RESSALVA
Atendendo solicitação do autor, o texto
completo desta dissertação será disponibilizado
somente a partir de 08/07/2021.
UNIVERSIDADE ESTADUAL PAULISTA
“JÚLIO DE MESQUITA FILHO”
FACULDADE DE CIÊNCIAS FARMACÊUTICAS
CAMPUS DE ARARAQUARA
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM ENGENHARIA DE BIOMATERIAIS E
BIOPROCESSOS
MESTRADO PROFISSIONAL
PRODUÇÃO BIOTECNOLÓGICA DE METANO A PARTIR DA
CODIGESTÃO DE DEJETO LÍQUIDO SUÍNO COM RESÍDUOS DE
HORTIFRUTI
VICTOR HENRIQUE PEREIRA ELSNER
ORIENTADOR: Prof. Dr. Guilherme Peixoto
COORIENTADOR: Prof. Dr. Samuel Conceição de Oliveira
ARARAQUARA - SP
2019
UNIVERSIDADE ESTADUAL PAULISTA
“JÚLIO DE MESQUITA FILHO”
FACULDADE DE CIÊNCIAS FARMACÊUTICAS
CAMPUS DE ARARAQUARA
PRODUÇÃO BIOTECNOLÓGICA DE METANO A PARTIR DA
CODIGESTÃO DE DEJETO LÍQUIDO SUÍNO COM RESÍDUOS DE
HORTIFRUTI
VICTOR HENRIQUE PEREIRA ELSNER
Dissertação apresentada ao Programa de Pós-Graduação em
Engenharia de Biomateriais e Bioprocessos (Mestrado
Profissional), Área de Biomateriais, Bioprocessos,
Bioprodutos da Faculdade de Ciências Farmacêuticas, UNESP
como parte dos requisitos para obtenção do título de Mestre
em Engenharia de Biomateriais e Bioprocessos.
ORIENTADOR: Prof. Dr. Guilherme Peixoto
COORIENTADOR: Prof. Dr. Samuel Conceição de Oliveira
ARARAQUARA - SP
2019
Elsner, Victor Henrique Pereira.
E149p Produção biotecnológica de metano a partir da codigestão de
dejeto líquido suíno com resíduos de hortifrúti / Victor Henrique
Pereira Elsner. – Araraquara, 2019.
72 f. : il.
Dissertação (Mestrado Profissional) – Universidade Estadual
Paulista. “Júlio de Mesquita Filho”. Faculdade de Ciências
Farmacêuticas. Programa de Pós Graduação em Biomateriais e
Bioprocessos. Área de Pesquisa em Biomateriais, Bioprocessos,
Bioprodutos.
Orientador: Guilherme Peixoto.
Coorientador: Samuel Conceição de Oliveira.
1. Metano. 2. Biodigestão anaeróbia. 3. Codigestão. 4. Dejeto
suíno. 5. Resíduo de hortifrúti. I. Peixoto, Guilherme, orient. II. Oliveira,
Samuel Conceição de, coorient. III. Título.
Diretoria do Serviço Técnico de Biblioteca e Documentação - Faculdade de Ciências Farmacêuticas
UNESP - Campus de Araraquara
CAPES: 33004030170PO
Esta ficha não pode ser modificada
AGRADECIMENTOS
Aos meus pais Adolfo Ronaldo Elsner e Maria Cleide Pereira Elsner por todo apoio e incentivo
durante minha formação profissional;
A minha namorada Fernanda de Andrade Proença que esteve ao meu lado nas situações mais
difíceis, como nos momentos de alegria;
Ao meu orientador Prof. Dr. Guilherme Peixoto que me recebeu de braços abertos em seu
laboratório;
Ao meu coorientador Prof. Dr. Samuel Conceição de Oliveira pelo auxílio nas análises
estatísticas desse projeto;
Aos Cauê Garbeline e Maísa Davanso que possibilitaram a realização da parte experimental
deste trabalho;
A empresa ERBR Soluções em Energia e Biometano, na forma dos diretores Mário Cesar
Reinert e Sérgio Soares Nascimento, por financiar a realização desse projeto
Ao Programa de Pós-graduação em Engenharia de Biomateriais e Bioprocessos (PPG-EBB) e
ao seu corpo docente que contribuíram significativamente para meu desenvolvimento
profissional;
Ao Coordenador do PPG-EBB, Prof. Dr. Rondinelli Donizete Herculano, cujo profissionalismo
conheço desde minha graduação na Faculdade de Ciências e Letras de Assis (UNESP), pela
ajuda em conciliar as atividades profissionais, pessoais e acadêmicas;
Ao Departamento de Bioprocessos e Biotecnologia da Faculdade de Ciências Farmacêuticas da
UNESP, Campus de Araraquara, por permitir o uso de laboratórios e equipamentos para
desenvolver esta pesquisa.
Se soubéssemos o que era aquilo que estávamos fazendo,
não seria chamado de pesquisa, certo?
Albert Einstein (1879 – 1955)
RESUMO
ELSNER, V.H.P. PRODUÇÃO BIOTECNOLÓGICA DE METANO A PARTIR DA
CODIGESTÃO DE DEJETO LÍQUIDO SUÍNO COM RESÍDUOS DE HORTIFRUTI.
Dissertação – Faculdade de Ciências Farmacêuticas, Departamento Engenharia de Biomateriais
e Bioprocessos, Universidade Estadual Paulista, (Unesp), Araraquara, 2019.
A suinocultura atingiu índices elevados de produtividade por meio do emprego de
avançadas tecnologias de produção, resultando em maior geração de dejeto líquido suíno (DLS)
com grande potencial de contaminação de águas mananciais. O resíduo de hortifruti (RH) é
produzido em grandes quantidades nos mercados atacadistas, sendo caracterizado pelo elevado
teor de umidade e de compostos orgânicos voláteis, o que causa efeitos negativos nos sistemas
tradicionais de destinação dos resíduos sólidos urbanos. A codigestão de dejetos suínos e
resíduos orgânicos vem sendo amplamente estudada, com melhorias na degradação dos
substratos em digestão e, consequentemente, dos rendimentos de biogás. Assim, neste trabalho,
avaliou-se o desempenho da codigestão de dejetos de suínos e crescentes níveis de resíduos de
hortifrúti, utilizando-se um delineamento fatorial de experimentos 2³ (3 fatores, 2 níveis)
seguido de modelagem matemática para descrever o volume de metano acumulado durante o
bioprocesso. Para a realização dos ensaios, foram preparadas misturas de substratos compostas
por dejeto líquido suíno e resíduo de hortifruti nas relações 4:1, 2,5:1 e 1:1, as quais foram
inoculadas e digeridas em frascos batelada por tempos de retenção hidráulica de 20 a 30 dias e
temperaturas de 35 a 45°C. Os maiores rendimentos foram de 455,47 e 442,37 NmL CH4/g
SVT e ocorreram nos ensaios com relação DLS:RH de 2,5:1 e 1:1, respectivamente. A relação
DLS:RH foi significante para o acúmulo de metano durante o processo, enquanto o efeito do
TRH não foi significativo a um nível de confiança de 95%. A temperatura se mostrou
marginalmente significativa, havendo uma maior acumulação de metano com o aumento da
temperatura. A adição de RH como cosubstrato à biodigestores existentes que operam com DLS
apresenta-se como uma alternativa viável para o aumento da produção de metano uma vez que
esta é diretamente proporcional à quantidade de matéria orgânica adicionada.
Palavras-chave: Metano. Biodigestão anaeróbia. Codigestão. Dejeto suíno. Resíduo de
hortifrúti.
ABSTRACT
ELSNER, V.H.P. STUDY OF METHANE BIOLOGICAL PRODUCTION FROM PIG
LIQUID COMBINED WITH FOOD RESIDUES. Dissertation – Faculty of Pharmaceutical
Sciences, Department of Biomaterials and Bioprocesses, São Paulo State University (Unesp),
Araraquara, 2019.
Swine production reached high levels of productivity through the use of technology,
resulting in higher generation of swine manure (SM) with great potential for ground water
contamination. Fruit and vegetable waste (FVW) are produced in large quantities in wholesale
markets, characterized by high moisture content and volatile organic compounds, causing
negative effects in the traditional systems of municipal solid waste disposal. The codigestion of
swine manure and organic wastes has been widely explored, with improvements in the
degradation of the substrates in digestion and, consequently, of the biogas yields. Thus, in this
work, the performance of the codigestion of SM and increasing levels of FVW were evaluated
using a factorial design of experiments 2³ (3 factors; 2 levels) followed by mathematical
modelling to describe the volume of methane accumulated during the bioprocess. In order to
carry out the assays, mixtures of substrates composed of SM and FVW were prepared in the
ratios 4:1, 2,5:1 e 1:1, which were inoculated and digested in batches with hydraulic retention
times of 20 to 30 days and temperatures of 35 to 45 °C. The maximum yields were 455.47 and
442.37 NmL CH4 / g VS and occurred in assays with 2.5:1 and 1:1 SM:FVW ratios,
respectively. The SM:FVW ratio was significant for the accumulation of methane during the
process, while the hydraulic retention time was not significant at a 95% confidence level. The
temperature was marginally significant, with a higher accumulation of methane with increasing
temperature. The addition of FVW as a cosubstrate to existing biodigesters operating with SM
is a viable alternative for increasing methane production, since this is directly proportional to
the amount of organic matter added.
Key words: Methane. Anaerobic digestion. Codigestion. Swine manure. Fruit and vegetable
waste.
LISTA DE FIGURAS
Figura 1. Fluxos de carbono e elétrons durante a degradação anaeróbia de material orgânico.
.................................................................................................................................................. 17
Figura 2. Efeito da temperatura sobre a velocidade de crescimento e consequências
moleculares nas células. ........................................................................................................... 26
Figura 3. Influência da temperatura sobre a atividade microbiana (a faixa de temperatura
apresentada refere-se às usinas operadas com biomassa renovável). ....................................... 27
Figura 4. Volume necessário para vários substratos a uma COV de 3 kg SVT / m³ VT. ....... 28
Figura 5. Dispersão do rendimento de biogás em diferentes substratos.................................. 31
Figura 6. Influência dos grupos de substâncias na quantidade e qualidade do biogás. ........... 32
Figura 7. Taxa e volume de produção de gás em função do TRH. ......................................... 32
Figura 8. Volume e velocidade de formação de metano em função da temperatura............... 33
Figura 9. Fluxograma das etapas envolvidas na fase experimental......................................... 35
Figura 10. Ensaios BMP de adequação aos biorreatores batelada. ......................................... 43
Figura 11. Produtividade de metano em função do TRH em dias........................................... 47
Figura 12. Superfície de resposta do volume acumulado de metano durante o bioprocesso de
digestão anaeróbia de resíduos para TRH constante de 25 dias. .............................................. 48
Figura 13. Perfis de produção de metano (CH4) nos ensaios de biodigestão anaeróbia. ........ 50
Figura 14. Ajuste do modelo proposto aos dados cinéticos do ensaio 01. .............................. 56
Figura 15. Ajuste do modelo proposto aos dados cinéticos do ensaio 02 ............................... 56
Figura 16. Ajuste do modelo proposto aos dados cinéticos do ensaio 03 ............................... 56
Figura 17. Ajuste do modelo proposto aos dados cinéticos do ensaio 04 ............................... 57
Figura 18. Ajuste do modelo proposto aos dados cinéticos do ensaio 05 ............................... 57
Figura 19. Ajuste do modelo proposto aos dados cinéticos do ensaio 06 ............................... 57
Figura 20. Ajuste do modelo proposto aos dados cinéticos do ensaio 07 ............................... 58
Figura 21. Ajuste do modelo proposto aos dados cinéticos do ensaio 08 ............................... 58
Figura 22. Ajuste do modelo proposto aos dados cinéticos do ensaio 09 ............................... 58
Figura 23. Ajuste do modelo proposto aos dados cinéticos do ensaio 10 ............................... 59
LISTA DE TABELAS
Tabela 1. Consumo de água e produção de dejetos nos diferentes sistemas de produção de
suínos. ....................................................................................................................................... 21
Tabela 2. Caracterização físico-química dos dejetos suínos em crechários e terminação....... 21
Tabela 3. Variáveis e níveis investigados no planejamento fatorial de experimentos. ........... 37
Tabela 4. Condições de mistura dos substratos definidas para os ensaios do planejamento
experimental. ............................................................................................................................ 38
Tabela 5. Matriz do planejamento fatorial de experimentos 23 com triplicatas no ponto central
aplicado neste estudo ................................................................................................................ 39
Tabela 6. Resultados da caracterização dos materiais quanto aos sólidos presentes (resultados
em triplicata). ............................................................................................................................ 40
Tabela 7. Porcentagem de alimentos na amostra coletada de resíduo de hortifruti. ................ 42
Tabela 8. Valores da resposta avaliada (CH4 acumulado) para cada ensaio. .......................... 45
Tabela 9. Valores estimados dos coeficientes (bi) e do coeficiente de determinação (R2) do
modelo matemático e respectivos valores p ............................................................................. 46
Tabela 10. Parâmetros finais obtidos nos ensaios do planejamento experimental. ................. 50
Tabela 11. Valores estimados dos parâmetros do modelo e seus respectivos desvios padrão.54
Tabela 12. Análise de variância do ajuste do modelo cinético de acumulação de metano aos
dados experimentais de cada ensaio. ........................................................................................ 55
LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS
ABIOGAS Associação Brasileira do Biogás
AGV Ácido Graxo Volátil
ANEEL Agência Nacional de Energia Elétrica
ANP Agência Nacional do Petróleo, Gás Natural e Biocombustíveis
BMP Biological Methane Potential (Potencial Biológico de Metano)
CIBIOGAS Centro Internacional de Energias Renováveis - Biogás
CNI Confederação Nacional da Indústria
CNTP Condições Normais de Temperatura e Pressão
COV Carga Orgânica Volumétrica
DLS Dejeto Líquido Suíno
ETE Estação de Tratamento de Esgoto
FAO Food and Agriculture Organization of the United Nations
(Organização das Nações Unidas para a Alimentação e Agricultura)
FLU Bayerisches Landesamt für Umwelt (Secretaria do Estado da Baviera
para o Meio Ambiente)
FNR Fachagentur Nachwachsende Rohstoffe (Agência Alemã de Recursos
Renováveis)
GEE Gases do Efeito Estufa
GNV Gás Natural Veicular
GLP Gás Liquefeito de Petróleo
IBGE Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística
ICMS Imposto sobre Circulação de Mercadorias e Serviços
IEA International Energy Agency (Agência Internacional de Energia)
IPEA Instituto de Pesquisa Econômica Aplicada
KTBL Kuratorium für Technik und Bauwesen in der Landwirtschaft
(Curatório Alemão de Administração para Engenharia e Construção na
Agricultura)
MAPA Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento
RH Resíduo de hortifruti
RIS Relação Inóculo – Substrato
RSU Resíduo Sólido Urbano
SFT Sólidos Fixos Totais
ST Sólidos Totais
SVT Sólidos Voláteis Totais
TRH Tempo de Retenção Hidráulica
UASB Upflow Anaerobic Sludge Blanket (Reator anaeróbio de fluxo
ascendente)
VDI Verein Deutscher Ingenieure (Associação de Engenheiros Alemães)
VT Volume de Trabalho
SUMÁRIO
1. INTRODUÇÃO ............................................................................................................... 13
2. OBJETIVOS .................................................................................................................... 15
2.1. Objetivo geral ........................................................................................................... 15
2.2. Objetivos específicos ................................................................................................ 15
3. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ....................................................................................... 16
3.1. Biodigestão anaeróbia .............................................................................................. 16
3.2. Suinocultura ............................................................................................................. 19
3.3. Resíduos de hortifruti .............................................................................................. 22
3.4. Codigestão ................................................................................................................. 24
3.5. Temperatura ............................................................................................................. 26
3.6. Carga orgânica volumétrica, tempo de retenção hidráulica e grau de
degradação ........................................................................................................................... 28
3.7. Rendimento de biogás .............................................................................................. 30
4. MATERIAL E MÉTODOS ............................................................................................ 34
4.1. Procedimento experimental .................................................................................... 34
4.2. Parâmetros analisados ............................................................................................. 36
4.3. Análises do potencial biológico de metano (BMP) ................................................ 36
4.3.1. Determinação das condições iniciais ............................................................... 36
4.3.2. Realização dos ensaios do planejamento experimental ................................. 37
4.4. Delineamento experimental dos ensaios de fermentação ..................................... 37
5. RESULTADOS E DISCUSSÃO .................................................................................... 40
5.1. Caracterização dos materiais .................................................................................. 40
5.2. Adequação dos ensaios ............................................................................................ 42
5.3. Análise estatística dos resultados do planejamento experimental ....................... 45
5.4. Avaliação da produção de metano e redução da matéria orgânica..................... 49
5.5. Modelagem da cinética de acumulação de metano ............................................... 52
6. CONCLUSÃO ................................................................................................................. 60
7. SUGESTÕES PARA TRABALHOS FUTUROS ......................................................... 61
REFERÊNCIAS ..................................................................................................................... 62
13
1. INTRODUÇÃO
Os finitos recursos energéticos fósseis, que em 2015 cobriram 81,6% do suprimento
global de energia (IEA, 2017), bem como o fenômeno do aquecimento global, são
provavelmente os maiores problemas ambientais atualmente. As fontes de energia renováveis,
que no presente estão sendo massivamente expandidas, resolvem ambos os problemas de uma
só vez e protegem o petróleo como um recurso material valioso (ZAK, 2012). A biomassa é
uma das fontes de energia renovável com maior potencial de crescimento nos próximos anos,
sendo considerada uma das principais alternativas para a diversificação da matriz energética e
a consequente redução da dependência dos combustíveis fósseis (CNI, 2012). A mudança do
conceito para a sociedade do que um “resíduo” realmente é, está levando a uma tendência de
crescimento contínuo de práticas de reciclagem e reutilização de resíduos agrícolas, urbanos e
industriais. Um processo em especial que segue este propósito e que tem sido utilizado há
muitos anos, é a digestão anaeróbia de resíduos orgânicos (BACKES, 2011).
O biogás, principal produto da digestão anaeróbia, consiste em uma mistura de diversos
gases, contendo principalmente de 55 a 70% de metano (CH4) e de 30-45% de dióxido de
carbono (CO2). Vestígios de outros compostos inorgânicos (CO, H2, H2S, NH3, N2, N2O e H2O),
bem como compostos orgânicos voláteis (C1-C6) também podem ser encontrados no biogás
(GERARDI, 2003; DEUBLEIN; STEINHAUSER, 2008). O biogás é uma fonte de energia
renovável que, ao contrário das energias solar e eólica, pode ser facilmente armazenada e
transportada, bem como ser usada como matéria-prima na indústria química (FEHRENBACH
et al., 2008; EDER; KRIEG, 2012).
No Brasil, programas oficiais lançados em 2005 estimularam a implantação de
biodigestores focados, principalmente, na redução da dependência de adubos químicos, na
geração de energia e na possibilidade de participarem do mercado de carbono, acarretando
diminuição do impacto ambiental ao reduzir a emissão de gases de efeito estufa causado pelo
armazenamento dos dejetos suínos em esterqueiras e lagoas (OLIVEIRA; HIRAGASHI, 2006).
Os primeiros projetos de geração de energia com motogeradores a biogás instalados no Paraná
em 2006 apresentaram resultados positivos, culminando em 2009, com a primeira resolução
brasileira normatizando a modalidade de venda distribuída de energia até 1 MW, a ANEEL n°
390/2009 (ERBR, 2018).
14
A partir deste marco, o ambiente regulatório brasileiro avançou consideravelmente em
prol do biogás. Decretos, leis e convênios nos âmbitos municipal, estadual e federal outorgaram
percentuais de adição de biometano à rede de gás natural canalizado, reduções e/ou isenções de
ICMS para equipamentos ligados à geração de energia com o biogás e também para o
fornecimento à rede da energia gerada, entre outros (ABIOGÁS, 2018). Em 2015, a ANEEL
por meio da resolução n° 687/2015 regulamentou a microgeração com biogás até 75kW e a
minigeração até 5 MW para cogeração qualificada. Ainda em 2015, a resolução ANP n° 8/2015
especificou as características do biometano oriundo de resíduos agrosilvopastoris e
regulamentou a intercambialidade com o GNV.
Em 2017, a ANP outorgou nova regulamentação por meio da Resolução n° 685/2017
de especificação do biometano oriundo de aterros e estações de tratamento de esgoto (ETEs) e
intercambialidade com o GNV, autorizando a injeção do biometano na rede de gás natural.
Ainda em 2017, o Ministério de Minas e Energia lançou o Programa Renovabio, com o objetivo
de expandir a produção de biocombustíveis no Brasil, baseado na previsibilidade e na
sustentabilidade e compatível com o crescimento do mercado.
De acordo com levantamento realizado pelo Centro Internacional de Biogás
(CIBIOGÁS, 2019), havia 276 plantas de biogás em operação em 2018, produzindo diariamente
cerca de 3,1 milhões de Nm³ de biogás para geração de energia elétrica, térmica, mecânica e
Biometano. Número que representa um aumento de 117% na quantidade de plantas em
operação em relação ao ano de 2015. O crescimento do volume de biogás produzido
diariamente pelas plantas foi de 138%, indicando um possível aumento de plantas de biogás de
médio e grande porte. O levantamento também indicou que havia 82 plantas em planejamento
ou instalação em 2018, com estimativa de produção diária de 1,5 milhões de Nm³ de biogás. O
aumento deste dado em relação ao levantamento anterior mostra que o mercado não só teve um
crescimento nos últimos 3 anos, como também esse crescimento está ocorrendo com uma
aceleração maior do que a observada anteriormente.
Segundo dados da Associação Brasileira de Biogás (ABIOGÁS, 2018), o potencial
brasileiro de produção diária de biogás alcança os 41 bilhões de Nm³ para resíduos do setor
sucroenergético, 38 bilhões de Nm³ no setor de proteína animal e 4 bilhões de Nm³ no setor de
saneamento. Esses números equivalem a 36% da demanda de energia elétrica nacional ou 70%
da demanda nacional por diesel, o que justifica o desenvolvimento de pesquisas na área de
geração de biogás.
15
2. OBJETIVOS
2.1. Objetivo geral
Avaliar os efeitos isolados e combinados das variáveis relação de mistura entre os
substratos, tempo de retenção hidráulica e temperatura sobre a produção de metano (CH4) a
partir da codigestão de dejeto líquido suíno e resíduos de hortifrúti em escala de bancada.
2.2. Objetivos específicos
• Caracterizar o dejeto líquido suíno (DLS) e resíduo de hortifrúti (RH) bruto quanto à
concentração de sólidos totais (ST), sólidos voláteis totais (SVT) e sólidos fixos totais
(SFT);
• Definir as condições iniciais de relação inóculo/substrato (RIS) e carga orgânica
adicionada aos biorreatores batelada;
• Modelar matematicamente a cinética de acumulação de metano;
• Avaliar a influência dos efeitos isolados e combinados da relação de mistura entre os
substratos, temperatura (ºC) e tempo de retenção hidráulica (dias) sobre a produção
biológica de metano.
16
3. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
3.1. Biodigestão anaeróbia
Dentro do ciclo natural dos nutrientes, os processos biológicos servem para que os
materiais orgânicos, sob ação do oxigênio atmosférico (processo aeróbio) ou a ausência de
oxigênio (processo anaeróbio), sejam devidamente degradados. Os dois processos de
degradação mais significativos são a compostagem (aeróbia) e a biodigestão (anaeróbia).
Ambos os processos têm em comum que o carbono aproveitável, sob condição de liberação de
energia, é oxidado a CO2. Na compostagem, a quantidade total de carbono aproveitável pode
ser oxidada a CO2, processo em que grande quantidade de calor (energia térmica) é liberada e
transferida para o ambiente. Na biodigestão, menos da metade do carbono é oxidada a CO2, e,
ao invés de gerar calor, a outra parte é direcionada para a produção de gás metano (CH4) e
armazenada como energia química.
A digestão anaeróbia é realizada por diferentes bactérias e arqueas e envolve um
processo complexo, que naturalmente gera uma série de produtos. Estes produtos se acumulam
apenas temporariamente por causa da relação sinérgica que estes organismos fermentativos têm
uns com os outros numa relação em cadeia, na qual os produtos de um grupo de organismos
rapidamente servem de substrato para o próximo grupo, levando à produção de metano pelas
arqueas. Os diferentes grupos de microrganismos responsáveis pela produção de biogás
necessitam de condições ambientais relativamente diferentes, e todos os processos metabólicos
favoráveis à formação de metano são tamponados em meio ligeiramente alcalino
(GEORGACAKIS; SIEVERS; IANNOTTI, 1982; DEUBLEIN; STEINHAUSER, 2008;
EDER; KRIEG, 2012).
A biodigestão anaeróbia geralmente é dividida em quatro fases: hidrólise, acidogênese,
acetogênese e metanogênese (Figura 1). Durante a hidrólise do substrato (Fase I),
macromoléculas como proteínas, carboidratos e gordura, são transformadas em seus
monômeros como aminoácidos, açúcares e ácidos graxos (Reação 1). Esta etapa pode ser
potencialmente limitante se o material orgânico contiver altas concentrações de sólidos ou
grandes quantidades de celulose, fazendo com que a hidrólise ocorra lentamente (BASTAM,
2008). O processo de hidrólise em si envolve várias etapas, incluindo a produção de enzimas,
difusão, adsorção, reação e desativação (BACKES, 2011). A taxa de hidrólise global depende
do material orgânico, tamanho, forma, superfície, concentração de biomassa, produção e
adsorção de enzimas (BATSTONE et al., 2000).
17
Na acidogênese (Fase II), os produtos formados na hidrólise são degradados por
bactérias acidogênicas em ácidos orgânicos de cadeia curta (também conhecidos como ácidos
graxos voláteis – AGVs, incluindo ácido acético (C2H4O2), ácido fórmico (CH2O2), ácido
propiônico (C3H6O2), ácido butírico (C4H8O2) e ácido lático (C3H4O2)), álcoois, dióxido de
carbono e hidrogênio (Reação 2) (BACKES, 2011).
Figura 1. Fluxos de carbono e elétrons durante a degradação anaeróbia de material orgânico.
Azul: Fluxo de carbono e elétrons em baixas temperaturas, baixa concentração de acetato e
pH < 7 (natureza); Vermelho: Fluxo de carbono e elétrons em altas temperaturas, alta
concentração de acetato e pH > 7 (biorreator). Fonte: Adaptado de Schink (1997).
Os microrganismos responsáveis por essas transformações pertencem, principalmente,
às classes Clostridia e Bacteroides (KRAUSE et al., 2008; KLOCKE, 2011). As bactérias usam
uma via metabólica em que os metabólitos mais reduzidos são produzidos, como os AGVs,
lactato (C3H5O3) e etanol (C2H6O). A via dominante depende de vários fatores como a
concentração de substrato, pH e as concentrações de hidrogênio dissolvido (RODRIGUEZ et
al., 2006). Em pH<5 a produção de etanol é maior, enquanto a maior pH mais ácidos graxos
voláteis são produzidos (REN; WANG; HUANG, 1997). Em pH < 4, todos os processos de
fermentação podem cessar (HWANG et al., 2004). Os produtos da fermentação consistem
aproximadamente de 51% de acetato, 19% de hidrogênio, e os demais são produtos mais
reduzidos como AGVs, álcoois ou lactato. Entre os produtos da fermentação, AGVs são os
intermediários mais comumente encontrados na fase líquida em um biorreator (PIND;
ANGELIDAKI; AHRING, 2003).
18
Na acetogênese (Fase III), ocorre a oxidação dos compostos intermediários
anteriormente formados, como propianato, butirato e outros AGVs, por bactérias acetogênicas
em acetato, hidrogênio e dióxido de carbono (Reação 3), considerando também que acetato
pode ser produzido a partir de CO2 e H2 (Reação 4). Microrganismos dos gêneros
Syntrophomonas, Syntrophobacter, Syntrophospora, Syntrophus e Smithella são os
responsáveis por essas reações (BAUER; LEBUHN; GRONAUER, 2009). Esta etapa é
fundamental para a biodigestão anaeróbia, pois ocorre a sintrofia entre os microrganismos
acetogênicos e metanogênicos.
A metanogênese (Fase IV) é a etapa final do processo, responsável diretamente pela
produção de metano, e constitui, em muitos casos, o passo que governa todo processo de
degradação do substrato. As arqueas metanogênicas exibem vários atributos bioquímicos e
estruturais únicos, as quais adaptaram-se para viver em habitats específicos. Possuem
coenzimas e cofatores específicos e degradam apenas um número limitado de substratos com
baixo número de carbonos: acetato, metanol, hidrogênio e dióxido de carbono
(CHERNICHARO, 1997). Nesta etapa, acetato é então reduzido a CO2 e H2 (Reação 5), sendo
o hidrogênio oxidado pela redução de CO2 a CH4 por microrganismos metanogênicos
hidrogenotróficos (Reação 6) por arqueas da família Methanosarcinaceae (FERRY;
LESSNER, 2008) e das espécies Methanobacteriales, Methanomicrobiales e Methanococcales
(KARAKASHEV; BATSTONE; ANGELIDAKI, 2005; BAUER et al., 2008; LEBUHN;
BAUER; GRONAUER, 2008). Além da via hidrogenotrófica, metano pode também ser
produzido por clivagem do acetato via metanogênese acetoclástica (Reação 7) por arqueas das
famílias Methanosarcinaceae e Methanosaetaceae (KARAKASHEV; BATSTONE;
ANGELIDAKI, 2005).
Estas reações paralelas estão sempre em equilíbrio dinâmico e a direção principal da
reação depende fortemente da temperatura e concentração de reagentes e produtos (STAMS,
1994; SCHINK, 1997). Por motivos termodinâmicos, a formação de acetato por H2 e CO2
(Reação 4) só pode concorrer com a metanogênese hidrogenotrófica (Reação 6) em baixas
temperaturas e concentrações de acetato (SCHINK, 1997). Em usinas de biogás com alta carga
orgânica volumétrica (COV) domina a via hidrogenotrófica (BAUER et al., 2008). No entanto,
a taxa de degradação do acetato por oxidação sintrófica (Reações 5 e 6) é mais lenta que a
clivagem direta por microrganismos metanogênicos acetoclásticos (SCHNÜRER; ZELLNER;
SVENSSON, 1999).
19
Segundo HAANDEL; LETTINGA (1994) se por alguma razão a velocidade de
consumo de AGVs durante a metanogênese não acompanhar a taxa de produção dos mesmos,
poderá surgir uma situação de instabilidade por redução do pH. Isto pode ocasionar uma
redução na atividade metanogênica e um aumento na produção líquida de ácido, levando a uma
acidificação do meio contido no reator, sendo isso a causa mais comum de problemas
operacionais em sistemas de tratamento anaeróbio, uma vez que a tolerância das arqueas
metanogênicas é limitada em relação à acidez do meio.
Alguns dos indicadores do desequilíbrio do sistema incluem mudanças na produção do
biogás, sua composição (CH4, CO2, H2, H2S), pH e concentração de diferentes AGVs no meio,
redução dos SV consumidos, redução da DQO/DBO consumida, mudança na relação C/N e
outros. A produção de biogás e sua composição está intimamente ligado à carga orgânica
aplicada ao reator. Muitas vezes quando o biorreator é sobrecarregado com uma alta COV, este
responderá aumentando imediatamente a produção de biogás, entretanto, em seguida uma
diminuição repentina pode ocorrer, pois os níveis de produtos inibidores (ácidos) são
demasiadamente elevados e o pH tende a diminuir. Estes fortes desequilíbrios podem causar
variações na composição do biogás, como elevação dos níveis de dióxido de carbono e
hidrogênio porque não são consumidos suficientemente rápido pela metanogênese (POULSEN,
2003; BACKES, 2011).
Mudanças no processo também podem ocorrer simplesmente devido a uma mudança no
substrato utilizado, o que é comum. A verdadeira indicação de desequilíbrio ocorre quando há
uma mudança na produção de biogás ou na sua composição, sem qualquer alteração do
substrato. Se houver um desequilíbrio no sistema, geralmente isso levará a um acúmulo de
AGVs e a consequente diminuição do pH. Esse acúmulo de ácidos orgânicos nem sempre
resultará em um declínio imediato do pH se a capacidade de tamponamento do meio for elevada,
o que frequentemente é o caso quando dejetos animais são usados. Por isso, geralmente o pH
não é o melhor indicador, mas sua medição é relativamente fácil (POULSEN, 2003).
3.2. Suinocultura
A crescente demanda mundial pela produção de alimentos provoca, como consequência,
um aumento da produção agropecuária, que por sua vez acentua os impactos ambientais. O
Brasil, em seu papel de líder mundial em exportação de proteína, abateu 10,46 milhões de
20
cabeças de suínos apenas no 1° trimestre de 2017, sendo este o melhor resultado para o período
desde que se iniciou o levantamento em 1997 (IBGE, 2017).
Para atender a essa demanda houve um aumento do emprego de tecnologias
agropecuárias (mecanização de operações, melhor alimentação do rebanho), o que levou a
obtenção de índices elevadíssimos de produtividade, resultando em maior geração de resíduos
com grande potencial poluidor, concentrada em determinadas regiões do país (BÜHRING;
SILVEIRA, 2016). Devido à falta de tecnologias adequadas para o tratamento de dejetos
líquidos suínos (DLS), esses resíduos se transformaram na maior fonte poluidora dos
mananciais das regiões em que esses animais são manejados (MAPA, 2016). Atualmente, a
produção em massa de animais em regime intensivo gera expressiva quantidade de dejetos,
atingindo números de quase 130 vezes a do lixo humano (NESHAT et al., 2017). Deve-se,
portanto, buscar meios para gerenciar essa enorme quantidade de dejeto diariamente produzida.
Na suinocultura, a quantidade de DLS produzida varia para cada fase de criação do
suíno, bem como com o peso, sexo, raça, dieta e digestibilidade do animal. A Tabela 1 mostra
o consumo de água e a produção de dejetos por fase de produção. As unidades de reprodução,
como a produção de desmamados ou leitões, devido aos requisitos sanitários, apresentam
utilização excessiva de água para higienização. Por consequência, a diluição da matéria
orgânica reduz a produção de biogás (CARDOSO, 2014).
A composição desses dejetos associa-se também ao tipo de manejo e armazenamento
adotados, os quais podem variar na concentração dependendo diretamente da diluição e de seus
componentes (Tabela 2) (MAPA, 2016). O DLS é constituído de fezes, urina, restos de ração e
água de lavagem das instalações. No Brasil, o DLS possui cerca de 22,4 g/L de sólidos totais
(ST), demanda química de oxigênio (DQO) média de 25.543 mg O2/L (MAPA, 2016), teor
médio de nutrientes em base seca em torno de 3% de nitrogênio (N), 4% de fosfato (P2O5) e
4% de potássio (K2O) (MIYAZAWA; BARBOSA, 2015). De acordo com FNR (2013) e KTBL
(2013), a fermentação de DLS gera uma produção média de 250 Nm³ de metano por tonelada
de sólidos voláteis totais (SVT), variando de 180 a 360 Nm³ CH4 / t SVT.
21
Tabela 1. Consumo de água e produção de dejetos nos diferentes sistemas de produção de
suínos.
Sistema de
produção de suínos
Massa suíno
(kg)
Consumo água*
(L/animal.dia)
Volume dejetos*
(L/animal.dia)
Ciclo completo (CC) - 72,9 47,1
Unidade de
Produção de Leitões
(UPL)
- 35,3 22,8
Produção de
Desmamados (UPD)
- 27,8 16,2
Crechários (CR) 6 a 28 2,5 2,3
Unidade de
Terminação (UT)
23 a 120 8,3 4,5
*Nos sistemas CC, UPL e UPD os valores de referência levam em conta apenas o número de
matrizes.
Fonte: Adaptado de MAPA (2016).
Tabela 2. Caracterização físico-química dos dejetos suínos em crechários e terminação.
Parâmetro Mínimo Máximo Média
Sólidos Totais (g/L) 12,7 49,4 22,4
Sólidos Voláteis Totais
(g/L)
8,43 39,0 16,4
Demanda Química de
Oxigênio (mg/L)
11.530 38.448 25.543
Nitrogênio Total
Kjeldhal (mg/L)
1.660 3.710 2.374
Potássio total (mg/L) 320 1.180 578
Fósforo total (mg/L) 260 1.140 536
Fonte: Adaptado de MAPA (2016).
Segundo PINTO et al. (2014), o atual sistema de acondicionamento em lagoas de
estabilização não minimiza a capacidade de poluição dos DLS porque favorece a produção de
gases nocivos que contaminam as camadas atmosféricas superiores. Assim, a estabilização do
DLS é o objetivo mais importante do tratamento de dejeto suíno. Os sistemas de manejo de
dejetos suínos proporcionam vantagens ambientais e financeiras e, portanto, devem ser
considerados como um fator complementar no desenvolvimento da economia local (RIAÑO;
GARCÍA-GONZÁLEZ, 2015). Geralmente, as técnicas de compostagem, tratamento aeróbio e
digestão anaeróbia são recomendadas para tratar o dejeto antes do uso como biofertilizante (WU
et al., 2017).
22
Uma solução para o controle dos impactos ambientais causados por esse processo
produtivo é a implementação de biodigestores, equipamentos nos quais é realizada a
fermentação anaeróbia da matéria orgânica, produzindo biogás e biofertilizante (CASTANHO;
ARRUDA, 2008; BACKES, 2011; BÜHRING; SILVEIRA, 2016). A utilização da digestão
anaeróbia tem se apresentado como uma tecnologia viável e promissora, pois é possível o
aproveitamento do biogás para geração de energia elétrica, aquecimento das instalações e
substituição do gás liquefeito de petróleo (GLP) e gás natural (GN) (SOARES, 2016; MEYER;
RIBEIRO; POMBO, 2017).
3.3. Resíduos de hortifruti
Os resíduos de hortifrúti (RH) são uma categoria importante de resíduos produzidos em
grandes quantidades nos mercados atacadistas e em outras atividades ao redor do mundo
(SCANO et al., 2014; EDWIGES et al., 2018). Aproximadamente 1.728 milhões de toneladas
de frutas e legumes foram produzidas em todo o mundo em 2011; o Brasil tem uma posição de
liderança neste mercado, sendo o terceiro maior produtor mundial de frutas e o terceiro maior
produtor americano de vegetais (FAO, 2014a).
Segundo o Relatório de Desperdício de Alimentos e Mudança Climática (FAO, 2014b),
cerca de 15% das frutas e 25% das hortaliças são desperdiçados na parte inferior da cadeia de
produção. Tradicionalmente, cerca de 97% dos resíduos domésticos e públicos brasileiros,
incluindo o RH, são destinados a aterros e outros locais de deposição de resíduos, enquanto
apenas 2% dos resíduos é reciclado e 1% é compostado, não havendo dados registrados sobre
recuperação de energia (IPEA, 2011). Como a quantidade de materiais reciclados aumentou nos
últimos anos, o desperdício de alimentos tornou-se um problema a ser resolvido. Além disso, o
aumento da regulamentação da disposição de resíduos orgânicos em aterros sanitários está
dirigindo o interesse para a biodigestão anaeróbica desses resíduos (EBNER et al., 2016).
Tradicionalmente, a maioria desses resíduos são tratados por compostagem, disposição
em aterros ou incineração juntamente com outros resíduos sólidos urbanos (RSU). Ao contrário
de outros RSUs, o RH é caracterizado por elevado teor de umidade e de compostos orgânicos
altamente biodegradáveis, o que pode potencialmente causar efeitos negativos nos sistemas
tradicionais de tratamento de RSU, como por exemplo: propagação de odor durante a
compostagem, emissão de gases do efeito estufa (GEEs), geração de lixiviado em aterros e
queima instável gerando dioxinas durante a incineração (HARTMANN; AHRING, 2006). Em
23
conjunto com os impactos negativos mencionados, a produção de RH aumenta os custos
operacionais de mercado devido aos custos de transporte, perdas durante as vendas e custos de
disposição (SCANO et al., 2014).
Em contraste com essas perdas, a biodigestão anaeróbica pode converter o RH em
biogás, que pode ser usado para produzir energia, evitando os problemas ambientais
mencionados (KAFLE et al., 2014). Resíduos de hortifruti representam uma matéria-prima
favorável à biodigestão anaeróbica porque é gerado em grandes quantidades em alguns locais,
como mercados atacadistas, em oposição aos desperdícios de alimentos residenciais que são
gerados em menor quantidade em um grande número de locais. Além disso, pode ser mais fácil
reduzir a presença de contaminantes no RH, devido ao menor número de geradores de resíduos
e oportunidade de treinamento dos funcionários para a correta separação do RH (LOPEZ; DE
LA CRUZ; BARLAZ, 2016).
O RH é caracterizado pelo alto teor de umidade e pela presença de compostos orgânicos
de alta biodegradabilidade, sendo tipicamente o teor de sólidos totais (ST) menor que 10% e o
de sólidos voláteis totais (SVT) de 85% (SCANO et al., 2014; WANG et al., 2014). Existem
numerosos estudos para medir o potencial de metano nos resíduos alimentares e a produção
varia entre 130 e 630 Nm³/ton SVT (LOPEZ; DE LA CRUZ; BARLAZ, 2016). Vários fatores
podem explicar esse intervalo, incluindo a variação na composição química dos resíduos,
tamanho das partículas, configuração do reator e o tempo de retenção no sistema.
Na literatura específica estão apresentados vários estudos sobre a biodigestão anaeróbia
de RH. Entretanto, apenas em poucos estudos foi realizada a digestão tendo o RH como única
fonte de substrato, sendo a maioria desses estudos em escala laboratorial. Os únicos estudos
realizados em escala piloto ou industrial usaram o RH em codigestão com outros materiais
(TAMBONE et al., 2010; KHALID et al. 2011). A biodigestão de RH como único substrato é
uma tarefa desafiadora porque o alto teor de açúcares simples promove uma rápida acidificação
do meio resultando em inibição da atividade metanogênica. Para reduzir o efeito da acidificação
e dos processos de inibição, outros substratos são adicionados para codigestão (como dejetos
animais e esgoto). De fato, a adição de cosubstratos adequados garantem melhor estabilidade
ao processo pela manutenção quase constante do teor de sólidos voláteis e evitando o aumento
de substâncias facilmente degradáveis (SCANO et al., 2014).
24
3.4. Codigestão
A biodigestão anaeróbia é útil para a decomposição de uma ampla variedade de
substratos, incluindo aqueles contidos em resíduos municipais, agrícolas e industriais. A
fermentação de um único tipo de substrato (monodigestão) apresenta, porém, alguns efeitos
colaterais, como longos tempos de retenção e baixo grau de decomposição dos compostos
orgânicos (ALHRAISHAWI; ALANI, 2018). Em muitos casos, ocorre inibição do processo
por altas concentrações de amônia ou outros sais, especialmente quando se utiliza, por exemplo,
apenas um único substrato rico em proteína, sem diluição e sem correção na relação
carbono/nitrogênio (ESPOSITO et al., 2012). Assim, a codigestão anaeróbia apresenta-se como
uma opção conveniente para superar as desvantagens da monodigestão (MATA-ALVAREZ et
al., 2014).
Vários pesquisadores têm relatado os benefícios do uso de substratos mistos
(codigestão), incluindo o aumento da produção de biogás, elevadas velocidades de degradação
e maior capacidade do digestor (LABATUT; ANGENENT; SCOTT, 2014; AICHINGER et
al., 2015). Os efeitos benéficos da codigestão estão principalmente relacionados a uma
disponibilidade balanceada de macro e micronutrientes requeridos pela comunidade
microbiana, otimização do teor de umidade, maior capacidade de tamponamento e de diluição
de compostos inibitórios ou tóxicos (CUETOS; GOMES, 2008; PATIL; DESHMUKH, 2015).
O aumento na produção de biogás proporcionado pela codigestão depende de muitos
fatores, destacando-se a natureza do substrato e a sua composição química. As usinas de biogás
agrícolas são normalmente projetadas com base na codigestão, para a qual, além dos dejetos
animais como substrato básico, outros substratos orgânicos são fornecidos. (DEUBLEIN;
STEINHAUSER, 2008). Estes cosubstratos são avaliados de acordo com vários critérios que
levam em conta tanto o potencial de produção de metano quanto suas influências na
microbiologia e na química da degradação anaeróbia, incluindo a avaliação na presença de
inibidores (metais pesados) ou patógenos (LFU, 2007). Ao usar esses cosubstratos, a produção
do biogás pode ser significativamente aumentada e, portanto, a atratividade financeira destes
projetos torna-se bem maior (HEIERMANN; SCHELLE; PLÖCHL, 2002).
25
Ansprach e Möller (2009) diferenciam três estratégias em usinas de biogás agrícolas,
que são definidas pelas proporções de dejetos animais e biomassa renovável, como silagem de
milho, centeio ou cereais diversos. Para pequenas e médias usinas, em particular, o substrato
base consiste em dejetos animais, que são usados exclusivamente ou em codigestão com
biomassa renovável. Cerca de 46% das fazendas possuem pelo menos 50% de dejeto animal
em sua mistura de substrato enquanto que 43% das usinas de biogás, principalmente de maior
porte, operam com base em pelo menos 50% de biomassa renovável.
Usinas de biogás agrícolas tendem a fechar o ciclo de nutrientes pela aplicação do
digestado no campo. A utilização de cosubstratos não-agrícolas pode levar ao campo poluentes
e contaminantes (metais pesados) em áreas cultiváveis. Por esta razão, é importante realizar
uma caracterização minuciosa dos cosubstratos disponíveis (FNR, 2009). Além disso, usinas
que operam em codigestão são passíveis de variações frequentes na quantidade e qualidade do
biogás produzido, podendo causar danos aos equipamentos motogeradores (FNR, 2013b).
A definição mais contemporânea de codigestão é a de digestão de uma combinação de
substratos biodegradáveis selecionados com um substrato base que uma usina de biogás foi
inicialmente projetada para processar. A ideia geral é maximizar a produção de biogás,
adicionando cosubstratos que produzem maior quantidade de biogás por unidade de massa do
que o substrato base (ZAMANZADEH et al., 2017). Uma das razões para o aumento do
interesse pela codigestão é a criação de oportunidades para o aproveitamento de resíduos
biodegradáveis não aproveitados atualmente, devido ao grande número de usinas de biogás em
funcionamento ou em instalação no mundo inteiro. A competição pelos cosubstratos mais
comuns aumentará, o que elevará os preços e forçará a busca por substratos não padronizados
baseada em cuidadosos protocolos de avaliação (TOTZKE, 2009). A avaliação dos substratos
ou efluentes destinados à produção de biogás deve buscar esclarecer os efeitos sinérgicos e
evitar possíveis efeitos antagônicos durante a codigestão anaeróbia (AGUILAR-AGUILAR et
al., 2017). Para Lin et al. (2018) proporções adequadas de mistura de cosubstratos são
importantes para alcançar condições equilibradas e a análise para 2 cosubstratos pode ser
realizada utilizando-se planejamento fatorial de experimentos, enquanto que casos envolvendo
3 ou mais cosubstratos devem ser analisados utilizando-se a técnica de delineamento de
misturas.
26
3.5. Temperatura
A temperatura desempenha um papel crítico na velocidade de degradação anaeróbia e,
assim, na taxa de formação de metano. Reações biológicas são catalisadas por enzimas e o
aumento de temperatura, até certo ponto, aumenta a velocidade das reações. Cada
microrganismo tem um intervalo ótimo de temperatura definido que se estende entre mínimo,
ótimo e máximo (Figura 2), sendo esse intervalo característico para cada espécie. Existem
espécies com intervalos entre -5 ºC e +115 ºC, de psicrofílicos a hipertermofílicos (MADIGAN
et al., 2013). Cada grupo possui diferentes requisitos e temperaturas não convenientes podem
vir a inibir e até mesmo causar danos irreversíveis aos microrganismos.
Figura 2. Efeito da temperatura sobre a velocidade de crescimento e consequências
moleculares nas células.
Fonte: EDER; KRIEG (2012)
A faixa de temperatura abaixo de 25 ºC, referida na área de biogás como psicrofílica,
não tem real importância pois essa faixa atinge apenas 75% da produção de metano na faixa
mesofílica, em períodos de tempo 5 vezes maiores (CYSNEIROS et al., 2011). O ponto ótimo
na faixa mesofílica (25 – 45 ºC) é de 38 ºC e na faixa termofílica (45 – 60 ºC) é de 52 ºC (Figura
3). De um modo geral, a atividade metanogênica entre os dois pontos ótimos é menor
(MADIGAN et al., 2013), mas a biomassa no biorreator pode aclimatar-se bem e desenvolver
um processo bastante estável e com taxas de produção de metano semelhantes (LINDORFER
et al., 2008; HÖLKER, 2011).
A operação termofílica assegura uma atividade metabólica superior, acarretando maior
velocidade de degradação de substrato, mas, também aumentando a susceptibilidade a falhas
do processo de fermentação (SCHERER et al., 2000; GERARDI, 2003; DEUBLEIN;
27
STEINHAUSER, 2008; LIEBENEINER; LUTHARDT-BEHLE; THEILEN, 2008; EDER;
KRIEG, 2012). A tolerância a variações de temperatura também é reduzida em comparação
com o processo mesofílico, o mesmo acontecendo para a capacidade tamponante devido à
solubilidade reduzida dos gases com efeito tamponante (amônia e dióxido de carbono)
(KALTSCHMITT; HARTMANN; HOFBAUER, 2009; EDER; KRIEG, 2012). A solubilidade
reduzida da amônia pode, quando se utilizando dejetos com alta carga de nitrogênio, levar a
inibição do processo (SCHERER, 1995; DEUBLEIN; STEINHAUSER 2008). Em comparação
com usinas operadas na faixa mesofílica, a diversidade microbiológica também é menor
(KARAKASHEV; BATSTONE; ANGELIDAKI, 2005; BAUER et al., 2008; LEBUHN;
BAUER; GRONAUER, 2008).
Figura 3. Influência da temperatura sobre a atividade microbiana (a faixa de temperatura
apresentada refere-se às usinas operadas com biomassa renovável).
Fonte: EDER; KRIEG (2012).
A fermentação do biogás tem ainda, em condições mesofílicas acima de 38 ºC, um efeito
de higienização, especialmente contra fitopatógenos (SEIGNER et al., 2010). Em operação
termofílica, a sanitização ocorre cerca de três vezes mais rápida, com todos os vírus e bactérias
prejudiciais sendo eliminados em aproximadamente 24 h de retenção (BÖHM, 1998; EDER;
KRIEG, 2012). Assim, materiais que necessitam de sanitização podem ser fermentados em
operações termofílicas. No entanto, carregamentos do biorreator em intervalos maiores que 24
horas não permitem operações economicamente viáveis, correndo-se também o risco de causar
distúrbios na fermentação, o que sugere a higienização do material em uma etapa anterior à
biodigestão (SCHNEICHEL, 2011; EDER; KRIEG, 2012).
Um levantamento em 413 usinas de biogás mostra que apenas 6% das usinas operam na
faixa termofílica, sendo que em aproximadamente um quarto destas usinas a temperatura de
28
operação fica entre 38 e 40 ºC (FNR, 2013). Um banco de dados contendo informações sobre
1.400 usinas que fermentam biomassa renovável mostra que a temperatura média do processo
é de 43,4 ºC (Figura 3) (HÖLKER, 2011). Nestas usinas, devido aos processos oxidativos mais
intensos, pode ocorrer um auto aquecimento, elevando a temperatura dentro do biorreator
(EDER; KRIEG, 2012; ZAK, 2012).
3.6. Carga orgânica volumétrica, tempo de retenção hidráulica e grau de
degradação
O desempenho de uma usina de biogás é avaliado em relação a carga orgânica
volumétrica (COV). Com unidade kg SVT/(m³.d) ela define a entrada diária de substrato, em
quilos de sólidos voláteis totais por unidade de volume do biorreator (DEUBLEIN;
STEINHAUSER, 2008; EDER; KRIEG, 2012; FNR, 2013a; GÖRISCH; HELM, 2014). O
volume do biorreator é ocupado em maior ou menor grau de acordo com o fornecimento de
diferentes materiais (Figura 4). A COV é, por conseguinte, limitada de um lado pelos sólidos
totais (ST) dos materiais de entrada dado que se a concentração passar de 10%, a viscosidade
aumenta muito, afetando a capacidade de bombeamento e agitação no biorreator (KÖTTNER,
2000; FNR, 2013a). Por outro lado, a COV a ser aplicada também depende, em particular, da
utilização de substratos altamente degradáveis e energéticos com grande potencial de
acidificação e da capacidade tamponante do biorreator (ZAK, 2012).
Figura 4. Volume necessário para vários substratos a uma COV de 3 kg SVT / m³ VT.
Fonte: EDER; KRIEG (2012)
29
Um aumento na COV de 2 para 3 kg SVT/(m³.d), faixa na qual a maioria das usinas são
operadas (EDER; KRIEG, 2012; FNR, 2013a), pode causar uma alta drástica da concentração
de H2 no biorreator, o que afeta tanto a degradação de ácidos orgânicos quanto a produção de
metano (SCHINK, 1997; BISCHOFSBERGER et al., 2005; FRANKE; WEGER;
FAULSTICH, 2008). Entretanto, COVs de 1,0 a 1,5 kg SVT / m³.d diminuem o rendimento da
produção de metano (KEYMER, 2005).
O tempo de retenção hidráulica teórico (TRH) representa, em relação ao volume do
biorreator (m³) e entrada diária de material (m³/d), o tempo em dias que o substrato permanece
no interior do biorreator. Para biomassa renovável deve-se permitir pelo menos 42 dias de TRH
e para substratos de processamento agroindustrial de 20 a 35 dias (DEUBLEIN;
STEINHAUSER, 2008; EDER; KRIEG, 2012). Em 33% das 413 usinas examinadas por FNR
(2013), o TRH variou de 40 a 80 dias. TRHs menores que 15 dias podem causar a lavagem das
comunidades sintróficas de lento crescimento, o que pode gerar uma diminuição na produção
de metano (KÄMPFER; WEISSENFELS, 2001; GERARDI, 2003). Caso a porção sólida do
substrato seja separada da fase líquida (como em biorreatores de leito fixo), pode-se facilmente
reduzir o TRH (NAJAFPOUR et al., 2010).
Usinas de biogás com grande fluxo de substratos e, consequentemente maior COV, tem
TRHs mais curtos e geralmente menor grau de degradação da matéria orgânica. O grau de
degradação depende fortemente da composição do material de entrada. Substratos contendo
muitos carboidratos, gorduras e proteínas são rapidamente degradados em TRHs curtos. Em
TRHs usuais podem ser alcançados graus de degradação do substrato de 60% a 76% (FNR,
2013a), tendo a utilização de dejetos bovinos influência positiva (HÖLKER, 2009; EDER;
KRIEG, 2012; FNR, 2013a). No entanto, dados de COV, TRH e grau de degradação de
substratos devem ser vistos com cautela, pois uma comparação pode ser difícil devido aos
diferentes processos, métodos de controle e escala utilizados, ou até mesmo informações
ausentes (ANZER et al., 2003; OECHSNER; LEMMER, 2003; FISCHER; KRIEGER, 2005;
EDER; KRIEG, 2012).
Para alguns sistemas, são indicadas COVs muito altas, em que, em certas circunstâncias,
nem todo o volume do(s) biorreator(es) e/ou todo volume de alimentação de substratos foram
incluídos nos cálculos (EDER; KRIEG, 2012). Além disso, as proporções de mistura dos
materiais de entrada muitas vezes não são levadas em consideração ou as quantidades de
substrato são insuficientemente registradas (SCHATTNER; GRONAUER, 2000).
30
3.7. Rendimento de biogás
Para estimar o potencial de produção de biogás, considera-se a produção de metano a
partir da porção orgânica da biomassa seca. O teor de sólidos totais (ST) é determinado em uma
estufa a 105 °C, enquanto que a determinação do teor de sólidos voláteis totais (SVT) é feita
em mufla a 550 °C segundo a norma EN 14346. O teor de SVT é calculado a partir do teor de
ST subtraindo-se as cinzas restantes. Na determinação de ST em efluentes com grandes
quantidades de água ocorre a perda de substâncias voláteis com alto potencial de formação de
metano e devem, portanto, ser incluídas posteriormente (WEISSBACH, 2010). Nestes casos,
recomenda-se utilizar os parâmetros demanda química de oxigênio (DQO) e demanda biológica
de oxigênio (DBO5) em mg/L (ZAK, 2012).
O rendimento em biogás é matematicamente calculado em função do potencial de
produção específico para cada substrato e a eficiência do processo de fermentação
(WEISSBACH, 2010). O volume real do biogás produzido depende da temperatura e pressão e
deve, portanto, ser convertido em volume padrão (NL ou Nm³) nas CNTP (Condições Normais
de Temperatura e Pressão – 273,15 K e 1013,25 mbar), utilizando-se a equação dos gases
perfeitos (VDI, 2006; EDER; KRIEG, 2012).
Na prática, o rendimento é muitas vezes relacionado ao substrato fresco adicionado ou
ao volume de trabalho do fermentador. Se a quantidade de gás não é corretamente contabilizada,
a viabilidade financeira do projeto é calculada de forma imprecisa (EDER; KRIEG, 2012).
Muito mais preciso e significativo é o cálculo de rendimento específico relacionado ao teor de
ST e SVT, que é usado principalmente em publicações científicas (OECHSNER; LEMMER,
2002; HELFFRICH; OECHSNER, 2003; VDI, 2006).
Teoricamente, em experimentos contínuos, devido à carga e descarga constantes de
matéria orgânica, o potencial absoluto de produção de gás de um substrato não pode ser
determinado. Por isso, não é possível determinar diferenças significativas entre os processos
contínuos e em batelada devido à falta de dados confiáveis (KTBL, 2005). Os rendimentos
encontrados na literatura especializada referem-se a COVs de 1,5 a 2,0 kg SVT / m³.d e TRH
de aproximadamente 30 dias (KEYMER, 2005; KTBL, 2013). A produção absoluta de metano
em relação ao volume de trabalho do fermentador (NL/m³ VT) pode ser elevada apenas até
certo valor da COV e, a partir desse ponto, começa a diminuir (HEO et al., 2003; DEMIRER;
CHEN, 2004). Entretanto, a produção específica de metano (Nm³ / kg SVT) pode começar a
diminuir para COVs de 1 a 1,5 kg SVT / m³.d e TRHs mais curtos (KEYMER, 2005; FRANKE;
31
WEGER; FAULSTICH, 2008; KASTNER; SCHNITZHOFER, 2011). Um levantamento em
413 usinas de biogás mostra que, em média, as produções absolutas e específicas de biogás são,
respectivamente, de 1,1 Nm³ CH4/(m³ VT.d) e 371 Nm³ CH4 / t SVT (FNR, 2013a). Até 10%
do SVT pode ser transformado em biomassa microbiana, não ficando assim disponível para a
produção de gás (GERARDI, 2003; KEYMER, 2005).
O volume de produção de metano e sua velocidade de formação variam conforme a
biomassa utilizada. Substratos fibrosos, como estrume ou palha, têm menor potencial de
produção e também menor taxa de formação de metano que silagens ou outros substratos ricos
em carboidratos, gorduras e proteína (Figuras 5 e 6) (KALTSCHMITT; HARTMANN, 2001;
SCHATTAUER; WEILAND, 2004; EDER; KRIEG, 2012).
Figura 5. Dispersão do rendimento de biogás em diferentes substratos.
Fonte: EDER; KRIEG (2012).
32
Figura 6. Influência dos grupos de substâncias na quantidade e qualidade do biogás.
Fonte: EDER; KRIEG (2012).
A taxa máxima de formação de biogás será alcançada após determinado tempo de
residência no biorreator e, em seguida, diminui (Figura 7), isto é, durante o processo são
consumidas primeiramente substâncias facilmente degradáveis e energeticamente ricas (ex.:
açúcar) e, por último, substâncias de difícil degradação (ex.: celulose). Em temperaturas mais
elevadas, além da velocidade de formação de metano ser mais alta, alcançam-se também
maiores volumes de produção (Figura 8).
Figura 7. Taxa e volume de produção de gás em função do TRH.
Fonte: EDER; KRIEG (2012).
33
Figura 8. Volume e velocidade de formação de metano em função da temperatura.
Fonte: EDER; KRIEG (2012).
60
6. CONCLUSÃO
• A caracterização dos substratos mostrou concentrações de sólidos totais e sólidos
voláteis totais abaixo dos valores médios encontrados na literatura;
• A relação inóculo substrato utilizada foi considerada adequada, uma vez que não foi
observada fase lag em nenhuma das condições testadas experimentalmente, não
ocorrendo atraso para o início imediato da produção de gás.
• Foi possível desenvolver um modelo matemático simples e robusto para a descrição do
comportamento cinético da acumulação de metano durante o bioprocesso de digestão
anaeróbia.
• Para as condições de realização dos ensaios e com base nos resultados obtidos, pode-se
concluir que a relação DLS:RH é o fator mais significativo na produção volumétrica de
metano, enquanto que o TRH não exerce efeito significativo no intervalo investigado e
a temperatura apresenta apenas significância marginal, sendo seu aumento positivo para
a formação de biogás.
• Os rendimentos de metano entre 232 e 455 NmL/g SVT foram compatíveis com aqueles
apresentados na literatura para a codigestão de RH, DLS e outros cosubstratos similares.
• A adição de RH como cosubstrato à biodigestores existentes que operam com DLS é
uma alternativa viável para o aumento da produção de metano, uma vez que esta
produção é diretamente proporcional à quantidade de matéria orgânica adicionada.
61
7. SUGESTÕES PARA TRABALHOS FUTUROS
Foi possível identificar algumas sugestões para trabalhos futuros, tais como:
• Caracterização físico-química mais detalhada dos substratos, incluindo teores de
carbono, nitrogênio e outros nutrientes como enxofre, fósforo e potássio;
• Ensaios de monodigestão para investigação da produção de metano de cada resíduo
isoladamente e comparação com resultados de ensaios de codigestão;
• Investigação da influência de parâmetros como relação carbono/nitrogênio,
concentração de sais e adição de micronutrientes na produção de metano;
• Investigação da produção de contaminantes no biogás, como o sulfeto de hidrogênio e
amônia;
• Aplicação das condições estudadas nos testes em batelada em biodigestor contínuo;
• Viabilização de produção em maiores escalas e análise de custo da implementação
prática da codigestão de ambos substratos.
62
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