgânica, o que melhora as condições do
material para fins agrícolas; maiores facilidades de imobilização do biofertilizante
pelos microrganismos do solo, devido ao material já se encontrar em grau avançado
de decomposição o que vem aumentar a eficiência do biofertilizante; solubilização
parcial de alguns nutrientes (USP, 2002).
Thiago et al. (2008) realizaram estudos para aplicação do efluente de
biodigestor na produção de pimentões empregando o biofertilizante como
componente do substrato de crescimento ou como fertirrigação. Os autores
concluíram que apesar da substituição parcial de fertilizantes minerais pelo efluente
de biodigestor, à base de dejetos de suínos, não ter sido suficiente para
proporcionar produtividade equivalente à adubação 100% mineral, a produção
alcançou padrões de qualidade semelhantes àqueles com adubo. Segundo os
autores, o uso do efluente de biodigestor à base de dejetos de suínos pode ser
considerado uma alternativa em potencial para reduzir os custos de produção no
cultivo em substratos e, principalmente, evitar o descarte deste material ainda rico
em nutrientes no meio ambiente.
Segundo Simioni (2001) a utilização de resíduo orgânico como fertilizante do
solo é preconizada por dois fatores: (1) os resíduos possuem nutrientes que poderão
ser absorvidos pelas plantas na medida em que vão ocorrendo sua mineralização,
(2) os resíduos orgânicos aportam matéria orgânica ao solo, melhorando a fertilidade
intrínseca do mesmo, estrutura e porosidade, entre outros efeitos.
48
Entretanto, ao contrário dos fertilizantes químicos, que poderão ser
formulados especificamente para cada tipo de cultura e de solo, os biofertilizantes
podem possuir vários minerais que se encontram em proporções desequilibradas em
relação à capacidade de absorção das plantas. Em razão disso, o uso prolongado e,
ou, excessivo poderá resultar em desequilíbrios químicos, físicos e biológicos do
solo, sendo que vários desses impactos já foram comprovados tanto no Sul quanto
em outras regiões do Brasil (SAGRANFREDO, 2004).
3.8.4 Principais tipos de biodigestores empregados na geração de biogás
a) Biodigestores descontínuos ou em batelada – nestes tipos de biodigestores, a
matéria-prima a ser fermentada é colocada no seu interior e logo após isolada do
contato do ar atmosférico de forma a favorecer a digestão anaeróbia; o gás
produzido é armazenado no próprio recipiente que serve de biodigestor ou em um
gasômetro acoplado a este. Uma vez cessada a produção de gás, o biodigestor é
aberto e esvaziado; após a sua limpeza, é colocada nova quantidade de substrato e
inóculo e o processo se repete.
c) Biodigestores contínuos – neste tipo de biodigestor, as matérias-primas usadas
são líquidas ou semi-líquidas, onde são colocadas e retiradas periodicamente, quase
sempre diretamente. Neste biodigestor usa-se matéria-prima que possua
decomposição relativamente fácil e que seja sempre disponível nas suas
proximidades de operação do biodigestor. A produção de gás e de resíduos é
contínua. Existem vários modelos de biodigestores contínuos de acordo com o seu
formato. De modo geral, os biodigestores contínuos se encontram divididos em dois
tipos: vertical e horizontal, de acordo com o seu posicionamento sobre o solo. O
biodigestor vertical nada mais é do que um tanque cilíndrico, em alvenaria, concreto
ou outros materiais, quase sempre com a maior parte submersa no solo. A matéria-
prima é colocada na sua parte inferior com a saída do gás na parte superior,
funcionando como acumulador de gás e como instrumento de vedação do digestor.
Por sua vez, o biodigestor horizontal consiste de uma câmara, com qualquer
49
formato, desde que a altura ou profundidade seja inferior às outras dimensões
(comprimento e largura), a qual é enterrada no solo ou não. A matéria-prima é
colocada periodicamente em um dos lados do digestor. Este tipo de biodigestor é
mais freqüentemente utilizado em regiões onde o lençol freático é muito superficial
ou há afloramento de rochas, dificultando a construção.
b) Biodigestores semi-contínuos – Operados de forma intermediária entre os
biodigestor descontínuo e contínuo, onde, após o término da biodigestão do
substrato disponível, uma parte do volume de trabalho é retirada e igual volume de
novo substrato é adicionado ao meio que ficou no biodigestor. Quanto menor for o
volume “retirado” mais o processo se afasta do processo descontínuo e mais se
aproxima das condições de operação dos biodigestores contínuos.
3.8.5 Processos de produção de biogás
O processo de produção de biogás já é bem conhecido, principalmente a
geração de gás metano a partir de esgotos sanitários e de dejetos de animais.
Em São Paulo, foram realizados estudos na geração de energia elétrica a
partir do biogás do tratamento de esgoto na grande São Paulo. O potencial de
geração de biogás nas 5 unidades de tratamento de esgoto da Companhia de
Saneamento Básico do Estado de São Paulo (SABESP) existentes, é igual 31.100
m
3
/dia, equivalente a uma capacidade instalada de 2,858 MW. Foi concluído que o
potencial de geração de biogás teoricamente produzido se todo o esgoto do Estado
de São Paulo fosse tratado pelo processo de digestão anaeróbica de tratamento de
esgoto da SABESP, seriam gerados 270.212 m
3
/dias de biogás, equivalente a uma
capacidade instalada de 20,8 MW. Esse estudo ressalta ainda que, apesar das
barreiras tecnológicas, econômicas e políticas, a implantação de novos projetos de
aproveitamento energético do biogás no Brasil mostra-se bastante promissor
(COSTA, 2006).
Oliveira e Higarash (2006), estudaram a viabilidade de utilização de biogás
produzido em unidades de produção de suínos na geração de energia elétrica
50
para a alimentação de motores elétricos de uma fábrica de ração e para a
alimentação elétrica de lâmpadas de 100 W, usadas no aquecimento ambiental de
leitões, nas salas de maternidade e creche. Os autores verificaram que quando o
biodigestor instalado em propriedades produtoras de suínos for manejado
adequadamente pode-se alcançar uma produção de biogás variando entre 0,35 à
0,60 m
3
de biogás por m
3
de substrato.
Bouallagui et al. (2004) utilizaram um biodigestor tubular de 18 L operando
em processo semicontínuo a 35 °C e empregando como substrato resíduos de frutas
e vegetais de um supermercado. Os autores avaliaram o efeito do teor de ST no
meio de fermentação (4, 6, 8 e 10%) e de Tempo de Retenção Hidráulica (TR
H
) (10,
12, 15 e 20 dias) sobre a produção de biogás. A maior vazão de alimentação
avaliada foi de 10,1 g DQO.L
-1
.dia
-1
. A relação média de C/N no substrato
alimentado foi de 21:1. Como inóculo (cultura iniciadora do processo) os autores
empregaram uma mistura contento dejetos de vacas e efluente de um biodigestor
em operação numa indústria de óleo vegetal. A maior velocidade de produção de
biogás (2,62 L.L
-1
.dia
-1
) foi obtida empregando 6% ST com TR
H
de 12 dias. Nessas
condições o rendimento em biogás foi de 594,96 L.kg
-1
de sólidos voláteis
alimentado e a concentração de metano nesse composto foi de 55%. A eficiência de
degradação dos sólidos voláteis foi de 65,6%.
Utilizando a combinação de dois biodigestores tubulares Bouallagui et al.
(2004) aumentaram a eficiência do processo semicontínuo citado anteriormente para
96% na redução da carga orgânica alimentada e conseguiram alcançar um processo
de alta estabilidade e significativa produtividade de biogás (0,74 L.L
-1
.dia
-1
). A
Demanda Química de Oxigênio (DQO) do efluente no final desse processo de
metanização foi menor que 1500 mg.L
-1
.
Fazendo uso de frascos de DBO de 300 mL, Kalia e Joshi (1995)
empregaram diferentes concentrações de cascas de ervilhas (1 a 2 cm de tamanho)
como substrato e avaliaram a produção de biogás durante 25 dias de incubação a
40 °C. O maior rendimento em biogás foi de 362 L.kg
-1
ST reduzidos, quando foi
empregado 1% m.v
-1
de ST. Nessas condições de processo foi observada uma
redução percentual de ST igual a 38%.
Kalia e Joshi (1995) avaliaram também a produção de gás metano em frascos
Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) de 300 mL utilizando como substrato
pedaços de 1-2 cm de caule da bananeira Musa indica (92% de ST, 83% de sólidos
51
orgânicos e 15%-20% de lignina e celulose). O material foi previamente seco ao sol
e tratado quimicamente para redução do teor de fibras. O processo foi conduzido em
batelada, em diferentes temperaturas de incubação (37 °C e 50 °C) empregando as
seguintes concentrações de ST (% m.v
-1
): 2, 4, 8 e 16. Os maiores valores de
rendimentos em biogás (271-267 L.kg
-1
ST) foram obtidos a 37 °C empregando as
duas menores concentrações de sólidos totais. A 50 °C, para as mesmas
concentrações de ST, esses valores foram de 217 e 229 L.kg
-1
ST. Esses valores
foram bem superiores aos observados por Deivanai e Kasturi Bai (1995), onde
obtiveram a produção de apenas 2 a 9 L.kg
-1
ST, só que utilizando substrato in
natura, sem o pré-tratamento.
A biometanização de refugos de banana realizada por Deivanai e Kasturi Bai
(1995) foi conduzida durante um mês, em processo descontínuo, a 30 °C, onde foi
observada redução de 25 % dos sólidos totais e de 39,6% dos sólidos voláteis
constituintes do resíduo. A produção máxima de biogás obtida foi de 9,22 kg L
-1
ST,
sendo que 72% desse volume foi de gás metano.
Utilizando cascas de bananas das indústrias de alimentos de Nova Delhi,
cortadas em pedaços de 5-10 mm e em pó, Bardiya et al. (1996) usaram um
biodigestor de laboratório de 2,0 L alimentado com meio contendo 7-10% de sólidos
totais e alcançaram, com 25 dias TR
H
, uma produção constante de biogás de 188 kg
L
-1
ST e 181 kg L
-1
, respectivamente, mostrando assim um pequeno incremento no
rendimento ao ser utilizado a casca de banana em pedaços. Dessa produção,
aproximadamente 55 % do volume foi de gás metano.
Segundo Yadvika et al., (2004) uma análise crítica da literatura revela que
existem várias técnicas que podem ser empregadas para o aumento da produção de
biogás. Entre essas, pode-se citar: uso de aditivos (biomassa verde, seleção de
microrganismos e aditivos inorgânicos), recirculação e filtração do lodo, variação
operacional de parâmetros como temperatura, pH, TR
H
e tamanho das partículas de
substrato, relação carbono/nitrogênio, concentração de sólidos. Estas alternativas
para o aumento da produção de biogás serão bem sucedidas desde que
empregadas nas condições certas para cada tipo de técnica sendo necessário um
estudo extensivo mais apurado para comprovar os resultados.
52
3.9 O CASO DOS RESÍDUOS DA BANANICULTURA
A banana é a mais importante das frutas nos países tropicais. Dentre todas as
frutíferas cultivadas no mundo, é ela que apresenta o maior volume de produção.
Em muitos países ela é a principal fonte de arrecadação e geradora de empregos e
renda para a maioria da população (FAO, 2006).
Em 2005, a exemplo dos anos anteriores, a maior produção da fruta foi
registrada na Índia, totalizando 23,2% da oferta mundial. O Brasil, com uma
produção anual de 6,7 milhões de toneladas, foi o segundo em produção, com 9,8%,
seguido pela China com 8,8% e pelo Equador, com 8,1% (FAO, 2006).
Ainda de acordo com a FAO (2006), a bananeira é uma das principais
frutíferas em exploração no Brasil. A quantidade de bananas produzidas anualmente
no País só é superada pela quantidade de laranjas.
A bananeira é cultivada, sem exceção, em todo território brasileiro. Dados
divulgados pelo Centro de Sócio-economia e Planejamento Agrícola do Estado de
Santa Catarina (CEPA, 2006), mostraram que em 2005 Santa Catarina participou
com 9,8% da produção brasileira de bananas, sendo superado apenas por São
Paulo com 17,3% da produção nacional.
Nos últimos três anos a produção de bananas em Santa Catarina alternou-se
com a produção de maçãs em importância sócio-econômica para o Estado. A
bananicultura tem sido um forte componente na renda de um grande número de
pequenos agricultores. Segundo o último censo agropecuário do IBGE, realizado no
período entre agosto/95 a julho/96, cerca de 28 mil propriedades exploram a cultura
e cinco mil delas têm nessa atividade sua principal fonte de renda.
Em 2005, o estado de Santa Catarina produziu 668 mil toneladas de
bananas, principalmente as espécies Musa sapientum e Musa cavendischii,
popularmente conhecidas na região como banana branca e banana nanica ou
nanicão, respectivamente.
Conforme dados da Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária
(EMBRAPA, 2006), de cada 100 quilos de frutas colhidas, 46 não são aproveitados.
Isto significa uma perda diária de 15 toneladas de alimentos que vão para o lixo das
Ceasas (Centrais de Abastecimento) de todo o país, e de mais 14 toneladas que são
53
descartadas todos os dias no varejo, antes mesmo de chegarem ao consumidor
final.
Além disto, de acordo com dados levantados em uma empresa de alimentos
situada no município de Garuva, um dos maiores produtores da banana nanica na
região nordeste do Estado, para cada tonelada de banana colhida aproximadamente
quatro toneladas de resíduos lignocelulósicos são gerados (3 toneladas de pseudo-
caule, 160 kg de engaços, 480 kg de folhas e 440 kg de cascas). Uma parte das
cascas que são normalmente destinadas à alimentação de suínos, e os demais
resíduos são dispersos no campo e permanecem ali até decomposição natural.
Essa ação antrópica, além do transtorno causado pela quantidade de
material espalhado no solo conduz à geração de gás metano e dióxido de carbono
pela degradação das matérias orgânicas através da ação de bactérias específicas
normalmente encontradas na natureza. Esses gases são apontados como os
principais responsáveis pelo aquecimento da superfície terrestre e destruição da
camada de ozônio na estratosfera (RIBEIRO, 2003).
O aproveitamento desses resíduos na produção de insumos ou na sua
transformação em verdadeira “commodity” além de permitir a redução da poluição
ambiental permitiria agregar valor à cultura da banana que tem enfrentado nos
últimos anos grandes desafios gerados pela oscilação do produto no mercado
nacional (ANDRADE, 2005).
Entre as possibilidades de valorização desses resíduos encontra-se a sua
utilização como biomassa na geração de energia renovável e o seu emprego como
fonte natural na extração de eventuais compostos de interesse comercial.
O uso sustentável da biomassa a partir de resíduos para fins energéticos é
uma das grandes opções em termos ambientais. Em termos de emissão de gás
carbônico apresenta balanço praticamente nulo (devido à absorção de carbono pela
fotossíntese), em termos das demais emissões, quando comparada aos
combustíveis fósseis, também apresenta vantagens, pois as emissões de SO
x
são
desprezíveis e as emissões de particulados e NO
x
podem ser controlados com
tecnologia amplamente dominada no mundo.
.
54
4 MATERIAL E MÉTODOS
4.1 SUBSTRATO
Foram utilizados como substrato ou biomassa os resíduos agroindustriais
cascas de banana, folhas, pseudocaule e engaços (Figura 2) provenientes da
bananeira Musa cavendischii, a fruta é popularmente conhecida na região como
nanica. Esses resíduos foram coletados na Indústria de Alimentos Waldemar Arndt,
fornecedora dos produtos da marca Típikus, localizada no município de Garuva, na
região Nordeste de Santa Catarina.
Figura 2 – Resíduos empregados como biomassa na geração de biogás: cascas de banana
(A), pseudocaule (B), folhas (C) e engaço (D)
A
B
DC
55
4.1.1 Cominuição do substrato
Após a coleta no campo, todos os resíduos foram conduzidos aos
laboratórios de pesquisa da Univille e submetidos, individualmente, à cominuição.
Inicialmente os resíduos foram triturados em moinho de facas Triturador Forrageiro
CID-125 (Figura 3) e em seguida em liquidificador doméstico Britânia de 2L.
A cominuição em liquidificador foi realizada com adição de água da rede de
abastecimento até a obtenção de uma massa fluida, de baixa viscosidade. A relação
água/biomassa (L de H
2
O.kg
-1
de biomassa in natura) empregada para cada resíduo
foi função da concentração inicial de substrato programada especialmente para cada
ensaio de biodigestão, com base nas suas características físicas determinadas por
Conradi (2005), principalmente o teor de sódidos totais.
O tempo de cominuição no liquidificador foi de aproximadamente 3 minutos
para cada um dos resíduos ou até que as partículas sólidas atingissem tamanho
médio inferior a 3mm (inspeção visual).
Figura 3 - Triturador Forrageiro CID-125 empregado na operação inicial de cominuição das
cascas de banana, engaço, folhas e pseudocaule da bananeira
56
4.2 COMPOSIÇÃO DO INÓCULO
Foram utilizados dois tipos de inóculo: (1) uma mistura composta por 60%
v/v de suspensão microbiana coletada na lagoa de Estação de Tratamento de
Esgotos (ETE) de Joinville-SC e 40% v/v de suspensão microbiana proveniente de
lixiviação de compostagem fornecida pelo Colégio Agrícola de Araquari-SC; (2)
suspensão microbiana proveniente da unidade de geração de biogás de dejetos de
suínos da Granja Sinuelo, localizada no município de Araquari, SC.
Inóculo (1): foi definido anteriormente por Coelho (2006), a partir de testes
rápidos de biodegradação dos substratos a serem avaliados empregando várias
combinações de suspensões microbianas, inclusive suspensão proveniente de
lixiviado do Aterro Sanitário de Joinville. Esses ensaios foram conduzidos durante
duas semanas de fermentação para cada substrato avaliado.
Inoculo (2): foi constituído de duas frações líquidas obtidas de diferentes
pontos do biodigestor em operação da Granja Sinuelo: 50% do volume composto por
suspensão obtida na entrada do biodigestor e 50% coletada na sua saída. O
material obtido na entrada do biodigestor eventualmente vinha misturado com areia,
a qual era normalmente empregada na limpeza das baias onde estavam os suínos.
As percentagens volumétricas desses inóculos programados para o meio de
fermentação foram de 20% para o caso dos ensaios realizados em frascos
Erlenmeyer (ensaios E1 a E6), de 10% em garrafas plásticas (ensaios E7 e E8) e
50% para os ensaios desenvolvidos em biorreator de bancada (ensaios E9 e E10),
conforme tabela 5 apresentada na pagina 59).
57
4.3 ENSAIOS DE BIODEGRADAÇÃO
Foram realizados efetivamente dezoito ensaios de biodegradação com os
resíduos avaliados.
Numa primeira etapa (item 4.3.1) foram determinadas as concentrações
ideais de cada um dos resíduos no meio de biodegradação e em seguida avaliada a
biodegradação conjunta dos mesmos. Esses ensaios foram realizados em frascos
Erlenmeyer de 250 mL contendo 100 mL de volume de trabalho (V
T
).
Na segunda etapa (item 4.3.2) foram realizados ensaios de biodigestão da
mistura de resíduos selecionada na etapa anterior empregando como biodigestores
garrafas plásticas de 1L e V
T
= 500 mL. Nesta etapa foram avaliados os efeitos do
pré-tratamento da biomassa sobre a produção de biogás.
Numa última etapa (item 4.3.4) foram realizados os ensaios de metanização
da biomassa em biodigestor com dorna de 10L e controle. A Tabela 5 apresenta
esses ensaios com as suas principais características. V
T
= 5L.
Tabela 5 – Ensaios de biodegradação realizados com os resíduos lignocelulósicos gerados
na bananicultura.
Identificação
dos ensaios
Tipo de resíduo
empregado
Biodigestor
Principais objetivos dos ensaios
E1 (x3) Cascas de banana
E2 (x3) Engaço
E3 (x3) Folhas
E4 (x3)
Pseudocaule
Frascos Erlenmeyer
com inóculo
contendo suspensão
microbiana de ETE e
de compostagem
Determinar o efeito da concentração
inicial de substrato (biomassa) sobre
a velocidade de redução da DQO.
E5
E6
Mistura dos resíduos
cascas, folhas e
pesudocaule
Idem aos ensaios
anteriores
Avaliar o efeito do tratamento térmico
do substrato sobre a velocidade de
redução da DQO.
E7
E8
Idem aos ensaios E5
e E6
Garrafas plásticas
com inóculo de
biodigestor em
operação
Avaliar o efeito da hidrólise ácida do
substrato sobre a produção de
biogás.
E9
Idem aos ensaios E5
e E6
Biorreator de
bancada
Comparação entre inóculos e
determinação da produção de biogás
em processo descontínuo controlado.
E10
Idem aos ensaios E5
e E6
Idem ao ensaio
anterior
Estudos preliminares da produção de
biogás em processo contínuo.
58
4.3.1 Determinação da concentração ideal de biomassa na biodegradação –
Ensaios E1 a E4
Os ensaios foram conduzidos em frascos Erlenmeyers de 250mL contendo
100 mL de volume de trabalho (V
T
) e inóculo na concentração de 20% v/v.
Os frascos foram acondicionados em agitador orbital CERTOMAT-HR, com
freqüência de agitação de 100 min
-1
e temperatura de incubação de 30 ºC.
As concentrações iniciais de substratos programadas para cada um dos
resíduos avaliados, expressas em grama de sólidos totais por litro de meio de
fermentação (gST.L
-1
) e convertidas em grama de massa úmida em função dos
teores de umidade definidos por Conradi (2005), foram de: 10, 20 e 40 gST.L
-1
. A
Tabela 6 apresenta os valores utilizados para cada ensaio.
Após cominuição de cada um dos substratos conforme descrito no item 4.1.1,
as soluções resultantes (“soluções-mães”) foram diluídas com água nas proporções
volumétricas 1:4, 1:2 e 1:1 (sem diluição) de forma a obter as três diferentes
concentrações de sólidos totais pretendidas no meio de biodigestão (Tabela 6).
Todos os ensaios foram realizados, no mínimo, em triplicata, sendo que o
tempo de processo para todos os ensaios realizados em trinta dias, conforme
definido anteriormente por Coelho (2006).
Cada ensaio foi constituído por, no mínimo, nove frascos possibilitando assim
a retirada periódica de três amostras ao longo da realização dos ensaios. As
amostras foram retiradas no início do processo, após 15 dias de biodigestão e no
final do ensaio, com 30 dias de incubação. Foram determinados em cada amostra os
valores de sólidos totais (ST), sólidos voláteis (SV) e Demanda Química de Oxigênio
(DQO).
A cada dois dias, foi medido o pH e corrigido, quando necessário, para 7,2
através da adição de NaOH 1N.
59
Tabela 6 – Concentrações das biomassas empregadas nos ensaios de biodigestão
realizados em frascos Erlenmeyer de 250mL (Ensaios E1 a E4).
*Valor calculado a partir do valor médio de sólidos totais (ST) em função dos valores de teor de
umidade determinadas por Conradi (2005).
Concentração do substrato
Biomassa
Identificação dos
Ensaios
(gST.L
-1
)
(g mu.L
-1
)*
Cascas de banana E1a 8,0 ± 1,0 70,4
E1b 14,0 ± 0,0 123,2
E1c 27,0 ± 0,2 237,6
Engaço E2a 4,9 ± 0,70 85,8
E2b 8,9 ± 1,4 155,8
E2c 16,7 ± 2,3 292,3
Folhas E3a 8,6 ± 0,5 53,3
E3b 10,8 ± 0,1 67,0
E3c 22,1 ± 0,1 137,0
Pseudocaule E4a 4,2 ± 0,4 90,0
E4b 5,2 ± 0,1 111,3
E4c 8,5 ± 0,5 182,0
60
4.3.2 Determinação da influência do tratamento térmico sobre a velocidade de
degradação dos substratos – Ensaios E5 e E6
Foi utilizada a mistura de resíduos composta por 50% m/m de cascas de
banana, 25% m/m de folhas de bananeira e 25% m/m de pseudocaule, definida em
função dos resultados obtidos na etapa anterior (ensaios E1 a E4).
Os resíduos foram inicialmente triturados em moinho de facas, conforme
descrito no item 4.1.1, pesados e então misturados e cominuídos em liquidificador
doméstico durante, no máximo, três minutos.
Foram realizadas duas séries de ensaios: (1) Ensaio E5 – uso da biomassa in
natura, (2) Ensaio E6 – uso da biomassa previamente cozida a 70ºC durante 30
minutos.
Cada série foi composta por nove frascos erlenmeyer de forma a possibilitar a
retirada de amostras, em triplicata, a cada 15 dias de processo.
A cada dois dias foi verificado o pH do meio de cada um dos frascos e
corrigido o seu valor, caso necessário, para 7,2 através da adição de solução NaOH
1N.
Em nenhuma desses ensaios foi possível determinar a composição do
biogás formado.
61
4.3.3 Influência da hidrólise ácida sobre a metanização – Ensaios E7 e E8
Como biodigestores foram empregadas garrafas plásticas de 1L contendo
sistema de vedação e mangueira de silicone para coleta do biogás produzido,
(Figura 4). O volume de trabalho foi de 500 mL.
Figura 4 – Garrafas plásticas de 1L empregadas como biodigestor nos Ensaios E7 e E8: (A)
garrafa vazia com rolha e tubo para retirada de amostra para análise do biogás formado, (B)
garrafas após a inoculação do substrato.
Como substrato foi empregado a mistura composta por cascas de banana,
folhas da bananeira e pseudocaule, conforme descrito no item 4.3.2.
Foram avaliadas duas diferentes condições de processo: (1) Ensaio E7 –
uso da biomassa in natura (biomassa preparada de forma igual a do ensaio E5),
definido como ensaio padrão e, (2) Ensaio E8 – biomassa previamente
hidrolisada a 120ºC, durante 15 minutos, empregando-se H
2
SO
4
1% m/m,
conforme indicado por YADVIKA et al. (2004).
Cada ensaio foi constituído de doze biodigestores, mantidos em estufa
microbiológica a 30 ºC, sem agitação.
A cada sete dias foram retidas duas garrafas de cada um dos ensaios para
as determinações de DQO, Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO), ST e SV e
os gases CH
4
, CO
2
e H
2
S (ver item 4.4). Cada garrafa constituiu uma amostra.
A cada três dias, todos os meios dos biodigestores remanescentes de
cada ensaios foram homogeneizados em um único volume e realizado o ajuste
A
A
B
62
do pH para 7,2 através da adição de NaOH 1N. Após correção do pH a mistura
foi redistribuída nos biodigestores e reconduzidos a estufa para continuidade do
processo de biodegradação.
4.3.4 Metanização em biodigestor com pH controlado
Foram avaliados dois tipos de processos: (1) Ensaio E9 – Processo
Descontínuo e (2) Ensaio E10 – Processo Contínuo.
Foi empregado como biodigestor o biorreator de bancada New Brunswick,
modelo SF-116 (Figura 5) com sistema de controle automático de pH, temperatura e
agitação.
Figura 5 – Biorreator New Brunswick empregado como biodigestor nos Ensaios E9 e E10:
sistema em operação.
63
A dorna empregada foi de 10L e o sistema de agitação foi composto de duas
turbinas espaçadas de 100 mm, contendo cada uma seis pás planas (“flat-blade”) de
diâmetro 75 mm (Figura 6). A distância da última turbina ao fundo da dorna foi de
150 mm.
Figura 6 – Dorna de 10L e sistema de agitação utilizados no biorreator New Brunswick,
Ensaios E9 e E10
O volume de trabalho foi de 5L contendo 50% v/v de inoculo. A temperatura
de metanização foi de 30ºC e o pH 7,2, controlado automaticamente através da
adição de NaOH 6M. A freqüência de agitação empregada foi de 130 min
-1
.
Como substrato foi utilizado mesma composição de biomassa dos ensaios
realizados anteriormente, sem pré-tratamento, ou seja, 50% m/m de cascas de
banana, 25% m/m de folhas de bananeira e 25% m/m de pseudocaule, todos in
natura.
O volume de biogás gerado durante o processo de metanização foi
determinado de forma indireta empregando coluna de água acondicionada em
proveta plástica graduada de 2L emborcada em bandeja de plástico com água,
conforme descrito no item 4.4.5.
64
4.3.4.1 Processo descontínuo – Ensaio E9
Foram realizadas duas fermentações empregando os dois tipos de inóculos
utilizadas nas etapas anteriores: Ensaio E9a – inóculo proveniente de suspensão
microbiana de ETE + compostagem e Ensaio E9b – inóculo proveniente de efluente
de granja de criação de suínos.
A concentração inicial de substrato pretendida no biodigestor foi de20 gST.L
-1
.
Para tanto foi preparada uma mistura inicial de biomassa in natura contendo 509 g
de massa úmida (mu) de cascas de banana (57,8 gST), 465 gmu de pseudocaule
(21,7 gST) e 136 gmu de folhas de bananeira (21,9 gST), resultando na relação
entre os resíduos em termos de mu de 3,74:3,42:1, respectivamente. A mistura foi
então cominuida, conforme descrito no item 4.1.1, seguido da adição de água
destilada até volume final de 3L, resultando numa concentração final em biomassa
de 370,1 gmu.L
-1
ou 33,8 gST.L
-1
, para uma concentração correspondente a cada
um dos resíduos empregados de 169,8 gmu.L
-1
, 155,0 g mu.L
-1
e 45,3 g mu.L
-1
,
respectivamente. O valor de demanda química de oxigênio (DQO) na mistura foi de
19,6 g DQO.L
-1
.
Na dorna foram colocados 2,5 L dessa mistura inicial de biomassa e 2,5 L do
inóculo descrito no item 4.2, resultando numa concentração inicial estimada de 16,9
gST por litro, (141,5 gmu.L
-1
de cascas, 129,2 gmu.L
-1
de pseudocaule e 37,7gmu.L
-1
de folhas).
No início do ensaio, assim como a cada sete dias e no final do processo de
biodigestão, foram retiradas amostras para determinação dos valores de demanda
química de oxigênio (DQO), demanda bioquímica de oxigênio (DBO
5
), ST, SV e
composição do biogás formado (ver item 4.4.6.1).
O final do processo foi definido como o tempo de metanização no qual o
valor de DQO chegou a 2000 mg.L
-1
. Neste instante, além da amostra normalmente
retirada para as análises anteriormente citadas, foi retirada outra amostra do caldo
residual e enviada para a empresa Natrium Química, para a determinação das
concentrações de nitrogênio, fósforo e potássio. Estas últimas análises foram
65
essenciais para a avaliação da possibilidade do uso do resíduo final da biodigestão
como biofertilizante.
4.3.4.2 Processo contínuo – Ensaio E10
Foram realizados dois ensaios de biodigestão contínua nas mesmas
condições de processo. Cada um desses ensaios foi iniciado com um processo
descontínuo realizado nas condições descritas no item 4.3.4.1.
O início da alimentação do biodigestor foi realizado quando a DQO do meio
em metanização atingiu valores da ordem de 2,5 g DQOL
-1
.
Como substrato de alimentação foi empregada a mistura de biomassa
composta por cascas de banana (19,3 gSTL
-1
ou 169,7 gmu.L
-1
), pseudocaule (7,2
gST.L
-1
ou 155,0 gmu.L
-1
) e folhas de bananeira (7,3 gST.L
-1
ou 45,3 gmu.L
-1
),
totalizando 33,8 gST.L
-1
ou 370,0 gmu.L
-1
.
As vazões específicas de alimentação (D) testadas foram de 0,024 L.dia
-1
e
0,004 L.dia
-1
, equivalentes às vazões diárias de alimentação (F) de 0,12 L.dia
-1
e
0,02 L.dia
-1
, respectivamente. Os volumes diários de substratos correspondentes a
cada F foram adicionados de uma só vez no biodigestor após a retirada de mesmo
volume do meio em biodigestão.
66
a
V
ms
ST =
4.4 MÉTODOS ANALÍTICOS
Com exceção às análises da composição do biogás gerado nos processos
avaliados, todas as demais análises aqui descritas foram realizadas, no mínimo, em
duplicata.
4.4.1 Sólidos Totais
As determinações das concentrações de sólidos totais (ST) e sólidos voláteis
(SV) foram realizados através de análises gravimétricas empregando cadinhos de
porcelana previamente secos em estufa (105ºC, durante 48 horas) até massa
constante.
Cada cadinho recebeu 5 mL de amostra e, após determinação da massa
amostrada, foi reconduzido à estufa até massa constante. Após a secagem, os
cadinhos foram mantidos em dessecador por 30 minutos e então pesados em
balança analítica.
Os valores de ST foram calculados empregando a Equação 5.
(5)
ms – massa seca da amostra (g)
V
a
– volume de amostra (L)
67
a
V
ms
cms
SV
⎟
⎠
⎞
⎜
⎝
⎛
−
=
4.4.2 Sólidos Voláteis
Após a determinação dos valores de ST (item 4.4.1), os cadinhos contendo as
amostras secas foram conduzidas à mufla e mantidas a 550 ºC durante 1 hora para
eliminação total dos voláteis ainda existentes nessas biomassas. Em seguida, após
retornarem à temperatura ambiente em dessecador, foram pesados e determinados
a massa final de inertes (cinzas).
Os valores de sólidos voláteis (SV) foram calculados empregando a
Equação 6.
(6)
c – massa de cinzas (g)
ms – massa seca da amostra (g)
V
a
– volume de amostra (L)
4.4.3 Demanda Química de Oxigênio
As determinações de Demanda Química de Oxigênio (DQO) foram realizadas
empregando o Kit DQO Reagente da Hach, na faixa de 0 a 1500 mg O
2.
L
-1
, código
21259.
Seguindo metodologia proposta pelo fornecedor (Hach Company, 1997,
2004), foram pipetados 5 mL de amostra em balão volumétrico de 500 mL e
adicionado água destilada até completar o volume do balão. Após homogeneização,
2 mL da solução foram transferidos para o tubo de vidro contendo o reagente kit
DQO/Hach e então acondicionado em digestor Hach modelo Digital Reactor Block
200, (DRB200) a 150ºC durante 120 minutos. Em seguida, a mistura foi resfriada em
béquer com água e gelo e conduzida para a leitura de absorbância em
68
10.350
DQO
V
a
=
espectrofotômetro DR/4000 também da Hach empregando o programa 2720, com
comprimento de onda 620 nm. Para cada amostra digerida foram realizados, no
mínimo, cinco leituras de absorbância.
4.4.4 Demanda Bioquímica de Oxigênio
Os valores da Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO
5
), foram determinados
empregando-se metodologia proposta pela HACH, segundo Manual de Instrução
BodTrac TM, Hach Company (1998).
Para essas análises foi necessário determinar primeiramente o valor da
DQO correspondente a cada amostra. Conhecido o valor da DQO, foi calculado o
volume de amostra (V
a
) a ser adicionada ao reagente do kit, conforme Equação
7.
(7)
Foi usado o valor de 350 na Equação 7 com o objetivo de reduzir-se a
DQO original da amostra para a faixa provável do valor de DBO recomendada
pelo fornecedor do kit (0 a 700 mg DBO.L
-1
). Por exemplo: para uma amostra
com DQO original de 5000 mgDQO.L
-1
necessita-se de um volume 350 vezes
menor para obter-se uma concentração no kit dentro da faixa desejada. O valor
10 foi empregado com o objetivo de reduzir escala, ou seja, o método da Hach
prevê um volume de amostra inicial de 1L enquanto que aqui se optou pelo uso
de apenas 100 mL de amostra para a determinação da DBO.
O método consistiu no seguinte procedimento: com uma pipeta graduada
de 10 mL foi coletado o volume V
a
específico a cada uma das amostras
analisadas e misturado ao reagente kit-DBO em uma proveta graduada de 100
mL contendo água primeiramente aerada. Em seguida foi completado o volume
com o mesmo tipo de água até 95 mL.
69
Em seguida os frascos com as amostras foram conectados ao aparelho de
MOD.DBOTraK-HACH através de sondas com tampas em roscas, onde
permaneceram em sistema de agitação na estufa incubadora bacteriológica em
temperatura de 20 ºC, durante 5 dias.
4.4.5 Determinação do volume de biogás gerado no biodigestor
O volume de biogás gerado no biodigestor (fermentador New Brunswick) foi
determinado a partir da leitura da altura da coluna de água deslocada no interior de
uma proveta de 2L apresentada na Figura 7.
Figura 7 - Sistema com proveta plástica empregada na medição do volume de biogás
produzido no biodigestor de bancada.
70
T
TV
V
CNTPd
CNTPg
=
,
Na parte superior da proveta foram feitos dois furos; onde foram fixados um
termômetro para leitura contínua da temperatura do biogás retido na proveta e outro
onde foi adaptado um tubo de vidro para entrada do gás gerado no biodigestor com
um conector em Y e um septo de vedação para retiradas periódicas de amostras do
biogás confinado.
Neste sistema, o biogás produzido no biodigestor foi conduzido através de
tubo de silicone (5mm de diâmetro interno) até a proveta e através da sua pressão
manométrica exercida sobre a superfície de água a coluna de líquido foi empurrada
para fora da mesma, tornado possível a leitura direta do volume de biogás.
A partir do valor de temperatura do biogás contido na proveta e considerando
a mistura gasosa como gás ideal, foi convertido o volume de gás lido em volume de
gás nas Condições Normais de Temperatura e Pressão (CNTP) e expresso na
unidade de L
CNTP
, conforme Equação 8.
(8)
V
g,CNTP
– volume de biogás nas CNTP (L
CNTP
)
V
d
– volume de água deslocado dentro da proveta (L)
T
CNTP
– temperatura na CNTP (T
CNTP
= 273,15 K)
T – temperatura do gás confinado na proveta (K)
4.4.6 Caracterização do biogás
A caracterização do biogás gerado nas garrafas plásticas (Ensaios E7 e E8)),
foi realizada a partir da determinação das concentrações dos gases CH
4
, CO
2
e H
2
S
em cada amostra analisada. Para o biogás gerado no biorreator New Brunswick
(Ensaios E9 e E10), além dessas determinações, foi realizada a medição do volume
de biogás produzido.
71
4.4.6.1 Determinação da composição do biogás
A caracterização do biogás gerado foi realizada a partir das determinações
das concentrações em cromatógrafo a gás Agilent, série 6890 com mostrador
automático série 7683, empregando coluna HP-PLOT Q da Agilent (Port n
°
19091P-
Q04) com 30 m de comprimento, diâmetro 0,32mm e filme de espessura 20µm.
Para a coleta do biogás foi empregada uma ampola de vidro de 300 mL com
uma tampa em rosca e vials, onde foram coletadas as amostras com o auxilio de
uma seringa e, na outra extremidade uma torneira esmerilhada para coletar o
biogás, conforme pode ser observado na Figura 8.
Figura 8 – Ampola de vidro usada para a coleta de biogás
Antes da coleta da amostra a ampola de vidro foi lavada com ar
atmosférico para retirar possíveis impurezas, com o auxilio de uma bomba a
vácuo. Em seguida foi fechada a ampola com vácuo e coletado 300 mL de
biogás no sistema de proveta acoplada ao biodigestor.
A injeção da amostra no forno do cromatógrafo (1 mL) foi realizada
manualmente através da seringa Hamilton Pat.eb. 315080 com embolo de teflon
e capacidade volumétrica de 5,0 mL. Entre cada amostra injetada foi realizada a
limpeza da seringa através de repetidas sucções de ar ambiente.
72
No forno, a amostra foi inicialmente aquecida a 45ºC e em seguida
elevada para 90ºC (velocidade média de aquecimento de 25ºC por minuto),
240ºC (15ºC por minuto) e 260ºC (10ºC por minuto), permanecendo por 2
minutos em cada uma dessas temperaturas até ser conduzida ao detector.
Foi utilizado o detector de condutividade térmica (TCD) com temperatura de
250 ºC e vazão de referência He a 20 mL.min
-1
e N
2
(makeup) a 7,0 mL.min
-1
.
Como gás de arraste foi utilizado o gás H
e
com vazão constante de 2,2 mL.
min
-1
.
As concentrações volumétricas dos gases CH
4
, CO
2
e H
2
S foram
determinadas a partir da conversão da sua área específica fornecida pelo
cromatograma, (Anexo1) em fração volumétrica empregando curva de calibração
previamente estabelecida conforme apresentada no (Anexo 2; itens: 2a
1
, 2a
2
e 2a
3
).
Os volumes do padrão utilizados na curva de calibração foram de 0,1, 0,2, 0,4, 0,7 e
1,0 mL. Como padrão foi empregada uma mistura primária desses gases contendo
(em porcentagem volumétrica) 40,03% de CH
4,
29,95% de CO
2
e 30,02% de H
2
S,
fornecido pela empresa White Martin de Joinville-SC.
4.4.7 Caracterização do lodo gerado
No final do processo de biodigestão anaeróbia, foi feito análise química do
lodo gerado para determinação do teor de Nitrogênio total, Fósforo e potássio, para
possível uso na agricultura como biofertilizante, conforme metodologia utilizada pela
empresa Natrium Química em anexo.
73
5 RESULTADOS E DISCUSSÃO
5.1 DETERMINAÇÃO DA CONCENTRAÇÃO IDEAL DE BIOMASSA NA
BIODEGRADAÇÃO: ENSAIOS E1 A E4.
A Tabela 7 apresenta os resultados obtidos na biodigestão dos resíduos
cascas de banana (E1), engaço (E2), folhas (E3) e pseudocaule (E4), conduzidos
nas mesmas condições experimentais, conforme descrito no item 4.3.1.
Tabela 7 – Valores de sólidos totais (ST) e demanda química de oxigênio (DQO)
obtida nos ensaios de biodigestão empregando como substrato três diferentes
concentrações (a, b e c) dos resíduos sólidos, cascas de banana (E1), engaço (E2),
folhas (E3) e pseudocaule (E4).
Ensaio ST (g ST.L
-1
) DQO (g DQO.L
-1
)
Tempo de processo (dias) Tempo de processo (dias)
0 15 30 0 15 30
E1a
E1b
E1c
8,8±1,0
14,0±0,0
27,0±0,2
9,4±0,3
7,7±0,2
27,9±0,0
5,2±0,0
7,2±0,2
12,7±0,1
18,0±5,3
17,0±1,0
24,7±2,5
5,3±0,.6
7,3±0,6
5,7±3,5
0
0
0
E2a
E2b
E2c
4,9±0,7
8,9±1,4
16,7±2,3
4,5±0,1
6,7±0,0
10,8±0,9
5,4±0,1
7,3±0,2
9,5±0,5
4,8
*
6,3±0,7
2,4
2,6
3,0±0,4
3,0
2,6
1,7
E3a
E3b
E3c
8,6±0,5
10,8±0,1
22,1±0,1
5,1±0,2
8,4±0,2
17,5±0,2
5,4±0,1
9,0±0,8
18,1±0,4
3,3±0,9
8,0±1,0
9,7±0,9
1,1±0,1
1,7±0,4
3,2±1,0
0
0
0
E4a
E4b
E4c
4,2±0,4
5,2±0,1
8,5±0,5
2,8
3,8
6,5
*
*
*
2,6±0,7
4,0±0,2
7,0±0,2
0
0
0
*
*
*
* não determinado
74
A biodegradabilidade dos quatro tipos de sólidos empregados pode ser
observada na redução do seu valor de DQO no meio de biodigestão, apresentado na
Tabela 7.
Após 15 dias de processo, a DQO respectiva a cada uma das concentrações
de cascas de banana testadas (8,8 gST.L
-1
, 14,0 gST.L
-1
e 27,0 gST.L
-1
, com 20%
v/v de inóculo) apresentou redução de 71%, 57% e 77% em relação aos seus
valores iniciais. Nas condições experimentais empregadas (temperatura 30ºC e
freqüência de agitação 100 min
-1
), a concentração de 27,0 gST.L
-1
apresentou maior
porcentagem de redução da DQO inicial sendo, portando, considerada como uma
boa indicativa da concentração ideal para a continuidade dos trabalhos. Se
desconsiderarmos a contribuição do inóculo nesse valor, a concentração de sólidos
totais relativa somente ao substrato foi de 23,8 gST.L
-1
.
Para o caso das folhas, esses valores de porcentagem de redução da DQO
relativos a cada concentração de substrato empregada foram de 66,7% (ensaio
E3a), 78,7% (ensaio E2b) e 67,0%, (ensaio E3c). Os valores de ST devidos somente
ao substrato (sem o inóculo) foram de 3,3 gST.L
-1
, 9,6 gST.L
-1
e 16,8 gST.L
-1
, sendo
que a concentração em torno de 10 gST.L
-1
seria a mais indicada para a
biodegração desse material.
De acordo com os resultados apresentados na Tabela 7, pode-se facilmente
verificar que o pseudocaule foi totalmente biodegradado nos primeiros 15 dias de
processo. No entanto, devido ao valor médio da DQO específica do ensaio (0,7±0,1
g DQO.g
-1
.ST
-1
, com inóculo) comparada ao ensaio com a casca de banana (1,4±0,6
g DQO.g
-1
.ST
-1
, com inóculo), com o dobro, não foi possível determinar o tempo
mínimo para a sua biodegradação. Porém, pôde ser constatado que se trata,
também, de um bom substrato para a biodigestão anaeróbia visando uma futura
produção de biogás.
Quando o engaço foi utilizado como substrato, mesmo após 30 dias de
processo não foi obtida redução da DQO presente no início da sua biodigestão como
a que ocorreu com os outros três resíduos avaliados.
O maior valor de velocidade média de redução da DQO (
DQO
ϑ
) relativo aos
primeiros 15 dias de processo foi de 0,22 g DQO.L
-1
dia
-1
para uma concentração
inicial de 16,7±2,3 g ST.L
-1
de engaço (ensaio E2c). Comparativamente ao emprego
das cascas de banana (E1c) como substrato (
DQO
ϑ
= 1,27 g DQO.L
-1
.dia
-1
) o valor de
75
DQO
ϑ
do engaço foi de aproximadamente seis vezes menor. Em relação às folhas da
bananeira (
DQO
ϑ
= 0,43 g DQO.L
-1
.dia
-1
) e ao pseudocaule (
DQO
ϑ
≈ 0,47 g DQO.L
-
1
.dia
1
) a diferença foi da ordem de duas vezes menor. Esse baixo valor
DQO
ϑ
do
engaço, principalmente se comparado com o
DQO
ϑ
do pseudocaule não era
esperado. De acordo com estudos de (Conradi et al., (2005) foi verificado que o
engaço possui propriedades físicas e químicas superiores às do pseudocaule, para
a biodigestão. Os autores concluíram que entre os quatro tipos de resíduos, apenas
o pseudocaule e não o engaço merecia maior estudo para o seu emprego como
substrato na biodigestão. Mesmo com esta discrepância o engaço foi descartado
para a continuidade de nossos estudos, pois, em função da baixa quantidade de
biomassa desse tipo de resíduo gerada no campo comparativamente à quantidade
dos outros três substratos não justificaria, neste momento, novos estudos para a
elucidação das dúvidas aqui geradas.
Em função dos resultados observados nesses ensaios e considerando que na
instalação futura de um biodigestor industrial deve-se procurar empregar de forma
conjunta todos os resíduos biodegradáveis (visando uma maior praticidade na
operação do sistema) recomenda-se uma carga inicial de alimentação do biodigestor
(processo contínuo) composta por (em ST) 50% de cascas, 25% de folhas e 25% de
pseudocaule, com tempo de retenção mínimo de 15 a 30 dias. É importante lembrar
que na geração desses resíduos, no campo, essas relações não são as mesmas.
Tomando como exemplo uma indústria de alimentos da região nordeste de Santa
Catarina, que têm a banana como principal matéria-prima da produção, foi
constatada uma geração média mensal (em massa úmida), durante o ano de 2005
de nove toneladas de cascas, dez toneladas de folhas e vinte toneladas de
pseudocaule. Isso resultaria numa mistura composta de 23% de cascas, 26% de
folhas e 51% de pseudocaule; bem diferente da indicada em função dos resultados
aqui obtidos. O ajuste dessa diferença deve ser buscado futuramente visando uma
otimização do processo.
76
5.2 DETERMINAÇÃO DA INFLUÊNCIA DO TRATAMENTO TÉRMICO SOBRE A
VELOCIDADE DE DEGRADAÇÃO DOS SUBSTRATOS: ENSAIOS E5 E E6.
Visando a busca de novas possibilidades que permitissem um incremento na
velocidade de biodigestão dos resíduos cascas de banana, folhas e pseudocaule da
bananeira (uso de meio de fermentação composto respectivamente por 50%, 25% e
25% em massa) realizou-se novos ensaios comparando o uso desses resíduos in
natura (ensaio E5) com o uso da mistura previamente tratada (ensaio E6, cozimento
do substrato a 70ºC durante 30 min). A Tabela 8 apresenta os resultados obtidos
nestes ensaios de biodegradação realizados nas mesmas condições experimentais
dos ensaios anteriores, conforme descrito no item 4.3.2.
Tabela 8 – Valores de sólidos totais (ST) e demanda química de oxigênio (DQO)
obtidos nos ensaios de biodegradação empregando como substrato a mistura
composta de cascas de banana (50% m/m), pseudocaule (25% m/m) e folhas (25%
m/m) in natura (ensaio E5, substrato sem tratamento térmico) e previamente tratada
(ensaio E6, cozimento do substrato a 70ºC durante 30 min)
Substrato in natura, sem
tratamento térmico (Ensaio E5)
Substrato com tratamento térmico a 70ºC
durante 30 min (Ensaio E6)
tempo
(dias)
ST
(gST.L
-1
)
DQO
(g DQO.L
-1
)
tempo
(dias)
ST
(gST.L
-1
)
DQO
(g DQO.L
-1
)
0 24,6 ± 0,6 13,3 ± 0,3 0 23,4 ±2,0 16,6 ± 1,1
5 15,0 ± 0,4 6,6 ± 0,6 8 13,5 ±1,1 4,4 ± 0,0
17 13,2 ± 1,2 5,7 ± 0,8 15 15,3 ± 0,5 4,1 ± 0,2
25 10,7 ± 1,3 3,8 ± 0,3 27 12,4 ± 0,4 3,8 ± 0,5
31 12,2 ± 0,7 3,0 ± 0,5 33 15,3 ± 0,5 3,0 ± 0,7
Os desvios padrões observados nas determinações de ST e DQO,
apresentados na Tabela 8, conduziram a coeficientes de variação da ordem de 12%
em ST e de 23% em DQO. Estes desvios são justificados pelo fato de que o meio de
fermentação foi constituído por sólidos em suspensão e, portanto, facilmente sujeito
à condição de meio heterogêneo se não for muito bem agitado. Além disto, neste
77
estudo, cada biodigestor (frasco Erlenmeyer) constitui uma amostra e portanto,
sujeito às diferenças significativas entre as análises realizadas.
A partir dos valores apresentados na Tabela 8 pode-se verificar que os
valores de
DQO
ϑ
relativos aos específicos intervalos de tempo de cada um dos
ensaios foram praticamente iguais, ou seja, para os primeiros cinco dias de processo
do ensaio E5 a velocidade média de redução da DQO de 1,55±0,30 gDQO.L
-1
.dia
-1
para o Ensaio 5 e para os oito primeiros dias do ensaios E6 foi de 1,52±0,21 g
DQO.L
-1
.dia
-1
, caindo para, aproximadamente, 0,1 g DQO.L
-1
.dia
-1
nos períodos
subseqüentes de cada um dos ensaios e permanecendo assim até o final do
processo de biodegradação.
Em ambas as condições avaliadas, foram constatadas uma redução
percentual da DQO inicial presente no meio de biodegradação em torno de 80%.
Este valor foi superior aos valores alcançados com o uso individual de cada um
desses resíduos como substrato, conforme discutido anteriormente, indicando que a
mistura dos resíduos teve um efeito positivo sobre esse parâmetro.
Com o objetivo de auxiliar a comparação dos resultados dos valores de DQO
apresentados na Tabela 8, a Figura 9 foi construída.
01234
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
16000
18000
20000
DQO (mg DQO/L)
t (semanas)
in natura
com tratamento
Figura 9 – Comparação entre os valores de DQO em função do tempo de fermentação
(semanas) obtidos nos ensaios com substrato in natura (Ensaio E5) e com substrato tratado
termicamente a 70 ºC/30 min (Ensaio E6).
78
De acordo com o teste de Tuckey (nível de significância de 0,05) foram
constatadas diferenças estatísticas entre os resultados de DQO obtidos nos Ensaios
E5 e E6 no início dos ensaios, na primeira e na segunda semana de processo. A
diferença existente no início da fermentação foi devida, provavelmente, ao modo de
preparo do meio de fermentação. Enquanto que no Ensaio E6 o substrato foi
submetido ao tratamento térmico conduzido a 70°C, durante 30min, o substrato do
Ensaio E5 foi utilizado in natura, ou seja, sem tratamento térmico; apenas cominuído
como o anterior. Uma maior digestão do substrato significa uma maior solubilização
e, consequentemente, uma maior disponibilidade de compostos orgânicos solúveis
no meio; portanto, um maior valor da DQO. Para a primeira e a segunda semana de
fermentação, a diferença existente entre os dois ensaios foi devido ao efeito positivo
que o tratamento térmico teve sobre o processo. No entanto, esse efeito não
permaneceu até o final dos experimentos. A partir da segunda semana de
fermentação não houve diferença significativa entre os Ensaios E5 e E6.
Em função dos resultados aqui observados e considerando que o tratamento
térmico representa a inclusão de mais uma operação unitária no processo de
biodigestão com conseqüente aumento de mão-de-obra e custo (maior gasto de
energia) optou-se por continuar trabalhando com o substrato in natura.
5.3 INFLUÊNCIA DA HIDRÓLISE ÁCIDA SOBRE A METANIZAÇÃO: ENSAIOS
E7 A E8.
Nos ensaios realizados anteriormente não foi possível determinar a produção
de biogás (volume e composição) em função das condições experimentais
empregadas (uso de grande número de frascos Erlenmeyer - 15 frascos/ensaio, sob
agitação constante).
Com estes novos ensaios procurou-se realizar essas determinações e
buscou-se, também, verificar se uma hidrólise ácida prévia dos substratos
favoreceria ou não a produção de biogás.
79
O efeito positivo da hidrólise ácida de substratos complexos sobre a produção
de metabólicos secundários já é bem conhecido em outros tipos de processos
fermentativos. Revisões sobre o tema realizadas por Lee (1997) e por Cheng (2002)
além dos trabalhos de “Soderstrom” et al. (2003), Yu e Zhang (2003), Saha et al.
(2005), Del Campo et al. (2006) e Cara et al. (2008) comprovaram esse efeito.
Todas essas citações são referentes à produção de etanol a partir de substratos
lignocelulósicos. Não foram encontrados na literatura disponível trabalhos que
tratassem do uso da hidrólise ácida na produção de biogás.
Outro fato importante a ser destacado nestes ensaios é que o inóculo
empregado até agora era constituído de suspensões microbianas provenientes de
estação de tratamento de esgoto e de compostagem enquanto que aqui foi feito uso
de inóculo proveniente de biodigestor em operação numa granja de criação de
suínos, conforme descritos no item 4.2. Esta mudança foi feita com objetivo de se
verificar o comportamento desse novo inóculo, produtor de gás metano a partir de
dejetos suínos, diante de substratos lignocelulósicos (in natura e previamente
hidrolisados) como os empregados neste estudo (cascas de banana, folhas e
pseudocaule de bananeira).
As Tabelas 9 e 10 apresentam os principais resultados obtidos nestes
ensaios.
Tabela 9 – Valores da demanda química de oxigênio (DQO), sólidos totais (ST), sólidos
voláteis (SV), demanda bioquímica de oxigênio (DBO), pH e composição do biogás gerado
(CH
4
, CO
2
e H
2
S) em função do tempo de biodigestão obtidos no Ensaio E7 (uso de garrafas
plásticas com substrato in natura e 10 % v/v de inóculo proveniente de dejetos de suínos.
Tempo de processo (dias)
Parâmetro
0 7 14 21 28 35
DQO(gDQO.L
-1
) 17,3±3,2 28,6±12,6 14,5±1,6 18,2±0,7 16,6±0,4 13,7±2,4
ST (gST.L
-1
) 14,4±0,0 11,5±0,4 12,1±0,0 14,4±2,2 15,5±0,3 15,5±0,7
SV (gSV.L
-1
) 13,6±0,0 11,2±0,2 12,5±1,5 13,6±2,2 13,2±2,1 13,5±0,3
DBO(gDBO.L
-1
) 6,6±0,6 8,4±1,6 9,8±1,9 11,7±0,9 9,7±0,0 9,2±0,3
pH* 7,2 - 5,6/7,5 5,6/7,5 6,6/7,5 7,2/7,5
CH
4
(%v/V) 0 0,32 6,00 26,00 25,41 22,92
CO
2
(%v/V) 0 99,54 93,90 73,99 74,57 77,07
H
2
S(%v/V) 0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0
* Os dois valores de pH contendo barras apresentam as leituras do pH antes e após a sua correção
para o valor desejado de 7,5
.
80
Tabela 10 – Valores da demanda química de oxigênio (DQO), sólidos totais (ST),
sólidos voláteis (SV), demanda bioquímica de oxigênio (DBO), pH e composição do
biogás gerado (CH
4
, CO
2
e H
2
S) em função do tempo de biodigestão obtidos no
Ensaio E8 (uso de garrafas plásticas com substrato previamente hidrolisado com
H
2
SO
4
1% m/m e contendo 10 % v/v de inóculo proveniente de dejetos de suínos).
Tempo de processo (dias)
Parâmetro
0 7 14 21 28 35
DQO(gL
-1
) 14,7±5,3 15,8±2,0 20,2±0,2 16,1±0,1 14,8±1,2 19,0±1,5
ST (gST.L
-1
) 31,9±0,0 27,5±0,1 30,0±1,0 31,9±1,1 32,4±1,5 31,8±1,5
SV (gSV.L
-1
) 14,7±0,0 20,1±3,6 15,5±1,9 14,7±0,3 19,5±5,2 12,6±1,2
DBO(gDBO.L
-1
) 7,2±0,0 7,3±1,0 8,3±01,0 8,6±0,9 8,8±0,1 6,8±0,1
pH 7,2 * 4,2/7,2 6,5/7,2 7,1/7,2 7,3/7,2
CH
4
(%v/V) 0 0 0 0 0 0
CO
2
(%v/V) 0 100,00 100,00 95,72 96,36 97,15
H
2
S(%v/V) 0 0,00 0,00 4,28 0,30 2,84
* Os dois valores de pH contendo barras apresentam as leituras do pH antes e após a sua correção
para o valor desejado de 7,5
.
Conforme pode ser observado nas Tabelas 9 e 10, em nenhum dos ensaios
realizados foi observado a biodegradação total do substrato como ocorreu nos
ensaios anteriores (Ensaios E1 a E6, itens 5.1 e 5.2). Tanto o erro no uso do volume
de inóculo (uso de 10% v/v de inóculo ao invés de 20% v/v conforme o pretendido e
descrito no item 4.2) como o novo tipo de inóculo empregado nestes ensaios podem
ter contribuído para este tipo de comportamento. O erro no volume de inóculo só foi
percebido no final do período de inoculação.
Mesmo assim é importante destacar que, em comparação ao substrato in
natura, o uso da hidrólise prejudicou o processo de produção de biogás. Os
objetivos maiores desse tipo de processo para obter alto rendimento em biogás e
alta concentração de CH
4
no biogás gerado. Além de não ter sido detectado a
formação de CH
4
no biogás gerado, a hidrólise ácida conduziu à formação de H
2
S.
A produção de H
2
S a partir do substrato hidrolisado, pode ser explicada pelo
fato de que a hidrólise ao ser realizado com ácido sulfúrico, com posterior correção
do pH do meio de fermentação com hidróxido de sódio possibilitou a formação de
sulfato de sódio. Alguns grupos de bactérias que usam o catabolismo oxidativo
81
podem utilizar o sulfato de sódio como fonte inorgânica de energia e o reduzem a
H
2
S. Segundo Schmitt et al. (2006), a redução biológica de sulfato em digestores
anaeróbios em geral é considerada como um processo indesejável por duas razões:
o sulfato oxida material orgânico que deixa de ser transformada em metano e no
processo forma o gás sulfídrico, que é corrosivo e confere odor muito desagradável
tanto à fase líquida como ao biogás, além de poder ser tóxico para o processo de
metanogênese.
5.4 METANIZAÇÃO EM BIODIGESTOR DE BANCADA – PROCESSO
DESCONTÍNUO: ENSAIOS E9a e E9b.
Devido às dificuldades operacionais encontradas nos ensaios realizados nas
etapas anteriores de estudo, principalmente em relação ao controle do pH que vinha
sendo feito manualmente a cada dois dias de processo e visando comparar a
potencialidade dos dois tipos de inóculos já empregados (suspensões microbianas
de ETE + compostagem e de biodigestor em operação com dejetos de suínos),
realizou-se dois experimentos em biodigestor de bancada em regime descontínuo
com volume de trabalho de 5L, contendo 50% v/v de inóculo, conforme descrito no
item 4.3.4.
No Ensaio E9a foi empregado o inóculo de ETE + compostagem e no Ensaio
E9b foi utilizado o inóculo proveniente de biodigestor em operação na granja de
criação de porcos. Em ambos os casos, o substrato foi o mesmo, constituído da
mistura dos resíduos cascas de banana (50%), folhas (25%) e pseudocaule (25%),
todos in natura.
Em função de problemas de ordem técnica não foi possível acompanhar a
produção de biogás no caso do Ensaio E9a, nem tampouco determinar a sua
composição. Estas determinações foram realizadas apenas com o Ensaio E9b
(Tabela 11).
82
Os parâmetros acompanhados no Ensaio E9a foram apenas os de ST, e
DQO. A Figura 10 apresenta estes valores juntamente com os valores relativos ao
Ensaio E9b.
y = -0.5916x + 25.112
R
2
= 0.9865
y = -0.6523x + 13.459
R
2
= 0.997
0
4
8
12
16
20
24
28
32
36
0 5 10 15 20 25 30 35 40
tempo (dias)
DQO, ST (g/L) .
Figura 10 – Valores de DQO (▲, Δ) e ST (●, О) em função do tempo de biodigestão de
resíduos in natura da bananicultura em biorreator de bancada, empregando 50% do volume
de trabalho de inóculo constituído de: (A) suspensões microbianas provenientes de ETE +
compostagem (Ensaio E9a), (B) suspensão microbiana proveniente de biodigestor em
operação em granja de criação de suínos, (Ensaio E9b).
Os maiores valores iniciais, tanto de DQO como de ST, no Ensaio E9b foram
devido à origem do inóculo visto este ser proveniente de efluente rico em fezes de
porcos (alta DQO) e terem areia misturada (material empregado na higienização dos
chiqueiros).
Conforme pode ser observado na Figura 10, a partir das suas respectivas
equações das retas ajustadas, os valores de velocidade de redução de DQO (
DQO
ϑ
)
foram da mesma ordem de grandeza. A pequena diferença percentual (9,3 %) entre
os dois valores de
DQO
ϑ
(0,65 gDQO.L
-1
dia
-1
para o Ensaio E9a e
0,59 gDQO.L
-1
.dia
-
1 para o Ensaio E9b) pode ser devida à provável existência de um
maior número de bactérias hidrolíticas no inóculo do Ensaio E9a e portanto, uma
maior eficiência na biodegradação do substrato lignocelulósico. Cabe lembrar que
esse inóculo foi constituído por 40% v/v de suspensão microbiana proveniente de
compostagem formada basicamente por substratos lignocelulósicos.
O importante a ser destacado nestes ensaios é que o uso do inóculo da
granja de suínos proporcionou também uma eficiente redução da DQO. Os
B
A
83
respectivos valores de redução percentual para os dois ensaios foram de 86% para
o E9a e 85% para o E9b.
A potencialidade da geração de biogás a partir dessa redução da DQO pelos
microrganismos existentes no inóculo da granja de suínos pode ser comprovada a
partir dos resultados de volume e composição do biogás obtidos no Ensaio E9b-1. A
Tabela 11 apresenta esses dados.
Tabela 11 - Valores de ST, DQO, DBO, volume (V
g, CNTP
) e composição (CH
4
, CO
2
e
H
2
S) do biogás gerado em função do tempo de biodigestão dos resíduos in natura
da bananicultura em biorreator de bancada empregando 50% do volume de trabalho
de inóculo proveniente de biodigestor em operação em granja de criação de suínos
(Ensaio E9b-1)
Tempo de processo (dias)
Parâmetro
0 7 14 21 28 35
ST (g.L
-1
)
29,5 27,6 27,2 31,4 34,0 32,8
DQO (g.L
-1
)
25,2 20,5 17,7 11,6 9,8 3,8
DBO (g.L
-1
)
12,0 11,2 10,1 6,7 3,2 2,8
V
g,
(L
CNTP
.dia
-1
)
0 23,1 21,3 22,3 24,0 17,5
CH
4
(%v/V)
0 38,38 32,09 59,37 65,52 66,83
CO
2
(%v/V)
0 60,54 67,90 40,62 34,47 33,16
H
2
S(%v/V) 0 0 0 0 0 0
Este ensaio foi repetido e os seus resultados, estão apresentados na Tabela
12.
84
0
5
10
15
20
25
30
35
40
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50
t (dias)
DQO (g/L), Vg (L CNTP/dia)
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
CH
4
(% v/v) .
Tabela 12 - Valores de ST, DQO, DBO, volume (V
g, CNTP
) e composição (CH
4
, CO
2
e
H
2
S) do biogás gerado em função do tempo de biodigestão dos resíduos in natura
da bananicultura em biorreator de bancada empregando 50% do volume de trabalho
de inóculo proveniente de biodigestor em operação em granja de criação de suínos
(Ensaio E9b-2)
Tempo de processo (dias)
Parâmetro
0 7 14 21 28 35 42 49
ST (g.L
-1
)
30,9 27,1 27,2 24,6 26,0 25,3
23,4 23,8
DQO (g.L
-1
)
29,6 25,3 20,7 16,1 12,8 9,9
5,3 2,9
DBO (g.L
-1
)
13,7 12,9 11,3
9,5 7,3 4,8
3,1 2,2
V
g,
(L
CNTP
.dia
-1
)
0
12,2
0 26,29 28,63 33,62 26,29
20,89 8,10
CH
4
(%v/V)
0
62,8
3 76,42 93,02 90,19 93,54
82,16 91,51
CO
2
(%v/V)
0
37,1
6 23,50 6,97 9,80 6,45
17,83 8,48
H
2
S(%v/V) 0 0 0 0 0 0
0 0
A partir das Tabelas 11 e 12 foi construída a Figura 11 contendo apenas os
valores de DQO, Vg e CH
4
observados nos dois ensaios (E9b-1 e E9b-2).
Figura 11 – Valores de demanda química de oxigênio (DQO, ▲ e Δ); volume gerado de
biogás nas CNTP, (V
g
, ■ e □) e percentagem de gás metano produzido (CH
4
, ● e О) obtidos
nos Ensaio E9b-1 (linhas cheias) e na sua repetição, E9b-2 (linhas tracejadas)
85
As diferenças observadas entre os resultados do (Ensaio E9b-1) e da sua
repetição (Ensaio E9b-2) apresentados na Figura 11, nas variáveis de processo
DQO, produção de biogás (V
g
) e produção de CH
4
podem ser justificadas pela
impossibilidade do uso de inóculo de mesma composição microbiana. Quando o
inóculo foi coletado para o Ensaio E9b-2 observou-se a existência de sangue diluído
e de uma maior quantidade de areia no tanque receptor de efluente da granja,
resultado da limpeza realizada pela empresa após o abate de alguns porcos. A
influência destas alterações no inóculo pôde ser comprovada pelos maiores valores
da DQO e ST no início do Ensaio E9b-2 (Tabela 12, t = 0).
Com o ajuste linear (R
2
= 0,9939) da variação da DQO em função do tempo
de biodigestão determinou-se a velocidade média da redução de DQO para o
Ensaio E9b-2 (
DQO
ϑ
= 0,55 g DQO.L
-1
.dia
-1
). Este valor foi 6,8% menor do que
aquele obtido no Ensaio E9b-1 (
DQO
ϑ
= 0,59 g DQO.L
-1
.dia
-1
), identificado
simplesmente como E9b na Figura 10. Em função disto e considerando também o
valor de DQO inicial, foram necessárias 46h de processo no Ensaio E9b-2 para
reduzir em 85% o valor da DQO inicial, mesmo valor obtido no Ensaio E9b-1 com
35h de biodigestão.
De acordo com a Figura 11, a produção máxima de biogás obtida na
metanização dos resíduos da bananicultura foi de 33,62 L
CNTP
.dia
-1
e foi alcançada
no Ensaio E9b-2.
A produção acumulada, após 49 dias de processo, foi de 1094 L
CNTP
Considerando a concentração inicial de sólidos totais neste ensaio de 30,9 gST.L
-1
,
conforme Tabela 12, e o V
T
= 5 L, o rendimento do processo (Y
P/S
) foi de 7080
L
CNTP
.kg
-1
ST. Este valor está superestimado. Descontando a produção de biogás
devido à contribuição do inóculo, estimada em 67% do volume de biogás produzido
(cálculo efetuado com base na sua DQO inicial de 39,6 g DQO.L
-1
em relação à
DQO inicial do substrato de 19,6 g DQO.L
-1
), o valor de rendimento devido somente
ao substrato (resíduos da bananicultura) foi de 4272 L
CNTP
.kg
-1
ST
substrato
.
É impossível valores de rendimento desta ordem. Mesmo considerando que
toda a biomassa disponível no biodigestor, no início do processo (ST= 30,9 g.L
-1
)
fosse convertida em biogás contendo 100% de gás metano (hipótese de gás ideal),
o rendimento máximo teórico seria de 1398 L
CNTP
.kg
-1
ST.
86
Revendo todo o procedimento efetuado nas medidas de volume de gás
produzido (item 4.3.4) e realizando novamente todos os cálculos envolvidos nesta
discussão foi encontrado um erro operacional. Como o biorreator permanecia
fechado entre cada medida (período de uma semana) ocorria o acúmulo de biogás
produzido na dorna de fermentação, com conseqüente aumento da sobrepressão no
sistema. Ao ser “zerada” a proveta para a tomada da leitura de volume de água
deslocado (convertida em volume de biogás na CNTP pela Equação 8) não teria
sido dado tempo suficiente para o alívio da sobrepressão formada na “cabeça” do
bioreator. Com isto, as medidas de V
g
ficaram superestimadas. Como esse erro só
foi detectado após a realização dos ensaios não foi possível corrigir os resultados
aqui apresentados. No entanto, este fato não comprometeu as discussões feitas
anteriormente sobre os outros parâmetros avaliados. É importante deixar claro que
este tipo de “erro” não ocorreu com o processo contínuo, realizado após este ensaio.
Deivanai e Kasturi Bai (1995) e Kalia et al. (1995) trabalhando com o processo
descontínuo, empregaram como substrato refugos da banana, pseudocaule de
bananeira e alcançaram valores de rendimento da ordem de 9Lkg
-1
ST e 229Lkg
-1
ST,
respectivamente; sendo que no primeiro caso foi empregado o substrato in natura e,
no segundo caso, substrato com pré-tratamento químico. Bouallagui et al. (2004)
alcançaram o rendimento máximo de 160 L
CH4
.kg
-1
ST, após 47 dias de processo,
com uma mistura de rejeitos de frutas e vegetais fornecidas por um supermercado.
Para o caso do uso de dejetos de suínos como única fonte de carbono para a
geração de biogás, a produção específica de biogás esperada é da ordem de 450
L.kg
-1
SV (≈338 L.kg
-1
ST), conforme Embrapa (2007).
5.5 METANIZAÇÃO EM BIODIGESTOR DE BANCADA – PROCESSO
CONTÍNUO: ENSAIOS E10.
Conforme pode ser observado nos resultados apresentados dos ensaios em
processo descontínuo (Ensaios E9b-1 e E9b2, Figura 11), a produção de biogás
(CH
4
+ CO
2
), mesmo tendo sido superestimada, teve o seu maior valor de acúmulo
87
no biodigestor com 28 dias de processo, em ambos os ensaios. Neste ponto, o valor
médio de DQO entre os dois ensaios foi de 11,3±2,1 g DQO.L
-1
, sugerindo ser este
um valor “ideal” para iniciar os estudos da produção de CH
4
em processo contínuo.
Como a velocidade de biodegradação do substrato, expresso como velocidade
média de redução da DQO (
DQO
ϑ
) foi de 0,57±0,03 g DQO.L
-1
.dia
-1
e considerando o
volume de trabalho de 5 L, a quantidade máxima possível de substrato empregado
na alimentação para manter a DQO constante no biodigestor deveria ser de 2,85 g
DQO.dia
-1
, correspondente à 4,9 gST.dia
-1
e 53,7 g mu.dia
-1
, conforme definido no
item 4.3.4.1., ou seja, uma alimentação diária de aproximadamente 26,9 g de
cascas de banana, 13,4 g de pseudocaule e 13,4 g de folhas de bananeira, todos in
natura. Como o valor de DQO determinado no substrato empregado foi de 19,6 g
DQO.L
-1
, a vazão máxima teórica de alimentação (F), ou taxa de alimentação, seria
de 0,145 L de substrato.dia
-1
ou 0,029 dia
-1
de vazão específica de alimentação (D).
Para o primeiro ensaio em processo contínuo (Ensaio E10-1), optou-se pela
vazão de alimentação de 0,120 L.dia
-1
(D = 0,024 dia
-1
) ou 0,47 gDQO.L
-1
, como
ponto de partida, de forma a ter-se uma maior segurança na alimentação e evita
uma possível lavagem do biodigestor. Esse valor foi de 17% abaixo do valor máximo
definido (D = 0,029 dia
-1
).
Além disso, a alimentação foi iniciada somente quando o valor da DBO fosse
a mínima possível de forma a procurar atender a norma NBR 13.969-97, ou seja,
uma redução de 80% da DBO inicial. Conforme pode ser observado nas Tabelas 11
e 12 o valor médio da DBO no processo descontínuo, iniciador do processo
contínuo, foi de 12,8±1,2 g DBO.L
-1
. Tomando como base esse valor e considerando
o valor final da DBO igual a 2,6 g DBO.L
-1
como o necessário para atender a norma
13.969-97, o tempo mínimo para iniciar a alimentação seria de 35 dias de processo,
ou seja, praticamente no final da fonte de carbono disponível para o metabolismo
microbiano. Este procedimento foi então adotado, conforme apresentado na Figura
12.
88
0
2
4
6
8
10
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60
t (dias)
DQO (g/L) .
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
ST (g/L) .
Figura 12 – Valores de demanda química de oxigênio (DQO, ▲) e concentração de sólidos
totais (ST, ●) obtidos no processo contínuo com vazão de alimentação de 0,120 L.dia
-1
(D =
0,024 dia
-1
). Ensaio E10-1.
Conforme pode ser observado na Figura 12, desde o início da alimentação
(t=0) tanto os valores de DQO e de ST aumentaram no meio de fermentação. Este
tipo de comportamento é típico de processo onde ocorre o estado de lavagem. Após
49 dias de alimentação, o ensaio foi descartado.
Um segundo ensaio (Ensaio E10-2) foi então realizado nas mesmas
condições do anterior, exceto que F foi reduzido para 0,02 L.dia
-1
; o que implicou no
fornecimento de 0,68 gST.dia
-1
(7,4 g mu.dia
-1
ou 0,47 g DQO.dia
-1
). Com isto, o
valor da vazão específica de alimentação (D) resultou em 0,004 dia
-1
ou 0,094 g
DQO.L
-1
.dia
-1
. A Figura 13 apresenta os resultados obtidos neste ensaio. A tabela
contendo todos os resultados relativos a este ensaio pode ser vista no Anexo 4.
89
0
2
4
6
8
10
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50
t (dias)
DQO, ST (g/L), Vg (L CNTP/dia)
0
20
40
60
80
100
CH4 (% v/ v)
Figura 13 – Valores de demanda química de oxigênio (DQO, ▲), de sólidos totais (ST, ◊),
de volume gerado de biogás nas CNTP (V
g
, ■) e da composição do biogás (CH
4
, ●) obtidos
no Ensaio E10-2: processo contínuo com F =0,02 L.dia
-1
(0,094 gDQO.L
-1
.dia
-1
).
Com a redução de F para 0,02 L.dia
-1
, mesmo tendo o valor de DQO sofrido
um pequeno aumento como ocorreu no ensaio anterior (F=0,120 L.dia
-1
) foi possível
observar um início de recuperação do processo após 35 dias de fermentação, o que
não foi percebido anteriormente. Após 49 dias de processo o rendimento em biogás
foi de 214,7 L.kg
-1
ST alimentado.
Este valor foi próximo daquele obtido por Kalia et al. (2000), 267-271 L.kg
-1
ST
no processo descontínuo com ST
inicial
= 20-40 gST.L
-1
; e superior ao observado por
Bardiya et al. (1996), 188 L.kg
-1
ST, o qual utilizou cascas de banana in natura como
substrato no processo contínuo, com TR
H
= 25 dias e concentração média de ST no
meio de fermentação de 36 g.L
-1
.
Apesar de não ter sido possível prosseguir com o ensaio E10-2 devido a
problemas técnicos com o sistema de agitação (engripamento), foi possível perceber
que muito estudo ainda precisa ser realizado aqui. Segundo Chernicharo (1997), o
tempo “ideal” de retenção hidráulica (TR
H
) recomendado para biodigestores (ou
biorreatores) de mistura completa conduzidos a 30 °C é de 14 dias. Esse valor está
bem abaixo do valor empregado em E10-2 (TR
H
= 250 dias).
Além do valor de TR
H
, sabe-se que para obter altos valores de produtividade
em processos contínuos é normalmente necessário operar o biodigestor com altas
90
taxas de retenção microbiana. Em biorreatores de mistura completa (CSTR –
“continuous stirred tank reactor”) como o aqui empregado, isto não é possível pois o
equipamento não dispõe de mecanismos de retenção de sólidos. Para altas taxas
de retenção microbiana, Chernicharo (1997) recomenda outros tipos de biorreatores
como o de leito granular expandido (EGSB - “expanded granular sludge bed”) e o de
fluxo ascendente e manta de lodo (UASB “upflow anaerobic sludge bed”). O
primeiro recomendado para uso somente quando o substrato estiver solúvel na
alimentação. Em ambos os casos, a carga orgânica alimentada chega a valores da
ordem de 25 kg DQO.m
-3
.dia, ou seja, 1250 vezes maior do que a empregada no
Ensaio E10-2.
Novos estudos precisam ser realizados em processo contínuo para melhor
análise e comparação dos trabalhos aqui citados.
5.6 USO DO EFLUENTE DO BIODIGESTOR COMO BIOFERTILIZANTE
Após a biodigestão anaeróbia da biomassa para a produção de biogás, o
resíduo formado no processo é um efluente (lodo) rico em nutrientes e pode ser
utilizado na agricultura como biofertilizante, conforme já demonstrou Andreoli (1999)
nas culturas do feijão, milho, cana-de-açúcar e frutíferas em geral.
Para que o lodo possa ser usado como biofertilizante na agricultura, necessita
de alguns critérios e procedimentos legais, para não causar impactos ao meio
ambiente. O lodo deve ser caracterizado através de análises tais como: metais,
excesso de nutrientes, análises de patógenos, coliformes fecais e totais, e não
podem causar alterações no solo como, por exemplo, do pH.
Não se têm ainda uma legislação específica no Brasil para o uso de lodos
como biofertilizantes quando estes são gerados em biodigestores que fazem uso de
vegetais como principal fonte orgânica de carbono.
A Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental de São Paulo
(CETESB) possui a Norma P.4.230 para aplicação de lodos de sistemas de
tratamento biológico em áreas agrícolas. Essa norma, própria do estado de São
91
Paulo, estabelece os procedimentos, critérios e requisitos para a elaboração de
projetos, implantação e operação de sistemas de aplicação de lodos de sistemas de
tratamento biológico de despejos líquidos sanitários ou industriais, em áreas
agrícolas, visando atendimento de exigências ambientais.
A Norma P.4.230 cita como documentos complementares as seguintes
normas: (1) da Associação Brasileira de Normas Técnicas – ABNT: NBR 10.004 -
Classificação dos resíduos, NBR 10.005 - Lixiviação dos resíduos, NBR 10.006 -
Solubilização dos resíduos, NBR 10.007 - Amostragem de resíduos, NBR 12.988 –
Líquidos Livres – verificação em Amostra de Resíduo e NBR 13.221 – Transporte de
resíduo; (2) da CETESB: Norma Técnica L6.350 – Solos, determinação da
biodegradação de resíduos, método respirométrico de Bartha, método de ensaio e
Norma Técnica L5.620 que trata da mutação gênica reversa em Salmonella
typhimurium e do Teste de Ames.
Visando avaliar as propriedades do biofertilizante obtido neste trabalho,
análises químicas e de coliformes foram realizadas no efluente gerado no Ensaio
E9b-1 (processo descontínuo).
A análise de coliformes (totais e fecais) foi realizada no laboratório de
Pesquisa em Meio Ambiente da Univille empregando a técnica de tubos múltiplos
com diluições de 10
0
a 10
4
, mostrou que o Número Mais Provável (NMP) de
coliforme totais foram de 9x10
5
NMP/100mL. Não foram identificados coliformes
termotolerantes (fecais) nas amostras analisadas. Segundo a norma Norma P.4.230,
para um efluente ser utilizado como biofertilizante é exigido uma densidade inferior
de coliformes fecais de 2x10
6
NMP/gST.
Na empresa de análises química de Joinville (Natrium Química), foram
realizadas as determinações das concentrações totais de N, P e K, principais
nutrientes empregados em formulações de adubos químicos. Os valores
encontrados foram de 857 mgN.L
-1
, 387 mgP.L
-1
e 6320 mgK.L
-1
.
Os três elementos principais indispensáveis às plantas são: (1) nitrogênio,
necessário durante os primeiros estágios do crescimento, para promover o
desenvolvimento de caules e folhas; (2) fósforo, que estimula o crescimento e
acelera a formação de sementes ou de frutos, nos estágios avançados do
crescimento; (3) potássio, essencial ao desenvolvimento de amido das batatas e
cereais, dos açucares dos frutos e vegetais e do material fibroso das plantas; um
92
suprimento amplo no solo ajuda, às vezes, a impedir a doença e a diminuir os efeitos
de uma excessiva aplicação de nitrogênio (SHEREVE e BRINK, 1997).
Ainda segundo os autores, o valor total dos nutrientes nos solos é
surpreendentemente baixo. Nos Estados Unidos, a camada arável de terra cultivada
contém, segundo estimativas feitas, 0,14% de N, 0,14% de P
2
O
5
e 1% de K
2
O.
Os valores médios de N, P e K indicados para um adubo químico dependem
de vários fatores, espécies de vegetais cultivados, pH do solo, área aplicada etc.
A utilização de adubos orgânicos de origem animal torna-se prática útil e
econômica para os pequenos e médios produtores de hortaliças, de vez que enseja
melhoria na fertilidade e na conservação do solo (Galvão et al., 1999).
No entanto, maiores ou menores as doses a serem utilizadas dependerão do
tipo, textura, estrutura e teor de matéria orgânica no solo (Trani et al., 1997) e,
quando utilizada vários anos consecutivos proporciona acúmulo de nitrogênio
orgânico no solo, aumentando seu potencial de mineralização e sua disponibilidade
para as plantas (Scherer, 1998).
5.7 ANÁLISE ECONÔMICA
Levando em consideração a capacidade calorífica do Biogás em comparação
aos demais tipos de gás, GLP, gás natural, e também da lenha (40% de água), foi
analisado a capacidade de geração energética entre as diversas fontes e os custos
para mantê-las:
1) Gás Natural, 1 kg custa R$1,20 e tem 8500 kcal de capacidade;
2) Biogás, 1 kg custa R$ 0,65 e tem 5000 kcal de capacidade;
3) GLP , 1 kg ,custa R$ 5,00 e tem 10800 kcal de capacidade;
4) Lenha Seca (40% água), 1 kg, custa R$0,35 e tem 2400 kcal de capacidade.
Em face às comparações do uso de biogás (a partir do substrato da
bananicultura) foi percebido que o mesmo só seria comercialmente viável se fosse
93
processado em unidade de biomassa com capacidade mínima de 50m³. Embora os
custos operacionais (matéria-prima, processo, transportes do biogás) sejam
relativamente baixos, eles passam a ser significativos no custo do processo se for
produzida baixa quantidade de biogás. Os valores a serem considerados
mensalmente como custo incluem um funcionário para permitir o processo (cuja
mão-de-obra não seria exclusiva para este fim), transporte da matéria-prima
(podendo neste caso até ser terceirizada), os impostos (que podem ser em muito
reduzidos) e a manutenção. O custo inicial de um biodigestor tipo indiano (que usa
apenas cimento, areia e tijolo) com capacidade de 50 m³ sairia por
aproximadamente R$ 8.000,00.
Tomando como base de cálculo o rendimento, em biogás, de 15 L.kg
-1
ST de
resíduo, valor este normalmente alcançado nesse tipo de processo, pode-se dessa
forma gerar aproximadamente 10 m³ de biogás diariamente, ou aproximadamente
3650m³ de biogás por ano. Este valor em termos econômicos equivale a
aproximadamente R$ 4.500,00 anuais. Para uma empresa que empregue energia a
partir da queima da lenha, onde grande parte do processo para esta geração de
energia seria aproveitada também no biodigestor, os custos fixos seriam
equiparados. Tornando o retorno do investimento original em torno de 3 anos do
inicio da operação.
Nesta análise não foi considerado o possível ganho financeiro advindo dos
créditos de carbono que podem ser comercializados nas Bolsas de Valores desde
que possuam certificação, conforme apresentado no item 3.7.
94
CONCLUSÕES
Com base nos resultados obtidos neste trabalho e considerando as condições
experimentais empregadas, pode-se chegar às seguintes conclusões:
9 O engaço in natura em função da sua baixa velocidade de biodegradação e
devido à sua baixa produção no campo em relação aos demais resíduos
avaliados, não possui potencial para uso como substrato de fermentação na
geração de biogás. A composição ideal do meio de fermentação foi de (em
massa úmida, mu): 50% m/m de cascas, 25% m/m de pseudocaule e 25% m/m
de folhas;
9 O tratamento prévio dos componentes do meio de fermentação (cozimento ou
hidrólise ácida) não proporcionou ganho nos parâmetros produtivos quando
comparado ao uso do substrato in natura;
9 Tanto o inóculo formado por suspensões microbianas proveniente de ETE +
compostagem como o obtido de biodigestor de granja de criação de suínos
proporcionaram a biodegração de mais de 85% da carga orgânica inicial
empregada como substrato. Os valores de
DQO
ϑ
foram de 0,65 e 0,59 gDQO.L
-
1
.dia
-1
, respectivamente;
9 O emprego de 50% v/v de inóculo proveniente do biodigestor da granja de suínos
e o uso de substrato na concentração inicial de 16,9 g ST.L
-1
(141,5 g mu.L
-1
de
cascas, 129,2 g mu.L
-1
de pseudocaule e 37,7 g mu.L
-1
de folhas) conduziu à
formação de biogás contendo 66,8% v/v de CH
4
, sem a presença de H
2
S;
9 Nas condições experimentais avaliadas em processo contínuo ( F = 0,02 L.dia
-1
=
0,676 gST. dia
-1
= 7,4 g mu. dia
-1
= 0,47 gDQO.dia
-1
; D = 0,004 dia
-1
= 0,094
gDQO.L
-1
.dia
-1
) foi obtido o rendimento máximo em biogás de 214,7 L
CNTP
.kgST
alimentado.
95
9 Além do biogás produzido, o processo de metanização gerou como subproduto
um resíduo líquido contendo 857 mg N.L
-1
, 387 mg P.L
-1
e 6320 mg K.L
-1
, que
poderá retornar ao campo como biofertilizante.
96
SUGESTÕES DE NOVOS TRABALHOS
9 Reavaliação da produção de volume de CH
4
em processo descontínuo
empregando como inóculo diferentes proporções de suspensões microbianas
provenientes de compostagem e de biodigestor em operação em granja de
criação de suínos;
9 Avaliar a produção de biogás em processo semi-contínuo com corte de 50% do
volume de trabalho;
9 Determinar o efeito da vazão de alimentação do substrato sobre a produção de
CH
4
visando a maximização da produção de biogás;
9 Determinar o efeito da concentração de substrato no meio de alimentação e o
respectivo tempo de retenção hidráulica sobre a produção de biogás.
97
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107
APÊNDICE
108
Apêndice 1 – Cromatograma das concentrações volumétricas dos gases CH
4
, CO
2
e H
2
S do Ensaio – E9b.
109
Curva de calibração CH4
y = 97,573x + 98,07
R
2
= 0,9914
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
0 1020304050
[%]
Área
Curva de calibração de CO
2
y = 113,51x + 85,541
R
2
= 0,9917
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
0 10203040
[%]
Área
Curva de calibração de H
2
S
y = 77,694x + 23,767
R
2
= 0,9922
0
500
1000
1500
2000
2500
0 10203040
[%]
Área
Apêndice 2 – Equação e curva de calibração dos gases CH
4
, CO
2
,
H
2
S.
Apêndice 2a
1
– Equação e curva de calibração de CH
4
,
Apêndice 2a
2
– Equação e curva de calibração de CO
2
Apêndice 2a
3
– Equação e curva de calibração de H
2
S
110
y = -1E-05x
3
- 0,0451x
2
+ 2,4189x - 0,6327
R
2
= 0,9802
0
5
10
15
20
25
30
35
40
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50
t (dias)
Vg (L CNTP) .
Apêndice 3 – Equação e curva de ajuste para o volume de biogás (V
g
) gerado no
Ensaio E9b-2.
Tabela 13– Valores de produção diária de biogás gerado no Ensaio E9b-2,
calculados a partir da equação de ajuste: V
g
= -1E-05t
3
– 0,0451t
2
+ 2,4189t –
0,6327.
Vg (L.dia
-1
) 1,74109 4,02462 6,21783 8,32066 10,33305 12,25494 14,082698
t (dias) 11 12 13 14 15 16 17
Vg (L.dia
-1
) 15,82698 17,47701 19,0363 20,50479 21,88242 23,16913 24,36486
t (dias) 18 19 20 21 22 23 24
Vg (L.dia
-1
) 25,46955 26,48314 27,40557 28,23678 28,97671 29,6253 30,18249
t (dias) 25 26 27 28 29 30 31
Vg (L.dia
-1
) 30,64822 31,02243 31,30506 31,49605 31,59534 31,60287 31,51858
t (dias) 32 33 34 35 36 37 38
Vg (L.dia
-1
) 31,34241 31,0743 30,71419 30,26202 29,71773 29,08126 28,35255
t (dias) 39 40 41 42 43 44 45
Vg (L.dia
-1
) 27,53154 26,61817 25,61238 24,51411
t (dias) 46 47 48 49
Total de biogás produzido (acumulado) = 1094 L
CNTP
. Considerando V
T
= 5 L, ST
inicial
= 30,9 g.L
-1
e mu
inicial
= 339,9 g.L
-1
tem-se que: ST
≅
0,15 kg, mu ≅ 1,7 kg, o
rendimento em biogás foi de 7293 L.kg
-1
ST e 643 L.kg
-1
mu, respectivamente.
111
Apêndice 4 – Tabela 14 - Valores médios de ST, DQO, DBO e volume (V
g, CNTP
) e
composição (CH
4
, CO
2
e H
2
S) do biogás gerado em função do tempo de biodigestão
dos resíduos in natura da bananicultura em biorreator de bancada. Processo
contínuo. Ensaio E10-2
Tempo de processo (dias)
Parâmetro
0 7 14 21 28 35 42 49
ST (g.L
-1
)
23,9 22,7 24,8 23,8 25,0 24,7 22,1 21,0
DQO (g.L
-1
)
2,8 2,7 4,8 5 4,9 4,1 3,7 3,3
DBO (g.L
-1
)
2,2 2,3 1,8 3,1 2,7 2,5 2,6 2,3
V
g,
(L
CNTP
.dia
-1
)
8,1 6,2 0,76 0,32 0,14 0,18 1,44 1,46
CH
4
(%v/V) 91,5
1
76,23 63,71 65,4 58,7 * * *
CO
2
(%v/V) 0 0 0 0 0 0
* *
H
2
S(%v/V) 0 0 0 0 0 0 0 0
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