UNIVERSIDADE FEDERAL DE SANTA CATARINA

CENTRO TECNOLÓGICO
PÓS-GRADUAÇÃO EM ENGENHARIA AMBIENTAL

ANIGELI DAL MAGO

AVALIAÇÃO DE BIODIGESTORES COM O USO DE

DEJETOS DE SUÍNOS, EM BRAÇO DO NORTE E EM
CONCÓRDIA

Florianópolis (SC)
2009
 ANIGELI DAL MAGO

AVALIAÇÃO DE BIODIGESTORES COM O USO DE

DEJETOS DE SUÍNOS, EM BRAÇO DO NORTE E EM
CONCÓRDIA

Dissertação apresentada ao Programa de

Pós-Graduação em Engenharia Ambiental
da Universidade Federal de Santa
Catarina, como requisito parcial para a
obtenção do título de Mestre em
Engenharia Ambiental

Orientador: Prof. Paulo Belli Filho, Dr.

Florianópolis (SC)
2009
DAL MAGO, Anigeli

Avaliação de biodigestores com o uso de dejetos de suínos, em Braço do Norte

e em Concórdia. 152 p.

Biodigestor, Dejetos de Suínos, Biogás, Remoção de matéria orgânica

Dissertação de Mestrado – Universidade Federal de Santa Catarina – Programa

de Pós-Graduação em Engenharia Ambiental – Florianópolis – SC – Agosto,
2009.
 “AVALIAÇÃO DE BIODIGESTORES COM O USO DE DEJETOS DE SUÍNOS, EM
BRAÇO DO NORTE E EM CONCÓRDIA”

ANIGELI DAL MAGO

Dissertação submetida ao corpo docente do Programa de Pós-Graduação em Engenharia

Ambiental da Universidade Federal de Santa Catarina como parte dos requisitos necessários
para obtenção do grau de

MESTRE EM ENGENHARIA AMBIENTAL

na Área de Engenharia Ambiental.

Aprovado por:

_______________________________________
Dr. Paulo Armando Victória de Oliveira

_______________________________________
Profº Dr. Armando Borges de Castilhos Junior

_______________________________________ _______________________________________
Profº Dr. Flávio Rubens Lapolli Profº Dr. Paulo Belli Filho
(Coordenador PPGEA) (Orientador)

FLORIANÓPOLIS, SC - BRASIL
AGOSTO/2009
 5

Dedico aos meus pais

Intelvino e Iracy,
por todo o amor, pelo apoio e
incentivo no decorrer desta
caminhada.
 6

AGRADECIMENTOS

Agradeço a Deus, pela presença constante em minha vida, pelas bênçãos e proteções.

A toda minha família, pelo amor, compreensão e apoio. Agradeço aos meus pais Intelvino e
Iracy, por todo o incentivo; à minha irmã Diane, sempre presente, que realizou a revisão
gramatical deste trabalho; ao meu irmão Adilson e cunhada Tamine, por acompanharem toda
esta caminhada; aos sobrinhos Arthur e Gabriela, pelos momentos de descontração e alegria!

Ao Prof. Paulo Belli Filho, pela oportunidade e por ter me orientado ao longo deste trabalho.

À Universidade Federal de Santa Catarina e ao Programa de Pós-Graduação em Engenharia

Ambiental, pela oportunidade de desenvolver o meu trabalho de mestrado.

Ao pesquisador Dr. Paulo Armando V. de Oliveira, pesquisador da Embrapa Suínos e Aves,

pelo suporte técnico durante toda a pesquisa.

Aos membros da banca examinadora, pelas contribuições na melhoria deste trabalho.

À Embrapa Suínos e Aves pela parceria, aos pesquisadores Ricardo e Martha, pela
disponibilidade.

À Sadia Concórdia, em especial aos engenheiros Alexandre Matter, Guilherme Dalmazo,

Nayana Moreira e Sandra Bazzi.

A todos os proprietários e funcionários das granjas em que foram estudados os biodigestores,

em Concórdia e em Braço do Norte, obrigada pela compreensão e ajuda prestada nos
momentos da coleta.

À amiga Iria Araujo, pelas discussões técnicas, pelo apoio e por ser prestativa, durante a
realização deste trabalho.

Ao CNPq, pela concessão da bolsa estudos.

À FAPESC, pelo financiamento do projeto.

Aos colegas Wilian Sganzerla, que atuou como bolsista, Margarida e Rodrigo Mohedano;
pessoas sempre presentes que auxiliaram no campo e no laboratório, sempre disponíveis e
grandes amigos! E à todos do LABEFLU.

Aos amigos: Andreas, Angela, Bianca Coelho, Bianca Ranzi, Carla, Fernanda, Lola, Lucila,
Marina, Paola, Rodrigo Mohedano, Vanessa.

Ao pessoal do LIMA, em especial à Arlete e Dona Eliane.

À Vera Lucia da Epagri, por fornecer os dados meteorológicos.

Aos colegas da CASAN, pela compreensão e apoio.

A todas as pessoas que de alguma forma contribuíram para que fosse possível realizar este
trabalho.
 7

RESUMO

Dentre os problemas ambientais apresentados, em função da carga poluente dos dejetos de

suínos, está a emissão de gases que contribuem para o efeito estufa, em função das formas de
tratamento anaeróbias. O metano (CH4) e o dióxido de carbono (CO2) estão entre os principais
gases causadores do efeito estufa, sendo que o CH4 apresenta um poder estufa cerca de 21
vezes maior que o CO2. O biogás é uma mistura de gases formada a partir de condições
anaeróbias em que ocorre a conversão da maior parte da matéria orgânica para a fração
gasosa. A formação do biogás está relacionada às condições do efluente, como a concentração
e a carga de matéria orgânica disponíveis (ST, SV, DQO), associadas às características
ambientais favoráveis à anaerobiose (pH, temperatura, potencial redox). Desta forma, busca-
se atingir um bom desempenho desses biodigestores, a fim de apresentarem eficiências
desejáveis na remoção da matéria orgânica e na conversão desta em biogás. O uso de
biodigestores anaeróbios constitui uma etapa do tratamento de dejetos de suínos, que
possibilita a recuperação e armazenamento do biogás, o qual poderá ser utilizado como uma
fonte renovável para fins de geração de energia, e o efluente poderá ser aplicado em lavouras
como biofertilizante. O objetivo geral foi avaliar os biodigestores de dejetos de suínos nos
municípios de Braço do Norte e Concórdia, visando à produção de biogás integrada à
determinação de suas eficiências. A metodologia consistiu em avaliar as características físico-
químicas dos dejetos de suínos e a produção e composição do biogás em doze biodigestores
anaeróbios. A eficiência média geral de remoção de matéria orgânica atingida foi de 72% para
DQO, 68% para ST e 75,5% para SV. A média geral concentração de CH4 obtida nos
biodigestores estudados foi 61,5%, indicando uma boa qualidade do biogás. A vazão média de
biogás foi 5,69 m³/hora, em que a vazão mínima foi 1,10 m³/hora e a máxima 13,76 m³/hora.
Foi estimado um potencial para o estado de Santa Catarina em torno de 556 milhões de
m³biogás /ano e 309 milhões de m³ CH4/ano. Em relação a Braço do Norte, a estimativa foi 15
milhões de m³ biogás/ano e 9 milhões de m³ CH4/ano. Em Concórdia, o potencial estimado
atingiu um volume de 36 milhões de m³ biogás/ano e 20 milhões de m³ CH4/ano. A carga
orgânica volumétrica média obtida foi 0,8 Kg SVapli/ m3.dia, encontrada em função dos
biodigestores com melhor desempenho. Para o parâmetro da produção de CH4 em relação à
carga de SV removida, em que foram considerados os biodigestores com melhor desempenho,
a média obtida foi 0,56 m3 CH4/ kg SVremov. Em relação à produção de gás metano/animal, foi
efetuada a média entre os valores mais elevados dos biodigestores, atingindo 0,53
m³CH4/animal.dia.

Palavras-Chave: Biodigestor, Dejetos de suínos, Biogás, Remoção de matéria orgânica.

 8

ABSTRACT

Among of environmental issues presented because of pollutant load of swine manure, is the
emission of gases that contribute to the greenhouse effect according to the types of anaerobic
treatment. The methane (CH4) and carbon dioxide (CO2) are the main gases causing the
greenhouse effect, and the CH4 features a power about 21 times greater than CO2. Biogas is a
mixture of gases formed from anaerobic conditions in which the conversion occurs of most
organic matter to the gas fraction. The origen of biogas is related to the conditions of the
effluent, like the concentration and loading of organic matter available (TS, VS, COD), linked
to environmental characteristics favorable to anaerobiosis (pH, temperature, redox potential).
So this way, we attempt to achieve good performance of these biodigesters in order to make
desirable efficiencies in the removal of organic matter and the conversion to biogas. The use
of a biodigesters treatment of swine manure, which allows storage and recovery of biogas.
And this can be used as a renewable source for power generation, and the effluent can be
applied to crops as biofertilizer. The general objective was to evaluate the biodigester of
swine manure in the cities of Braço do Norte and Concórdia, to the production of biogas
relacioned to determine their efficiencies. The methodology was to assess the physical and
chemical characteristics of swine manure and biogas production and composition of in twelve
biodigesters. The overall average efficiency of removal of organic matter found was 72% for
COD, 68% for TS and 75.5% for VS. The overall average concentration of CH4 biodigesters
studied was obtained in 61.5%, indicating a good quality of biogas. The average flow of
biogas was 5.69 m³/hour, where minimum flow was 1.10 m³/hour and the maximum 13.76
m³/hour. It was estimated a potential for the state of Santa Catarina around 556 million m³
biogas/year and 309 million m³ CH4/ano. For the Braço do Norte, the estimate was 15 million
m³ of biogas/year and 9 million m³ CH4/year. In Concordia, the estimated potential reached a
volume of 36 million m³ of biogas/year and 20 million m³ CH4/year. The organic load average
volumetric obtained was 0.8 kg SVappli/m3.day, found depending of biodigester with better
performance. For the parameter of the production of CH4 on the load removed from SV,
which were considered biodigester with better performance, the average obtained was 0.56 m3
CH4/kg SVremov. For the production of methane gas/animal, was made between the average
values of biodigester higher, reaching 0.53 m³ CH4/animal.day.

Keywords: Swine manure, Biogas, Biodigester, Removal of organic matter.

 9

LISTA DE FIGURAS

FIGURA 1. MAPA DO EFETIVO DE SUÍNOS EM SANTA CATARINA. ....................... 24

FIGURA 2. ROTAS QUE INTERFEREM NA QUALIDADE DA ÁGUA E DO SOLO. .. 26
FIGURA 3. SEQÜÊNCIA DA DIGESTÃO ANAERÓBIA DA MATÉRIA ORGÂNICA. . 33
FIGURA 4. CONVERSÃO BIOLÓGICA DA MATÉRIA ORGÂNICA.............................. 35
FIGURA 5. VISTA EM PLANTA E EM CORTE DE UMA LAGOA ANAERÓBIA. ........ 54
FIGURA 6. ESQUEMA DE FUNCIONAMENTO DE UM REATOR UASB. .................... 55
FIGURA 7. CONFIGURAÇÃO DOS BIODIGETORES MODELO CHINÊS, FILIPINO E
INDIANO. ........................................................................................................................ 56
FIGURA 8. BIODIGESTOR OPERADO COM EFLUENTE DE SUINOCULTURA. ........ 58
FIGURA 9. VISTA E CORTES DE UMA LAGOA ANAERÓBIA COBERTA. ................. 59
FIGURA 10. LOCALIZAÇÃO DAS REGIÕES ESTUDADAS. .......................................... 60
FIGURA 11. BIODIGESTOR B1: (A) BIODIGESTOR; (B) LAGOA DE
ARMAZENAMENTO DO EFLUENTE. ........................................................................ 64
FIGURA 12. SAÍDA DO BIOGÁS NO B1 COM O SELO HÍDRICO. ................................ 64
FIGURA 13. BIODIGESTOR B2. .......................................................................................... 64
FIGURA 14. BIODIGESTOR B5: (A) BIODIGESTOR E CAIXA DE PASSAGEM; (B)
LAGOA E TUBULAÇÃO DO EFLUENTE. .................................................................. 65
FIGURA 15. (A) BIODIGESTOR B11 SEGUIDO DA LAGOA; (B) DETALHE DA
TUBULAÇÃO DE EFLUENTE NA LAGOA DO B10. ................................................ 66
FIGURA 16. BIODIGESTOR B10: (A) DETALHE DA TUBULAÇÃO DE SAÍDA DO
BIOGÁS; (B) QUEIMADOR DO BIOGÁS. .................................. 66
FIGURA 17. BIODIGESTOR B8 E AO FUNDO O QUEIMADOR. ................................... 67
FIGURA 18. MEDIDOR DE GASES DRÄGER X-AM 7000. ............................................... 68
FIGURA 19. TERMO-ANEMÔMETRO AIRFLOW TA45. .................................................. 69
FIGURA 20. REPRESENTAÇÃO ESQUEMÁTICA DA TUBULAÇÃO ADAPTADA
PARA A PASSAGEM E MEDIÇÃO DO ....................................................................... 70
FIGURA 21. SISTEMA DE ADAPTAÇÃO: (A) CONEXÃO DE SAÍDA DO BIOGÁS
INTERLIGADA À ........................................................................................................... 71
FIGURA 22. (A) SISTEMA DE PADRONIZAÇÃO DAS MEDIÇÕES DE BIOGÁS; (B)
USO DO TERMO- ANEMÔMETRO ............................................................................. 71
FIGURA 23. VAZÃO DOS DEJETOS PARA CADA BIODIGESTOR NAS DIFERENTES
ÉPOCAS........................................................................................................................... 79
FIGURA 24. TEMPERATURA AMBIENTE PARA AS DIFERENTES ÉPOCAS DO ANO
EM RELAÇÃO A CADA ................................................................................................ 82
FIGURA 25. TEMPERATURAS AFLUENTES DE CADA BIODIGESTOR PARA CADA
PERÍODO ANALISADO. ............................................................................................... 83
FIGURA 26. TEMPERATURAS EFLUENTES DE CADA BIODIGESTOR PARA AS
DIFERENTES ÉPOCAS DO ANO. ................................................................................ 84
FIGURA 27. VALORES DE PH AFLUENTES AOS BIODIGESTORES. .......................... 86
FIGURA 28. VALORES DE PH EFLUENTES AOS BIODIGESTORES. .......................... 87
FIGURA 29. CONCENTRAÇÕES DE DQO AFLUENTES DOS BIODIGESTORES. ...... 89
FIGURA 30. CONCENTRAÇÕES DE DQO EFLUENTES DOS BIODIGESTORES. ....... 92
FIGURA 31. EFICIÊNCIA DE REMOÇÃO DE DQO.......................................................... 93
FIGURA 32. CONCENTRAÇÕES DE ST AFLUENTES NOS BIODIGESTORES NAS
DIFERENTES ÉPOCAS.................................................................................................. 94
FIGURA 33. CONCENTRAÇÕES DE ST EFLUENTES NOS BIODIGESTORES NAS
DIFERENTES ÉPOCAS.................................................................................................. 96
 10

FIGURA 34. EFICIÊNCIA DE REMOÇÃO DE ST NOS BIODIGESTORES NAS

DIFERENTES ÉPOCAS.................................................................................................. 96
FIGURA 35. CONCENTRAÇÕES DE SV AFLUENTES DOS BIODIGESTORES. .......... 98
FIGURA 36. CONCENTRAÇÕES DE SV EFLUENTES DOS BIODIGESTORES. ........ 100
FIGURA 37. EFICIÊNCIA DE REMOÇÃO DE SV NOS BIODIGESTORES. ................. 101
FIGURA 38. RELAÇÃO SV/ST AFLUENTE. .................................................................... 103
FIGURA 39. RELAÇÃO SV/ST EFLUENTE. .................................................................... 103
FIGURA 40. CONCENTRAÇÃO MÉDIA DE CH4 (%) NOS BIODIGESTORES NAS
DIFERENTES ÉPOCAS................................................................................................ 106
FIGURA 41. BOX PLOT REPRESENTANDO DISTRIBUIÇÃO DOS DADOS DE CH4 NO
VERÃO. ......................................................................................................................... 110
FIGURA 42. BOX PLOT REPRESENTANDO DISTRIBUIÇÃO DOS DADOS DE CH4 NO
INVERNO. ..................................................................................................................... 112
FIGURA 43. BOX PLOT REPRESENTANDO DISTRIBUIÇÃO DOS DADOS DE CH4 NA
PRIMAVERA. ............................................................................................................... 113
FIGURA 44. CONCENTRAÇÃO DE CO2 EM RELAÇÃO A CADA BIODIGESTOR NAS
DIFERENTES ÉPOCAS................................................................................................ 115
FIGURA 45. TEMPERATURA DO BIOGÁS MEDIDA NO MOMENTO DA
AMOSTRAGEM. .......................................................................................................... 119
FIGURA 46. (A) RELAÇÃO DA PRODUÇÃO DE BIOGÁS E CARGA DE SV
REMOVIDA. (B) RELAÇÃO DA PRODUÇÃO DE METANO E CARGA DE SV
REMOVIDA. ................................................................................................................. 120
FIGURA 47. (A) RELAÇÃO DA PRODUÇÃO DE BIOGÁS E CARGA DE DQO
REMOVIDA. (B) RELAÇÃO DA PRODUÇÃO DE METANO E CARGA DE DQO
REMOVIDA. ................................................................................................................. 123
FIGURA 48. (A) RELAÇÃO DA PRODUÇÃO DE BIOGÁS E VOLUME DO
BIODIGESTOR. (B) RELAÇÃO DA PRODUÇÃO DE METANO E VOLUME DO
BIODIGESTOR. ............................................................................................................ 125
 11

LISTA DE TABELAS

TABELA 1. OS DEZ PRINCIPAIS MUNICÍPIOS PRODUTORES E ................................. 23

TABELA 2. CATEGORIA DE SUÍNOS COM AS RESPECTIVAS PRODUÇÕES DE
DEJETOS. ........................................................................................................................ 27
TABELA 3. SISTEMA DE PRODUÇÃO DE SUÍNOS E A RESPECTIVA PRODUÇÃO
DE DEJETOS LÍQUIDOS ............................................................................................... 28
TABELA 4. PARÂMETROS RELATIVOS A DEJETOS DE SUÍNOS DE ACORDO COM
DIVERSOS AUTORES. .................................................................................................. 29
TABELA 5. COMPOSIÇÃO MÉDIA DOS GASES QUE CONSTITUEM O BIOGÁS. ..... 44
TABELA 6. PROPRIEDADES DO CH4, CO2 E H2S. ........................................................... 46
TABELA 7. EQUIVALÊNCIA DO BIOGÁS A OUTROS COMBUSTÍVEIS. ................... 46
TABELA 8. PRODUÇÃO DE DEJETO E DE BIOGÁS DE ACORDO COM O PESO VIVO
DE CADA ANIMAL. ...................................................................................................... 47
TABELA 9. PRODUÇÃO DE BIOGÁS E CH4 DE ACORDO COM OS DIFERENTES
SISTEMAS DE CRIAÇÃO DE SUÍNOS. ...................................................................... 47
TABELA 10. PRODUÇÃO DE CH4 E DE BIOGÁS PELA CONVERSÃO DE DQO E SV.
.......................................................................................................................................... 48
TABELA 11. LOCALIZAÇÃO GEOGRÁFICA DE CADA BIODIGESTOR. .................... 62
TABELA 12. CARACTERÍSTICAS DIMENSIONAIS DOS BIODIGESTORES. .............. 62
TABELA 13. SENSORES DE GASES E SUAS RESPECTIVAS FAIXAS DE
CONCENTRAÇÃO. ........................................................................................................ 68
TABELA 14. DESCRIÇÃO DOS EQUIPAMENTOS UTILIZADOS EM LABORATÓRIO.
.......................................................................................................................................... 72
TABELA 15. NÚMERO DE SUÍNOS E PRODUÇÃO DE DEJETOS CORRESPONDENTE
AOS BIODIGESTORES PARA CADA ÉPOCA DO ANO. .......................................... 81
TABELA 16. TEMPERATURAS MÉDIAS REGISTRADAS NAS ESTAÇÕES
METEOROLÓGICAS. .................................................................................................... 83
TABELA 17. CONCENTRAÇÃO DE DQO AFLUENTE NO B1 E B2. ............................. 89
TABELA 18. MÉDIA E DESVIO PADRÃO DA DQO AFLUENTE PARA OS SISTEMAS
.......................................................................................................................................... 90
TABELA 19. CONCENTRAÇÃO DE SV AFLUENTE NO B1 E B2. ................................. 98
TABELA 20. MÉDIA E DESVIO PADRÃO DE SV AFLUENTE PARA UPL E CT. ........ 99
TABELA 21. CARGA ORGÂNICA VOLUMÉTRICA APLICADA. ................................ 104
TABELA 22. MÉDIAS DE CH4 E DESVIO PADRÃO DE CADA BIODIGESTOR E
ÉPOCA DO ANO. ......................................................................................................... 107
TABELA 23. MÉDIA DAS CONCENTRAÇÕES DE CH4 E TUKEY PARA O VERÃO. 111
TABELA 24. MÉDIA DAS CONCENTRAÇÕES DE CH4 E TUKEY PARA O INVERNO.
........................................................................................................................................ 112
TABELA 25. MÉDIA DAS CONCENTRAÇÕES DE CH4 E TUKEY PARA A ................ 113
TABELA 26. VALORES MÉDIOS E DESVIO PADRÃO DA CONCENTRAÇÃO DE CO2.
........................................................................................................................................ 114
TABELA 27. VAZÕES PONTUAIS DE BIOGÁS DE CADA BIODIGESTOR NAS
DIFERENTES ................................................................................................................ 117
TABELA 28. VAZÕES DE METANO DE CADA BIODIGESTOR NAS DIFERENTES
ÉPOCAS......................................................................................................................... 118
TABELA 29. PRODUÇÃO ESPECÍFICA DE BIOGÁS NO B1 E B2. .............................. 119
TABELA 30. MÉDIAS DA PRODUÇÃO ESPECÍFICA DE BIOGÁS. ............................. 121
TABELA 31. PRODUÇÃO ESPECÍFICA DE METANO NO B1 E B2. ............................ 122
 12

TABELA 32. MÉDIAS DA PRODUÇÃO ESPECÍFICA DE METANO. .......................... 122

TABELA 33. PRODUÇÃO ESPECÍFICA DE BIOGÁS NO B1 E B2. .............................. 123
TABELA 34. MÉDIAS DA PRODUÇÃO ESPECÍFICA DE BIOGÁS PARA .................. 124
TABELA 35. PRODUÇÃO ESPECÍFICA DE METANO NO B1 E B2. ............................ 124
TABELA 36. MÉDIAS DA PRODUÇÃO ESPECÍFICA DE METANO PARA UPL ....... 125
TABELA 37. PRODUÇÃO DE BIOGÁS POR MATRIZ NO B1 E B2.............................. 127
TABELA 38. PRODUÇÃO MÉDIA DE BIOGÁS EM FUNÇÃO DO NÚMERO DE
ANIMAIS. ...................................................................................................................... 127
TABELA 39. PRODUÇÃO DE METANO POR MATRIZ NO B1E B2. ........................... 128
TABELA 40. PRODUÇÃO MÉDIA DE METANO EM FUNÇÃO DO NÚMERO DE
ANIMAIS. ...................................................................................................................... 128
TABELA 41. ESTIMATIVA DA PRODUÇÃO DE BIOGÁS E METANO PARA BRAÇO
DO NORTE. ................................................................................................................... 129
TABELA 42. ESTIMATIVA DA PRODUÇÃO DE BIOGÁS E METANO PARA
CONCÓRDIA. ............................................................................................................... 129
TABELA 43. ESTIMATIVA DA PRODUÇÃO DE BIOGÁS E METANO PARA O
ESTADO. ....................................................................................................................... 130
 13

LISTA DE QUADROS

QUADRO 1. DADOS DE PESQUISAS REALIZADAS NO BRASIL REFERENTES AO

TRATAMENTO DEJETOS DE SUÍNOS E PRODUÇÃO DE BIOGÁS. ..................... 49
QUADRO 2. DADOS DE PESQUISAS INTERNACIONAIS REFERENTES AO
TRATAMENTO DEJETOS DE SUÍNOS E PRODUÇÃO DE BIOGÁS REALIZADAS
ENTRE 1998 E 2005........................................................................................................ 50
QUADRO 3. DADOS DE PESQUISAS INTERNACIONAIS REFERENTES AO
TRATAMENTO DEJETOS DE SUÍNOS E PRODUÇÃO DE BIOGÁS REALIZADAS
ENTRE 2005 E 2009........................................................................................................ 51
 14

LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS

B Biodigestor

CC Ciclo Completo

CH4 Gás metano ou metano

CIRAM Centro de Informações de Recursos Ambientais e Hidrometeorologia de

Santa Catarina

CO2 Gás carbônico ou dióxido de carbono

CT Crescimento e Terminação

COVapli Carga orgânica volumétrica aplicada

DQO Demanda Química de Oxigênio

Eh Potencial de oxi-redução ou potencial redox

EMBRAPA Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária

EPAGRI Empresa de Pesquisa Agropecuária e Extensão Rural de Santa Catarina

FAPESC Fundação de Apoio à Pesquisa Científica e Tecnológica do Estado de

Santa Catarina

GEE Gases de Efeito Estufa

GPS Global Positioning System

H2S Gás sulfídrico ou sulfeto de hidrogênio

IBGE Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística

IPCC Intergovernmental Panel on Climate Change

IUPAC International Union of Pure and Applied Chemistry

LABEFLU Laboratório de Efluentes Líquidos e Gasosos

MDL Mecanismo de Desenvolvimento Limpo

mV mili Volt

N2O Óxido nitroso

O2 Oxigênio gasoso
 15

ppb Partes por bilhão ( em volume)

pH Potencial hidrogeniônico

ppm Partes por milhão ( em volume)

PVC Policloreto de Vinila

ST Sólidos Totais

SV Sólidos Voláteis

TDH Tempo de Detenção Hidráulica

UPL Unidade de Produção de Leitões

 16

SUMÁRIO

1. INTRODUÇÃO ........................................................................................... 19

2. OBJETIVOS .................................................................................................. 21
2.1 OBJETIVO GERAL .......................................................................................................... 21

2.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS ............................................................................................. 21

3. JUSTIFICATIVA .......................................................................................... 22

4. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ................................................................... 23

4.1 A SUINOCULTURA ......................................................................................................... 23
4.1.1 A Suinocultura no Brasil e em Santa Catarina .......................................................... 23
4.1.2 Características dos dejetos ........................................................................................... 26
4.1.3 A influência da alimentação e do tipo de bebedouros na composição dos dejetos .. 29
4.1.4 Utilização dos dejetos como biofertilizante ................................................................. 30

4.2 PROCESSO BIOLÓGICO ANAERÓBIO ........................................................................ 31

4.3 FATORES AMBIENTAIS INTERVENIENTES NA DIGESTÃO ANAERÓBIA ......... 36

4.4 BIOGÁS ............................................................................................................................. 41

4.4.1 Histórico ......................................................................................................................... 41
4.4.2 Propriedades do biogás ................................................................................................. 43
4.4.3 Produção de biogás........................................................................................................ 46

4.5 PRINCIPAIS FORMAS DE TRATAMENTO ANAERÓBIO PARA DEJETOS DE

SUÍNOS ................................................................................................................................... 52
4.5.1 Biodigestores .................................................................................................................. 53
4.5.2 Lagoa anaeróbia ............................................................................................................ 53
4.5.3 Reatores UASB .............................................................................................................. 54

4.6 O USO DE BIODIGESTORES NA SUINOCULTURA ................................................. 56

5. METODOLOGIA ......................................................................................... 60
5.1 LOCALIZAÇÃO DO ESTUDO ........................................................................................ 60

5.2 IDENTIFICAÇÃO E CARACTERIZAÇÃO DOS BIODIGESTORES ESTUDADOS .. 61

5.3 COLETA DE DADOS ....................................................................................................... 67

5.3.1 Amostragens de biogás................................................................................................. 67
5.3.2 Amostragem do efluente líquido .................................................................................. 71

5.4 DESCRIÇÃO DOS CÁLCULOS EFETUADOS .............................................................. 73

 17

5.4.1 Cálculo da vazão do biogás e metano .......................................................................... 73

5.4.2 Estimativa da produção de dejetos .............................................................................. 73
5.4.3 Carga orgânica e carga orgânica volumétrica (COV) ............................................... 74
5.4.4 Eficiência de remoção de matéria orgânica ................................................................ 75
5.4.5 Produção específica de biogás e metano ...................................................................... 75
5.4.6 Regionalização de parâmetros ..................................................................................... 76

5.5 ANÁLISE DOS DADOS ................................................................................................... 77

6. RESULTADOS E DISCUSSÕES ................................................................ 79

6.1 PRODUÇÃO ESTIMADA DE DEJETOS ........................................................................ 79

6.2 AVALIAÇÕES DE PARÂMETROS FÍSICO-QUÍMICOS DOS DEJETOS DE SUÍNOS

.................................................................................................................................................. 82
6.2.1 Temperatura .................................................................................................................. 82
6.2.2 Potencial Hidrogeniônico - pH ..................................................................................... 85
6.2.3 Potencial Redox (Eh)..................................................................................................... 87
6.2.4 Demanda Química de Oxigênio - DQO ....................................................................... 88
6.2.5 Sólidos Totais – ST ........................................................................................................ 94
6.2.6 Sólidos Voláteis – SV ..................................................................................................... 97

6.3 CARGA ORGÂNICA VOLUMÉTRICA APLICADA .................................................. 104

6.4 AVALIAÇÃO DO BIOGÁS ........................................................................................... 106

6.4.1 Concentração de gás metano (CH4) ........................................................................... 106
6.4.2 Concentração de gás carbônico (CO2) ....................................................................... 114
6.4.3 Concentração de gás sulfídrico (H2S) e de oxigênio (O2) ......................................... 115
6.4.4 Produção de biogás...................................................................................................... 116

6.5 PRODUÇÃO DE BIOGÁS E METANO EM RELAÇÃO À CARGA ORGÂNICA

REMOVIDA DE SÓLIDOS VOLÁTEIS.............................................................................. 119

6.6 PRODUÇÃO DE BIOGÁS E METANO EM RELAÇÃO À CARGA ORGÂNICA DE

DQO REMOVIDA ................................................................................................................. 123

6.7 PRODUÇÃO ESPECÍFICA DE BIOGÁS E DE METANO EM FUNÇÃO DO

VOLUME DOS BIODIGESTORES ..................................................................................... 125

6.8 RELAÇÃO DA PRODUÇÃO DE BIOGÁS E METANO POR SUÍNO ....................... 126

6.9 REGIONALIZAÇÃO DE PARÂMETROS ................................................................... 129

6.9.1 Potencialidade de produção de biogás e metano ...................................................... 129
6.9.2 Parâmetros recomendados para aplicação em projetos de biodigestores .............. 130

7. CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES ................................................. 132

7.1 CONLUSÕES .................................................................................................................. 132

7.2 RECOMENDAÇÕES ...................................................................................................... 134

 18

REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS .......................................................... 135

APÊNDICES .................................................................................................... 144

 19

1.INTRODUÇÃO

O Brasil apresenta um efetivo com de mais 35 milhões de suínos, sendo considerado o

quarto maior produtor mundial, e o estado de Santa Catarina é o maior produtor brasileiro, o
que corresponde em torno de 19% do efetivo nacional (IBGE, 2007a).
De acordo com Lindner (1999 apud MIRANDA, 2005), cada suíno gera uma
quantidade de dejetos equivalente, em termos de carga poluente, a de 3,5 pessoas. Segundo
Oliveira (2002a), a poluição causada pela atividade suinícola, somada aos problemas dos
resíduos domésticos e industriais, tem causado sérios problemas ambientais, principalmente
relacionados à poluição hídrica, devido à alta carga orgânica e presença de coliformes fecais.
Além disso, há emissão de gases que contribuem para o efeito estufa em função das formas de
tratamento anaeróbias. De acordo com Oliveira e Higarashi (2006), o metano (CH4), o
dióxido de carbono (CO2) e óxido nitroso (N2O) são os principais gases causadores do efeito
estufa, sendo que o CH4 apresenta um poder estufa cerca de 21 vezes maior que o CO2. Os
mesmos autores ainda afirmam que a simples queima do biogás, a qual produz basicamente
água e dióxido de carbono, já reduz significativamente o poder estufa, levando em conta que
CH4 e o N2O deixam de ser emitidos para a atmosfera.
De acordo com o quarto relatório de mudanças climáticas (IPCC, 2007), as atividades
humanas são responsáveis pelo aumento das concentrações atmosféricas globais de dióxido de
carbono, metano e óxido nitroso, ou seja, houve um aumento de 70 % nas emissões globais de
gases de efeito estufa entre 1750 e 2004, ultrapassando em muito os valores pré-industriais. O
uso de combustíveis fósseis e a mudança no uso da terra são os principais responsáveis pelo
aumento das concentrações de dióxido de carbono, e o aumento das concentrações de metano
e óxido nitroso é devido, principalmente, à agricultura. A concentração atmosférica global de
metano aumentou de um valor pré-industrial, de cerca de 715 ppb (partes por bilhão), para
1774 ppb em 2005. Há grande probabilidade de o aumento da concentração de metano
ocorrer devido às atividades antrópicas, destacando a agricultura e o uso de combustíveis
fósseis.
A produção mundial de metano é representada por 8% a 11% pelo tratamento de
efluentes em condições anaeróbias. No Brasil, as duas maiores fontes de emissão de metano
são os aterros sanitários e o tratamento anaeróbio de esgoto e águas residuárias (VIEIRA;
SILVA, 2006). A emissão de metano pelo manejo de dejetos de suínos no Brasil foi de
aproximadamente 30.000 toneladas no ano de 1995 (LIMA; PESSOA; LIGO, 2006).
 20

O biogás é uma mistura de gases formada a partir de condições anaeróbias em que

ocorre a conversão da maior parte da matéria orgânica para a fração gasosa. A formação do
biogás está relacionada às condições do efluente, como a concentração e a carga de matéria
orgânica disponíveis (ST, SV, DQO), associadas às características ambientais favoráveis à
anaerobiose (pH, temperatura, potencial redox). Desta forma, busca-se atingir um bom
desempenho desses digestores, a fim de apresentarem eficiências desejáveis na remoção da
matéria orgânica e na conversão desta em biogás. Para isso, é necessário que o projeto dos
biodigestores seja concebido a partir de parâmetros que possam garantir condições
operacionais adequadas, conciliando esse conjunto de variáveis que compõem o desempenho
da atividade anaeróbia.
No Brasil houve avanços em relação às tecnologias voltadas para digestão anaeróbia,
construção e operação de biodigestores, bem como redução dos custos de investimento e
manutenção em função de materiais alternativos como lonas plásticas, no entanto, continua
havendo problemas na aplicação desta tecnologia (OLIVEIRA; HIGARASHI, 2006). O
mesmo autor afirma que o dimensionamento de um biodigestor deve levar em conta, dentre
outros aspectos, o tempo de detenção hidráulica, a temperatura da biomassa, a carga de
sólidos voláteis e as demandas de biogás na propriedade, pois nem sempre é possível afirmar
que grandes volumes de biodigestores, ou biomassa, são capazes de produzir elevadas
quantidades de biogás.
Dentre as formas de tratamento, o uso de biodigestores anaeróbios constitui uma etapa
do tratamento de dejetos de suínos, que possibilita a recuperação e armazenamento do biogás,
o qual poderá ser utilizado como uma fonte renovável para fins de geração de energia, e o
efluente poderá ser aplicado em lavouras como biofertilizante.
O presente trabalho dá continuidade ao realizado por Gusmão (2008), em que ambos
fazem parte do projeto “Potencialidades da Contribuição de Santa Catarina na Redução de
Gases Efeito Estufa através da Conversão de Metano em Dióxido de Carbono”, desenvolvido
pelo Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental da Universidade Federal de Santa
Catarina em parceria com a Fundação de Apoio à Pesquisa Científica do Estado de Santa
Catarina (FAPESC), com o apoio técnico da Embrapa Suínos e Aves.
A apresentação do trabalho está dividida em sete capítulos. No capítulo 1, é feita uma
introdução geral ao trabalho. Em seguida, no capítulo 2 são descritos os objetivos geral e
específicos, e o capítulo 3 apresenta a justificativa.
 21

No capítulo 4 é descrita a revisão bibliográfica, que foi subdividida nos seguintes

temas: suinocultura; processo biológico anaeróbio; fatores ambientais intervenientes na
digestão anaeróbia; biogás; principais formas de tratamento anaeróbio para dejetos de suínos.
No capítulo 5 é apresentada a metodologia, em que são apresentados e caracterizados
os locais do estudo, e onde são descritas todas as etapas para a constituição da pesquisa.
O capítulo 6 aborda os resultados obtidos em campo com as respectivas discussões.
No capítulo 7 são apresentadas as conclusões e recomendações obtidas partir dos
resultados obtidos.
Na sequência são apresentadas as referências bibliográficas utilizadas, e após, os
apêndices.

2. OBJETIVOS

2.1 OBJETIVO GERAL

Avaliar os biodigestores com o uso de dejetos de suínos, nos municípios de Braço do

Norte e Concórdia, visando à produção de biogás integrada à determinação de suas
eficiências.

2.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS

Avaliar a eficiência dos biodigestores em termos de remoção de matéria orgânica a partir

dos dejetos de suínos;

Avaliar a composição do biogás, em termos de CH4; CO2; H2S e O2, e a vazão produzida
nos biodigestores estudados;

Estimar a potencialidade de geração de biogás e metano com os dados obtidos;

Estimar parâmetros regionalizados para o tratamento de dejetos de suínos através de
biodigestores anaeróbios.
 22

3. JUSTIFICATIVA

O presente trabalho foi desenvolvido junto ao grupo de pesquisas do LABEFLU -

Laboratório de Efluente Líquidos e Gasosos, localizado no Departamento de Engenharia
Sanitária e Ambiental da Universidade Federal de Santa Catarina, cujo enfoque é a pesquisa
em efluentes resultantes da suinocultura e o uso de biodigestores anaeróbios para tratamento.
A presente pesquisa se integra às já realizadas por essa equipe, agora abrangendo o estudo da
produção e composição do biogás gerado a partir de dejetos de suínos, visando à
complementar os dados obtidos no trabalho desenvolvido por Gusmão (2008) e seguindo a
metodologia adotada pela autora, como será exposto no Capítulo 5.
O tratamento anaeróbio de efluentes em biodigestores gera o biogás, que quando
emitido diretamente para atmosfera contribui para o efeito estufa global e deixa de ser
aproveitado para fins energéticos. O biogás é constituído basicamente por CH4 e CO2, H2S e
traços de outros gases, sendo que o principal é o CH4. No entanto, a partir das pesquisas já
realizadas pelo grupo de pesquisadores, no qual este trabalho se insere, observou-se a
necessidade de avançar nesses estudos, de modo a determinar o potencial de produção e a
composição do biogás relacionados à eficiência dos biodigestores, sendo esta integrada aos
aspectos construtivos e operacionais, o que justifica a relevância desta dissertação.
No contexto de Santa Catarina, a realização de um levantamento para determinar o
potencial de produção do biogás e em especial o CH4 é fundamental para proporcionar o
incentivo ao aproveitamento como fonte renovável de geração de energia, contribuindo com a
matriz energética e minimizando as emissões de GEE. Atualmente, é comum a simples
queima do biogás para evitar o lançamento do metano na atmosfera, conforme previsto no
MDL, como constatado nesta pesquisa.
Dessa forma, o presente estudo se justifica por proporcionar uma avaliação do
desempenho de doze biodigestores anaeróbios que tratam de dejetos de suínos nos municípios
de Braço do Norte e Concórdia, focando a relação com a vazão e a composição do biogás.
Pretende-se também fazer estimativas da produção de metano a partir de dejetos de suínos,
nos locais estudados e obter dados regionalizados que possam auxiliar no dimensionamento
dos biodigestores, buscando um melhor desempenho dos mesmos.
 23

4. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA

4.1 A SUINOCULTURA

4.1.1 A Suinocultura no Brasil e em Santa Catarina

O Brasil possui um efetivo de suínos com 35,945 milhões de cabeças, em que 47,5%
está localizado na região Sul, ocupando a terceira posição mundial, atrás da China e dos
Estados Unidos. No ano de 2007, o Brasil foi o quarto maior produtor mundial e exportador
de carcaça suína, em primeiro foi Estados Unidos seguido pela União Européia e Canadá
(IBGE, 2008). A suinocultura possui um rebanho mundial em torno 787 milhões de cabeças e
representa aproximadamente 40% do total da carne consumida, o que a coloca na condição da
principal fonte de proteína animal no mundo (MIRANDA, 2005).
O principal produtor de suínos brasileiro é o estado de Santa Catarina, possui 7,156
milhões de cabeças e representa 19,9% do efetivo nacional. Os municípios de Uberlândia
(MG), Concórdia (SC) e Toledo (PR) são os principais municípios em alojamento de suínos
(IBGE, 2008). Na Tabela 1 são apresentados os dez principais municípios brasileiros
produtores de suínos.

Tabela 1. Os dez principais municípios produtores e

o respectivo número de suínos.

Efetivo de suínos
Município UF
(cabeças)
Uberlândia MG 645.843
Concórdia SC 465.653
Toledo PR 412.980
Seara SC 405.340
Rio Verde GO 345.000
Xavantina SC 246.340
Braço do Norte SC 198.646
Xaxim SC 179.855
Nova Mutum MT 168.740
Patos de Minas MG 160.057
Fonte: IBGE (2008).
 24

No estado de Santa Catarina (de acordo com a Tabela 1), entre os cinco maiores
produtores, o município com maior efetivo é Concórdia, seguido por Seara, Xavantina, Braço
do Norte e Xaxim. A Figura 1 mostra o mapa da suinocultura em Santa Catarina de acordo
com o efetivo de suínos destacando as regiões de maior concentração.

Figura 1. Mapa do efetivo de suínos em Santa Catarina.

Fonte: Adaptado, IBGE (2007).

O estado de Santa Catarina é o maior produtor regional de suínos da América Latina.

Dessa forma, cabe destacar que a suinocultura é um setor que contribui de maneira
significativa com a economia estadual, com uma importância social, econômica e cultural.
Entretanto, é um setor com baixa qualidade ambiental, devido à poluição causada nas águas,
nos solos, além de afetar a qualidade do ar nestas regiões, através da emissão de maus odores
pela proliferação descontrolada de insetos, o que ocasiona um desconforto ambiental às
populações locais (BELLI FILHO et al., 2001). O armazenamento e a distribuição de dejetos
são as principais fontes geradoras de maus odores dos dejetos (BELLI FILHO, 1995). O
estudo realizado por Silva (2002) mostrou que os suinocultores são mais tolerantes aos odores
provenientes de dejetos de suínos do que os indivíduos não praticantes da atividade,
apresentando um menor índice de incômodo, o que é influenciado pela dependência
econômica. A população permanece exposta continuamente, convivendo com o efeito desses
odores sem dar importância aos riscos e conseqüências que virão à tona em longo prazo,
 25

podendo trazer conseqüências tanto à saúde física quanto ao bem-estar da população (SILVA,
2002; BELLI FILHO et. al., 2007).
A suinocultura é classificada como uma atividade com grande potencial poluidor
devido ao grande volume de dejetos produzido por suíno, ao sistema de criação por
confinamento (grande volume e concentração em pequenas áreas) e a concentração das
propriedades suinícolas em determinadas áreas, regionalizando a atividade (ROESLER;
CESCONETO, 2003). De acordo com Lindner (1999 apud MIRANDA, 2005) cada suíno
gera uma quantidade de dejetos equivalente (em carga poluente) a de 3,5 pessoas. Segundo
Oliveira et al. (1993), a DBO dos dejetos de suínos é cerca de 200 vezes maior à do esgoto
doméstico, caracterizando um alto poder poluente.
De acordo com Belli Filho et al. (2001), algumas avaliações preliminares indicam que
apenas 15% das propriedades catarinenses possuem metodologias de manejo adequadas para
a valorização e tratamento dos dejetos, sendo o restante destinado ao meio natural (solo,
corpos d’água). Além disso, parte das tecnologias empregadas para o tratamento não é
adequada em termos de projeto, construção e operação.
A produção de suínos em escala industrial proporcionou a redução de área agrícola por
suíno alojado, e mesmo assim, a forma de manejo predominante é a aplicação dos dejetos no
solo. Isso faz com que as culturas agrícolas percam as condições de assimilar totalmente os
nutrientes contidos nos dejetos produzidos na propriedade, o que torna crescente a degradação
da qualidade ambiental, podendo poluir o solo, o ar e a água. Os principais efeitos são devidos
à emissão de formas de nitrogênio, fósforo e outros minerais contidos nos dejetos
(MIRANDA, 2005). A lixiviação de nitratos e o escorrimento de fósforo são os componentes
impactantes que merecem destaque, principalmente o fósforo, o qual pode causar a
eutrofização (SIMIONI, 2001).
A Figura 2 ilustra algumas possíveis formas de contaminação do solo e da água.
 26

Figura 2. Rotas que interferem na qualidade da água e do solo.

Fonte: JACKSON, 1998 apud MIRANDA, 2006.

A poluição causada pelos dejetos da suinocultura pode atingir tanto as águas

superficiais como as subterrâneas, sendo que nas primeiras pode ser causada eutrofização,
eliminação do oxigênio, morte de peixes e plantas e mau cheiro (MIRANDA, 2005). De
acordo com o mesmo autor, a proliferação de insetos como mosquitos borrachudos e moscas
podem ser indicadores de desequilíbrios ambientais regionais.
Segundo Roesler e Cesconeto (2003), a contaminação do solo pode ocorrer quando o
esterco líquido é aplicado em quantidades excessivas ou quando as lagoas de armazenamento
não são impermeabilizadas, contaminando, assim, os lençóis freáticos. As adições excessivas
de dejetos, como fertilizantes naturais, tornam-se superiores às quantidades necessárias para
as plantas e para o solo, ocorrendo, deste modo, as principais formas de poluição, como a
lixiviação, o escoamento superficial e a erosão, ocasionando a contaminação das águas
(VIEIRA, 2006).

4.1.2 Características dos dejetos

Os dejetos de suínos se apresentam basicamente na forma de uma mistura de fezes e

urina, juntamente a águas de lavagem, resíduos de alimentos (ração), águas de vazamento de
bebedouros, águas utilizadas na higienização das instalações e águas de chuva que podem
entrar nas calhas (BELLI FILHO, 1995). De acordo com o mesmo autor, o volume de dejetos
produzido por animal depende de fatores como sistema de criação, número de animais,
 27

composição da alimentação, configuração das construções, tipos de bebedouros, manejo

adotado, e também, do estado psicológico dos animais.
Os dejetos de suínos são caracterizados como um resíduo escuro, com consistência
líquida à pastosa, que apresentam características físico-químicas e biológicas bastante
variáveis, predominando altas concentrações orgânicas (HENN, 2005).
De acordo com o volume e o grau de diluição dos dejetos, devem ser adotadas as
técnicas específicas de manejo, tratamento e distribuição. O volume pode ser determinado em
função do tamanho do rebanho e das práticas de manejo, que sofrem grande influência dos
desperdícios gerados nos bebedouros e da quantidade de água utilizada na limpeza das baias,
e a consistência depende da proporção de fração sólida presente (PERDOMO, 1999).
O volume dos dejetos, além de ser influenciado por fatores já citados, também varia
(OLIVEIRA et al., 1993) de forma diretamente proporcional com o peso vivo de cada animal.
A quantidade total de resíduos líquidos corresponde a cerca de 8,5 a 4,9% do peso vivo/dia,
para uma faixa de 15 a 100 kg (JELINEK, 1977 apud OLIVEIRA et. al., 1993), conforme
apresentado na Tabela 2.

Tabela 2. Categoria de suínos com as respectivas produções de dejetos.

Estrutura para
Dejetos estocagem
Esterco Esterco + urina m³/animais/mês
Categoria líquidos
(kg/dia) (kg/dia)
(L/dia) Esterco + Dejetos
urina líquidos
25 - 100 kg 2,30 4,90 7,00 0,16 0,25
Porcas reposição
3,60 11,00 16,00 0,34 0,48
cobrição e gestante
Porca em lactação com
6,40 18,00 27,00 0,52 0,81
leitões
Macho 3,00 6,00 9,00 0,18 0,28
Leitões 0,35 0,95 1,40 0,04 0,05
Média 2,35 5,80 8,60 0,17 0,27
Fonte: Oliveira et al. (1993).

Os fatores zootécnicos (sexo, raça e atividade), ambientais (temperatura e umidade) e

dietéticos (digestibilidade, conteúdo de fibra e proteína) influenciam a quantidade de fezes e
urina produzida (DARTORA; PERDOMO; TUMELERO, 1998).
O ciclo de produção de suínos (ou sistema de produção) também influencia no volume
de dejetos produzido (Tabela 3), pois cada um envolve uma faixa de peso diferente
(OLIVEIRA, 2005).
 28

Tabela 3. Sistema de produção de suínos e a respectiva produção de dejetos líquidos

por animal.

Produção diária de dejetos (L/dia)

Tipo de sistema de produção
Gosmann (1997) Oiveira (2005)
Ciclo Completo 70,0 85,0
Unidade de Produção de Leitões 27,0 45,0
Unidade de Crescimento e Terminação 5,9 7,0

O Ciclo Completo (CC) é uma unidade de produção em que existem todas as fases do
ciclo produtivo de suínos, desde o nascimento até a engorda. Na Unidade de Produção de
Leitões (UPL) existe somente a fase do ciclo produtivo com reprodutores, nascimento de
leitões (maternidade) e crescimento inicial (creche: 6 a 25 kg). A Unidade de Crescimento e
Terminação (CT) é uma unidade de produção com suínos na faixa de 25 a 100 kg, podendo,
em alguns casos, chegar a 120 kg (OLIVEIRA, 2005).
Segundo Oliveira (2002a), a produção de efluentes nas unidades de ciclo completo, em
condições normais, é estimada em 70 L/matriz.dia, 30 L/matriz.dia para unidade de produção
de leitões e 7,0 L/terminado.dia. Henn (2005) obteve uma média de 60 L/dia.matriz em uma
propriedade com sistema de produção tipo de ciclo completo.
O sistema de criação e a quantidade de dejetos produzidos estão diretamente
relacionados com as suas características físico-químicas. Segundo Silva (1996), que realizou
um estudo com suínos na fase de crescimento e terminação, as características físico-químicas
dos dejetos variam de acordo com as condições locais de cada estudo, como clima, tipo de
alimentação, método de amostragem e principalmente com quantidade de água utilizada, a
qual é responsável pelas diferentes diluições do efluente.
Na Tabela 4 são mostrados valores médios de alguns parâmetros físico-químicos
encontrados por diversos autores
 29

Tabela 4. Parâmetros relativos a dejetos de suínos de acordo com diversos autores.

Autores
Parâmetros Silva Gosmann Medri Cazarré Henn Monteiro Alves Gusmão
(1996)¹ (1997)² (1997)¹ (2000)¹ (2005)¹ (2005)² (2007)¹ (2008)²*
pH - - 6,9 7,06 6,6 6,75 7,35 7,44
DQOTotal 25.543 44.000 21.647 20.005 43.368 85.000 12.578 41.800
DBO5 - - 11.979 - 21.300 23.000 9.110 -
NTK 2.374 3.150 2.205 2.487 1.990 1.600 1.621 -
Ptotal 578 970 633 541 712 750 286 -
Sólidos Totais 22.399 33.000 17.240 14.322 36.110 73.000 8.514 35.100
Sólidos Voláteis 16.389 26.000 10.226 9.304 25.230 53.000 5.288 24.500
¹ mg/L; ² mg/kg; *Valores médios, dos biodigestores avaliados, obtidos no período do verão.

4.1.3 A influência da alimentação e do tipo de bebedouros na composição dos dejetos

De acordo com Lima e Nones (1999), os excrementos produzidos pelos suínos estão
relacionados com a quantidade e a digestibilidade dos nutrientes fornecidos na dieta. Os
principais fatores para a redução do potencial poluente dos dejetos são:

o excesso de água nos dejetos é que mais dificulta o seu tratamento e utilização;

a quantidade e a composição dos dejetos de suínos tendem a estar diretamente
relacionadas com a quantidade e composição do alimento que lhe é fornecido;

melhorar a eficiência alimentar dos animais, o que significa reduzir o poder poluente dos
dejetos;

o uso indiscriminado de quantidades de nutrientes acima do necessário para os animais
onera os custos de produção e aumenta a excreção de nutrientes;

os dejetos animais, quando adequadamente processados, constituem excelentes fontes de
nutrientes para adubação (biofertilizante), sendo fundamental o desenvolvimento da
suinocultura junto à produção de grãos, aumentando a reciclagem de nutrientes.

Muitos bebedouros utilizados na suinocultura não são adequados, havendo desperdício

de água pelo animal ou vazamentos. A variabilidade da vazão de água consumida em cada
bebedouro depende, principalmente, do seu tipo e das condições climáticas da região em que
se encontra o sistema de produção, sendo que o consumo de água aumenta com temperaturas
maiores (OLIVEIRA; SILVA, 2006).
Com as perdas de água ocorre um aumento no volume de efluentes, elevando os custos
de armazenamento, tratamento, transporte e distribuição de dejetos. As principais perdas de
água ocorrem por meio da urina e das fezes, superfície corporal, trato respiratório e do sistema
 30

de higiene utilizado, porém, uma pequena goteira num bebedouro pode causar uma perda
diária de até 3,6 m³/dia (dependendo da pressão do bebedouro). O bebedouro ideal é aquele
que fornece um adequado volume de água na unidade de tempo, com baixa velocidade de
escoamento. Em termos de concepção e instalação, um bom bebedouro representa economia
de água por animal produzido (OLIVEIRA, 2002b).
Os bebedouros que visam a reduzir o desperdício de água consumida pelos suínos são
chamados de “ecológicos”. Henn (2005) realizou um estudo e observou as diferenças obtidas
em relação aos dejetos de suínos produzidos após a implantação dos bebedouros ecológicos.
O mesmo autor constatou que, com a redução das perdas ou desperdícios de água, os dejetos
brutos ficaram menos diluídos, em função do menor volume de água utilizado, e com isso
houve um aumento na concentração e volume de sólidos. Ou seja, além de alterar a
quantidade de dejetos também foram alteradas as características físico-químicas melhorando a
qualidade para aplicação como biofertilizante.

4.1.4 Utilização dos dejetos como biofertilizante

Após o tratamento e a estabilização da matéria orgânica, os dejetos de suínos podem

ser aproveitados como biofertilizante nos solos agrícolas. Esses dejetos possuem um alto
potencial fertilizante, com capacidade para substituir parcial ou totalmente a adubação
química, visando ao aumento da produtividade das culturas e à redução de custos, sendo a
fermentação anaeróbia o processo mais utilizado para a estabilização de dejetos na forma
líquida (SCHERER, 2002).
De acordo com Gosmann (1997), o uso dos dejetos suínos na propriedade rural é
indispensável, uma vez que este possui os principais elementos fertilizantes e é um recurso
renovável, podendo proporcionar o aumento da produtividade agrícola e da renda do produtor.
Os dejetos armazenados na forma líquida possuem uma grande quantidade de água
vinda dos bebedouros e da chuva. Portanto, é necessário controlar ao máximo a entrada de
água excedente, para garantir uma boa qualidade aos dejetos de forma que seja possível a
aplicabilidade como biofertilizante, pois a concentração de nutrientes depende diretamente do
teor da matéria orgânica presente. O aumento da quantidade de água presente implica maiores
custos com armazenamento, transporte e aplicação por unidade de nutriente (SCHERER,
2002).
 31

A Instrução Normativa da Suinocultura – IN 11 FATMA (SANTA CATARINA,

2004) recomenda que a capacidade de armazenagem dos dejetos deve ser de, no mínim, o 120
(cento e vinte) dias, em unidades dotadas de revestimento, quando não houver sistema de
tratamento dos dejetos (efluentes), considerando um limite de aplicação de 50 m3/ha.ano.
Para que seja possível utilizar os dejetos de suínos como adubo orgânico, é necessário
cumprir os requisitos para torná-lo economicamente competitivo com o fertilizante mineral,
ou seja, é preciso ter instalações, equipamentos e manejo adequados. Para possibilitar a
viabilidade econômica é necessário considerar a concentração de nitrogênio, fósforo e
potássio (NPK) nos dejetos, além de fatores como o custo de distribuição (distância a ser
percorrida até a lavoura), topografia do terreno, volume anual aplicado e custo horário para
fazer a distribuição. Também devem ser levados em conta os aspectos ambientais como
disponibilidade de área, tipo de solo, distância de mananciais e dose de aplicação
(DARTORA; PERDOMO; TUMELERO, 1998).
Aproximadamente 2/3 do nitrogênio dos dejetos líquidos está na forma amoniacal, que
é prontamente assimilável pelas plantas; o potássio também já está numa forma disponível e o
fósforo encontra-se na forma orgânica, necessitando ser mineralizado para ser absorvido pelas
plantas (SCHERER, 2002).
A matéria orgânica atua na agregação das partículas e aumenta a retenção de água. A
aplicação do esterco no solo pode apresentar um efeito direto e outro indireto: o efeito direto
depende da quantidade de nutrientes do esterco e da quantidade de fertilizantes minerais que
ele pode substituir; já o efeito indireto é ação benéfica nas propriedades físicas e químicas do
solo e o aumento da intensidade microbiana e enzimática no solo. A transformação das
moléculas orgânicas pela decomposição biológica permite a utilização dos nutrientes pelas
plantas (OLIVEIRA et al., 1993).

4.2 PROCESSO BIOLÓGICO ANAERÓBIO

A digestão anaeróbia é um processo biológico o qual é realizado na ausência de

oxigênio. A anaerobiose é desenvolvida por um grupo de bactérias que é capaz de converter a
matéria orgânica, por meio de um número de etapas intermediárias, em dois produtos finais:
metano e dióxido de carbono (MALINA JR; POHLAND, 1992), além de traços de outros
gases e novas bactérias. Esses microrganismos também asseguram a energia e os nutrientes
necessários para o crescimento e reprodução dos mesmos (CCE, 2000).
 32

O processo de fermentação anaeróbia é constituído basicamente por duas fases: a

primeira é uma liquefação ou gaseificação, com a transformação das moléculas orgânicas em
ácidos graxos, em sais ou mesmo em gás; na segunda fase há a transformação por outras
bactérias destes ácidos, sais ou gases, em metano e outros gases. O equilíbrio dessas duas
fases deve ocorrer simultaneamente, porém, se a liquefação ocorre mais rapidamente que a
gaseificação, a acumulação de ácidos pode inibir as bactérias metanogênicas e a fermentação
é bloqueada. Geralmente as bactérias formadoras de ácidos são mais resistentes e capazes de
suportar mudanças bruscas das condições de sobrevivência (LAGRANGE, 1979).
As bactérias são divididas em metanogênicas e não metanogênicas. As bactérias
metanogênicas são estritamente anaeróbias e crescem lentamente, cujos principais grupos são:
Methanobacterium, Methanobacillus, Methanococcus e Methanosarcina (LAGRANGE,
1979). De acordo com o mesmo autor, a vitamina B12 (encontrada no íon cobalto) é
primordial para formação do metano, pois as bactérias metanogênicas possuem enzimas que
utilizam essa vitamina como coenzima, que reage se ligando com o radical metil podendo se
transformar em metano por redução.
Para fazer a conversão da matéria orgânica, tem que haver uma atividade combinada
das diferentes populações de microrganismos, de modo que o trabalho coordenado desses
diferentes microrganismos faça com que a digestão anaeróbia resulte em um processo estável
(CCE, 2000).
Segundo Metcalf e Eddy (2003), o processo anaeróbio apresenta algumas vantagens
em relação a outras formas de tratamento, dentre elas: baixa produção de lodo biológico;
baixa quantidade de energia para o funcionamento; poucos nutrientes requeridos e ainda
produz o metano, que é uma fonte potencial de energia.
Os processos anaeróbios são divididos nas quatro etapas seguintes: hidrólise,
acidogênese, acetogênese e metanogênese, as quais são mostradas resumidamente na Figura 3
e descritas na sequência.
 33

ProdutosOrgânicos Complexos

BHF Hidrólise

Produtos Orgânicos Simples

Acidogênese
BHF

Ácidos Graxos Voláteis

BHF Álcoois BHF

Acetogênese

BPOH

Homoacetogênese
H 2 + CO 2 Acetato
BHA

Metanogênese Metanogênese
CH 4 + CO 2
MH MA

BHF: bactérias hodrolíticas fermentativas

BPOH: bactérias produtoras obrigatórias de hidrogênio
BHA: bactérias homoacetogênicas
MH: metanogênicas hidrogenotrófilas
MA: metanogênicas acetotrófilas
Figura 3. Seqüência da digestão anaeróbia da matéria orgânica.
Fonte: Adaptado, MANOUIR 1991 apud BELLI Fº 1995.

a) Hidrólise

É primeira etapa do processo, a qual consiste na conversão de materiais particulados

complexos em compostos solúveis (moléculas mais simples), para que possam ser absorvidos
pelas paredes celulares das bactérias fermentativas (METCALF; EDDY, 2003). Segundo
Martin (1985 apud BELLI FILHO, 1995), as matérias complexas como celulose,
hemicelulose, amido, proteínas e lípidios são convertidas pelas bactérias hidrolíticas em
compostos solúveis, tais como aminoácidos, peptídeos de cadeia curta, mono e dissacarídeos.
A hidrólise pode ser um fator limitante para o processo de digestão anaeróbia, pois a taxa de
conversão dos lipídios abaixo dos 20°C se torna muito baixa (VAN HAANDEL; LETTINGA,
1994).

b) Acidogênese
 34

Nesta etapa, os produtos resultantes da hidrólise são metabolizados pelas bactérias

fermentativas em compostos orgânicos simples como álcoois, aldeídos, cetonas, ácidos graxos
voláteis de cadeia curta, CO2 e H2 (BELLI FILHO, 1995), além de novas células bacterianas.
Um grupo diversificado de bactérias é responsável pela fermentação acidogênica, porém a
maioria delas é anaeróbia obrigatória, sendo apenas cerca de 1% facultativas. Assim, a
acidogênese facultativa pode remover o oxigênio dissolvido eventualmente presente, evitando
que este se torne uma substância tóxica para o meio (VAN HAANDEL; LETTINGA, 1994).

c) Acetogênese

É a etapa reguladora do processo, pois além de possibilitar a transformação de

produtos da acidogênese em ácido acético (precursor da formação do metano) também
previne a acumulação de ácidos graxos voláteis, com exceção do ácido acético. Os ácidos, em
concentrações elevadas, inibem a etapa final da digestão anaeróbia, ou seja, os ácidos
formados têm que ser consumidos (BELLI FILHO, 1995). Os produtos finais da acetogênese
são ácido acético, H2 e CO2.
Aproximadamente 70% da DQO presente no meio é convertida em ácido acético
(VAN HAANDEL; LETTINGA, 1994; METCALF; EDDY, 2003). A conversão dos
compostos originais para ácido acético tende a ser um processo oxidativo, liberando um
produto reduzido que é o hidrogênio (VAN HAANDEL; LETTINGA, 1994).
Durante a acetogênese, os ácidos graxos voláteis assim como os álcoois, são
transformados em ácido acético pelas bactérias produtoras de hidrogênio. A homoacetogênese
também pode formar ácido acético a partir de compostos como o hidrogênio e o dióxido de
carbono (BELLI FILHO, 1995).

d) Metanogênese

É a última etapa do processo de degradação anaeróbia. Os compostos produzidos na

fase acidogênica são transformados em biogás pelas bactérias anaeróbias estritas. Os
substratos responsáveis pela formação do metano são o dióxido de carbono, hidrogênio, ácido
acético, ácido fórmico e etanol. As duas principais vias para a formação do metano são a
descarboxilação do ácido acético (bactérias metanogênicas acetotrófilas) ou redução do
 35

dióxido de carbono (bactérias metanogênicas hidrogenotrófilas), conforme as Equações 1 e 2

(BELLI FILHO, 1995).

CH 3COOH + 2 H 2 O → CH 4 + CO2 + 3H 2 (1)

CO2 + 4 H 2 → CH 4 + 3H 2 O (2)

De acordo com MAH et al.(1977, apud BELLI FILHO, 1995), o ácido acético pode
produzir pelo menos 67% do metano e 33% pode ser proveniente da redução de CO2.
Os principais grupos de bactérias da digestão anaeróbia são as fermentativas, as
acetogênicas e as metanogênicas. As bactérias fermentativas são responsáveis pelas duas
primeiras etapas do tratamento (hidrólise e acidogênese), e devido à formação de ácidos
graxos voláteis, na acidogênese, este grupo de bactérias pode ser chamado de acidogênicas.
As bactérias acetogênicas são responsáveis por transformar os compostos da acidogênese em
acetato, H2 e CO2. Podem ser produtoras obrigatórias de hidrogênio, ou utilizadoras de
hidrogênio. As primeiras promovem a oxidação dos ácidos graxos voláteis, e o segundo
produz acetato (além de propionato e butirato), a partir de CO2 e H2. As bactérias
metanogênicas finalizam a digestão anaeróbia convertendo o ácido acético e o H2+CO2 em
metano, que pode ocorrer pela ação das hidrogenotróficas (ou hidrogenotrófilas), utilizando o
hidrogênio, ou pelas acetocláticas (ou acetotrófilas), ao utilizarem o ácido acético,
controlando o pH (por não deixarem acumular ácido), além disso, produzem CO2, que se
dissolve no meio, formando uma solução tampão (CCE, 2000).
Em sistemas anaeróbios, a maior parte da matéria orgânica biodegradável presente no
despejo é convertida em biogás, ou seja, é convertida da fase líquida para a fase gasosa,
conforme a Figura 4.

BIOGÁS
(70 - 90%)

EFLUENTE
DQO REATOR (10 – 30%)
(100%) ANAERÓBIO

LODO (5 – 15%)

Figura 4. Conversão biológica da matéria orgânica.

Fonte: CHERNICHARO (1997).
 36

4.3 FATORES AMBIENTAIS INTERVENIENTES NA DIGESTÃO ANAERÓBIA

Para manter as condições de vida dos microrganismos, é preciso respeitar certas

condições de sobrevivência no seu meio e garantir que sejam mantidas no decorrer do tempo
(LAGRANGE, 1979).
A seguir serão listados alguns fatores que influenciam a sobrevivência e o desempenho
dos microrganismos anaeróbios.

a) Nutrientes

As condições para o crescimento celular exigem substâncias que fazem parte da

estrutura molecular das células. A fórmula básica de uma célula biológica é C5H9O3N. As
principais substâncias orgânicas exigidas são o carbono, nitrogênio, fósforo e enxofre. Outras
substâncias como o cálcio, magnésio, potássio, zinco e ferro também são necessárias, além de
traços de outros elementos (LAGRANGE, 1979). Segundo Gosmann (1997), o nitrogênio e o
fósforo são dois elementos essenciais; estima-se que a necessidade de nitrogênio é de 12 a
15% da biomassa sintetizada e para o fósforo de 2 a 3%.
A relação carbono e nitrogênio (C/N) é considerada ideal em 30:1, pois quando a
quantidade de nitrogênio liberada é muito maior do que a consumida pelo carbono pode haver
um acúmulo de amônia que irá propiciar a formação excessiva de amônia, o que pode causar
toxicidade e inibir o processo devido ao elevado pH (LAGRANGE, 1979; OLIVEIRA et al.,
1993). A relação ótima para carbono e fósforo (C/P) deve ser 150:1, cinco vezes maior do
nitrogênio, sendo que a falta de fósforo pode inibir a fermentação (LAGRANGE, 1979). Para
Philippi (1995 apud Gosmann, 1997), a relação ótima entre C/N/P para as bactérias
anaeróbias é de 100/5/1.
Segundo Malina Jr. e Pohland (1992), Neste caso, a proporção poderá ser influenciada
pela especificidade do substrato, mas se medida como DQO, a relação DQO:N é estimada
pela relação de aproximadamente 400:7 e 1000:7 como a proporção requerida para altas e
baixas cargas de substrato, respectivamente (MALINA JR e POHLAND, 1992).
As bactérias transformam o enxofre em gás sulfídrico (LAGRANGE, 1979). De
acordo com Gerardi (2003), o sulfeto é a principal fonte de enxofre para as bactérias
metanogênicas e pode ser absorvido pelas células bacterianas na forma não ionizada, como o
 37

sulfeto de hidrogênio (H2S). A degradação de aminoácidos também pode ser uma fonte de
enxofre. Porém, altas concentrações de sulfetos podem causar problemas operacionais no
digestor, como precipitação de metais necessários ao desenvolvimento das células e também
toxicidade (BELLI FILHO, 1995; GERARDI, 2003).

b) Temperatura

A temperatura é um fator determinante para a produção gasosa e eficiência do

tratamento na digestão anaeróbia (BELLI FILHO, 1995).
A influência da temperatura nos sistemas biológicos é muito importante, pois
afetadiretamente as velocidades das reações químicas. As bactérias anaeróbias são muito
sensíveis às variações de temperatura, o que pode interromper a produção de metano e
provocar o acúmulo de ácidos voláteis (OLIVEIRA et al., 1993). A intensidade da atividade
dos microrganismos é em função da temperatura do meio, e a produção de metano depende da
atividade microbiana (LAGRANGE, 1979). A temperatura é considerada um dos fatores
ambientais de maior importância na atividade anaeróbia (VAN HAANDEL; LETTINGA,
1994; GERARDI, 2003).
A atividade enzimática das bactérias é estritamente dependente da temperatura;
próximo a 10ºC a atividade enzimática é fraca, e acima dos 65ºC as enzimas são destruídas
pelo calor. Existem três faixas de temperatura para atividade bacteriana: entre 10 e 20ºC - fase
pscicrófila; entre 20 e 45 ºC – fase mesófila e entre 45 e 65 ºC – fase termófila, sendo que a
fase mesófila é a mais utilizada na digestão anaeróbia (LAGRANGE, 1979).
Segundo Belli Filho (1995), as condições ótimas para a digestão anaeróbia são obtidas
na faixa mesófila, entre 30 e 35ºC. A temperatura de 35°C é considerada ótima para a
atividade mesofílica (MALINA JR; POHLAND, 1992; GERARDI, 2003), e temperaturas
entre 40 e 50°C são consideradas inibitórias às bactérias metanogênicas (GERARDI, 2003).
Oliveira (2005) realizou um estudo com diferentes temperaturas para o tratamento de dejetos
de suínos, e concluiu que temperaturas da biomassa entre 35 e 40ºC promovem uma produção
de biogás mais elevada.
Em função das faixas de temperatura, o processo anaeróbio se torna mais aplicável em
regiões tropicais e subtropicais, nas quais a temperatura mínima do efluente permanece em
18°C (VAN HAANDEL; LETTINGA, 1994).
 38

c) Potencial hidrogeniônico (pH), alcalinidade e ácidos voláteis

O valor do pH deve ser mantido a uma faixa próxima da neutralidade (MALINA JR;
POHLAND, 1992; OLIVEIRA, 1993; LA FARGE 1995; METCALF; EDDY, 2003). As
bactérias metanogênicas toleram pH entre 6,6 e 7,6, compreendendo a faixa de 6 a 8, com
valor ótimo de 7,0 (MAUNOIR, 1992 apud BELLI FILHO, 1995; LAGRANGE, 1979). Com
valores de pH abaixo de 6,2, a acidez aumenta rapidamente e a fermentação é interrompida.
Em um meio muito ácido a atividade enzimática das bactérias é bloqueada, e em um meio
muito alcalino, ocorre produção de gás sulfídrico (H2S) e hidrogênio (H2) (LAGRANGE,
1979).
Para Metcalf e Eddy (2003), valores abaixo de 6,8 podem inibir a atividade
metanogênica. Dessa forma, a um valor de pH baixo a fermentação ácida pode prevalecer
sobre a metanogênica, o que possibilita o “azedamento” do conteúdo do reator (VAN
HAANDEL; LETTINGA, 1994; CHERNICHARO, 1997). As bactérias acidogênicas podem
continuar produzindo ácidos graxos apesar da queda do pH, agravando ainda mais as
condições ambientais (MALINA JR; POHLAND, 1992).
Se a capacidade de tamponamento do meio não for eficaz, pode ocorrer a acidificação
do meio pelo acúmulo de ácidos graxos voláteis, bloqueando a produção de biogás. A
produção excessiva de gás carbônico também pode causar desequilíbrio no meio, alterando os
valores do pH (LA FARGE, 1995).
Segundo Van Haandel e Lettinga (1994), o valor do pH é estabelecido no reator após o
equilíbrio iônico dos diferentes sistemas ácido/base presentes, sendo que os sistemas de
ácidos fracos (não completamente ionizados) são considerados os mais importantes,
principalmente o sistema carbônico (CO2 – HCO3 – CO3).
De acordo com Lagrange (1979), quimicamente o equilíbrio do pH depende da
concentração do íon bicarbonato (HCO3-), o qual depende da concentração de gás carbônico
(H2CO3). O aumento da concentração dos ácidos voláteis é neutralizado pelo bicarbonato.
A alcalinidade está presente primeiramente na forma de bicarbonatos, que estão em
equilíbrio com o CO2 no biogás, a um dado pH, considerando que o CO2 é liberado quando
compostos orgânicos são degradados (GERARDI, 2003), como mostra e Equação 3:

CO2 + H 2 O ↔ H 2 CO3 ↔ H + + HCO3− ↔ H + + CO32− (3)

 39

O baixo pH e a excessiva produção e acumulação de ácidos, desloca o pH neutro do

sistema bicarbonato (MALINA JR; POHLAND, 1992). Os principais fatores que influenciam
o pH nos processos anaeróbios são o ácido carbônico e os ácidos voláteis (CHERNICHARO,
1997); sendo que o aumento da concentração dos ácidos graxos voláteis faz com que o
sistema tampão HCO3- / CO3-2 diminua (BELLI FILHO, 1995).
Devido à alta concentração de CO2 nos gases produzidos no processo anaeróbio (30–
35% de CO2), a alta alcalinidade é necessária para garantir pH próximo da neutralidade,
evitando mudanças bruscas. Uma faixa de concentração de 3000 a 5000 mg/L de CaCO3 é
encontrada com frequência (METCALF; EDDY, 2003).
Uma alcalinidade bicarbonato de 2500 a 5000 mg/L produz um efeito tampão tal que
grandes flutuações nos ácidos voláteis levarão a uma queda de pH pouco significativa
(LAGRANGE, 1979).

d) Potencial de oxi-redução – Eh

De acordo com Atlas e Bartha (1993), o potencial redox é influenciado pela presença
ou ausência de oxigênio no meio, e é medido em milivolts (mV). O valor do potencial redox
pode ser medido por um aparelho medidor de pH (GERARDI, 2003). Valores positivos
indicam condições favoráveis para reações de oxidação, já os valores baixos negativos
indicam reações de redução (ATLAS; BARTHA, 1993). Segundo Henn (2005), na digestão
anaeróbia é necessário um ambiente de redução, sendo o valor de Eh negativo.
O potencial redox é a medida da quantidade relativa de material oxidado, como o íon
nitrato (NO3-) e o íon sulfato (SO42-), e material reduzido, como íons amônio (NH4+). Para
valores maiores que +50 mV, o oxigênio molecular (O2) está disponível e pode ser usado
pelas bactérias aeróbias ou anaeróbias facultativas, ocorrendo a degradação de compostos
orgânicos em condições oxidantes (GERARDI, 2003).
Para os valores entre +50 e –50 mV, o O2 não está presente, mas íons nitrato (NO3-) e
nitrito (NO2-) estão disponíveis, ocorrendo a degradação anaeróbia dos compostos orgânicos
em condições anóxicas, que é a desnitrificação. Quando valores de potencial redox são
menores do que –50 mV, íons nitrato e nitrito não estão disponíveis, porém, os íons sulfatos
se encontram para a degradação dos componentes orgânicos, ocorrendo a redução do sulfato e
a formação gás sulfídrico, assim como uma variedade de ácidos e álcoois (GERARDI, 2003).
 40

Para sedimentos que são ricos em matéria orgânica, os valores do potencial redox
podem atingir valores tão baixos como -450 mV (ATLAS; BARTHA, 1993). Os valores
próximos a -500 mV sugerem elevado estado de anaerobiose e a capacidade redutora do meio.
Quando os valores são elevados para a ordem de -300 mV ocorre a predominância da fase
ácida nos digestores, o que indica a existência de anaerobiose e também a ocorrência de
substâncias não completamente reduzidas, como os ácidos voláteis (OLIVEIRA et. al., 1993).
Para Gerardi (2003), quando o potencial redox é menor que –300 mV, há degradação
anaeróbia de compostos orgânicos e ocorre produção de metano. Os compostos orgânicos
simples, como o acetato, são convertidos em metano, ocorrendo a combinação de dióxido de
carbono e hidrogênio também para formar metano.
Belli Filho (1995) mediu valores de potencial redox na faixa -40 e -400 mV,
considerando a condição adequada para as bactérias anaeróbias se reproduzirem.
A sobrevivência das bactérias anaeróbias e a degradação do substrato são mais
eficientes quando o potencial redox possui valores entre -200 e -400 mV. Qualquer
quantidade de oxigênio dissolvida em um digestor anaeróbio aumenta o potencial redox e
diminui a atividade anaeróbia (GERARDI, 2003).

e) Materiais tóxicos

Existem várias substâncias que podem provocar efeitos tóxicos no tratamento

anaeróbio, em que a magnitude do efeito depende da concentração do material, sendo que
alguns casos pode ter efeito benéfico em baixas concentrações (LAGRANGE, 1979;
OLIVEIRA et al., 1993). A toxicidade ou inibição do processo metanogênico pode ser
consequência de vários fatores, incluindo a geração de produtos intermediários, tais como os
ácidos graxos voláteis, que também podem afetar o pH de maneira adversa (MALINA JR;
POHLAND, 1992).
De acordo com Gerardi (2003), o aumento da concentração de ácidos voláteis é um
dos indicadores de toxicidade. A acumulação de ácidos graxos voláteis pode não ter apenas a
função tampão para baixar o pH, mas também pode exercer efeito inibitório na população
microbiana presente, ou seja, todos os efeitos inibitórios dos ácidos voláteis estão
relacionados com a estabilização do pH pelo prevalecimento do sistema tampão.
Os efeitos mais lesivos em relação à acumulação de ácidos graxos voláteis são
manifestados nas populações metanogênicas (MALINA JR; POHLAND, 1992).
 41

Os principais agentes tóxicos são: amônia, sulfatos/sulfetos, metais pesados, metais

alcalino e alcalino-terrosos e o oxigênio (OLIVEIRA et al., 1993). Os três tipos mais comuns
de toxicidade são causados pela amônia, sulfeto de hidrogênio e metais pesados (GERARDI,
2003). A amônia pode estar presente nas formas de amônia livre (NH3) ou íon amônio
(NH4+), sendo que a segunda serve como fonte de nitrogênio para as bactérias e a primeira é
tóxica (GERARDI, 2003). De acordo com Belli Filho (1995), se houver uma boa relação C/N
não haverá excesso de amônia na digestão anaeróbia.
O sulfeto (HS-) é utilizado pelas bactérias como fonte de enxofre solúvel, porém,
quando os sulfetos, tanto nessa forma, como na de gás sulfeto de hidrogênio dissolvido (H2S),
encontram-se em concentrações excessivas causam toxicidade (GERARDI, 2003).
De acordo com Belli Filho (1995), o gás sulfídrico (H2S) é um produto da redução
microbiológica de sulfato e pode causar uma competição entre as bactérias metanogênicas e
redutoras de sulfato, pelo mesmo substrato (acetato e hidrogênio), podendo ser tóxico às
bactérias anaeróbias.

4.4 BIOGÁS

4.4.1 Histórico

Em 1630, Van Helmont verificou, entre 15 gases diferentes, a presença de um gás

inflamável exalado na putrefação e presente nos gases intestinais. Em 1667, Shirley
descobriu o “gás dos pântanos”, presente na decomposição natural dos vegetais
(LAGRANGE, 1979). O físico italiano Alessandro Volta, no ano de 1776, foi o primeiro a
relacionar o apodrecimento da vegetação nos sedimentos de lagos com o surgimento de um
gás combustível (CCE, 2000).
Priestley menciona igualmente o gás combustível metano dentro da Observação sobre
o gás inflamável, em 1790. Em 1808, o químico inglês Humphry Davy estudou a fermentação
de uma mistura de água e de esterco, obtendo cerca de um litro de gás composto por
aproximadamente 60% de gás carbônico, sendo o restante uma mistura de gases ricos em
carbono (dentre os quais o metano) e nitrogênio (LAGRANGE, 1979).
A primeira experiência conhecida com a utilização do biogás, produzido por digestão
anaeróbia, foi em 1859, numa colônia de leprosos em Bombaim na Índia (CCE, 2000).
 42

Somente em 1884 o biogás foi observado como uma possível fonte de energia, quando
Louis Pasteur apresentou os trabalhos de seu aluno Ulysse Gayon para a Academia de
Ciências, concluindo que esta fermentação poderia tornar-se uma fonte utilizável para
aquecimento e iluminação. Ulysse Gayon em 1883, junto à Sociedade das Ciências Físicas e
Naturais de Bordeux, realizou a fermentação anaeróbia de uma mistura de esterco e água a
35ºC e conseguiu produzir até 100 litros de gás por metro cúbico de matéria orgânica.
Experimentos com esterco também foram realizados por Schloesing, em 1890, porém, dessa
vez, o substrato foi fermentado em uma estufa a 52ºC, sobre a ação das bactérias termofílicas,
obtendo-se 27 litros de gás por quilograma de dejeto. Em 1894, Oméliansky, por meio de seus
experimentos, concluiu que a fermentação metanogênica é desativada a 75ºC e que a melhor
temperatura para a fermentação é de 37º C (LAGRANGE, 1979).
O mesmo autor ainda relata, que por volta de 1895, ocorreu a primeira experiência
européia utilizando o biogás proveniente de uma fossa séptica para iluminar algumas ruas da
cidade de Exeter, na Inglaterra (CCE, 2000). Dehèrain e Dupont, em 1899, analisaram o gás
coletado em uma porção de esterco na Escola Nacional de Agricultura de Grignon e
encontram gás a 50% de metano e 50% de gás carbônico.
Em l920, na Alemanha, após o desenvolvimento de alguns experimentos do
Engenheiro Karl Imnhoff, sobre lodos decantados de esgotos domésticos, o gás produzido
passou a ser utilizado no aquecimento das unidades das estações de esgoto e também como
combustível para motores existentes nessas estações (FAO, 1984 apud ZAGO, 2003).
O uso do biogás nas cozinhas e aquecimento de casas ocorreu nos anos 40, como
consequência da carência energética provocada pela II Guerra Mundial (COSTA, 2006). Logo
após a 2ª Guerra Mundial, devido à escassez de energia fóssil, o biogás foi utilizado com certa
intensidade em países como a França, a Argélia e a Alemanha, tanto para aquecimento como
para alimentação de motores de combustão interna. Após esse período, nas décadas de 50 e
60, os combustíveis fósseis voltaram a ser utilizados em função dos preços baixos,
diminuindo o interesse pela energia obtida em processos anaeróbios (CCE, 2000).
Somente alguns países asiáticos, como Índia, Coréia e China, mantiveram o interesse
pelo uso do biogás devido às limitações dos recursos de capital e de energia, principalmente
ao nível de pequenos aglomerados rurais (CCE, 2000). Em 1950, Ram Bux Singh coordenou
pesquisas que conduziram a uma difusão do biodigestor chamado de modelo indiano, para
tratar o esterco e obter combustível sem perder o efeito fertilizante, onde foram construídas
 43

meio milhão de unidades. Em 1972, na China, surge o modelo de biodigestor chinês, com a
instalação de 7,2 milhões de unidades (NOGUEIRA, 1986 apud HENN, 2005).
O uso dos combustíveis renováveis foi estimulado novamente a partir de 1973, devido
à crise energética (SANTOS, 2001), essa crise obrigou os países desenvolvidos a tomar
consciência da sua dependência de recursos naturais finitos, isso fez com que gás metano dos
digestores anaeróbios voltasse a ser tema da atualidade, assim como a pesquisa e o
desenvolvimento de tecnologias nessa área (CCE, 2000). Outro fator que contribuiu, para
retomada de pesquisas e tecnologias na área do biogás, foi a assinatura do Protocolo de
Quioto em 1997. Segundo Frondizi (2009), no setor da agricultura, uma das fontes de
emissões de GEE é o tratamento de dejetos que emite CH4, CO2 e N2O
O Protocolo de Quioto entrou em vigor em 2005 estabelecendo metas de redução ou
limitação das emissões antrópicas combinadas dos gases de efeito estufa, envolvendo os
países desenvolvidos e industrializados, considerados como Partes do Anexo I na Convenção
de Mudança do Clima, não estabelecendo compromissos adicionais para países em
desenvolvimento. (FRONDIZI, 2009).
O MDL (Mecanismo de Desenvolvimento Limpo) é um dos três Mecanismos
Adicionais de Implementação previstos no Protocolo de Quioto, sendo este o único que
permite a participação de Partes não pertencentes ao Anexo I como é o caso do Brasil. O
MDL é considerado um instrumento econômico que visa a facilitar o cumprimento das metas
dos países no Anexo I, devido ao fato de muitas vezes a redução ou remoção fora das suas
fronteiras nacionais apresentarem menor custo. As atividades que compõem os projetos de
MDL, nos países em desenvolvimento, devem estar relacionadas com os gases de efeito
estufa, reduzindo as emissões ou aumentado a remoção de CO2 (benefícios ambientais). Com
isso podem ser adquiridas Reduções Certificadas de Emissões (RCEs), as quais são um ativo
financeiro, que podem ser vendidas pelo preço de mercado, obtendo os chamados “créditos de
carbono (FRONDIZI, 2009).

4.4.2 Propriedades do biogás

O biogás é uma mistura gasosa e combustível, resultante da biodegradação da matéria

orgânica pela ação de bactérias em meio anaeróbio, podendo envolver diversos tipos de
efluentes e resíduos. Os principais componentes do biogás são o gás metano (CH4) e o gás
 44

carbônico (CO2). Belli Fº (1995) obteve concentrações médias de 63% para o CH4 e de 22%
para o CO2.
As proporções desses gases dependem da natureza do substrato fermentado. É um gás
saturado de água, ou seja, contém umidade, que associada à presença de H2S e CO2 se torna
altamente corrosivo (LA FARGE, 1995). A Tabela 5 apresenta a composição do biogás de
acordo com diferentes autores.

Tabela 5. Composição média dos gases que constituem o biogás.

Concentração dos Gases Componentes (%)

Gás componente Pires ( 2000 apud
Lagrange (1979) La Farge (1995)
Pinto, 2006)
Metano (CH4) 50 - 70 50 -90 50 - 75
Dióxido de carbono (CO2) 35 - 40 10 - 40 25 - 40
Hidrogênio (H2) 1-3 1-3 1-3
Nitrogênio (N2) 0,5 - 3 0,5 - 2 0,5 - 2,5
Oxigênio (O2) 0,1 - 1 - 0,1 - 1
Sulfeto de Hidrogênio (H2S) - 0,1 - 0,5 0,1 - 0,5
Amônio (NH3) - - 0,1 - 0,5
Monóxido de carbono (CO) 0 - 0,1 0 - 0,1 0 - 0,1
H2S, NH3, CnH2n 1-5 - -
Vapor água (H2O) Variável - Variável

A seguir são descritas as principais características dos gases componentes do biogás:

a) Gás Metano (CH4)

A produção do metano depende diretamente da degradação dos ácidos graxos voláteis

e, principalmente, da conversão do ácido acético (BELLI FILHO, 1995). É o principal
constituinte do biogás e quanto maior a concentração melhor será a sua qualidade para fins
energéticos, é inodoro, incolor e inflamável. É um gás muito leve com densidade de 0,55 em
relação ao ar, e é um dos compostos mais estáveis da química orgânica e pouco solúvel em
água, o que permite separá-lo facilmente do gás carbônico. O metano queima com uma chama
 45

pouco visível e muito quente, a Equação 4 mostra a reação de combustão. Este gás pode ser
utilizado como combustível e também como matéria-prima para a indústria química
(LAGRANGE, 1979).

CH 4 + 2O2 → CO2 + 2 H 2 O + 212kcal (4)

b) Gás carbônico (CO2)

A proporção de CO2 no biogás varia em função das reações bacterianas e da

influência dos fatores ambientais (LAGRANGE, 1979). O CO2 tem um efeito de diluição, não
é combustível e pode reduzir o poder calorífico do biogás, e em pressões elevadas e na
presença de água pode originar a ácido carbônico (H2CO3), o que torna possível a corrosão
dos materiais em contato. O biogás sai do digestor saturado de vapor de água, sendo que esse,
além de acelerar as reações de corrosão e poder bloquear a passagem do biogás nas
canalizações, também pode extinguir a chama do queimador (CCE, 2000).

c) Gás Sulfídrico (H2S)

A produção de H2S está ligada às condições de competição entre as bactérias

metanogênicas e sulfato-redutoras (ISA et al. 1986, apud BELLI FILHO, 1995) e é o principal
responsável pelo odor no biogás (BELLI FILHO, 1995). É combustível e fortemente
corrosivo pela produção de ácido sulfúrico (LAGRANGE, 1979). Normalmente encontra-se
em concentrações inferiores a 1% (10.000 ppm). O H2S, durante a combustão, é oxidado a
óxidos de enxofre SO2 e SO3, que reagem com vapor de água, levando à formação dos ácidos
H2SO3 e H2SO4, os quais, ao acumularem-se, tendem a corroer metais como o cobre, ferro e
aço (CCE, 2000).
A mistura dos gases componentes do biogás possui variação em suas propriedades de
acordo com a concentração relativa de cada um desses constituintes. As propriedades físico-
químicas (Tabela 6) do biogás influenciam no desenvolvimento de tecnologias para a sua
depuração, combustão e dimensionamento de equipamentos, sendo que todos os componentes
exercem influência, em especial o CH4 e o CO2 que são os gases predominantes (CCE, 2000).
 46

Tabela 6. Propriedades do CH4, CO2 e H2S.

Propriedade CH4 CO2 H2 S

Peso molecular (g) 16,04 44,01 34,08
Densidade (ar = 1) 0,56 1,52 1,19
Ponto de ebulição (°C) a
-116,70 -78,50 -60,50
1 atm
Massa específica (g/L) 0,71 1,96 1,52
Poder calorífico inferior
8570,00 - 5530,00
(kcal/m3)
Poder calorífico superior
9510,00 - 6000,00
(kcal/m3)
Limites de
5 - 15 - 4 - 46
inflamabilidade (%)
Fonte: Adaptado, LAGRANGE (1979); CCE (2000).

De acordo com Lagrange (1979), o biogás com uma concentração de 60% de CH4
pode apresentar um poder calorífico inferior (PCI), de aproximadamente 5.130 kcal/m3.
Segundo Zago (2003), o poder calorífico do biogás pode oscilar de 5000 a 6000 kcal/m3, e
com capacidade de chegar a 12.000 kcal/m³, quando for retirado o CO2. A Tabela 4 mostra a
equivalência do biogás, com 70% de metano, a outros combustíveis (CCE, 2000). A Tabela 7
mostra a equivalência de 1 m³ de biogás em relação a outros combustíveis.

Tabela 7. Equivalência do biogás a outros combustíveis.

Equivalência do biogás
0,62 m3 de gás natural
0,26 m3 de propano
3 0,20 m3 de butano
1 m de biogás
1,6 kg de lenha
0,6 L de gasolina
6,5 kWh de eletricidade
Fonte: Adaptado, CCE (2000).

4.4.3 Produção de biogás

A produção de biogás é influenciada por diversos fatores, porém, todos perfeitamente

controláveis. Dessa forma, podemos relacionar a produção alcançada, com os diversos tipos
de biomassa utilizados (Tabela 8). A quantidade de gás metano é dada em função do tipo de
 47

material fermentado e das condições de fermentação (ZAGO, 2003). A Tabela 9 apresenta a

produção específica e diária de biogás e CH4 para cada sistema de criação de suínos.

Tabela 8. Produção de dejeto e de biogás de acordo com o peso vivo de cada animal.

Animal
kgesterco/animal. dia m3biogás/kgesterco m3biogás/kg SV m3biogás/animal.dia
(peso vivo)
Bovino (500 kg) 10 - 15 0,038 0,094 - 0,31 0,36
Equino (400 kg) 10 - 12 0,022 0,082 0,28 0,2
Suínos (90 kg) 2,3 - 2,5 0,079 0,37 - 0,50 0,24
Aves(2,5 kg) 0,12 - 0,9 0,05 0,31 - 0,62 0,014
Ovinos (35 kg) 0,5 - 0,9 0,022 0,10 - 0,28 0,22
Fonte: NATIONAL ACADEMY OF SCIENCES, 1977 apud OLIVEIRA et al., 1993.

Tabela 9. Produção de biogás e CH4 de acordo com os diferentes sistemas de criação de suínos.

Produção Produção diária de Produção diária de

Sistema de Criação específica de biogás CH4 - concentração
3 3
biogás (m /kg SV) (m /animal.dia) 65% (m3/animal.dia)
Matriz em ciclo
0,45 0,866 0,563
completo
Matriz em criação
0,45 0,933 0,606
de leitões
Suíno em fase de
0,45 0,799 0,519
terminação
Fonte: Adaptado, CRPA, 1996; ETSU, 1997 apud CCE, 2000.

O poder energético do esterco de suínos está relacionado ao manejo adequado dos

dejetos, pois os sólidos voláteis correspondem a aproximadamente 70% dos sólidos totais
existentes, sendo que o potencial energético na utilização do biodigestor é garantido pelos
sólidos voláteis (TAKITANE, 2001; OLIVEIRA; HIGARASHI, 2006). Segundo La Farge
(1995), para os dejetos suínos a produção específica é 0,45 m3 de biogás para cada 1 kg de
Sólidos Voláteis removidos (0,45 m3/ kg SV).
De acordo com Mecalf e Eddy (2003), é possível determinar estequiometricamente a
quantidade de DQO que é convertida a metano, a DQO corresponde à quantidade de oxigênio
necessária para oxidar o metano em dióxido de carbono e água conforme a Equação 5.
CH 4 + 2O2 → CO2 + 2 H 2 O (5)
Considerando a massa atômica do oxigênio igual a 16, temos: 2(32 g O2/mol) = 64 g
O2/mol CH4. O volume de metano por mol, considerando condições padrão (0°C e 1 atm) é
 48

22,414 L, assim o metano equivalente da DQO convertida em condições anaeróbias é:

22,414/64 = 0,35 L CH4/g DQO, ), o que é igual a 0,35 m3/kg DQOremovida (METCALF;
EDDY, 2003).
Da mesma forma, a conversão de matéria orgânica em metano também pode ser
estimada pela quantidade de sólidos voláteis removida no processo anaeróbio. A Tabela 10
mostra a conversão de DQO e SV em metano, de acordo com diferentes autores.

Tabela 10. Produção de CH4 e de biogás pela conversão de DQO e SV.

3 3 3 3
m CH4/kg m Biogás/kg m CH4/kg m Biogás/kg
Autor
DQOremovida DQOremovida SVremovido SVremovido
Malina e Pohland Jr.
0,35 0,5 - 0,72 - 1,0
(1992)
La Farge (1995) 0,35 - 0,45 -

Metcalf e Eddy (2003) 0,35 - - 0,75 - 1,12

Os quadros 1, 2 e 3 relatam dados da produção de biogás e características a partir

dejetos de suínos, com pesquisas realizadas no Brasil e em nível mundial.
 49

Ferreira; Schoenhals;
Oliveira; Pereira- Campos Santana; Fernandes; Oliveira;
Amaral; Lourenço Frare; Souza et Gusmão et
Autor Foresti Ramirez et et al. Oliveira Oliveira Higarashi Costa (2007)
Lucas Jr. (2006) Sarmento al. (2008) al. (2008)*
(2004) al. (2004) (2005) (2005) (2006) (2006)
Experimento (2001) (2007)
Região Oeste
Jaboticabal São Carlos Lavras Jaboticabal Jaboticabal Concórdia Estado do Jaboticabal
Local Pelotas (RS) Lavras (MG) Lavras (MG) de Santa
(SP) (SP) (MG) (SP) (SP) (SC) Paraná (SP)
Catarina
2500 matrizes
Nº animais 400
(UPL)

Biodigestor RAC Biodigestor -

Tipo de reator 02 UASBs UASB / 02 UASBs ABR / UASB UASB + FA+ 02 UASBs
UASB UASB (vazão: 2,45 +UASB em 10 unidades
Dados aneróbio em série bancada em série em série LAF em paralelo
m³/dia) série independentes
operacionais
908 L / 188
Volume 705 L cada 10,5 L 16 L 11,7 L 530 L / 120 L 100 m³ 3,8 / 6,08 m³ 27,5 m³ cada 14 L
L
Temperatura (ºC) 25 - 30 27 - 32 27 25,8 20 - 23 14 - 23 25; 35; 40
8 / 12 / 20 / 31,1; 62,3 h / 55 / 40 / 21 / 33,46 h / 10 / 15 /
TRH 14 h cada 12 h 30 h variável 30 dias ~ 15 horas
30 h 6,5; 12,9 h 11 h 53,35 h 25 / 30 h
Produção biogás 40 (inverno);
0,00014 0,0018
(m³/dia) 60 (verão)
m³ biogás/kgSV
Biogás adicionado
m³ biogás/m³
0,205 / 0,043
reator.dia

m³ CH4/m³ 0,072 -
0,759 - 0,906 0,768
reator.dia 1,151
m³ CH4/kgDQO
CH4 0,030 - 0,099
adicionado
m³ CH4/kgDQO
0,10 - 0,18 0,01 0,156 - 0,289 0,039 - 0,078 0,428
removido
%CH4 75 - 80 70 -80 55 - 73 63,3
7.557 - 7.000 -
DQO (mg/L) 9.700 1.755
11.640 13.525
DQO Eficiência de
remoção DQO 62 - 85 78 86,6 - 93,1 83,3 máximo 40 71
(%)
ST (mg/L) 7.400 75.120
SV (mg/L) 4.810 56.310 69 - 96
ST/SV
Eficiência de
86 57
remoção SV (%)
Quadro 1. Dados de pesquisas realizadas no Brasil referentes ao tratamento dejetos de suínos e produção de biogás.
*Considerando valores médios.
 50

Hansen; Pagilla; Kim; Magbanua Jr.; Greeenhouse

Hill; Taylor; Massé; Masse; Møller; Sommer; DeSutter; Ham
Autor Angelidaki; Cheunbarn Adams; Gas Technology
Experimento Grift (2001) Croteau (2003) Ahring (2004) (2005)
Ahring (1998) (2000) Johnston (2001) Center (2002)

Local Dinamarca EUA EUA EUA EUA Canadá Dinamarca EUA

10.500 suínos em
Nº animais 5.000 matrizes
terminação
Tipo de reator 04 reatores tipo
Dados Bancada Bancada Bancada Lagoa anaeróbia Bancada Lagoa anaeróbia
aneróbio ASBR
Operacionais
Volume 4,5 L 0,125 L 2.220 m³ 1,1 L
Temperatura (ºC) 37 / 45 / 55 / 60 37 10 - 23 35 40 20 /15 /10 /15 /20 35
TRH 15 dias 5 / 9 / 14 dias 157 dias 40 dias 14 dias
Produção biogás
610
(m³/dia)
Biogás m³ biogás/kgSV
0,516
adicionado
m³ biogás/kgSV
0,20
removido
m³ CH4/kgSV
0,26 - 0,39 0,30
adicionado
m³ CH4/kgSV 0,188 / 0,141 /
0,56 - 0,64 0,55 0,13
removido 0,067 / 0,022
CH4 0,266 / 0,218 /
m³ CH4/kgDQO
0,080 / 0,125 /
adicionado
0,214
75,3 / 77,5 / 81,4 /
%CH4 71 / 69 / 51 / 40 60 66,3 71
79,8 / 75,5
DQO (mg/L) 14.330 48.770
DQO Eficiência de 89,5 / 79,7 / 78,9 /
56 - 67
remoção DQO (%) 63,9 / 82,3
ST (mg/L) 9.750 22.200
SV (mg/L) 9.400 12.490
Eficiência de 42,8 / 50,8 / 41,2 /
ST/SV remoção ST (%) 38,6 / 29,8
Eficiência de 54,2 / 57,1 / 45,4 / -
46 - 71 60
remoção SV (%) / 39,9
Quadro 2. Dados de pesquisas internacionais referentes ao tratamento dejetos de suínos e produção de biogás realizadas entre 1998 e 2005.
 51

Sánchez et al. Deng; Cai; Chen Feng et al. Massé; Croteau; Møller et al. Ndegwa et al. Chae et. al Liu et al.
Autor
Experimento (2005) (2007) (2007) Masse (2007) (2007) (2007) (2008) (2009)

Local Cuba China Japão Canadá Dinamarca EUA Coréia do Sul Japão
Nº animais 120.000 suínos
Biodigestor de 03 reatores
Tipo de reator Misto (UASB + 04 reatores tipo
Dados UASB 2 fases ASBR/bancada anaeróbios de
aneróbio SBR aerado) PASBR
Operacionais (Estágio 2) bancada
Volume 5 2,5 m³ 41 L cada 130 L 12 L 5,0 L cada
Temperatura (ºC) 30 - 35 17 50 - 52 20 - 35 25 / 30 / 35 37
TRH 8 dias 11 dias 22 - 24 24 h / 8h 3,2 dias
5.000 a 7.000
Produção biogás
(verão) / 2.500 - 0,0015 - 0,0021
(m³/dia)
3.500 (inverno)
Biogás m³ biogás/kgSV
0,579 0,46
adicionado
m³ biogás/kgSV
1,12
removido
m³ CH4/kgSV 0,317/ 0,397/
0,32 0,27
adicionado 0,437
m³ CH4/kgSV
0,516 0.72
removido
CH4
m³ CH4/kgDQO 0,114 / 0,143 /
0,12
adicionado 0,163

%CH4 66 76 69,2 71 70 - 75 44 / 55 / 61 58
DQO (mg/L) 10.189 9.194 131.300 4.816 45.350 89.000
DQO Eficiência de
85,4 96,7 59 68,1
remoção DQO (%)
ST (mg/L) 7.210 99.500 3.560 23.885 62.700
SV (mg/L) 5.122 81.600 2.752 16.310 49.900
Eficiência de
ST/SV 71,4
remoção ST (%)
Eficiência de
58 77,3 51,9 42
remoção SV (%)
Quadro 3. Dados de pesquisas internacionais referentes ao tratamento dejetos de suínos e produção de biogás realizadas entre 2005 e 2009.
 52

4.5 PRINCIPAIS FORMAS DE TRATAMENTO ANAERÓBIO PARA DEJETOS DE

SUÍNOS

Os sistemas anaeróbios geralmente constituem a primeira etapa do tratamento dos

dejetos, a qual é de fundamental importância para proporcionar a qualidade de biofertilizante
(BELLI FILHO, 1995).
De acordo com Miranda (2005), muitas vezes o armazenamento é confundido com
tratamento, a armazenagem consiste em colocar os dejetos em depósitos apropriados durante
um determinado tempo, para que seja promovida a fermentação da biomassa e a redução dos
patógenos presentes. O mesmo autor afirma que o período mínimo determinado para que os
dejetos fiquem armazenados é em função do tempo necessário para a sua estabilização
biológica.
De acordo com Gosmann (1997), a bioesterqueira e a esterqueira são as formas mais
comuns de armazenamento de dejetos de suínos em Santa Catarina, em que a primeira possui
duas câmaras e um TDH de 135 a 165 dias, e a segunda possui somente uma, com TDH entre
90 e 120 dias. Apesar da literatura não ser considerada como sendo uma forma de tratamento,
segundo Gosmann (1997), na esterqueira ocorrem as fases da digestão anaeróbia de forma
simultânea, enquanto que na bioesterqueira são sequenciais, o que gera maior eficiência.
As esterqueiras e bioesterqueiras também são denominadas, atualmente, como lagoas
(ou tanques) de armazenamento de dejetos de suínos. As lagoas de armazenamento,
geralmente formadas por uma única câmara, têm como principal função reter os dejetos de
suínos até o momento adequado para a sua disposição como biofertilizante no solo, ou para
prosseguir em um tratamento mais avançado.
A seguir serão apresentadas as principais formas de tratamento para dejetos suínos. O
conceito de biodigestores é normalmente utilizado para designar reatores anaeróbios
utilizados para o tratamento de dejetos suínos. Embora o conceito de biodigestor possa ser
estendido para reatores anaeróbios tratando outros tipos de efluente, neste trabalho, será
utilizada esta denominação para os reatores que são aplicados na suinocultura.
 53

4.5.1 Biodigestores

Os biodigestores são constituídos, basicamente, por um tanque de digestão (ou

câmara) e por um gasômetro (campânula), o primeiro serve para armazenar e digerir a
biomassa e o segundo para armazenar o biogás produzido pela digestão anaeróbia. O
biodigestor é um reator em que ocorre a digestão anaeróbia da matéria orgânica, ou seja, a sua
estabilização, produzindo biogás e biofertilizante (OLIVEIRA et. al., 1993; OLIVEIRA,
2004).
Os biodigestores operaram de modo contínuo, ou seja, são alimentados com matéria
orgânica durante o funcionamento simultaneamente à retirada do produto decomposto (ou
estabilizado), ou em batelada, que é alimentado apenas uma vez, no início do período de
funcionamento, sendo descarregado quando for notável a finalização da produção de biogás
(NOGUEIRA, 1986 apud HENN, 2005).
Cada carga aplicada requer um tempo de retenção hidráulica entre 30 e 50 dias
(dependendo das variações climáticas), sendo que o volume do biodigestor é projetado em
função do volume de dejetos produzidos diariamente e do tempo de retenção hidráulica
adotado (OLIVEIRA, 2004). Porém, na maioria dos biodigestores projetados no Brasil o TRH
adotado para dejetos de suínos fica entre 22 e 30 dias (OLIVEIRA, 2005), sendo essa faixa
também recomendada por Nogueira (1986, apud HENN, 2005) para digestores contínuos.

4.5.2 Lagoa anaeróbia

As lagoas anaeróbias constituem uma forma de biodigestor em que não há captação de

gás, semelhante às lagoas de armazenamento (ou esterqueiras).
As lagoas anaeróbias são uma forma de tratamento caracterizada por condições
estritamente anaeróbias, as quais são alcançadas devido ao lançamento de uma grande carga
de DBO (Demanda Bioquímica de Oxigênio) por unidade de volume da lagoa. Dessa forma, o
consumo de oxigênio é várias vezes superior ao que é produzido. A remoção de DBO varia
entre 50 e 70%, necessitando, assim, de uma unidade posterior de tratamento. A conversão da
matéria orgânica ocorre de forma lenta, devido à taxa de reprodução das bactérias anaeróbias,
sendo que a temperatura do meio exerce grande influência, o que faz com que as regiões de
clima quente sejam propícias (VON SPERLING, 1996).
Para um bom funcionamento, o dimensionamento das lagoas deve seguir alguns
critérios fundamentais. A profundidade é um fator importante devido à redução da penetração
 54

de oxigênio para as camadas inferiores, mantendo assim as condições anaeróbias (VON

SPERLING, 1996). De acordo com Dartora, Perdomo e Tumelero (1998), a profundidade útil
deve ser em torno de 2,2 m e uma relação de comprimento x largura de 2 a 3:1, devendo ser
dimensionadas em função da carga orgânica (DBO) e do tempo de retenção hidráulica que
deve variar entre 30 a 40 dias. A Figura 5 representa uma lagoa anaeróbia.

Figura 5. Vista em planta e em corte de uma lagoa anaeróbia.

Fonte: PERDOMO; OLIVEIRA; KUNZ (2003).

Alves (2007) monitorou uma lagoa anaeróbia em um sistema de tratamento de dejetos

de suínos com uma taxa de 0,07 kg SV/m³.dia, sendo este reator o que apresentou melhor
desempenho no sistema (lagoa de decantação + lagoa anaeróbia + UASB).

4.5.3 Reatores UASB

Os digestores anaeróbios de manta de lodo recebem diferentes nomenclaturas e

denominações. Porém, a origem desta modalidade de reatores foi desenvolvida na década de
70 pelo Professor Gatze Lettinga na Universidade de Wageningen na Holanda (VAN
HAANDEL; LETTINGA, 1994), sendo que estes reatores foram denominados UASB
(Upflow Anaerobic Sludge Blanket Reactors), ou seja, é um Reator Anaeróbio de Fluxo
Ascendente com Manta de Lodo. A Figura 6 representa a configuração de um reator UASB.
 55

Figura 6. Esquema de funcionamento de um Reator UASB.

Fonte: Adaptado, BELLI Fº (1995).

Este tipo de reator possui um separador de fases, o qual divide o reator em uma parte
inferior e outra superior; na primeira há um leito, que é a manta de lodo responsável pela
digestão anaeróbia (zona de digestão), já a parte superior é denominada zona de
sedimentação. O separador de fases permite que as partículas sólidas retornem para a manta
de lodo, evitando, assim, que o efluente arraste estas partículas; isso ocorre devido à
concepção do reator, que permite a diminuição da velocidade ascensional à medida que o
líquido se aproxima da superfície líquida. As bolhas de gás formadas são desviadas para o
separador de fases pela presença de obstáculos denominados defletores, os quais ficam logo
abaixo das aberturas do separador de fases, o gás é desprendido na interface líquido-gás do
separador de fases. (VAN HAANDEL; LETTINGA, 1994).
Um reator UASB em escala real foi operado na pesquisa realizada por Alves (2007),
para o tratamento de efluente suinícola em uma granja de ciclo completo com cerca de 200
matrizes. O reator possuía um volume útil de 15 m³, construído em concreto armado, com um
TDH de 1,5 dias. Porém, segundo Alves (2007), não houve um bom desempenho em função
dos valores de pH e da temperatura não apresentarem condições ideais e por existirem
elevadas concentrações de amônia nos dejetos.
Carmo Jr. (1998) também realizou uma pesquisa com a aplicação de um reator UASB
no tratamento de dejetos de suínos em duas fases, em escala piloto, com um volume útil de
136 L, obtendo uma remoção máxima de DQO total em torno 73%.
 56

4.6 O USO DE BIODIGESTORES NA SUINOCULTURA

No Brasil, o uso de biodigestores na suinocultura se intensificou nas décadas de 70 e

80, porém, vários fatores contribuíram para o insucesso desta tecnologia, dentre eles a falta de
conhecimento técnico e de equipamentos desenvolvidos para o uso do biogás. Após,
aproximadamente, 30 anos o uso do biodigestor ressurge, podendo ser construído a partir de
novos materiais com menores custos. Em 2005, programas oficiais foram lançados, os quais
focam a geração de energia e a possibilidade da participação no mercado de Carbono,
resultando na diminuição do impacto ambiental (OLIVEIRA; HIGARASHI, 2006).
Antes de a tecnologia surgir no Brasil, outros países já disseminavam o uso do biogás.
Segundo Massotti (2002), a Índia instalou biodigestores em mais de 50.000 propriedades,
porém, a China foi o país que mais desenvolveu essa tecnologia em meio rural. Com o
objetivo de suprir o consumo de energia para uso doméstico, instalou cerca de 8 milhões de
unidades no país.
Os primeiros modelos de biodigestores rurais utilizados foram os do tipo chinês,
filipino e indiano, os quais foram muito aplicados nas propriedades rurais de pequeno e médio
porte. O modelo indiano foi um dos mais difundidos no Brasil, devido à sua simplicidade e
funcionalidade (OLIVEIRA, 2004). A Figura 7 apresenta as configurações desses
biodigestores.

Figura 7. Configuração dos biodigetores modelo chinês, filipino e indiano.

Fonte: MORGA, 1983 apud OLIVEIRA et al., 1993.
 57

O bom desempenho de um biodigestor em relação à produção do biogás depende da

concentração de sólidos voláteis existente, os quais são diretamente responsáveis pela
produção de biogás, sendo que quanto maior a concentração na alimentação diária do
biodigestor (kg/m3), maior será a capacidade de produção do biogás (OLIVEIRA;
HIGARASHI, 2006). Os SV são o substrato das bactérias metanogênicas e representam,
aproximadamente, 70 a 75% dos Sólidos Totais, nos dejetos de suínos. Quanto maior a
quantidade de ST nos dejetos, menor será o grau de diluição e maior será a concentração de
SV (LA FARGE, 1995; CCE, 2000; OLIVEIRA; HIGARASHI, 2006).
Oliveira (2005) recomenda que a carga diária de Sólidos Voláteis deve estar entre 55 e
65 kg SV/m3.dia, e a concentração de Sólidos Totais deve variar entre 8 e 10%, pois
concentrações muito acima desta faixa podem causar entupimentos nas instalações do
biodigestor.
Um estudo realizado no Oeste Catarinense revelou que o valor médio dos Sólidos
Totais observado na região foi de 3% (30 kg/m3), o que é justificado pelo desperdício de água
(SCHERER et al., 1996 apud OLIVEIRA; HIGARASHI, 2006). Henn (2005) realizou um
estudo e observou as diferenças obtidas em relação aos dejetos de suínos produzidos após a
implantação dos bebedouros ecológicos, que além de alterar a quantidade de dejetos também
modificou características físico-químicas, melhorando a qualidade para aplicação como
biofertilizante.
Henn (2005) deu partida em biodigestor em escala real no município de Braço do
Norte, conforme representa a Figura 8, com lodo de dejetos de suínos misturado a lodo
bovino. O biodigestor foi construído em alvenaria de pedra, com formato cilíndrico, diâmetro
útil de 6,2 m, altura útil de 3,0 m e altura livre de 0,8 m. Possui um volume de
aproximadamente 90 m3 e um tempo de detenção hidráulica de 30 dias, que corresponde a
uma vazão de 3,0 m3/dia. O efluente suinícola que alimentava o biodigestor possuía as
seguintes concentrações médias de matéria orgânica: 43,4 kg/m3 de DQO, 36,1 kg/m3de ST e
25,2 kg/m3 de SV, obtendo uma produção de CH4 de 0,0172 L/gSV.dia e um volume de
biogás em torno 32 m3/dia.
A etapa do trabalho realizado por Henn (2005) durou 150 dias, na seqüência, Monteiro
(2005) monitorou por mais 246, totalizando, aproximadamente 396 dias de acompanhamento
do desempenho do biodigestor, obtendo também uma produção de biogás de até 32 m3/dia e
uma concentração de CH4 de 54,4% (via cromatografia gasosa).
 58

Figura 8. Biodigestor operado com efluente de suinocultura.

Fonte: HENN (2005)

Atualmente, o modelo de biodigestor rural que vem ganhando destaque é a lagoa

anaeróbia coberta, em função dos menores custos e facilidade de implantação (OLIVEIRA,
2004), podendo-se dizer que é o mais aplicado nos projetos recentes de captação do biogás na
suinocultura.
A lagoa anaeróbia coberta é uma unidade semelhante à esterqueira, em que o
diferencial é a cobertura para captar e armazenar o biogás produzido pela anaerobiose (Figura
9). A cobertura da lagoa geralmente é constituída por com lona de PVC ou PEAD. Esse tipo
de biodigestor é considerado um modelo contínuo, em que cada carga diária (afluente)
corresponde a uma descarga de material digerido (efluente). A movimentação da biomassa no
interior do biodigestor ocorre pela diferença de pressão hidráulica no momento da carga, que,
quando aplicada, requer um tempo de detenção hidráulica entre 30 e 50 dias (OLIVEIRA,
2004).
 59

Figura 9. Vista e cortes de uma lagoa anaeróbia coberta.

Fonte: OLIVEIRA; HIGARASHI (2006).

Segundo Pompermayer e Paula Jr. (2000) (apud Santos, 2001), a produção de metano
e o consequente aproveitamento do biogás é apenas uma das vantagens da biodigestão
anaeróbia, a qual visa a tratar o efluente. Outras vantagens apresentadas são: a produção de
biofertilizante, baixa produção de lodo, baixos custos de investimento e operação e
descentralização do tratamento de efluentes.
De acordo com Oliveira e Higarashi (2006) é importante salientar que os biodigestores
fazem parte do tratamento dos dejetos, porém, não devem ser vistos como uma solução
definitiva, pois há limitações quanto à eficiência de remoção de matéria orgânica e nutrientes.
O aproveitamento do biogás como uma fonte energética natural agrega valores aos dejetos,
podendo diminuir os custos com o tratamento.
 60

5. METODOLOGIA

O presente trabalho dá continuidade ao projeto desenvolvido por Gusmão (2008),

sendo realizadas pesquisas de campo no período do verão, em que ambos fizeram parte do
projeto “Potencialidades da Contribuição de Santa Catarina na Redução de Gases Efeito
Estufa através da Conversão de Metano em Dióxido de Carbono”, desenvolvido pelo
Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental da Universidade Federal de Santa
Catarina em parceria com a Fundação de Apoio à Pesquisa Científica do Estado de Santa
Catarina (FAPESC) e apoio técnico da Embrapa Suínos e Aves. Os aspectos metodológicos
(campo, laboratório, cálculos) deste estudo seguem os procedimentos que foram aplicados por
Gusmão (2008), fazendo-se ajustes quando necessário.

5.1 LOCALIZAÇÃO DO ESTUDO

Neste trabalho foram avaliados 12 biodigestores no estado de Santa Catarina, sendo

dez localizados em propriedades suinícolas no município de Concórdia, região Oeste, e dois
localizados no município de Braço do Norte, situado na região Sul (Figura 10).

BRASIL

Santa
Catarina
Concórdia

Braço do
Norte

Figura 10. Localização das regiões estudadas.

Fontes: Adaptado, IBGE (2009); Mapa Interativo de Santa Catarina (2009).
 61

Concórdia

O município de Concórdia está localizado nas coordenadas geográficas 27° 14′ 2″ ao

Sul e 52° 1′ 40″ a Oeste, com uma altitude média de 550 m acima do nível do mar.
O clima é considerado superúmido e mesotérmico do tipo temperado. No verão a
temperatura média é torno de 22ºC, porém, é comum a ocorrência de forte calor, chegando a
temperaturas de 30ºC e 31ºC. O inverno é frio, com temperatura média em torno de 13ºC e a
média das mínimas fica entre 6 e 9ºC. Esse município está sujeito, durante todo o ano, a
constantes invasões de frentes de origem polar, implicando bruscas mudanças de temperatura
e sujeito a geadas (CONCÓRDIA, 2009).

Braço do Norte

O município de Braço do Norte está localizado nas coordenadas geográficas

28°16"45" ao Sul e 49°11"00" a Oeste, a uma altitude média de 27,66 metros acima do nível
do mar. A temperatura média anual fica em 18,7ºC.
O Clima é quente, podendo atingir temperaturas de 35ºC, apesar dos ventos que
sopram do norte. No verão são comuns as fortes chuvas, e no inverno o frio é acentuado,
podendo atingir temperaturas de até 0°C, com fortes geadas e densas neblinas (BRAÇO DO
NORTE, 2009).

5.2 IDENTIFICAÇÃO E CARACTERIZAÇÃO DOS BIODIGESTORES ESTUDADOS

A identificação e a caracterização das propriedades com biodigestores foram

apresentadas por Gusmão (2008). A identificação das propriedades em Concórdia foi
realizada com o apoio da Embrapa Suínos e Aves e com a autorização da agroindústria na
qual as mesmas estão integradas. Em Braço do Norte, o contato realizou-se por intermédio de
estudos anteriores desenvolvidos pelos pesquisadores Henn (2005), Monteiro (2005) e Alves
(2007), os quais fizeram parte do Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental da
UFSC, em parceria com a EPAGRI e Embrapa Suínos e Aves.
Foi realizado um estudo de localização geográfica dos biodigestores (Tabela 11), via
GPS, e o levantamento das características de dimensionamento e construtivas (Tabela 12)
para cada biodigestor, as quais foram fornecidas pela agroindústria e/ou suinocultor.
 62

Tabela 11. Localização geográfica de cada biodigestor.

Localização GPS
Sistema de
Biodigestor Longitude Município
criação Latitude (Sul) Altitude (m)
(Oeste)
Braço do
B1 28º13'57,3" 49º06'28,5" 416
Norte
CC
Braço do
B2 28º14'13,43" 49º13'43" 290
Norte
B3 27º12'27,5" 51º52'36" 716 Concórdia
B4 27º10'59" 51º53'59,6" 762 Concórdia
UPL B5 27º12'18,7" 52º5'49,5" 607 Concórdia
B6 27º12'43,2" 52º7'22,5" 504 Concórdia
B7 27º12'29,2" 52º7'58,6" 480 Concórdia
B8 27º11'22,3" 52º09'01,7" 590 Concórdia
B9 27º11'24,6" 52º06'29" 601 Concórdia
CT B10 27º11'21,6" 52º06'33,3" 607 Concórdia
B11 27º12'12,9" 52º06'58,5" 553 Concórdia
B12 27º12'12,5" 52º07'11,1" 572 Concórdia

Tabela 12. Características dimensionais dos biodigestores.

Comprimento Largura Profundidade Volume TDH

Biodigestor
(m) (m) (m) útil (m³) (dias)
B1 - - 4 90 30
B2 55 15 5 4.000 40
B3 19 9 3,2 413 40
B4 17 8 3,2 308 40
B5 19 9 3,2 413 40
B6 15 11 3,2 395 40
B7 17 8 3,2 308 40
B8 15 7 3,2 235 40
B9 15 7 3,2 235 40
B10 15 7 3,2 235 40
B11 16 6 2 123 40
B12 19 9 3,2 413 40

Dos biodigestores avaliados, dois (B1 e B2) pertencem ao sistema de criação Ciclo
Completo (CC), cinco (B3 ao B7) fazem parte do tipo Unidade de Produção de Leitões (UPL)
 63

e cinco (B8 ao B12) são do sistema Crescimento e Terminação (CT). A nomenclatura

utilizada para cada biodigestor foi “B”, abrangendo do B1 ao B12.
Com exceção do B1, que apresenta a câmara de digestão em concreto e de formato
circular (diâmetro de 6 m), os demais biodigestores são do tipo “lagoa anaeróbia coberta”, e
apresentam a câmera de digestão constituída por lona de PVC e concreto, com seção de
formato trapezoidal. O gasômetro (ou campânula), que armazena o biogás, é constituído por
lona de PVC em todos os biodigestores.
Todos os biodigestores são seguidos por lagoas de armazenamento, em que o efluente
permanece até ser aplicado como biofertilizante no solo. Essas lagoas são construídas com
manta de PVC ou concreto. As tubulações que conduzem os dejetos para o biodigestor e na
sequência para a lagoa de armazenamento são constituídas de PVC. O biogás armazenado no
gasômetro é conduzido por uma tubulação de PVC ao queimador (flare). O B1 é o único
biodigestor avaliado que não possui queimador para o biogás produzido.
A queima do biogás nestes biodigestores gera Reduções Certificadas de Emissões
(RCEs) ou “créditos de carbono”, pois tais biodigestores estão inseridos em projetos de MDL.
Na propriedade correspondente ao biodigestor B1, o sistema de tratamento de dejetos
é composto por uma unidade de homogeneização em que os dejetos são conduzidos por
gravidade, sendo na sequência bombeado para o biodigestor e em seguida são encaminhados
para a lagoa de armazenamento. O biogás produzido no B1 segue por uma tubulação
conectada ao gasômetro, que o leva em direção ao selo hídrico (nível de água para manter a
pressão no interior do biodigestor, quando ultrapassada a pressão da coluna d’água o gás é
liberado) e quando liberado é eliminado diretamente sem aproveitamento ou queima (HENN,
2005; GUSMÃO, 2008).
A Figura 11 (a) mostra o biodigestor circular B1 e a lagoa de armazenamento do
efluente (b); na Figura 12 é mostrada a saída do biogás com o selo hídrico no B1.
 64

(a) (b)
Figura 11. Biodigestor B1: (a) biodigestor; (b) lagoa de armazenamento do efluente.

Figura 12. Saída do biogás no B1 com o selo hídrico.

O biodigestor B2 (Figura 13) apresenta o maior volume entre os avaliados, o que está
relacionado também ao maior número de suínos na propriedade.

Figura 13. Biodigestor B2.

 65

Os biodigestores B3 ao B12 são todos pertencentes a um modelo padrão de

configuração, tanto em relação à câmara de digestão quanto ao gasômetro e demais
assessórios relacionados à queima do biogás; sendo diferentes apenas em função do volume
de cada biodigestor. Os dejetos brutos ao serem descartados das instalações seguem por uma
tubulação de PVC e são encaminhados, por gravidade, para uma caixa de passagem em que
ocorre a entrada no biodigestor. Após a passagem pelo biodigestor, o efluente segue para a
lagoa de armazenamento.
Na Figura 14 (a) é mostrado o biodigestor e a caixa de passagem dos dejetos brutos na
entrada. Na Figura 14 (b) é mostrada a lagoa de armazenamento com a tubulação de entrada
do efluente.

(a) (b)
Figura 14. Biodigestor B5: (a) biodigestor e caixa de passagem; (b) lagoa e tubulação do efluente.

A Figura 15 (a) mostra o biodigestor B11 e a lagoa de armazenamento do efluente

deste biodigestor. Na Figura 15 (b) é mostrada a tubulação que conduz o efluente
correspondente ao B10 à lagoa.
 66

(a) (b)
Figura 15. (a) Biodigestor B11 seguido da lagoa; (b) detalhe da tubulação de efluente na lagoa do B10.

Com relação ao uso do biogás gerado pelos biodigestores, apenas o B1 libera

diretamente para a atmosfera. No restante dos biodigestores é feita a queima do gás através de
queimadores (ou flares) instalados junto aos biodigestores. Esses queimadores são acionados
automaticamente quando a pressão no interior do biodigestor atinge 15 mm de coluna d’água.
Somente no B2 o queimador é acionado pelo princípio de uma placa fotovoltaica. Na Figura
16 é mostrada a tubulação de biogás que sai do biodigestor (a) e o queimador (b).

(a) (b)
Figura 16. Biodigestor B10: (a) detalhe da tubulação de saída do biogás; (b) queimador do
biogás.

Na Figura 17 é mostrado o biodigestor B8 e no detalhe o queimador do biogás

produzido.
 67

Figura 17. Biodigestor B8 e ao fundo o queimador.

5.3 COLETA DE DADOS

A coleta de dados em campo consistiu em realizar as amostragens relativas à

composição e produção do biogás, além da coleta dos dejetos de suínos, afluente e efluente
dos biodigestores para análise de determinados parâmetros in loco e outros posteriormente no
laboratório.
A pesquisa de campo consistiu em três coletas. Foram realizadas coletas pontuais de
dados, totalizando três visitas para cada biodigestor, uma em cada época do ano de 2008:

Verão: coletas realizadas no final de Fevereiro e início de Março;

Inverno: final de Junho e início de Julho;

Primavera: final de Setembro e início de Outubro.
Em cada amostragem, foram avaliadas a composição e produção do biogás in loco,
bem como a realização da coleta dos dejetos na entrada e saída de cada biodigestor, para
posterior análise em laboratório. Os únicos biodigestores em que foram feitas apenas duas
amostragens foram o B4 e o B12, tanto para o biogás quanto para o efluente líquido, os quais
estavam com problemas operacionais e de manutenção no período do inverno.

5.3.1 Amostragens de biogás

a) Composição do biogás: CH4, CO2, H2S, O2

Para determinar os componentes do biogás foi utilizado o medidor de gases Dräger X-

am 7000. Esse aparelho portátil foi utilizado para detectar e medir a concentração de
 68

determinados gases (Figura 18). As leituras são obtidas através da detecção simultânea e
contínua dos gases por meio de sensores independentes entre si.

Figura 18. Medidor de gases Dräger X-am 7000.

O aparelho é um detector modular em que foram utilizados quatro sensores: CH4, CO2,
H2S e O2, onde cada um apresenta uma faixa de leitura conforme é mostrado na Tabela 13.

Tabela 13. Sensores de gases e suas respectivas faixas de concentração.

Gases Faixas de concentração Tipo de sensor

CH4 0 - 100% Infravermelho
CO2 0 - 100% Infravermelho
H2S 0 - 1000 ppm Eletroquímico
O2 0 - 25% Eletroquímico

Para o gás chegar aos sensores é acionada uma bomba interna conectada a uma
mangueira com comprimento de 50 cm. O aparelho registra os dados a cada 30 (trinta)
segundos em um dattaloger, em que após cada medição são transferidos para um
microcomputador onde as leituras podem ser analisadas.
A leitura da composição do biogás era realizada durante trinta minutos, no período da
manhã e igualmente no da tarde, gerando uma leitura de 60 (sessenta) dados para cada gás,
em cada amostragem, e totalizando 120 (cento e vinte) dados para um dia, sendo esse
considerado para o cálculo da média da concentração. Para a determinação da composição do
biogás em cada biodigestor, foram considerados os valores da média aritmética dos dados
obtidos para cada gás nos períodos de medição.
 69

Pelo fato dos sensores de cada gás serem independentes entre si, e em função do erro
de cada um, a soma de todos os gases detectados ultrapassava 100%, chegando a valores
máximos de 110%. Deste modo, foi realizada uma correção, aplicando-se uma regra de três
simples.

b) Velocidade e temperatura do biogás

Para obter as velocidades (m/s) e temperaturas (ºC) do biogás foi utilizado um termo-
anemômetro Airflow modelo TA45 (Figura 19), é um aparelho portátil que detecta os
parâmetros através de um sensor de fio quente. A haste que contém os sensores é posicionada
perpendicularmente à passagem do fluxo de biogás.

Figura 19. Termo-anemômetro Airflow TA45.

As medições de velocidade e temperatura foram realizadas, nos dois períodos

avaliados (manhã e tarde), antes e depois da leitura de composição biogás. Para os cálculos de
vazão foi utilizada a média diária, ou seja, a média dos valores da manhã e tarde. A partir das
medições de velocidade, foi calculada a vazão de biogás que passa por uma tubulação com
diâmetro conhecido.
 70

O termo-anemômetro também foi utilizado para medir a temperatura ambiente em

cada local, antes e depois da leitura de composição do biogás nos períodos da manhã e tarde
(da mesma maneira que foi feito para a temperatura do biogás), fazendo-se depois uma média.

c) Padronização dos procedimentos de medição dos parâmetros do biogás

O estudo realizado por Gusmão (2008) buscou padronizar as amostragens e medições

de biogás nos diferentes digestores anaeróbios, devido à falta ou inadequada estrutura das
instalações. Para isso, esta autora desenvolveu um sistema de tubulação padrão passível de ser
adaptada nos pontos de amostragem, baseada na NBR 10701 (1989) - Determinação de pontos
de amostragem em dutos ou chaminés de fontes estacionárias. Dessa forma, foi possível
conectar o medidor de gases e o termo-anemômetro na tubulação dos biodigestores de forma a
realizar a leitura padronizada em todos os reatores (Figura 20).

Entrada do Orifício para o sensor

biogás do termo-anemômetro
Registro
Mangueira
40 cm 10 cm 50 cm

6 cm

Saída do
Orifício para a
Redução da biogás
mangueira do
tubulação
detector de gases
Figura 20. Representação esquemática da tubulação adaptada para a passagem e medição do
biogás.
Fonte: GUSMÃO (2008).

A tubulação desenvolvida possui 1 m de comprimento e 60 mm de diâmetro externo,

possível de ser conectada nas canalizações dos diferentes biodigestores de modo a padronizar
todas as medidas referentes ao biogás (composição, velocidade e temperatura). Essa
adaptação torna o fluxo laminar, diminuindo as interferências na leitura dos gases. A
tubulação possui dois orifícios, um para conexão do sensor do termo-anemômetro, a 40 cm da
extremidade inicial do tubo, e o outro em que é conectada a mangueira do medidor de gases, a
10 cm do primeiro. Além disso, foi utilizada uma mangueira plástica com 1,5m para fazer a
conexão entre a saída do biogás canalizado do biodigestor e o sistema de adaptação feito para
padronizar todas as medições (GUSMÃO, 2008). A Figura 21 (a) mostra a mangueira
interligada à saída de biogás; e na Figura 21 (b) é mostrado o sistema de padronização junto à
mangueira e o medidor de gases conectado.
 71

(a) (b)
Figura 21. Sistema de adaptação: (a) conexão de saída do biogás interligada à
mangueira; (b) sistema: tubulação e mangueira.

Na Figura 22 (a) é mostrado, em outro em ângulo, o conjunto do sistema de

padronização das medições de parâmetros relativos ao biogás e em 22 (b) é mostrado o uso do
termo-anemômetro.

(a) (b)
Figura 22. (a) Sistema de padronização das medições de biogás; (b) uso do termo- anemômetro
no sistema.

5.3.2 Amostragem do efluente líquido

Foram coletadas amostras de dejetos afluente e efluente dos biodigestores para

análises de parâmetros físico-químicos. Os parâmetros pH, potencial redox (mV) e
temperatura (ºC) foram medidos in loco por um pHmetro portátil de sonda conjugada, da
marca Hanna instruments, modelo HI991003. Estes parâmetros eram medidos nos frascos de
coleta.
 72

Para analisar os demais parâmetros físico-químicos no laboratório, as amostras

coletadas armazenadas eram acondicionadas em isopor com gelo e transportadas até o
Laboratório Integrado de Meio Ambiente (LIMA) do Departamento de Engenharia Sanitária e
Ambiental da Universidade Federal de Santa Catarina. Os seguintes parâmetros foram
analisados: Demanda Química de Oxigênio (DQO), Sólidos Totais (ST), e Sólidos Voláteis
Totais (SV). A unidade utilizada para estes parâmetros foi g/L.
A coleta das amostras era feita no período da manhã, entre 08 e 10 horas, as
quaiseram coletadas em um recipiente de aproximadamente cinco litros, onde eram
homogeneizadas. Deste volume, eram retiradas alíquotas que eram transferidas para frascos
de plástico, com volume de 250 mL, para analisar ST e SV, e 100 mL para DQO. As coletas
foram realizadas nos respectivos dias de medição do biogás em cada local. Todas as amostras
foram congeladas antes de serem analisadas, e somente a fração para DQO foi acidificada
para baixar o pH e permitir a preservação da amostra.
Foi realizada diluição das amostras para viabilizar a análise de DQO e a leitura no
espectrofotômetro. Cada amostra foi analisada em duplicatas e utilizou-se o valor médio como
resultado final. Os procedimentos das análises laboratoriais seguiram o Standard Methods for
Examination of Water and Wastewater (APHA, 2005). A Tabela 14 apresenta uma descrição
dos equipamentos utilizados no laboratório.

Tabela 14. Descrição dos equipamentos utilizados em laboratório.

Equipamento Descrição
Marca HANNA instruments modelo
Digestor
HI839800 COD Reactor
DQO
Espectrofotômetro Marca HACH® modelo DR4000

Forno mufla Marca QUIMIS® modelo Q3182d24

Chapa aquecedora Marca VERTEX modelo DB II

SÓLIDOS
Estufa Marca DeLeo modelo tipo 4

Balança de precisão Marca SHIMADZU modelo AY220

 73

5.4 DESCRIÇÃO DOS CÁLCULOS EFETUADOS

5.4.1 Cálculo da vazão do biogás e metano

Para a obtenção de valores de vazão foram consideradas as variações de temperatura

do biogás e pressão atmosférica local. O cálculo da vazão foi efetuado de acordo com a
Equação 6, a qual considera as Condições Normais de Temperatura e Pressão (CNTP)
recomendadas pela IUPAC e referenciadas por Mills et al. (1993). Esta equação também foi
descrita nos trabalho de Ensinas (2003) e de Gusmão (2008).

273,15
Q = (V × A) × ×P
273,15 + T (6)

Q - vazão de biogás (Nm3/s);

V - velocidade de saída do biogás (m/s);
A - área da seção de passagem do biogás (m2);
T - temperatura de saída do biogás (ºC);
P - pressão atmosférica (bar).

A vazão calculada é considerada normalizada (Nm3/s), porém, foi adotada a unidade

m³/s para representar tal vazão.
As vazões obtidas em m³/s foram convertidas em m³/h ou m³/dia, quando necessário.
Para obter a vazão de metano produzido, basta multiplicar a vazão de biogás obtida para um
determinado biodigestor pela concentração (%) de CH4. Em todos os cálculos que envolvem a
vazão e a produção específica de biogás, também foram efetuados para o metano.
Os dados referentes à pressão foram obtidos a partir dos registros das estações
meteorológicas, do CIRAM / EPAGRI, mais próximas de cada local em que a produção de
biogás foi observada.

5.4.2 Estimativa da produção de dejetos

Para estimar a produção de dejetos diária, seguindo o procedimento utilizado por

Gusmão (2008), considerou-se o número total de matrizes existentes para o caso dos
 74

biodigestores que compreendem aos sistemas de criação CC e UPL, e o número total de

suínos nas propriedades com sistema CT. Foi utilizado o valor de 21,5 L/matriz.dia, para CC
e UPL, valor médio obtido entre a de produção de dejetos de uma matriz em gestação e de
outra em lactação, e para o sistema CT foi considerado uma produção de dejetos de 7
L/suíno.dia. Os valores utilizados para estimar a produção de dejetos foi baseado na literatura
descrita por Oliveira et al. (1993), conforme citado na Tabela 2 (item 4.1.2).

5.4.3 Carga orgânica e carga orgânica volumétrica (COV)

O cálculo da carga orgânica foi feito de acordo com a Equação 7.

C×Q
CO = (7)
1000

CO – Carga orgânica (Kg/dia);

C – Concentração do afluente ou concentração removida (Cafluente – Cefluente) em (mg/L)*;
Q – Vazão dos dejetos (m3/dia).
* mg/L = g/m³.

Para o cálculo da carga orgânica volumétrica aplicada é considerado o volume do

biodigestor. A COV aplicada nos biodigestores, em função dos sólidos voláteis, foi estimada
através da Equação 8.

C ×Q
COV = (8)
V × 1000

Em que:
COV – Carga orgânica volumétrica (Kg/m3. dia), considerando g/L = kg/m³;
C – Concentração de SV afluente (mg/L);
Q – Vazão dos dejetos (m3/dia);
V – Volume do biodigestor (m3);

Para calcular a COV removida, basta aplicar a equação 8 para a concentração afluente
e para a efluente, e posteriormente fazer a diferença entre as duas.
 75

5.4.4 Eficiência de remoção de matéria orgânica

A eficiência de remoção de matéria orgânica nos biodigestores foi calculada para a

DQO, Sólidos Totais e Sólidos Voláteis, através da Equação 9.

 C − Ce  (9)
E =  a  × 100
 Ca 

Em que:
E – Eficiência de remoção (%);
Ca – Concentração afluente (g/L);
Ce– Concentração efluente (g/L).

5.4.5 Produção específica de biogás e metano

Produção específica de biogás/CH4 em relação aos SV e à DQO

O cálculo da produção específica de biogás em relação às cargas orgânicas removidas,

de SV e de DQO, foi efetuado de acordo com a Equação 10.

CO
Pesp.biogas = (10)
Qbiogás

Em que:
Pesp.biogas – Produção específica de biogás (m³ biogás/kg SVremov) ou m³ biogás/kg DQOremov);
CO - Carga orgânica de SV removida (Kg SV/dia) ou carga orgânica de DQO removida (Kg
DQO/dia);
Qbiogás – Vazão de biogás (m³ biogás/dia).

Produção específica de biogás/CH4 em relação ao volume do biodigestor

O cálculo da produção específica de biogás em relação ao volume útil do biodigestor

foi calculado de acordo com a Equação 11.
 76

Qbiogas
Pesp.biogas = (11)
V

Em que:
Pesp.biogas – Produção específica de biogás (m³ biogás/m³ biodigestor.dia);
Qbiogás – Vazão de biogás (m³ biogás/dia);
V – Volume útil do biodigestor (m³).

Produção específica de biogás/CH4 em relação ao número de suínos

O cálculo da produção específica de biogás em relação ao número de suínos foi

calculado de acordo com a Equação 12.

Qbiogas
Pesp.biogas = (12)
N
Em que:

Pesp.biogas – Produção específica de biogás (m³ biogás/animal.hora);

Qbiogás – Vazão de biogás (m³ biogás/hora);
N – Número de matrizes (para sistemas CC e UPL) ou suínos (para CT).

5.4.6 Regionalização de parâmetros

Potencial de produção de biogás/metano

Este parâmetro foi estimado para os municípios de Braço do Norte e Concórdia, e

também para o estado de Santa Catarina, considerando número efetivo de suínos de acordo
com IBGE (2007), conforme apresentado no item 3.1.1.
O cálculo realizado foi baseado na média de produção específica de biogás e de
metano por suíno, apresentada no sistema criação de suínos do tipo CT. Esta média foi
multiplicada pelos respectivos efetivos de suínos dos municípios pesquisados e do Estado.

Parâmetros recomendados para a aplicação em projetos de biodigestores

Foram calculados três parâmetros considerando os dados obtidos:

a) Carga orgânica volumétrica (COV) de sólidos voláteis aplicada (Kg SV/ m3. dia);
 77

b) Produção de gás metano em função da carga orgânica de SV removida (m3 CH4/ kg

SVremov);
c) Produção de gás metano em função do número de animais (m³CH4/animal.dia).

Nos parâmetros descritos nos itens a e b foram considerados os biodigestores com

melhor desempenho quando comparados com a literatura, e, a partir disto, foi realizada uma
média entre estes valores (desconsiderando a separação por sistemas de criação e épocas do
ano).
Com relação ao parâmetro apresentado no item c foram selecionados os biodigestores
que apresentaram os valores mais elevados em cada sistema de criação nas respectivas épocas
do ano, e a partir disto foi efetuada uma média geral.

5.5 ANÁLISE DOS DADOS

Para efetuar o tratamento dos dados, tanto do biogás quanto do efluente, foi utilizado o
software Microsoft Excel para efetuar os cálculos, tabelas e gráficos, os quais constituem as
ferramentas para expor e discutir os dados.
Foi utilizado também o software Statistica 6.0 para fazer a análise descritiva e de
variância dos dados de concentração de metano presentes no biogás, para os sistemas de
criação de suínos nas diferentes épocas do ano.
A análise descritiva consiste em mostrar o comportamento da distribuição dos dados,
neste caso, foi verificada a distribuição dos dados dos sistemas de criação (CC, UPL, CT) em
cada época do ano (verão, inverno, primavera). Para isso, foram feitos os gráficos do tipo box
plot (também chamados diagramas de caixa) que permitem observar a dispersão dos dados de
cada grupo. O gráfico é dividido em quartis, apresenta mediana, máximo e mínimo (conforme
apresentado na legenda dos gráficos), que ainda estão dentro do intervalo de confiança dos
dados, além dos outliers (valores discrepantes). A “caixa” corresponde a uma faixa entre 25 e
75% dos dados e também a mediana (OGLIARI; PACHECO, 2004).
A análise de variância (ANOVA) é um teste de hipóteses que serve para verificar se há
diferença entre as médias dos grupos (ou tratamentos). É baseado em duas hipóteses:

H0: as médias dos tratamentos são todas iguais;

H1: as médias dos tratamentos são diferentes.
 78

O objetivo do teste é determinar a probabilidade (p) que permite aceitar ou rejeitar H0.
Se p > α, se aceita H0; se p < α, rejeita-se H0 (OGLIARI e ANDRADE, 2004).
Nos casos em que há diferença significativa é realizado o teste de Tukey que faz uma
comparação entre as médias para verificar quais diferem entre si. O Tukey é um teste de
comparação múltipla, o qual é usado para determinar as diferenças significativas entre médias
de grupos em uma análise de variância (OGLIARI; PACHECO, 2004). Considerou-se um
nível de significância igual a 5% (α=0,05), para verificar as diferenças significativas entre as
concentrações de metano presentes no biogás.
 79

6. RESULTADOS E DISCUSSÕES

A seguir serão apresentados os resultados obtidos em campo e em laboratório para

cada biodigestor analisado, nos diferentes sistemas de criação de suínos, de acordo com as
três épocas do ano avaliadas.

6.1 PRODUÇÃO ESTIMADA DE DEJETOS

O número de animais influencia diretamente no cálculo de produção de dejetos. Em

uma granja é normal ocorrerem mortes e nascimentos de suínos ao longo do ano, no entanto,
essa oscilação natural apresentou, de maneira geral, pouca influência no número total de
animais nas granjas estudadas, conforme pode ser visto na Tabela 15. Por outro lado, o
manejo dos animais apresenta influência direta no volume produzido no dia da coleta, como é
o caso do B11, em que os animais da propriedade haviam sido enviados para o abate na coleta
realizada na primavera, conforme pode ser visto na Figura 23, em que é mostrada a variação
da vazão de dejetos para os biodigestores em cada época do ano, fincando em destaque o B2,
que corresponde ao maior número de animais e produção de dejetos.

Produção de dejetos (m³/dia)

11
10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
0
B1 B2 B3 B4 B5 B6 B7 B8 B9 B10 B11 B12

CC UPL CT

Verã o Prima vera Inverno

Figura 23. Vazão dos dejetos para cada biodigestor nas diferentes épocas.

Devido ao fato de não existirem hidrômetros instalados nas propriedades, não foi
possível controlar o volume de água utilizado e a estimativa da vazão de dejetos para cada
biodigestor foi realizada de forma teórica, baseada na literatura. A Tabela 15 mostra o
número de animais, o sistema de criação e a vazão de dejetos que alimenta cada biodigestor,
 80

conforme o cálculo teórico descrito no capítulo anterior (seção 5.4.2), considerando 7,0
L/suíno.dia para o sistema Crescimento e Terminação, e a média de 21,5 L/matriz.dia para os
sistemas de Unidade de Produção de Leitões e de Ciclo Completo, conforme Oliveira et al.
(1993). Apesar de graficamente não ficar evidente a diferença de vazão entre os mesmos
biodigestores nas diferentes épocas avaliadas, foi possível notar que, no período do inverno, a
consistência dos dejetos brutos se manteve menos líquida e as concentrações de matéria
orgânica se mostraram mais elevadas, como será descrito mais adiante. A partir das
observações feitas, nas características dos dejetos brutos, pode-se inferir que no período do
inverno ocorreram menor consumo e desperdício de água, quando comparado com outras
épocas do ano.
Outro fator que está associado ao volume de dejetos produzido é o tipo de bebedouro
adotado nas granjas. Os bebedouros ecológicos, que não causam o desperdício de água, estão
presentes nas granjas correspondentes ao B1, B3, B7, B10, B11 e B12. Em relação ao B4, B5
e B6, uma parte possui bebedouros ecológicos e a outra, os convencionais. Nas granjas em
que estão presentes o B2, B8 e o B9 não há bebedouros ecológicos.
Em relação ao manejo dos dejetos, de acordo com um levantamento realizado por
Gusmão (2008), as granjas correspondentes ao B3 e B5 possuem sistema de raspagem com
água. Em relação ao B5, juntamente ao B6, B10, B11 e B12, existe piso com lâmina d’água
em parte das instalações.
 81

Tabela 15. Número de suínos e produção de dejetos correspondente aos biodigestores para cada época do ano.
Verão Inverno Primavera

Sistema de Produção Produção Produção Produção Produção Produção

Biodigestor Número Número Número de de
Número Número Número
de de
Número Número Número
de de
Criação de de de de de de de de de
dejetos dejetos dejetos dejetos dejetos dejetos
matrizes leitões animais matrizes leitões animais matrizes leitões animais
(L/h) (m³/dia) (L/h) (m³/dia) (L/h) (m³/dia)
B1 40 - 300 35,8 0,9 40 - 300 35,8 0,9 40 - 300 35,8 0,9
CC
B2 480 - 4800 430,0 10,3 480 - 4800 430,0 10,3 480 - 4800 430,0 10,3
B3 120 600 - 107,5 2,6 114 430 - 102,1 2,5 111 290 - 99,4 2,4
B4 180 600 - 161,3 3,9 - - - - - 200 500 - 179,2 4,3
UPL B5 180 407 - 161,3 3,9 180 700 - 161,3 3,9 180 720 - 161,3 3,9
B6 180 580 - 161,3 3,9 185 800 - 165,7 4,0 185 850 - 165,7 4,0
B7 115 335 - 103,0 2,5 115 350 - 103,0 2,5 115 325 - 103,0 2,5
B8 - - 640 186,7 4,5 - - 596 173,8 4,2 - - 620 180,8 4,3
B9 - - 495 144,4 3,5 - - 500 145,8 3,5 - - 585 170,6 4,1
CT B10 - - 598 174,4 4,2 - - 600 175,0 4,2 - - 591 172,4 4,1
B11 - - 590 172,1 4,1 - - 600 175,0 4,2 - - * -
B12 - - 810 236,3 5,7 - - - - - - - 1010 294,6 7,1
*sem animais no período da medição
 82

6.2 AVALIAÇÕES DE PARÂMETROS FÍSICO-QUÍMICOS DOS DEJETOS DE SUÍNOS

6.2.1 Temperatura

A Figura 24 mostra as temperaturas médias do ambiente obtidas em campo,

pontualmente, durante as medições, correspondentes ao local de cada biodigestor amostrado,
sendo uma média entre o que foi registrado no período da manhã e da tarde. No verão, a
temperatura ambiente variou de 22 a 30,7ºC na localização dos biodigestores avaliados; no
inverno de 18 a 26,8ºC e na primavera de 20,8 a 26,2ºC (Tabela A1 do APÊNDICE A). A
primavera apresentou a menor amplitude de variação entre as diferentes épocas. Entre as três
épocas do ano houve uma sobreposição no gráfico dos valores de temperatura na faixa entre
22 e 26ºC.

Temperatura ambiente (°C)

35
30
25
20
15
10
5
0
B1 B2 B3 B4 B5 B6 B7 B8 B9 B10 B11 B12

CC UPL CT

Verão Primavera Inverno

Figura 24. Temperatura ambiente para as diferentes épocas do ano em relação a cada
biodigestor.

A Tabela 16 mostra as temperaturas médias ambientes, registradas pelas estações

meteorológicas da EPAGRI/CIRAM, ao longo de cada época em que foram realizadas as
coletas de campo. Os dados foram registrados nas estações de Concórdia e de Urussanga,
sendo esta a mais próxima do município de Braço do Norte.
 83

Tabela 16. Temperaturas médias registradas nas estações meteorológicas.

Temperaturas médias (ºC) - Estações

Período meteorológicas
Concórdia Braço do Norte*
Verão 22,3 23,2
Inverno 14,2 15,8
Primavera 16,8 18,4
*Dados da estação meteorológica localizada em Urussanga.

As temperaturas registradas in loco abrangem valores mais elevados das médias

registradas nas estações meteorológicas apresentadas, isso é devido ao fato de não ter havido
medições nos horários mais críticos, como à noite e durante a madrugada.
Em relação às temperaturas afluentes e efluentes dos biodigestores (Tabela A1 do
APÊNDICE A), estas apresentaram um comportamento semelhante à temperatura ambiente
registrada in loco, porém, assumiram valores inferiores devido ao fato das coletas serem
realizadas no período da manhã, entre 8 e 10h. As Figuras 25 e 26 mostram as temperaturas
afluentes e efluentes, respectivamente, para cada biodigestor.

Temperatura afluente ( C)
30
25
20
15
10
5
0
B1 B2 B3 B4 B5 B6 B7 B8 B9 B10 B11 B12

CC UPL CT

Verão Primavera Inverno

Figura 25. Temperaturas afluentes de cada biodigestor para cada período analisado.
 84

Temperatura efluente (°C)

30
25
20
15
10
5
0
B1 B2 B3 B4 B5 B6 B7 B8 B9 B10 B11 B12

CC UPL CT

Verão Primavera Inverno

Figura 26. Temperaturas efluentes de cada biodigestor para as diferentes épocas do ano.

Na época do verão, as temperaturas afluentes oscilaram entre 21,7 (B6) e 27,3ºC (B5),
sendo esta faixa compreendida pela atividade microbiana anaeróbia mesófila, que de acordo
com Lagrange (1979) varia entre 20 e 45ºC e é a mais empregada na digestão anaeróbia.
Segundo Belli Filho (1995), as condições ótimas para a digestão anaeróbia são obtidas na
faixa mesófila entre 30 e 35ºC. Porém, nos estados do sul do Brasil a temperatura média
observada na biomassa de biodigestores é inferior, mantendo-se valores entre 20 e 25ºC
(OLIVEIRA, 2005).
No inverno, a temperatura mínima afluente foi de 10,1 (B6) e a máxima de 22,3ºC
(B2). Dessa forma, o desempenho da atividade anaeróbia conseguiu manter-se na estação
mais fria do ano, pois a atividade enzimática das bactérias é estritamente dependente da
temperatura, sendo, no entanto, muito fraca quando a temperatura está próxima a 10ºC
(LAGRANGE.1979). Alves (2007), estudando um biodigestor em Braço do Norte, obteve a
temperatura mínima de 13,1 ºC para os dejetos brutos, valor próximo à faixa mínima da época
da primavera neste estudo. A atividade metanogênica ainda poderá manter-se, Massé; Masse;
Croteau (2003) concluíram que os dejetos de suínos podem ser tratados a uma temperatura de
10ºC, no entanto, será exigido um elevado volume do biodigestor, e estas temperaturas baixas
causam efeitos temporários sobre o desempenho e estabilidade do processo, sendo possível
recuperar com aumento da temperatura novamente.
Na primavera, a oscilação da temperatura da biomassa foi de 16,9 (B7) a 23ºC (B2),
sendo esta faixa semelhante à encontrado por Monteiro (2005), o qual monitorou por um
período 246 dias o biodigestor B1 (no período de janeiro a setembro), em que a temperatura
 85

mínima média para o afluente do biodigestor foi 16ºC e a máxima de 26,6ºC. O autor
observou que apenas em duas coletas a temperatura ficou abaixo do 15ºC, de modo que não
houve uma interferência ao ponto de prejudicar a atividade anaeróbia.
No caso dos biodigestores avaliados, o TDH pode ser considerado elevado (cerca de
40 dias), com exceção do B1 (30 dias), o que garante a remoção da matéria orgânica e,
conseqüente formação do biogás com boas concentrações de metano. Este fato foi também
observado por Gusmão (2008) em sua pesquisa com biodigestores. Porém, o fator limitante
no dimensionamento dos biodigestores, no caso de dejetos de suínos, é carga volumétrica de
sólidos voláteis aplicada, levando em conta que a concentração de matéria no efluente
produzido varia muito de uma granja para outra, o que influencia também no TDH de cada
digestor.
Do mesmo modo, as temperaturas efluentes permaneceram nas seguintes faixas: na
época do verão variou de 22 (B6) a 26,4 ºC (B4 e B8); no inverno oscilou entre 11,3 (B6) e
20,7 ºC (B2) e na primavera a faixa de variação foi de 16,6 (B7) a 23,5ºC (B11).
As temperaturas tanto afluentes quanto efluentes, para os biodigestores estudados,
permaneceram em média de 24ºC no verão, 16ºC no inverno e 19ºC na primavera. Estes
valores podem ser considerados como temperatura média da biomassa, pois são mantidos
valores idênticos na entrada e saída de cada biodigestor. Monteiro (2005) também verificou
que o comportamento das temperaturas, nas diferentes unidades do sistema que operou, não
apresentou discrepâncias, obedecendo a uma constante muito semelhante. O mesmo autor
destaca também a importância clima em um sistema anaeróbio, pois, influencia diretamente
na temperatura dos dejetos, devido à semelhança apresentada entre a evolução da temperatura
do ambiente e dos dejetos.

6.2.2 Potencial Hidrogeniônico - pH

Os valores de pH, tanto afluente quanto efluente (Tabela A2 do APÊNDICE A),

apresentaram-se em sua maioria dentro de faixa recomendada pela literatura, entre 6 e 8. As
bactérias metanogênicas toleram valores de pH entre 6,6 e 7,6, com valor ótimo de 7,0
(LAGRANGE, 1979; MAUNOIR, 1992 apud BELLI FILHO, 1995). Em valores de pH
inferiores a 6,2, ocorre rapidamente o aumento da acidez e a fermentação é interrompida
(LAGRANGE, 1979). Em alguns casos ocorreram valores de pH superiores a 8,0 (máximo de
8,89 no B4) como foi o caso dos afluentes do B8 (verão), B2 e B7 (inverno), B3 e B4
(primavera), e dos efluentes B7 e B12 no verão. Estes valores mais elevados podem ter
ocorrido devido a alguma substância que foi eliminada juntamente com os dejetos
 86

(desinfetante utilizado nas instalações; resíduos de medicamentos); em função de algum

componente presente na ração, ou também, para os valores efluentes, devido a problemas
operacionais do biodigestor. A média geral do pH afluente dos biodigestores avaliados foi
7,65.
No verão, a faixa de pH afluente para os biodigestores amostrados foi de 6,46 a 8,43
em que este valor mais elevado foi observado no B8. Neste mesmo período, os biodigestores
B1, B2, B6, B9, B10 e B12 atingiram a faixa ideal, de 6,6 a 7,6, recomendada pela literatura.
Na época do inverno, os valores de pH variaram entre 7,13 (B10) e 8,73 (B2). Em relação à
primavera, a oscilação foi de 6,76 (B7) a 8,89 (B4), e nos biodigestores B1, B5, B6 e B7
foram obtidos valores entre 6,6 e 7,6.
Henn (2005) e Monteiro (2005), monitorando o B1, obtiveram as médias de pH para o
dejeto bruto iguais 6,6 e 6,75, respectivamente, as quais estão abaixo dos valores encontrados
para o B1 neste estudo: 7,20 no verão, 7,77 na primavera e 6,89 o inverno. Este aumento pode
estar relacionado com possíveis variações na composição da ração fornecida aos animais que
influenciam a composição dos dejetos, ou devido a questões operacionais do biodigestor. Já
Oliveira e Higarashi (2006), monitorando um biodigestor em escala real na região de
Concórdia, obtiveram uma faixa de pH para o afluente entre 7,1 e 8,8, com uma média de 7,8.
Apesar das variações apresentadas, os valores médios para cada época do ano ficaram
todos próximos à neutralidade: 7,45; 7,81 e 7,72, para verão, inverno e primavera,
respectivamente. Nas Figuras 27 e 28 são mostrados os valores de pH afluentes e efluentes
dos biodigestores para as diferentes épocas em que foram realizadas as medições.

pH afluente
10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
0
B1 B2 B3 B4 B5 B6 B7 B8 B9 B10 B11 B12

CC UPL CT

Verão Primavera Inverno

Figura 27. Valores de pH afluentes aos biodigestores.

 87

pH efluente
9
8
7
6
5
4
3
2
1
0
B1 B2 B3 B4 B5 B6 B7 B8 B9 B10 B11 B12

CC UPL CT

Verão Primavera Inverno

Figura 28. Valores de pH efluentes aos biodigestores.

Quanto ao pH efluente, no verão foram atingidos valores entre 7,24 (B5) e 8,21 (B7),
nos biodigestores B1, B2, B3, B4, B5 e B6 os valores obtidos permaneceram entre 6,6 e 7,6.
No inverno a faixa dos valores de pH ficou de 6,81 (B11) a 7,77 (B2), ou seja, muito
próximos da faixa recomendada para a digestão anaeróbia e, próximos da neutralidade, sendo
que o B1 e o B2 ficaram acima de 7,6. Oliveira e Higarashi (2006) encontraram uma faixa 7,2
a 7,6 para o efluente do biodigestor que observaram.
No período da primavera a variação de pH foi de 6,65 (B6) a 7,92 (B3), e, assim
como no inverno, a maior parte dos valores se manteve próximo do recomendado em
literatura, em que o B3 e o B4 ficaram acima de 7,6.

6.2.3 Potencial Redox (Eh)

Os valores de potencial redox obtidos nos diferentes biodigestores caracterizam a

presença da atividade anaeróbia e condições propícias para o seu bom desempenho (Tabela
A3, APÊNDICE A). As médias dos valores nas diferentes estações, tanto no afluente quanto
no efluente, foram inferiores a -300 mV, e, em alguns casos chegaram a ser menores que -400
mV. Segundo Belli Filho (1995), as bactérias anaeróbias se reproduzem na ausência de
oxigênio, em faixas de potencial redox que variam entre -40 e -400 mV. O valor mais baixo
encontrado por Alves (2007) foi -93,7 nos dejetos brutos, o que indica a presença de
anaerobiose.
 88

A média encontrada para os afluentes dos biodigestores foi -369 mV. Os valores
médios do afluente no verão, inverno e primavera foram respectivamente: -351, -372 e -387
mV. No período do verão, a variação de valores foi de -207 (B5) a -451 mV (B8); no inverno
a faixa ficou entre -336 (B1) e -408 (B7); e na primavera foi de -305 (B1) a -437 mV (B2).
Henn (2005), monitorando o B1, encontrou valores inferiores, uma média -23,3 mV. Da
mesma forma, a faixa encontrada por Monteiro (2005) foi de -21 a +30 mV, em que autor
justifica os valores mais elevados devido a inserção de oxigênio na caixa de passagem nos
dias de vazões menores.
Quanto ao efluente, os valores médios obtidos nas três diferentes épocas do ano foram:
-350, -337 e -327 mV para verão, inverno e primavera, respectivamente. No verão, no
biodigestor B7 foi obtido um valor mais elevado de -71 mV, que pode ser atribuído a alguma
interferência na amostragem, como homogeneização insuficiente do efluente no ponto de
coleta (GUSMÃO, 2008). Com exceção do B7, nos demais biodigestores avaliados no verão,
os valores ficaram entre -308 (B6) e -414 mV (B3). No inverno houve uma variação de -287
(B6) a -363 mV (B1). No período da primavera os valores ficaram entre -170 (B1) e -365 mV
(B12), em que o B1 foi o único valor que ficou acima de -300 mV. Monteiro (2005)
encontrou no efluente valores entre -75 e -8 mV, o que, segundo o autor, apresenta baixa
anaerobiose.
De um modo geral os valores encontrados para o potencial redox garantem um bom
desempenho, pois de acordo com Gerardi (2003), para a sobrevivência das bactérias
anaeróbias e degradação do substrato, as maiores eficiências são alcançadas quando o
potencial redox apresenta valores entre -200 e -400 mV.

6.2.4 Demanda Química de Oxigênio - DQO

Os valores da concentração de DQO afluente (dejeto bruto) apresentam variação

elevada entre os biodigestores e entre as estações do ano avaliadas (Tabela B1, APÊNDICE
B), conforme as variações que foram encontradas na literatura pertinente também. A média
para os afluentes foi igual a 57,1 g/L. Na Figura 29 é possível visualizar esta variação entre os
diferentes biodigestores através do gráfico apresentado.
 89

DQO afluente (g/L)

180
160
140
120
100
80
60
40
20
0
B1 B2 B3 B4 B5 B6 B7 B8 B9 B10 B11 B12

CC UPL CT

Verão Primavera Inverno

Figura 29. Concentrações de DQO afluentes dos biodigestores.

Os biodigestores B1 e B2 (Tabela 17) fazem parte do sistema criação tipo Ciclo

Completo (CC). No entanto, por se tratarem de dois biodigestores pertencentes propriedades
suinícolas com características e manejo distintos, serão feitas apenas comparações entre
ambos e não serão estabelecidos valores médios para o tipo de criação Ciclo Completo.

Tabela 17. Concentração de DQO afluente no B1 e B2.

DQO afluente (g/L)

Biodigestor
Verão Inverno Primavera
B1 112,46 110,59 158,10
B2 50,82 18,75 17,15

Foi possível verificar que as maiores concentrações de DQO corresponderam ao B1,

que também apresentou, em campo, no momento da coleta, maior consistência no afluente
(dejetos brutos), além da presença de fração sólida, quando comparado aos demais
biodigestores. Esta característica é influenciada diretamente pela forma de manejo dos
animais e dos dejetos, em que são utilizados bebedouros do tipo ecológico para evitar o
desperdício de água. Além disso, o sistema de raspagem dos dejetos nas instalações diminui a
utilização constante de água, ocorrendo uma maior concentração da matéria orgânica, o que é
relevante para uma boa produção de biogás.
O biodigestor B1 sempre apresentou os valores mais elevados em todas as estações,
sendo que na primavera (158,10 g/L) foi o maior de todos. Monteiro (2005), que monitorou o
B1 num período de janeiro a setembro, chegou a encontrar valores de DQO afluente de 171
 90

g/L, enquanto a média no período foi de 85 g/L, ficando abaixo da concentrações encontradas
na presente pesquisa. O valor de pico observado pelo autor está acima dos obtidos neste
estudo, este aumento ocorreu no início de decaimento das temperaturas (final de outono) no
período de monitoramento, o que evidencia a influência da sazonalidade, principalmente em
relação ao consumo de água. É importante destacar que as coletas realizadas neste trabalho
foram pontuais, ao longo das três épocas avaliadas, o que diferencia da pesquisa de Monteiro
(2005) que consistiu em um monitoramento com intervalos de tempo constantes.
No biodigestor B2 não há bebedouros ecológicos, o que faz com que os valores de
concentração de DQO afluente sejam de duas a dez vezes menores em relação ao B1, embora
o número de suínos na granja correspondente ao B2 seja aproximadamente dezesseis vezes
maior. Para o B2 a concentração de DQO diminuiu nas demais épocas, a partir do verão, o
que pode estar relacionado a um possível aumento do consumo de água e/ou características do
manejo das instalações de alojamento dos suínos, aumentando a diluição das concentrações.
As concentrações do inverno e primavera ficam abaixo da máxima obtida Alves (2007) que
foi 23,60 g/L, o qual monitorou um biodigestor localizado também em Braço do Norte.
Na Tabela 18 são mostrados os valores médios de DQO e o seu respectivo desvio
padrão para os sistemas de criação tipo UPL e CT nas diferentes épocas do ano. Observa-se
que as concentrações mais elevadas predominaram no inverno, período que pode ser
caracterizado por menor desperdício de água, devido ao menor consumo por parte dos
animais e menor freqüência de higienização das instalações. Conforme já comentado
anteriormente, as concentrações de DQO apresentam variações nos diferentes biodigestores e
épocas avaliadas, que pode ser evidenciado pelos valores de desvio padrão apresentados na
Tabela 18.

Tabela 18. Média e desvio padrão da DQO afluente para os sistemas

UPL e CT.

Sistema de Média DQO Desvio Padrão

Período
criação (g/L) (±)
Verão 26,97 23,49
UPL Inverno 77,64 27,18
Primavera 43,42 26,04
Verão 48,68 32,16
CT Inverno 74,74 30,41
Primavera 51,08 18,92
 91

Os valores de DQO afluente variaram de 7,59 (B4) a 112,46 g/L (B1) no verão.
Valores envolvendo a concentração encontrada no B4 foram obtidos por Schoenhals, Frare e
Sarmento (2007), em um sistema de criação também do tipo UPL situado na região Oeste do
Paraná, os quais atingiram uma faixa entre 7,0 e 13,5 g/L de DQO; Fernandes e Oliveira
(2006), em um trabalho realizado em escala-piloto na UNESP, obtiveram valores de DQO
entre 7,5 e 11,6 g/L. Alves (2007), em um biodigestor em escala real para sistema de criação
do tipo CC , encontrou valores na ordem de 12 g/L, acima do que foi encontrado para o B4.
Pereira-Ramirez et al. (2004), analisando um reator UASB em Pelotas (RS), também
obtiveram valores superiores, em média 9,7 g/L de DQO. No inverno, a DQO ficou entre
18,75 (B2) e 110,59 g/L (B1). Na primavera, os valores permaneceram na faixa compreendida
entre 12,31 (B4) e 158,10 g/L (B1).
No sistema de criação tipo UPL, o valor mínimo e máximo da concentração de DQO
no verão foram 7,59 (B4), e 65,74 g/L no B7, respectivamente, e, a média encontrada foi de
26,97 g/L. No inverno, esta média elevou-se para 77,64 g/L, cujo valor é inferior a
concentração média de 85 g/L encontrada por Monteiro (2005) operando um biodigestor em
escala real, e ao valor obtido por Liu et al. (2009), que encontrou 89 g/L operando um reator
anaeróbio em escala laboratorial. A faixa de variação da concentração de DQO do sistema
UPL para o período de inverno foi de 52,22 (B5) a 104,59 g/L (B3). Para o B5, cujo valor
igual a 52,22 g/L, a concentração foi superior aos valores obtidos por Massé, Masse e Croteau
(2003), que operaram reatores em batelada e encontraram em torno de 48 g/L; e por Chae et
al. (2008) que obtiveram cerca de 45 g/L, operando reatores anaeróbios de bancada.
Na primavera, os valores de DQO no sistema UPL variaram entre 12,31 g/L (B4) e
76,72 g/L (B5), com valores médios de 43,42 g/L. Essa média de concentração é muito
próxima a obtida por Henn (2005), que operou um biodigestor em escala real, para o qual
obteve o valor de 43,40 g/L. Gosmann (1997), avaliando sistemas de armazenamento de
dejetos de suínos, encontrou uma concentração de 44,0 g/L para DQO. Oliveira e Higarashi
(2006) realizaram um estudo durante os meses de novembro e dezembro no município de
Concórdia, em que foram atingidos valores médios de DQO afluente de 42,5 g/L, aproximado
da média do sistema UPL.
Em relação ao sistema de criação tipo CT, no verão a variação da concentração de
DQO ocorreu entre 23,28 (B8) e 92,91 g/L (B11). O valor médio obtido para a concentração
de DQO (46,68g/l) é próximo ao encontrado nos dejetos de suínos caracterizados por Massé,
Masse e Croteau (2003), cujo valor foi 48,8 g/L. No período do inverno, os valores oscilaram
entre 48,20 (B9) e 105,38 g/L (B11), e a concentração média de 74,74 g/L. Na época da
 92

primavera, houve uma variação dos valores entre 35,40 (B10) e 75,35 g/L (B12) e a média
encontrada foi de 51,08 g/L, havendo uma queda em relação ao período do inverno (74,74
g/L) e se aproximando à média obtida no verão (48,68 g/L).
A Figura 30 mostra a DQO efluente nos diferentes biodigestores nas diferentes épocas
do ano.

DQO efluente (g/L)

80
70
60
50
40
30
20
10
0
B1 B2 B3 B4 B5 B6 B7 B8 B9 B10 B11 B12

CC UPL CT

Verão Primavera Inverno

Figura 30. Concentrações de DQO efluentes dos biodigestores.

Quanto à DQO efluente, os valores mais elevados foram encontrados no B11, do

sistema de criação tipo CT, com 64,08 g/L no verão e 76,17 g/L no inverno. Observa-se que
neste biodigestor ocorreu também, as menores eficiências (superiores apenas do B10 na
primavera) em termos de remoção da concentração de DQO, com 31% no verão e 27,7% no
inverno. Considerando, para o B11, que as concentrações efluentes foram as mais elevadas no
verão e no inverno e também as menores eficiências de remoção foram registradas neste
período, pode-se supor que este biodigestor apresentou problemas operacionais relacionados
ao desempenho da atividade anaeróbia. O período do inverno também apresentou a menor
vazão de biogás e concentração de metano, para o B11, como será descrito em seções
posteriores. Na primavera não foi possível calcular a eficiência devido ao fato da granja estar
sem suínos (abate) há 15 dias e, por este motivo, o biodigestor B11 não estava sendo
alimentado com dejeto bruto, porém, foi possível realizar as amostragens de biogás.
A menor eficiência encontrada para as épocas avaliadas bem como para os sistemas de
criação ocorreu no B10 (CT) na primavera, em que a remoção de DQO foi de apenas 20%. O
valor da DQO afluente no B10 foi mais baixo em relação às outras épocas, porém o efluente
 93

apresentou valores de saída superiores caracterizando assim uma menor eficiência para
remoção de DQO. No entanto, em relação a outros parâmetros (pH, Eh), não foram
observados valores fora dos limites recomendados pela literatura. Foi obtida uma média geral
para remoção de DQO em 72%. Na Figura 31 é apresentada a eficiência em termos de
remoção de DQO nos biodigestores para as diferentes épocas.

Remoção de DQO (%)

100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
B1 B2 B3 B4 B5 B6 B7 B8 B9 B10 B11 B12

CC UPL CT

Verão Primavera Inverno

Figura 31. Eficiência de remoção de DQO.

Em relação ao sistema tipo UPL, as maiores eficiências foram obtidas no B3, B6 e B7,
cujos valores foram acima de 90%, com exceção do B7 no período do inverno que foi 77,2%.
As menores eficiências alcançadas foram em relação ao B4, com 42,4% no verão e 58,4% na
primavera. No inverno, o menor valor o sistema UPL, foi no B5 (76,9%).
O biodigestor B1 apresentou eficiência de remoção entre 90 e 97% nas três épocas.
Operando este mesmo biodigestor, Henn (2005) obteve uma média de remoção, durante o
período de setembro a janeiro, em torno de 92%, já Monteiro (2005) observou eficiências de
até 98% quando as temperaturas ambientes foram mais elevadas e em torno de 65% quando
registradas as temperaturas mais baixas. Esta constatação pode justificar o fato de certos
biodigestores desta pesquisa terem apresentado menores eficiências no inverno, devido à
interferência da temperatura ambiente. No entanto, como neste trabalho foram feitas análises
pontuais, pode haver outros fatores não diagnosticados que interferiram nestas constatações.
Já em relação ao B2, a maior eficiência foi obtida no verão (93,2%) ficando cerca de
52,1% e 48,3%, no inverno e primavera, respectivamente. Quanto à DQO efluente, para o B2,
no verão foram encontradas concentrações médias de 3,41 g/L, aumentando para valores
 94

próximos de 9 g/L nas demais estações, o que também justifica a queda na eficiência de
remoção.
Quanto aos biodigestores B5, B6 e B9, estes não apresentaram eficiência de remoção
no verão, conforme constatado por Gusmão (2008).

6.2.5 Sólidos Totais – ST

A concentração de ST apresentou valores mais elevados no período do inverno, da

mesma forma que ocorreu com as concentrações de DQO. Este fato pode ser justificado pela
menor ocorrência de desperdício de água no inverno, tanto pelos bebedouros quanto pela
higienização das instalações em que os suínos se encontram alojados. A média atingida para o
afluente foi 56,6 g ST/L.
O biodigestor B3 apresentou valores de ST aproximadamente sete vezes superiores no
inverno, quando comparado às outras estações. Este fato pode ser atribuído ao descarte de
resíduos sólidos da fabricação de ração junto ao afluente do biodigestor neste período.
A Figura 32 representa as concentrações de ST afluentes (Tabela B2, APÊNDICE B).
Os dados faltantes referem-se ao B9 no verão, B4 e B12 no inverno e B11 na primavera.

ST afluente (g/L)
160
140
120
100
80
60
40
20
0
B1 B2 B3 B4 B5 B6 B7 B8 B9 B10 B11 B12

CC UPL CT

Verão Primavera Inverno

Figura 32. Concentrações de ST afluentes nos biodigestores nas diferentes épocas.

O B4 apresentou as menores concentrações de sólidos totais, 4,09 g/L e 11,09 g/L,

tanto no verão quanto na primavera. No entanto, mesmo a menor concentração obtida no B4 é
superior ao que foi encontrado por Ndegwa et al. (2007), nos dejetos brutos analisados em seu
experimento (reator de bancada em batelada), cujo valor foi de 3,56 g/L. Outros autores, em
 95

diferentes experimentos, encontraram concentrações nos dejetos brutos que estão dentro da
faixa de variação obtida no B4; Pereira-Ramirez et al. (2004) obteve 7,4 g/L, e, Alves (2007)
encontrou uma concentração média de ST correspondente a 8,5 g/L em um experimento em
escala real. No inverno, o menor valor obtido corresponde ao B2, com 17,73 g/L, aproximado
ao valor alcançado por Medri (1997) igual a 17,24 g/L, e superior a 14,32 g/L encontrado por
Cazarré (2000). A baixa concentração de sólidos pode estar relacionada a uma diluição que é
perceptível nos dejetos produzidos, devido ao uso inadequado da água nas instalações e pelo
fato de não haver bebedouros ecológicos.
Os valores mais elevados em cada época foram encontrados no B11 no verão, B3 no
inverno e B1 na primavera, com 152,18 g/L, 158,65 g/L e 142,17 g/L, respectivamente, os
quais são inferiores ao valor máximo encontrado por Monteiro (2005), ao monitorar o B1, que
encontrou 191 g ST/L. Esses valores, mais elevados em relação aos demais, podem estar
relacionados com o manejo de água nas instalações, sendo que nas granjas correspondentes
aos três biodigestores há somente bebedouros do tipo ecológico, os quais evitam o desperdício
de água, tornando a concentração afluente menos diluída.
As grandes variações nas concentrações de ST são encontradas na literatura e podem
estar associadas principalmente ao manejo e uso da água nos sistemas de criação de suínos.
Como já mencionado anteriormente, os biodigestores B1 e B2 possuem características das
propriedades suinícolas bem distintas, tanto em relação ao número de animais quanto ao
manejo adotado, apesar de ambos serem do sistema de criação tipo CC.
Dos dez biodigestores avaliados, observou-se que em nove destes houve aumento da
concentração de ST no inverno, baseado no que foi encontrado no verão. Na primavera, esse
aumento ocorreu em oito biodigestores, e em apenas um em relação ao inverno, o que
evidencia a probabilidade do menor consumo de água nos períodos mais frios.
Quanto ao efluente, o predomínio dos valores mais elevados de ST foi observado no
B11. Assim como os valores ST afluente, as concentrações de ST efluente (Figura 33) foram
mais elevadas no período do inverno, com destaque para o B11 seguido pelo B8, cujos
valores em eficiência de remoção foram de 50,1% e 35,5%, respectivamente. Porém a menor
eficiência de remoção de ST ocorreu no inverno e foi 15,7% para o B2, o que pode ser
caracterizado pela maior diluição do dejeto bruto em relação aos demais biodigestores que
apresentaram, em geral, o afluente menos diluído nessa época do ano. Esta observação foi
feita no momento das coletas das amostras, tanto pela consistência dos dejetos quanto pela
coloração. A diluição observada no afluente do biodigestor indica uma menor concentração de
sólidos, o que influencia o desempenho do mesmo para a remoção da matéria orgânica.
 96

ST efluente (g/L)
80
70
60
50
40
30
20
10
0
B1 B2 B3 B4 B5 B6 B7 B8 B9 B10 B11 B12

CC UPL CT

Verão Primavera Inverno

Figura 33. Concentrações de ST efluentes nos biodigestores nas diferentes épocas.

Observa-se que no verão a menor eficiência (Figura 34) foi de 38,9% (B5), enquanto
no inverno e na primavera foi de 15,7% (B2) e 17,3% (B10), respectivamente. No caso do B5
é possível observar que a concentração de ST afluente foi menor em relação às outras
estações, ou seja, houve diminuição na carga de sólidos e, por conseqüência, isso interferiu na
eficiência de remoção do biodigestor. Em relação ao B2, conforme já explicado, pode-se
atribuir uma maior diluição dos dejetos brutos nas épocas do inverno e primavera. No B10, o
que ocorreu foi o mesmo fato do B5 (decréscimo da concentração de sólidos). É possível
notar, em alguns casos, que quando ocorre uma diminuição na concentração afluente (ou
carga), há um decréscimo na eficiência do sistema.

Remoção de ST (%)
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
B1 B2 B3 B4 B5 B6 B7 B8 B9 B10 B11 B12

CC UPL CT

Verão Primavera Inverno

Figura 34. Eficiência de remoção de ST nos biodigestores nas diferentes épocas.

 97

O sistema que se mostrou mais eficiente em todas as épocas foi o B1, com eficiências
acima de 90%, e ainda superiores às obtidas por Henn (2005) e Monteiro (2005) que
operaram este biodigestor com eficiências de remoção de 88 e 85%, respectivamente. O
aumento da eficiência pode ser atribuído a uma melhor adaptação da biomassa presente, e
também pelo aumento das concentrações médias de ST no afluente, sendo, dessa forma, as
cargas aplicadas superiores.
Os biodigestores B3 e B6 apresentaram eficiências acima de 73% no decorrer das três
estações, e no B7 os valores de remoção de ST foram superiores a 87% em todas as épocas.
Alves (2007), operando um biodigestor em escala real obteve uma faixa de eficiências médias
com valores inferiores, entre 62 e 74%. A média geral das eficiências de remoção atingidas,
nos biodigestores avaliados, é igual a 68%.
O B2 apresentou uma elevada remoção de ST no verão (85,1%), aproximadamente
cinco vezes maior que nas demais estações. Na remoção de DQO também houve uma maior
eficiência no verão. Como o afluente demonstrava estar diluído em relação aos demais,
apresentou uma baixa concentração de matéria orgânica, que dificultou a atividade anaeróbia,
principalmente nos períodos de menores temperaturas.

6.2.6 Sólidos Voláteis – SV

As variações das concentrações de SV (Tabela B3, APÊNDICE B) têm relação às

oscilações de ST. Da mesma forma que ocorreu nas concentrações afluentes de DQO, os
valores de ST e SV sofreram variações entre os biodigestores analisados. Na Figura 35 é
mostrado o gráfico com as concentrações de SV afluente, cuja média é 40,4 g/L.
 98

SV afluente (g/L)
120
100
80
60
40
20
0
B1 B2 B3 B4 B5 B6 B7 B8 B9 B10 B11 B12

CC UPL CT

Verão Primavera Inverno

Figura 35. Concentrações de SV afluentes dos biodigestores.

Quanto ao sistema de criação tipo CC (Tabela 19), as concentrações de SV obtidas no

B2 ficaram numa faixa entre 10 e 13 g/L ao longo dos três períodos estudados, próximos aos
valores médios obtidos nos afluentes dos experimentos realizados por Medri (1997) e Cazarré
(2000) que foram em torno de 10 g/L, para estudos com lagoas de estabilização. Magbanua
Jr., Adams e Johnston (2001) obtiveram 9,4 g/L na caracterização dos dejetos brutos para um
experimento de bancada, e os pesquisadores Massé, Masse e Croteau (2003) encontraram 12,5
g/L. No B1 o valor máximo encontrado foi de 106,76 g/L no período da primavera, em função
das adequadas condições de manejo e uso da água, porém, esta concentração é inferior ao
valor máximo de SV encontrado por Monteiro (2005) monitorando este mesmo biodigestor,
cujo valor foi 166 g/L.

Tabela 19. Concentração de SV afluente no B1 e B2.

SV afluente (g/L)
Biodigestor
Verão Inverno Primavera
B1 41,01 66,48 106,76
B2 12,50 13,03 10,15

A Tabela 20 apresenta os valores médios da concentração dos SV afluente e o desvio

padrão, para os sistemas de criação tipo UPL e CT nas diferentes épocas do ano. É possível
notar que a maior concentração ocorre no período do inverno e a menor no verão. As médias
correspondentes ao período do inverno, 72, 18 g/L (UPL) e 69,52 g/L (CT), são superiores a
faixa recomendada por Oliveira (2005) que corresponde a uma concentração de SV entre 55 e
 99

65 g/L. O bom desempenho de um biodigestor em relação à produção do biogás depende da

concentração de sólidos voláteis existente, os quais são diretamente responsáveis pela
produção de biogás, sendo que quanto maior a concentração de SV na alimentação diária do
biodigestor, maior será a capacidade de produção do biogás (OLIVEIRA; HIGARASHI,
2006).

Tabela 20. Média e desvio padrão de SV afluente para UPL e CT.

Sistema de Desvio Padrão

Período Média SV (g/L)
criação (±)
Verão 12,60 8,35
UPL Inverno 72,18 32,23
Primavera 24,77 16,21
Verão 44,12 49,57
CT Inverno 69,52 40,24
Primavera 28,08 17,08

Assim como nas concentrações de ST, os valores médios de SV no período do inverno

foram os mais elevados tanto para UPL quanto para CT, e o desvio padrão mostra a oscilação
entre os diferentes biodigestores para as respectivas épocas e sistemas de criação. Esta
oscilação de concentração de SV é justificada pelas diferentes características de manejo dos
dejetos brutos, o uso da água e o fato das amostragens serem pontuais, porém, da mesma
forma que na literatura também são encontradas variações de resultados.
Foram registrados no B4, do sistema UPL, valores de SV afluente de 2,27 g/L no
verão, inferior ao registrado na pesquisa de Ndegwa et. al. (2008) que foi 2,75 g/L para um
experimento com reator de bancada. Na primavera, no B4, foi obtido o valor 6,34 g/L, o qual
é superior à concentração encontrada por Alves (2007), que foi 5,30 g SV/L em seu estudo; e
a 5,12 g/L obtido por Sánchez et. al. (2005) ao caracterizar o dejeto bruto que seria utilizado
em um UASB em escala de laboratório.
O valor máximo de SV obtido no sistema UPL, no verão, foi 24,54 g/L (B7). Este
valor, no entanto, é inferior ao obtido por Henn (2005) que foi 25,20 g/L e por Gosmann
(1997), em sua pesquisa com lagoas de armazenamento, que encontrou 26 g/L. No inverno, a
concentração máxima no sistema UPL chegou a 114,90 g/L (B3), valor mais elevado em
relação aos demais. Na época da primavera, no sistema UPL, a concentração chegou a 50,15
g/L (B5), valor superior ao obtido nos dejetos brutos caracterizados por Liu et al. (2009), em
escala de laboratório, que foi 49,90 g/L; e inferior às médias encontradas por Monteiro
(2005), igual a 53 g/L, e por Oliveira e Higarashi (2006) cujo valor foi 56,3 g/L.
 100

No sistema CT, os valores mais elevados foram registrados em relação ao B11,

semelhante à concentração do B3 no inverno, atingindo concentrações de 116,66 g/L no verão
e 114,34 g/L na época do inverno. No B12 na época do verão foi obtida uma concentração de
11,34 g/L e no B9, na primavera foi encontrado 13,57 g/L, valor próximo à faixa obtida no
B2.
Em relação às concentrações efluentes, os valores mais elevados foram encontrados no
B11 (Figura 36) com 29,92 g/L no verão e 45,70 g/L no inverno, os quais estão acima da
maior parte das concentrações de SV afluentes dos biodigestores estudados. Os biodigestores
B1 e B2 atingiram concentrações no verão de 0,76 e 0,95 g/L, respectivamente.

SV efluente (g/L)
50
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
B1 B2 B3 B4 B5 B6 B7 B8 B9 B10 B11 B12

CC UPL CT

Verão Primavera Inverno

Figura 36. Concentrações de SV efluentes dos biodigestores.

A remoção de SV é fundamental para conversão da matéria orgânica em metano, e,

conseqüentemente para formar um biogás de boa qualidade. É possível observar que alguns
casos (B3, B5, B6, B10) a remoção foi maior nos períodos do inverno e da primavera, o que
pode estar relacionado novamente com o menor desperdício de água nestas épocas e,
conseqüentemente, maior concentração de matéria orgânica nos dejetos. A média das
eficiências de remoção atingiu 75,5%.
O biodigestor B1, novamente, manteve a eficiência de remoção entre 94 e 98% nas
diferentes épocas do ano, valores superiores ao encontrado por Henn (2005) que obteve 92%.
O B2 conseguiu atingir uma eficiência de 92% no verão, decaindo para a faixa de 33 a 40%
nos períodos do inverno e primavera. Como os dejetos afluentes ao B2 possuem
características de diluição, é possível que nas épocas de menores temperaturas o biodigestor
tenha apresentado menores eficiências de remoção, já que as cargas de SV afluentes se
 101

mantiveram praticamente constantes. A Figura 37 representa a eficiência de remoção de SV.

Os dados faltantes no gráfico correspondem ao B4 e B9 no verão (não apresentaram
eficiências para SV), B4 e B12 no inverno (não foi avaliado devido a problemas
operacionais), e, B11 na primavera (não possível analisar o efluente do biodigestor).

Remoção de SV (%)
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
B1 B2 B3 B4 B5 B6 B7 B8 B9 B10 B11 B12

CC UPL CT

Verão Primavera Inverno

Figura 37. Eficiência de remoção de SV nos biodigestores.

No sistema de criação tipo UPL, a média de remoção mais elevada de SV foi 92,8% na
época do inverno, ficando entre 76 e 84% para as demais épocas, sendo esta faixa superior a
obtida por Alves (2007) 63,5 a 78% em sua pesquisa com biodigestor. No Sistema UPL, no
verão, a eficiência variou de 42,1% (B5) a 95,6% (B7). Já no inverno, as eficiências de
remoção para o sistema UPL ficaram acima de 87% para todos os biodigestores analisados, ou
seja, superiores à eficiência média obtida por Monteiro (2005) que foi 87%. Na primavera, a
faixa de variação ficou entre 56,5% (B4) e 96,1% (B6).
Da mesma forma que as concentrações de matéria orgânica variaram, as eficiências de
remoção também oscilaram entre os diferentes biodigestores. No sistema de criação tipo CT, a
maior eficiência média de remoção de SV foi obtida no verão chegando a 77,8%. No inverno,
a média de remoção foi de 64,2% e na primavera 54,8%, para o sistema CT. No verão variou
de 68,7% (B8) a 89,4% (B10); no inverno a remoção ficou entre 37,2% (B8) e 92,2% (B10) e
na primavera, oscilou de 23,6% (B10) a 67,9% (B9). É possível observar que no B10, o qual
atingiu a máxima eficiência no inverno, houve um decaimento para a menor eficiência na
primavera, este fato foi acompanhado pela diminuição da concentração de SV afluente (92
g/L para 17 g/L), ou seja, neste caso fica evidente que o aumento da carga orgânica influencia
no desempenho no biodigestor em termos de eficiência. Pelo fato das amostragens terem sido
 102

pontuais, não é possível identificar outros fatores intervenientes que possam ter contribuído
para estas alterações no decorrer do período em que foram realizadas as análises.
O elevado TDH de 40 dias auxilia na remoção orgânica, porém, o fator limitante para
remover matéria orgânica no tratamento de dejetos de suínos não é hidráulico, e sim baseado
carga orgânica de sólidos que alimenta o biodigestor, ou seja, os critérios de dimensionamento
e operacionais devem levar em conta a carga de sólidos aplicada.

Relação SV/ST

Os SV constituem o substrato das bactérias metanogênicas, sendo os responsáveis

diretos pela produção de biogás, ou seja, quanto maior a sua concentração na alimentação do
biodigestor maior será a capacidade de produção de biogás, os quais representam,
aproximadamente, 70 a 75% dos ST nos dejetos de suínos, (OLIVEIRA; HIGARASHI,
2006).
As relações SV/ST afluentes (Tabela B4, APÊNDICE B) se mantiveram numa faixa
de 56% (B4) a 79% (B11), em que cada biodigestor, ao longo da diferentes épocas, manteve
um percentual acima de 60%. A exceção foi o B4 que manteve entre 56 e 57%, conforme
observado na Figura 38.
A relação SV/ST indica a degradabilidade de um resíduo orgânico, e quanto maior for
este valor maior a capacidade de fermentação do resíduo, em que, se a relação SV/ST do
afluente for maior que 60% e a relação SV/ST do efluente for menor que 40%, indica que
ocorre mineralização da matéria orgânica e conseqüentemente há conversão dos SV para
biogás, ficando uma parte fica retida no interior do digestor (GUSMÃO, 2008).
 103

SV/ST Afluente (%)

90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
B1 B2 B3 B4 B5 B6 B7 B8 B9 B10 B11 B12

Verão Primavera Inverno

Figura 38. Relação SV/ST afluente.

Quanto à relação SV/ST efluente (Figura 39), na época do verão, apenas no B4, B5,
B8 e B11 foi acima de 40%. No inverno, em todos os biodigestores o percentual foi acima de
40%. Na primavera, apenas o B3 (39%) e o B6 (23%) atingiram percentuais abaixo de 40%.
Apesar do B3 e B6 terem apresentado concentrações de sólidos inferiores ao período do
inverno, obtiveram uma boa relação SV/ST efluente, o que indica que ocorreu mineralização
da matéria orgânica do afluente e/ou sedimentação dos sólidos, havendo também a conversão
de SV a biogás.

SV/ST Efluente (%)

80
70
60
50
40
30
20
10
0
B1 B2 B3 B4 B5 B6 B7 B8 B9 B10 B11 B12

Verão Primavera Inverno

Figura 39. Relação SV/ST efluente.

 104

Em alguns biodigestores, como é o caso do B8 e do B11, a relação SV/ST efluente

ultrapassou 60% (chegou a 65% e 69%), que é um percentual considerado para o afluente, da
mesma forma que concentração efluente deste foi biodigestor foi mais elevada. No entanto,
esta relação mais elevada se deu em biodigestores que atingiram níveis satisfatórios de
remoção de SV, casos que chegaram até 80 - 90% de eficiência.

6.3 CARGA ORGÂNICA VOLUMÉTRICA APLICADA

As cargas orgânicas volumétricas afluentes aplicadas (COVapli) (Tabela C1,

APÊNDICE C) nos biodigestores, baseadas nas concentrações de SV, são apresentadas na
Tabela 21 para as diferentes épocas do ano.

Tabela 21. Carga orgânica volumétrica aplicada.

Carga orgânica volumétrica

Sistema de (kg SV/m³.dia)
Biodigestor
criação
Verão Inverno Primavera
B1 0,39 0,64 1,02
CC
B2 0,03 0,03 0,03
B3 0,10 0,68 0,10
B4 0,03 * 0,09
UPL B5 0,12 0,64 0,47
B6 0,08 0,69 0,25
B7 0,20 0,29 0,21
B8 0,25 0,62 0,54
B9 * 0,54 0,24
CT B10 0,63 1,66 0,31
B11 3,92 3,90 *
B12 0,16 * 0,88
* Dados faltantes devido a problemas operacionais dos biodigestores (B4, B11, B12) ou de
amostragem (B9) no momento da coleta.

Da mesma forma que ocorreram grandes variações na concentração de SV entre os

biodigestores, a COVapli baseada neste parâmetro também oscila e, além disso, as diferentes
vazões e volume de cada digestor avaliado contribuem em função cálculo realizado.
De acordo com La Farge (1995), a carga orgânica média aplicada em reatores de fluxo
contínuo deve ser de 1,9 kg SV/m³.dia. Em uma pesquisa realizada na França por este mesmo
autor, com biodigestores de dejetos de suínos (providos de sistemas para agitação da
biomassa), em 64% dos digestores a carga orgânica volumétrica foi inferior à 2,5 kg
 105

SV/m³.dia, sendo que este valor ocorreu para os casos em que a concentração de SV esteve
acima de 60 g/L; dessa forma, o valor mínimo de carga orgânica obtida foi 1,66 kg SV/m³.dia.
Metcalf e Eddy (1982) recomendam que seja aplicada uma carga de 0,5 a 1,6 kg
SV/m³.dia para os digestores anaeróbios de baixa carga; e de 1,6 a 6,4 kg SV/m³.dia para os
digestores de alta carga (otimizados com agitação e aquecimento da biomassa).
O valor de carga orgânica volumétrica mínima obtido no presente estudo foi 0,03 kg
SV/m³.dia no B2, que pode ser atribuído ao valor da concentração de SV estar abaixo do que
é recomendado, e pelo fato do biodigestor possuir um volume elevado em relação aos demais,
cerca de 4.000 m³. O B4 (0,03 kg SV/m³.dia) também atingiu este mesmo valor em função da
concentração de SV.
As cargas mais elevadas foram encontradas no B11, 3,92 e 3,90 kg SV/m³.dia nos
períodos do verão e inverno respectivamente, acima do recomenda a literatura, o que pode
indicar a necessidade de um volume maior do biodigestor para reduzir a carga. Estas
concentrações podem ser justificadas pelas elevadas concentrações de SV e pelo volume do
biodigestor (123 m³). Esses valores estão acima da carga máxima sugerida por La Farge
(1995), para reatores anaeróbios com aquecimento que é 2,5 kg SV/m³.dia, e também estão na
faixa de digestores de alta carga recomendada por Metcalf e Eddy (1982).
No sistema UPL, a carga orgânica média aplicada foi de 0,10 kg SV/m³.dia para o
verão; 0,58 kg SV/m³.dia para o inverno e 0,22 kg SV/m³.dia para a primavera. Para a época
do verão o valor obtido (0,10 kg/SVm³) ficou mais próximo de 0,07 kg SV/m³.dia,
encontrado por Alves (2007) no estudo de uma lagoa anaeróbia (lembrando que a
configuração do biodigestor é do tipo lagoa anaeróbia coberta). Nos períodos do inverno e
primavera os valores obtidos ficaram acima da média encontrada Medri (1997) em uma lagoa
anaeróbia que foi 0,14 kg SV/m³.dia.
No sistema de criação tipo CT, a média obtida para o período de verão foi 1,24 kg
SV/m³.dia, no inverno chegou a 1,68 kg SV/m³.dia e na primavera reduziu para 0,49 kg
SV/m³.dia.
É possível notar que a maior parte dos biodigestores analisados no verão e primavera
estão operando com uma COVapli abaixo do limite mínimo, 0,5 kg SV/m³.dia, indicado por
Metcalf e Eddy (1982) para digestores que não são otimizados. No verão, foi apenas o B10
que atingiu a faixa citada (0,63 kg SV/m³.dia) e na primavera, o B1 atingiu 1,02 kg SV/m³.dia
e o B12 alcançou 0,88 kg SV/m³.dia.
No inverno, as médias das concentrações de SV foram maiores, resultando em cargas
mais elevadas. No biodigestor B9 a carga foi 0,54 kg SV/m³.dia, nos biodigestores B1, B3,
 106

B5, B6 e B8 a faixa, das cargas orgânicas volumétricas aplicadas, ficou entre 0,62 e 0,69 kg
SV/m³.dia. O B1 e B8 foram os que apresentaram cargas adequadas tanto no inverno como na
primavera. No B10, no período do inverno foi alcançada uma carga de 1,66 kg SV/m³.dia,
aproximadamente igual ao limite máximo (1,6 kg SV/m³.dia) estabelecido por Metcalf e Eddy
(1982) para digestores de baixa carga.
Nos biodigestores em que as cargas estão abaixo do que é recomendado na literatura,
significa que estes poderiam receber uma COVapli maior, ou seja, maiores concentrações de
ST e SV poderiam ser aplicadas, o que reflete em melhorias no manejo dos dejetos
produzidos e uso da água. Dessa forma, estes critérios poderiam ser levados em conta no
momento de dimensionar os biodigestores, o que resultaria em melhores condições
operacionais.

6.4 AVALIAÇÃO DO BIOGÁS

6.4.1 Concentração de gás metano (CH4)

A concentração de CH4 nos doze biodigestores avaliados (Tabela D1, APÊNDICE D)

se apresentou dentro da faixa recomendada pela literatura na maioria dos casos, sendo que,
conforme esperado, as maiores concentrações predominaram nas estações do verão e
primavera devido à atividade microbiana mais elevada destes períodos. A concentração média
de metano entre os biodigestores avaliados foi 61,5%. Na Figura 40 é ilustrado o gráfico com
as concentrações de metano para cada biodigestor nas épocas avaliadas.

Concentração de CH4 (%)

80
70
60
50
40
30
20
10
0
B1 B2 B3 B4 B5 B6 B7 B8 B9 B10 B11 B12

CC UPL CT

Verão Primavera Inverno

Figura 40. Concentração média de CH4 (%) nos biodigestores nas diferentes épocas.
 107

As concentrações de CH4 correspondentes ao biodigestor B1 variaram de 66 a 69%

durante as diferentes épocas do ano, com um desvio padrão entre 0,64 e 0,98, sendo que o
valor mais elevado foi obtido na primavera. A faixa de variação da concentração de biogás do
B1 está de acordo com Lagrange (1979), o qual considera que a composição do biogás possui
uma concentração de CH4 entre 50 e 70% e, com Pires (2000 apud Pinto, 2006) que considera
os valores de metano entre 50 a 75% do volume de biogás. Os valores encontrados para o B1
são superiores, no entanto, ao valor de 54,4% encontrado por Monteiro (2005), via
cromatografia gasosa, operando o mesmo biodigestor. Este aumento da concentração de
metano no biogás, com relação a estudos anteriores, pode estar relacionado à diferença entre
os métodos utilizados para avaliar a composição, e também a aspectos específicos do
biodigestor, como, por exemplo, o desempenho da biomassa em termos de bactérias
metanogênicas. O B2 também possui valores correspondentes aos encontrados em literatura,
com valores de CH4 variando entre 61 e 62,9%, e a maior concentração de metano também
ocorreu na primavera.
A Tabela 22 apresenta as concentrações médias de CH4 (%) obtidas e os respectivos
valores do desvio padrão. É possível observar que o valor máximo do desvio padrão foi
2,64% no B12 no período do verão, nos demais biodigestores ficou menor do que 1,0 para
todas as estações.

Tabela 22. Médias de CH4 e desvio padrão de cada biodigestor e época do ano.
Verão Inverno Primavera
Sistema
de Biodigestor Média Desvio Média Desvio Média Desvio
Criação CH4 (%) padrão (±) CH4 (%) padrão (±) CH4 (%) padrão (±)
B1 66,3 0,64 67,8 0,51 69,0 0,98
CC
B2 61,0 0,41 62,9 0,49 62,6 0,75
B3 67,7 0,45 65,9 0,77 68,7 0,68
B4 70,4 0,41 * 69,2 0,60
UPL B5 49,2 0,31 59,0 0,72 65,0 0,67
B6 67,6 0,43 67,9 0,67 68,7 0,62
B7 66,7 0,50 68,0 0,71 68,9 0,73
B8 64,3 0,87 56,5 0,71 59,7 0,82
B9 61,1 0,36 60,0 0,81 63,9 0,88
CT B10 69,1 0,49 52,7 0,55 53,7 0,68
B11 53,3 0,74 23,6 0,71 40,6 0,64
B12 62,2 2,64 * 59,1 0,99
*Dados faltantes devido a problemas operacionais dos biodigestores.

No sistema UPL, os valores mais baixos de concentração de CH4 foram obtidos no B5,
com 49,2% no verão, 59% no inverno e 65% na primavera, estando, ainda assim, de acordo
 108

com os dados de literatura. Sánchez et al. (2005) obteve, em um reator UASB de laboratório,
a concentração de 66% de CH4.
Os valores máximos obtidos nos biodigestores do sistema UPL foram: 70,4% (B4) no
verão, 68% (B7) no inverno e 69,2% (B4) na primavera, com destaque do B4 para duas
épocas. Os pesquisadores De Sutter e Ham (2005), em uma granja com aproximadamente dez
mil suínos em fase de crescimento terminação, com sistema de tratamento dos dejetos em
lagoa anaeróbia, atingiram um percentual de 71% de CH4, próximo à faixa máxima obtida no
sistema UPL da presente pesquisa. Ndegwa et al. (2007) obtiveram valores superiores às
concentrações encontradas nesta pesquisa; cerca de 70 e 75% de metano, trabalhando com
um reator de batelada em escala laboratorial tratando dejetos de suínos
Em relação ao sistema de CT, as menores concentrações de CH4 foram obtidas no
biodigestor B11, 53,3% no verão, 23,6% no inverno e 40,6% na primavera. Estes valores
apresentaram-se abaixo do esperado, nas épocas do inverno e primavera. A concentração de
metano encontrada no inverno é inferior aos valores mínimos encontrados na literatura, que
geralmente estão em torno de 40%. Na época do inverno, pode ter havido a contribuição das
baixas temperaturas na formação do metano.
A relação entre produção de maiores concentrações de metano no biogás, e a
influência das temperaturas, pode ser vista no estudo de Chae et al. (2008), que obteve
percentuais de CH4 de 44%, 55% e 71% em seus reatores anaeróbios de bancada na Coréia
do Sul, com as temperaturas variando de 25, 30 e 35 ºC respectivamente, o que mostra que ao
aumentar a temperatura ocorre também um aumento na concentração de metano no biogás.
No entanto, o estudo realizado por Hansen, Angelidaki, Ahring (1998) mostra que este
aumento ocorre até um limite. Os autores obtiveram 40, 51, 69 e 71% de metano, em reator de
bancada na Dinamarca, com as respectivas temperaturas de 60, 55, 45 e 37 ºC, comprovando
que temperaturas muito elevadas inibem as bactérias metanogênicas. Estes autores
trabalharam com sistema de aquecimento e controle de temperatura nos digestores.
A baixa concentração de metano no inverno, no B11, também ficou evidenciada pelo
fato do queimador (“flare”) não estar em funcionamento. Este fato ocorre devido à baixa
relação CH4/O2, que em função da elevada concentração de CO2 é incapaz de provocar a
combustão do gás. De acordo com informações do proprietário (B11), no período de inverno,
já havia duas semanas que o queimador não estava funcionando adequadamente, ou seja, não
estava queimando gás. A causa destas baixas concentrações deve estar relacionada a
problemas operacionais no biodigestor, não identificados nesta pesquisa. Quanto à baixa
concentração na primavera, infere-se que o motivo para os baixos valores de CH4 seja o
 109

“vazio sanitário” entre um lote de suínos e outro, em que já havia duas semanas que a granja
não recebia animais, o que causaria um desequilíbrio em relação à carga orgânica necessária
para a produção de metano.
Os valores máximos obtidos no sistema CT foram 69,1% (B10) no verão, 60% (B9)
no inverno e 63,9% (B9) na primavera. Assim como no sistema UPL, a maior concentração
foi obtida no verão e o B9 destacou-se em duas épocas. Um percentual próximo ao obtido no
B10 foi encontrado por Massé, Croteau, Masse (2007), 69,2% de CH4, tratando os dejetos de
suínos na fase de crescimento e terminação em reatores anaeróbios de bancada.
Concentrações de metano aproximadas à da faixa encontrada no sistema CT foram obtidas em
estudos realizados pelo Greeenhouse Technology Center (2002), em que alcançou 66,3% de
CH4 no biogás do digestor anaeróbio (lagoa coberta) em uma granja, nos Estados Unidos,
com aproximadamente cinco mil matrizes.
No entanto, foi possível observar que as concentrações médias da série de sólidos e
DQO no efluente dos biodigestores do sistema CT foram superiores em relação aos demais
sistemas, com destaque para o B11, em que praticamente todas estas concentrações foram
maiores em relação aos demais biodigestores em todas as épocas. Este fato aponta para uma
maior probabilidade destes biodigestores apresentarem problemas técnicos e operacionais, os
quais estariam interferindo na eficiência de remoção e na conversão da matéria orgânica em
metano. Dessa forma, a concentração de CO2 foi elevada no B11, fazendo com que o biogás
assumisse características de baixa qualidade em termos de valorização energética. A baixa
qualidade do biogás em termos de metano no B11 pode estar relacionada com essas elevadas
concentrações da série de sólidos e DQO no efluente, as quais resultaram de um desempenho
não satisfatório do biodigestor em termos de remoção da matéria orgânica e atividade
metanogênica da biomassa.

Análise descritiva e análise de variância

A seguir, serão mostradas as distribuições dos dados referentes à concentração de

metano para os sistemas de criação nas diferentes épocas do ano, o que corresponde à
estatística descritiva desses dados. Os gráficos são do tipo box plot (também chamados
diagramas de caixa) e permitem observar a dispersão dos dados de cada grupo. O gráfico é
dividido em quartis, apresenta mediana, máximo e mínimo (conforme apresentado na legenda
dos gráficos) que ainda estão dentro do intervalo de confiança dos dados, além dos outliers
 110

(valores discrepantes). A “caixa” concentra entre 25 e 75% dos dados analisados, onde fica
também a mediana.
Também foi realizada a análise de variância (ANOVA) e o teste de Tukey para fazer a
comparação entre as médias e verificar quais diferem entre si.
Para o sistema CC foi utilizado n=244, em que “n” é igual ao número de repetições
(leituras feitas no aparelho medidor de gases), abrangendo todos os biodigestores do sistema e
todas as estações, nos sistemas UPL e CT utilizou-se n=610 no verão e na primavera, e n=488
no inverno.
Na Figura 41, pode-se observar que o sistema CC não apresentou outliers. O sistema
CT apresentou o maior número de outliers, os quais apresentaram valores das concentrações
de CH4 entre 48 e 54%. As medianas da concentração de metano foram 62,7% para CT,
62,8% para CC e 67,4%, em relação ao sistema UPL. Observa-se que no período do verão, o
predomínio das maiores concentrações de metano se manteve no sistema UPL.

Verão

Median 25%-75% Non-Outlier Range Outliers

74
72
70
68
66
64
62
CH4 (%)

60
58
56
54
52
50
48
46
CC UPL CT
Sistemas de criação
Figura 41. Box plot representando distribuição dos dados de CH4 no verão.

Na Tabela 23 é mostrada a síntese do teste de Tukey (com 5% de significância), que

foi realizado para detalhar as diferenças significativas entre as médias de concentração de
metano constatadas na ANOVA, para os diferentes sistemas de criação no período do verão
 111

(os valores seguidos da mesma letra, no grupo Tukey, não diferem entre si ao nível de 5% de
significância).

Tabela 23. Média das concentrações de CH4 e Tukey para o verão.

Sistema de Média CH4 (%) -

Grupo Tukey
criação Verão
CC 63,6 a
UPL 64,3 a
CT 61,9 b

As médias dos sistemas CC e UPL não possuem diferença significativa, podendo ser
consideradas iguais pelo teste de Tukey. O sistema CT possui uma média com diferença
significativa em relação às demais.
Em relação à época do inverno (Figura 42) os gráficos box plot não apresentaram
pontos outliers, o que significa que para cada sistema de criação todos os dados estão dentro
do intervalo de confiança. As medianas do percentual de metano no biogás ficaram entre
53,7% (CT) e 66,7% (UPL), no sistema CC foi 65,2%.
O sistema CT foi o que apresentou uma maior amplitude do intervalo de confiança,
porém, abrangeu uma faixa de concentração contendo dados abaixo de 50% de CH4, que é
mínimo recomendado pela literatura, o que é atribuído aos valores atípicos de concentração
encontrados no B11 (23,6% no inverno).
 112

Inverno

Median 25%-75% Non-Outlier Range

80

70

60

50
CH4 (%)

40

30

20

10
CC UPL CT
Sistemas de criação
Figura 42. Box plot representando distribuição dos dados de CH4 no inverno.

Em relação ao teste de Tukey realizado para a época do inverno (Tabela 24), assim
como no verão, as médias dos sistemas CC e UPL não apresentaram diferença significativa,
sendo que apenas a média do CT se diferenciou, a qual foi influenciada principalmente pelo
B11.

Tabela 24. Média das concentrações de CH4 e Tukey para o inverno.

Sistema de Média CH4 (%) -

Grupo Tukey
criação Inverno
CC 65,4 a
UPL 65,2 a
CT 48,2 b

A distribuição dos dados na primavera (Figura 43) mostra que os sistemas UPL e CT
apresentaram valores discrepantes (outliers). As medianas obtidas variaram entre 58,9 e
68,7%, para os sistemas CT e UPL respectivamente e 64,3% no sistema CC.
 113

Primavera

Median 25%-75% Non-Outlier Range Outliers

75

70

65

60
CH4 (%)

55

50

45

40

35
CC UPL CT
Sistemas de criação
Figura 43. Box plot representando distribuição dos dados de CH4 na primavera.

Nas três diferentes épocas, a mediana (assim como a média) do percentual de metano
do sistema UPL foi superior à dos demais sistemas, seguida pelas medianas do CC e CT. O
comportamento do sistema CT está relacionado, principalmente, aos valores de CH4 mais
baixos obtidos no B11.
Na Tabela 25 é mostrada a síntese do teste de Tukey para os diferentes sistemas de
criação no período da primavera. As médias dos três sistemas de criação apresentaram
diferenças significativas entre si.

Tabela 25. Média das concentrações de CH4 e Tukey para a

primavera.

Sistema de Média CH4 (%) -

Grupo Tukey
criação Primavera
CC 65,8 a
UPL 68,1 b
CT 55,4 c
 114

6.4.2 Concentração de gás carbônico (CO2)

As concentrações de gás carbônico (Tabela D1, APÊNDICE D) foram obtidas

simultaneamente com as medições de metano. Na Tabela 26, os dados de cada biodigestor nas
diferentes épocas avaliadas são apresentados em forma de média com desvio padrão. As
concentrações de CO2 variam inversamente às concentrações de metano, isto é, se o
percentual de um desses gases estiver de acordo com o que recomenda a literatura, significa
que ambos estarão, pois constituem os principais componentes do biogás. Dessa forma, as
menores concentrações de CO2 irão corresponder às maiores de CH4. A média geral foi de
37,5% de concentração de gás carbônico.

Tabela 26. Valores médios e desvio padrão da concentração de CO2.

Verão Inverno Primavera
Sistema
de Biodigestor Média Desvio Média Desvio Média Desvio
Criação CO2 (%) padrão (±) CO2 (%) padrão (±) CO2 (%) padrão (±)
B1 32,5 0,54 30,1 0,42 29,5 0,43
CC
B2 37,9 0,78 35,3 0,42 36,2 0,38
B3 31,7 0,30 33,1 0,48 30,4 0,29
B4 29,1 0,27 * 30,2 0,49
UPL B5 50,3 0,29 40,3 0,29 34,2 0,30
B6 31,7 0,36 31,2 0,32 30,4 0,31
B7 32,4 0,33 31,2 0,41 30,0 0,34
B8 35,1 0,75 42,9 0,41 39,2 0,35
B9 38,3 0,31 38,8 0,30 35,0 0,37
CT B10 30,5 0,31 46,6 0,35 45,3 0,36
B11 46,0 0,78 75,1 0,45 58,5 0,37
B12 36,5 1,59 * 39,8 0,80
*Dados faltantes devido a problemas operacionais dos biodigestores.

Os maiores percentuais de CO2 foram registrados no B11 com 46% no verão, 75,1%
no inverno e 58,5% na primavera, com desvio padrão entre 0,37 e 0,78. Os percentuais de gás
carbônico, no B11, estão incompatíveis com os recomendados na literatura que são no
máximo de 40% (LAGRANGE, 1979; LA FARGE (1995); PIRES (2000 apud PINTO,
2006)). Pode-se supor que os elevados percentuais de CO2, ocorreram devido a problemas
operacionais que comprometeram a remoção de matéria orgânica e prejudicou o desempenho
do biodigestor, o que poderia ter inibido a atividade metanogênica das bactérias,
predominando a concentração do gás carbônico. A produção excessiva deste gás pode causar
 115

desequilíbrio no meio alterando os valores do pH (LA FARGE, 1995), o que desfavorece a

formação do metano.
As elevadas concentrações de gás carbônico comprometem o percentual ideal de
metano e a qualidade do biogás para fins de aproveitamento energético. No entanto, este fato
foi identificado no B11, em que houve períodos nos quais o queimador (flare) de biogás não
funcionou provavelmente devido à baixa proporção CH4/O2 que desfavorece a combustão do
gás, pois, segundo Oliveira e Higarashi (2006), para que ocorra a combustão do metano, deve-
se estabelecer uma relação entre o biogás e o ar, para permitir uma queima eficiente.
O B5 também apresentou valores mais elevados (Figura 44) de CO2, cerca de 50,3 e
40,3% nos períodos do verão e inverno, respectivamente. O B8, B9 e B12 apresentaram
concentrações entre 35 e 39%, as quais estão de acordo com Lagrange (1979), que recomenda
uma concentração de CO2 entre 35 e 40%, e com Pires (2000 apud Pinto, 2006), o qual
considera uma variação de 25 a 40%. Estes percentuais de CO2 obtidos ainda garantem uma
concentração de metano entre 55 e 60%, cujos valores estão dentro das faixas recomendadas
na literatura para garantir boa qualidade do biogás.

Concentração de CO2 (%)

80
70
60
50
40
30
20
10
0
B1 B2 B3 B4 B5 B6 B7 B8 B9 B10 B11 B12

CC UPL CT

Verão Primavera Inverno

Figura 44. Concentração de CO2 em relação a cada biodigestor nas diferentes épocas.

6.4.3 Concentração de gás sulfídrico (H2S) e de oxigênio (O2)

De acordo com La Frage (1995), a concentração de H2S no biogás pode variar entre
0,1 e 0,5%. No entanto, não foi possível medir a concentração de gás sulfídrico nos
 116

biodigestores, pois as leituras registradas superaram o limite do sensor (1000 ppm) instalado
no aparelho medidor de gases, o que seria equivalente a um percentual de 0,1%.
Com relação às concentrações de oxigênio presentes nas amostras de biogás analisadas
(Tabela D1, APÊNDICE D), os valores ficaram entre 0,43 e 1,99% de oxigênio no biogás, em
que o maior valor foi obtido no B1, na época do inverno. Lagrange (1979) e Pires (2000 apud
Pinto, 2006) recomendam que a concentração de O2 deve permanecer entre 0,1 e 1%. No
período do verão, os percentuais de O2 permaneceram, em sua maioria, inferiores a 1%
conforme indica a literatura, apenas o B1 e o B2 apresentaram concentrações acima deste
percentual. No inverno, o B1, B2, B9 e B11 atingiram valores acima de 1%; na primavera foi
o B1, B2, B7, B8, B9 e B12, porém o valor mais elevado foi 1,50% no B1, nos demais não
ultrapassou de 1,18%.

6.4.4 Produção de biogás

A produção (vazão) biogás foi determinada pela velocidade, temperatura do biogás e

pressão atmosférica local, obtendo-se assim as vazões pontuais de biogás produzido em cada
biodigestor (Tabela D2, APÊNDICE D).
No sistema CC, no B1, a vazão obtida foi de 1,10 e 1,64 m³/h para inverno e verão
respectivamente. Monteiro (2005), entre os meses de maio e julho, e Henn (2005), ao logo do
período de monitoramento do mesmo biodigestor (volume útil de 90 m³), ambos obtiveram
uma vazão intermediária, equivalente a média de 1,33 m³/h (32 m³/dia). Angonese (2006) em
seu experimento com biodigestor de dejetos de suínos no Paraná, com volume útil 50 m³,
obteve uma faixa próxima aos valores encontrados por este estudo, em que as vazões médias
variaram de 1,45 m³/h no verão (34,8 m³/dia) e 1,13 m³/h no inverno (27,1 m3/dia). Já
Oliveira e Higarashi, monitorando um biodigestor de 100 m³ no município de Concórdia,
obtiveram uma faixa de vazões de biogás mais elevada, em torno 1,67 m³/h na época do
inverno e 2,50 m³/h no verão.
O B2 apresentou a menor vazão (4,63 m³/h) no verão, ficando entre 11 e 14 m³/h, no
inverno e primavera, respectivamente. Os valores inferiores de vazão de biogás podem estar
relacionados com algum problema operacional nos biodigestores (não detectado nesta
pesquisa), ou em função de alguma interferência no momento da amostragem. Na Tabela 27 é
possível visualizar as vazões pontuais de biogás obtidas em campo, cuja média geral ficou em
5,69 m³/h.
 117

Tabela 27. Vazões pontuais de biogás de cada biodigestor nas diferentes

épocas.

Sistema de Vazão biogás (m³/hora)

Biodigestor
criação Verão Inverno Primavera
B1 1,64 1,41 1,10
CC
B2 4,63 13,76 11,26
B3 2,46 3,86 8,30
B4 6,06 * 5,36
UPL B5 4,50 5,10 6,98
B6 6,10 6,58 8,10
B7 5,13 4,39 6,98
B8 7,64 6,40 7,70
B9 7,04 4,36 5,52
CT B10 3,48 4,40 4,99
B11 6,63 4,40 4,63
B12 6,45 * 6,26
*Dados faltantes devido a problemas operacionais dos biodigestores.

No sistema UPL, o B3 destacou-se por apresentar a menor e maior vazão

respectivamente, com 2,46 m³/h no verão e 8,3 m³/h na primavera. O B6 também atingiu
valores mais elevados na primavera, vazão de 8,1 m³/h, próxima a encontrada no B3. Nas
demais estações, as vazões para o B6 ficaram entre 6,0 e 6,5 m³/h para verão e inverno
respectivamente. As vazões médias do sistema UPL foram 4,85 m³/h no verão, 4,98 m³/h no
inverno, aumentando para 7,14 m³/h na primavera. Foi possível observar que houve um
aumento de vazão em todos biodigestores do sistema UPL avaliados, em relação ao inverno,
porém a maior diferença ocorreu no B3, aumentando de 3,86 para 8,30 m³/h, influenciando
desta forma no aumento da média. Estes aumentos de vazão podem ser atribuídos com o
melhor desempenho do biodigestor em termos de temperatura da biomassa e/ou condições
operacionais propícias para a anaerobiose e formação do metano. Como já discutido
anteriormente, as concentrações de metano no sistema UPL também foram as mais elevadas,
sendo a maior delas na primavera, ou seja, as maiores vazões coincidiram com os maiores
percentuais de CH4, neste caso.
No sistema CT, os valores máximos de vazão predominaram no B8, entre 7,6 e 7,7
m³/h no verão e primavera respectivamente. O B9 e o B11 atingiram valores mais elevados no
verão, com vazões de 7,04 e 6,6 m³/h. As médias obtidas no sistema CT foram: 6,25 m³/h no
verão, 4,89 m³/h no inverno e 5,82 m³/h na primavera, com predomínio das maiores vazões no
verão. O predomínio de maiores vazões no verão, para o sistema CT, deve ter ocorrido em
 118

função de melhores condições de desempenho para estes digestores nesta época, em que
foram apresentadas as maiores eficiências em termos de remoção de DQO, sólidos totais e
voláteis.
As vazões de metano apresentaram um comportamento proporcional as suas
concentrações no biogás. Na Tabela 28 são mostradas as vazões de metano para cada
biodigestor nas diferentes épocas.

Tabela 28. Vazões de metano de cada biodigestor nas diferentes épocas.

Sistema de Vazão CH4 (m³/hora)

Biodigestor
criação Verão Inverno Primavera
B1 1,09 0,96 0,76
CC
B2 2,82 8,66 7,05
B3 1,66 2,54 5,70
B4 4,26 * 3,71
UPL B5 2,22 3,01 4,53
B6 4,12 4,47 5,56
B7 3,42 2,99 4,81
B8 4,91 3,62 4,59
B9 4,30 2,62 3,53
CT B10 2,40 2,32 2,68
B11 3,53 1,04 1,88
B12 4,01 * 3,70
*Dados faltantes devido a problemas operacionais dos biodigestores.

As oscilações de vazão nos mesmos biodigestores e/ou sistemas podem ser atribuídas
não só a problemas operacionais e metodológicos no momento da amostragem, mas também
ao fato destas medições serem obtidas de forma pontual, isto é, sem um monitoramento capaz
de identificar as possíveis interferências e alterações que podem contribuir na formação do
gás. No entanto, este estudo se justifica pelo levantamento de dados que podem servir de base
para o desenvolvimento de outras pesquisas.
A produção do biogás, bem como a formação metano, está relacionada com a
temperatura, a qual faz parte do cálculo para a estimativa da vazão. Na Figura 45 são
mostradas as temperaturas médias do biogás obtidas para cada biodigestor no momento da
amostragem em campo.
 119

Temperatura do biogás (°C)

40
35
30
25
20
15
10
5
0
B1 B2 B3 B4 B5 B6 B7 B8 B9 B10 B11 B12

CC UPL CT

Verão Primavera Inverno

Figura 45. Temperatura do biogás medida no momento da amostragem.

A temperatura do biogás se manteve próxima da temperatura ambiente medida in loco.

As temperaturas médias dos biodigestores foi 29,1 ºC no verão, 22,6ºC no inverno e 26,7ºC na
primavera, enquanto a temperatura ambiente para as respectivas épocas ficou 26,7ºC, 22ºC e
24,1ºC.

6.5 PRODUÇÃO DE BIOGÁS E METANO EM RELAÇÃO À CARGA ORGÂNICA

REMOVIDA DE SÓLIDOS VOLÁTEIS

O biodigestor B1 (Tabela 29) apresentou os valores: 1,14 m³ biogás/kg SVremov no

verão, 0,63 m³ biogás/kg SVremov no inverno e 0,30 m³ biogás/kg SVremov na primavera. De
acordo com Malina e Pohland Jr. (1992), a produção específica de biogás em relação à carga
de SV removida varia de 0,72 a 1,0 m³ biogás/kg SVremov; e para Metcalf e Eddy (2003), varia
de 0,75 a 1,12 m³ biogás/kg SVremov. O valor mínimo (0,30 m³ biogás/kg SVremov), encontrado
na primavera, é superior ao obtido por Magbanua Jr, Adams e Johnston (2001): 0,20 m³
biogás/kg SV em um experimento de bancada nos Estados Unidos.

Tabela 29. Produção específica de biogás no B1 e B2.

m³biogás/kg SVremov
Biodigestor
Verão Inverno Primavera
B1 1,14 0,63 0,30
B2 0,93 7,36 6,51
 120

O B2 apresentou valores da produção de biogás em relação à carga de SV removida

mais elevados no inverno (7,36 m³ biogás/kg SVremov) e na primavera (6,51 m³ biogás/kg
SVremov) que estão acima dos valores teóricos encontrados na literatura, isto pode ter ocorrido
em função das vazões de biogás serem mais elevadas, e por ter havido uma diminuição das
cargas de SV removidas em relação ao verão. Nesta estação a carga removida foi 119,2
kg/dia, enquanto no inverno e na primavera foram 44,9 e 41,5 kg/dia, respectivamente (Tabela
C2, APÊNDICE C).
A produção do biogás aumentou, para o B2, nos períodos do inverno (13,76 m³/h) e da
primavera (11,26 m³/hora), comparando ao verão que foi 4,63 m³/hora. Nos períodos de maior
vazão a remoção da carga de SV diminuiu, o que coincidiu para o aumento da relação
m³biogás/kgSVremov, isto é, foi momentâneo. Cabe ressaltar que foram medições pontuais, não
sendo possível determinar quais as variáveis de interferência, podendo ser de natureza
operacional ou dos fatores ambientais relativos à digestão anaeróbia.
No verão, a produção específica para o B2 foi de 0,93 m³ biogás/kg SVremov, devido à
uma maior remoção de SV, porém, a vazão de biogás medida foi cerca de quatro vezes menor.
A Figura 46 mostra as relações da produção de biogás (a) e da produção de metano (b)
estimadas em relação à carga orgânica de SV (sólidos voláteis) removida. Os dados faltantes
no gráfico são atribuídos ao fato de terem apresentado problemas operacionais que impediram
os procedimentos de campo.

Produção de biogás: m³biogás/kg SVremovido Produção de CH4: m³CH4/kg SVremovido

9 7
8 6
7
5
6
5 4
4 3
3 2
2
1 1
0 0
B1 B2 B3 B4 B5 B6 B7 B8 B9 B10 B11 B12 B1 B2 B3 B4 B5 B6 B7 B8 B9 B10 B11 B12

CC UPL CT CC UPL CT

Verão Primavera Inverno Verão Primavera Inverno

(a) (b)
Figura 46. (a) Relação da produção de biogás e carga de SV removida. (b) Relação da produção de metano e
carga de SV removida.
 121

Da mesma forma que ocorreu no B2, outros biodigestores apresentaram

comportamentos semelhantes, como é o caso do B5, B6 e B8 no verão; e do B3, B4 e B10 na
primavera.
As médias para o sistema UPL ficaram entre 3 e 4 m³ biogás/kg SVremov no verão e na
primavera, e 0,69 m³ biogás/kg SVremov no período do inverno, cujo valor compreende à faixa
de 0,72 – 1,0 m³ biogás/kg SVremov, indicada por Malina e Pohland Jr. (1992), e à de 0,75 –
1,12 m³ biogás/kg SVremov recomendada por Metcalf e Eddy (2003).
No sistema CT as médias no verão e primavera ficaram entre de 2 e 3 m³ biogás/kg
SVremov e no inverno 1,18 m³ biogás/kg SVremov, que situa-se próximo de 1,12 m³ biogás/kg
SVremov, cujo valor foi encontrado por Chae et al. (2008) em seu estudo realizado na Coréia do
Sul. A Tabela 30 apresenta as médias da produção de biogás em função da carga de SV
removida para os sistemas UPL e CT.

Tabela 30. Médias da produção específica de biogás.

Sistema de Média - m³biogás/kg

Período
criação SVremov
Verão 3,66
UPL Inverno 0,69
Primavera 4,00
Verão 2,16
CT Inverno 1,18
Primavera 3,37

A variação das faixas de produção de biogás, a partir da carga de SV removida

encontradas nesta pesquisa está relacionada, principalmente, com as diferentes concentrações
de SV obtidas entre os biodigestores. No entanto, é comum encontrar variações de dados
obtidos em experimentos com biodigestores de dejetos de suínos na literatura.
De modo geral, o comportamento da produção de metano e remoção de sólidos foi
semelhante ao que ocorreu em relação ao biogás (Tabela D3, APÊNDICE D), em que os
valores mais elevados se repetem para os mesmos biodigestores, como foi possível observar
na Figura 46.
No biodigestor B1 foram obtidos valores de 0,21 a 0,75 m³ CH4/kg SVremov. O B2
apresentou 0,57 m³ CH4/kg SVremov no período do verão, já no inverno e primavera foi acima
de 4 m³ CH4/kg SVremov. Na tabela 31 são apresentados os valores obtidos em B1 e B2.
 122

Tabela 31. Produção específica de metano no B1 e B2.

m³CH4/kg SVremov
Biodigestor
Verão Inverno Primavera
B1 0,75 0,43 0,21
B2 0,57 4,63 4,08

As médias da produção de metano em relação à remoção de SV no sistema UPL

foram: 2,23 m³ CH4/kg SVremov no verão, 0,45 m³ CH4/kg SVremov no inverno e 2,75 m³
CH4/kg SVremov na primavera. A média do verão foi igual ao que La Farge (1995) recomenda
como produção específica de metano em função da carga de SV removida: 0,45 m³ CH4/kg
SVremov. Nas demais estações as médias ficaram acima do que normalmente é encontrado na
literatura.
No sistema CT foi encontrado 1,37 m³ CH4/kg SVremov no verão, 0,65 m³ CH4/kg
SVremov no inverno e 1,94 m³ CH4/kg SVremov na primavera. A relação encontrada na época do
inverno está dentro de uma faixa que diversos autores, os quais realizaram pesquisas sobre a
digestão anaeróbia de dejetos de suínos, obtiveram. É uma faixa de valores situada entre 0,50
e 0,70 m³ CH4/kg SVremov (PAGILLA; KIM; CHEUBARN, 2000; HILL; TAYLOR; GRIFT,
2001; MØLLER et al., 2007; CHAE et al., 2008). O B1 e B2 também apresentaram em
determinadas épocas valores que se aproximam da faixa obtida por estes autores.
Na Tabela 32 são mostradas as médias obtidas nos sistemas UPL e CT.

Tabela 32. Médias da produção específica de metano.

Sistema de Média - m³CH4/kg

Período
criação SVremov
Verão 2,23
UPL Inverno 0,45
Primavera 2,75
Verão 1,37
CT Inverno 0,65
Primavera 1,94

Porém, houve biodigestores em que esta relação da produção de metano permaneceu

com valores mais baixos; 0,09 e 0,24 m³ CH4/kg SVremov (B11), 0,21 m³ CH4/kg SVremov (B1),
0,23 m³ CH4/kg SVremov (B3), entre outros. Tais resultados são aproximados à faixa
encontrada por Hansen, Angelidaki e Ahring (1998) que foi de 0,022 a 0,19 m³ CH4/kg
SVremov; e Magbanua Jr, Adams e Johnston (2001), que obtiveram 0,13 m³ CH4/kg SVremov.
 123

6.6 PRODUÇÃO DE BIOGÁS E METANO EM RELAÇÃO À CARGA ORGÂNICA DE

DQO REMOVIDA

Este parâmetro, relativo à produção específica de biogás e de metano (APÊNDICE D,

Tabela D4), é mostrado na Figura 47, em que os biodigestores B5, B6 e B9, no período do
verão, não constam no gráfico por não terem apresentado eficiência de remoção nesta época.
O B4, B12 (no inverno) e B11 (primavera) estão ausentes por terem apresentado problemas
operacionais que impediram os procedimentos de campo.

Produção de biogás: m³biogás/kg DQOremovida Produção de CH4: m³ CH4/kg DQOremovida

12 9
8
10
7
8 6
5
6
4
4 3
2
2 1
0 0
B1 B2 B3 B4 B5 B6 B7 B8 B9 B10 B11 B12 B1 B2 B3 B4 B5 B6 B7 B8 B9 B10 B11 B12

CC UPL CT CC UPL CT

Verão Primavera Inverno Verã o Primavera Inverno

(a) (b)
Figura 47. (a) Relação da produção de biogás e carga de DQO removida. (b) Relação da produção de metano e
carga de DQO removida.

De acordo com Malina Jr. e Pohland (1992), a produção teórica de biogás em relação à
carga de DQO é igual 0,5 m³ biogás/kg DQOremov. Os biodigestores que apresentaram valores
mais aproximados do indicado na literatura foram: o B1 no verão e o B6 no inverno, ambos
com 0,42 m³ biogás/kg DQOremov; o B10 no verão, 0,47 m³ biogás/kg DQOremov e o B12 na
primavera com 0,40 m³ biogás/kg DQOremov. O B1 no inverno e primavera, o B2 e o B10 no
inverno apresentaram valores inferiores a 0,40 m³ biogás/kg DQOremov, chegando a 0,20 m³
biogás/kg DQOremov . Os valores do B1 e B2 estão apresentados na Tabela 33.

Tabela 33. Produção específica de biogás no B1 e B2.

m³biogás/kg DQOremov
Biodigestor
Verão Inverno Primavera
B1 0,42 0,39 0,20
B2 0,23 3,28 3,16

O B4, que apresentou 11,67 m³ biogás/kg DQOremov, está entre os biodigestores que
apresentaram uma concentração de DQO afluente e eficiência de remoção mais baixas em
relação aos demais, o que coincide com esta elevada relação entre produção de biogás e carga
 124

de DQO removida (Tabela C3, APÊNDICE C), de forma semelhante ao que ocorreu na
produção de biogás em função da carga de SV removida. Lembrando que as medições foram
pontuais, não sendo possível determinar quais as variáveis de interferência, podendo ser de
natureza operacional ou dos fatores ambientais relativos à digestão anaeróbia.
Dos valores médios indicados na Tabela 34 apenas o sistema UPL, no período do
inverno, atingiu um valor mais aproximado do que é indicado na literatura.

Tabela 34. Médias da produção específica de biogás para

UPL e CT.

Sistema de Média - m³biogás/kg

Período
criação DQOremov

Verão 4,44
UPL Inverno 0,64
Primavera 2,22
Verão 1,53
CT Inverno 1,07
Primavera 1,70

Em relação à produção de metano em função da DQO removida, as médias

apresentadas no B1 variaram entre 0,14 e 0,28 m³ CH4/kg DQOremov (Tabela 35), atingindo
valores próximos à faixa obtida por Santana e Oliveira (2005), que variou entre 0,16 a 0,29 m³
CH4/kg DQOremov.

Tabela 35. Produção específica de metano no B1 e B2.

m³CH4/kg DQOremov
Biodigestor
Verão Inverno Primavera
B1 0,28 0,27 0,14
B2 0,14 2,06 1,98

Um valor teórico de produção de metano em função da carga de DQO removida é

recomendado pela literatura: 0,35 m³ CH4/kg DQOremov (MALINA E POHLAND JR. (1992);
LA FARGE (1995); METCALF E EDDY (2003)), porém, apenas o B10 atingiu um valor
mais aproximado, igual a 0,33 m³ CH4/kg DQOremov.
Na Tabela 36 são apresentadas as médias obtidas para os sistemas de criação de suínos
UPL e CT.
 125

Tabela 36. Médias da produção específica de metano para UPL

e CT.

Sistema de Média - m³CH4/kg

Período
criação DQOremov
Verão 3,11
UPL Inverno 0,42
Primavera 1,52
Verão 0,95
CT Inverno 0,54
Primavera 0,97

A média obtida no sistema UPL no período do inverno (0,42 m³ CH4/kg DQOremovida)

está próxima do que foi encontrado por Lourenço (2006), em torno de 0,43 m³ CH4/kg
DQOremovida. Da mesma forma que ocorreu na produção de biogás, o B4 atingiu um valor bem
elevado, 8,21 m³ CH4/kg DQOremovida, valor este acima dos teóricos encontrados na literatura,
cujas interferências, para este valor atípico, não foram identificadas.

6.7 PRODUÇÃO ESPECÍFICA DE BIOGÁS E DE METANO EM FUNÇÃO DO

VOLUME DOS BIODIGESTORES

A Figura 48 mostra as relações da produção de biogás (a) e da produção de metano (b)

relacionadas com o volume útil de cada biodigestor (Tabela D5, APÊNDICE D), isto é, com o
volume de dejetos. Tal relação pode auxiliar na determinação do dimensionamento de
biodigestores.

Produção de biogás: Produção de CH4:

m³biogás/m³biodigestor.dia m³CH4/m³biodigestor.dia
1,4 0,8
1,2 0,7
1,0 0,6
0,8
0,6 0,5
0,4 0,4
0,2 0,3
0,0 0,2
B1 B2 B3 B4 B5 B6 B7 B8 B9 B10 B11 B12 0,1
0,0
CC UPL CT

Verão Primavera Inverno Verã o Prima vera Inverno

(a) (b)
Figura 48. (a) Relação da produção de biogás e volume do biodigestor. (b) Relação da produção de metano e
volume do biodigestor.
 126

O B2 apresentou os menores valores da produção de biogás em relação ao volume do

biodigestor, em função do grande volume do biodigestor em relação aos demais (4.000 m³), a
variação foi de 0,028 a 0,083 m³biogás/m³.dia. Ferreira, Amaral e Lucas Jr. (2001) obtiveram
uma faixa entre 0,043 e 0,21 m³biogás/m³.dia, cujo valor inferior é intermediário à faixa
encontrada no B2. Já no B11, que apresenta o segundo menor volume útil (é maior apenas do
B1), com 123 m³, foi encontrada a maior relação: 1,29 m³biogás/m³.dia.
As médias no sistema UPL foram 0,33 m³biogás/m³.dia no verão, 0,32
m³biogás/m³.dia no inverno e 0,47 na primavera m³biogás/m³.dia. As relações apresentadas no
verão e no inverno se aproximam do que foi encontrado por Feinden et al. (2004 apud
Angonese et al., 2006) cujo valor é 0,29 m³ biogás/m³.dia.
No sistema CT foi obtida uma média de 0,70 m³biogás/m³.dia no verão, 0,60
m³biogás/m³.dia no inverno e 0,63 m³biogás/m³.dia na primavera, sendo que a última coincide
com o valor encontrado por Angonese et al. (2006) em sua pesquisa com biodigestor de
dejetos de suínos. Oliveira (2005), em um estudo com simulação de modelo matemático para
dimensionamento de biodigestores, obteve uma faixa de produção específica de biogás entre
0,70 a 1,0 m³biogás/m³.dia, variando o TDH (22 ou 30 dias), a temperatura (20 ou 35ºC) e a
carga orgânica volumétrica de sólidos voláteis.
Em relação à produção de metano, o B2 atingiu os menores valores de da produção de
metano em relação ao volume do biodigestor, entre 0,02 e 0,05 m³CH4/m³.dia, valores
inferiores ao mínimo encontrado por Oliveira e Foresti (2004), que obtiveram uma faixa entre
0,072 e 1,15 m³CH4/m³.dia.
No sistema UPL foi obtida uma média de 0,21 m³CH4/m³.dia no verão e no inverno, e
0,32 m³CH4/m³.dia na primavera. Quanto ao sistema CT, no verão foi encontrada uma relação
de 0,42 m³CH4/m³.dia, no inverno 0,27 m³CH4/m³.dia e na primavera 0,34 m³CH4/m³.dia.

6.8 RELAÇÃO DA PRODUÇÃO DE BIOGÁS E METANO POR SUÍNO

O número de suínos se manteve praticamente constante nas propriedades

correspondentes, exceto em casos nos quais as coletas coincidiram com o encaminhamento
dos animais para o abate.
No B1 (Tabela 37) houve uma variação de 0,028 m³biogás/matriz.h a 0,041
m³biogás/matriz.hora. A produção do B2 variou de 0,010 m³biogás/matriz.h a 0,023
m³biogás/matriz.h. A faixa do B1 chegou a atingir um valor máximo mais elevado, porém, em
 127

relação ao B2 e aos demais valores, estes foram inferiores ao recomendado pelo CCE (2000)
para uma matriz de ciclo completo, que é 0,036 m³biogás/matriz.h (0,866 m³/animal.dia).

Tabela 37. Produção de biogás por matriz no B1 e B2.

m³biogás/matriz.hora m³biogás/matriz.dia
Biodigestor
Verão Inverno Primavera Verão Inverno Primavera
B1 0,041 0,035 0,028 0,984 0,846 0,660
B2 0,010 0,029 0,023 0,232 0,688 0,563

Para o sistema CC e UPL, a produção de biogás e de metano foi estabelecida em

função do número de matrizes, pois o cálculo da produção de dejetos é baseado na quantidade
das mesmas, enquanto que para o CT foi considerado o número total de suínos. Na Tabela 38
são apresentadas as médias para os sistemas UPL e CT.

Tabela 38. Produção média de biogás em função do número de animais.

Sistema de Média - Média -

Período
criação m³biogás/animal.hora* m³biogás/animal.dia*
Verão 0,032 0,757
UPL Inverno 0,034 0,816
Primavera 0,049 1,175
Verão 0,010 0,246
CT Inverno 0,009 0,205
Primavera 0,009 0,219
* Para UPL: matriz.hora; para CT: suíno.hora.

No sistema UPL, a média de produção de biogás por matriz, na época do verão e do

inverno ficou em torno de 0,03 m³biogás/matriz.hora, e na primavera, 0,05 m³biogás/matriz.h.
Esta faixa abrange a relação indicada para uma matriz de UPL, que é 0,038 m³biogás/h (0,933
m³/animal.dia), indicado pelo CCE ( 2000).
No sistema CT, a média se manteve praticamente constante, em 0,01
m³biogás/suíno.h, para todas as épocas, valor recomendado por Oliveira et al. (1993), que
equivale a 0,24 m³biogás/suíno.dia.
Em relação ao metano, o B1 (Tabela 39) obteve, para as diferentes épocas do ano,
médias entre 0,019 m³CH4/matriz.h e 0,027 m³CH4/ matriz.h, as quais incluem o valor
recomendado pelo CCE (2000): 0,023 m³CH4/ matriz.h (0,563 m³CH4/animal.dia). No B2, a
média foi entre 0,006 e 0,018 m³CH4/matriz.h, inferior a recomendação do CCE (2000).
 128

Tabela 39. Produção de metano por matriz no B1e B2.

m³CH4/matriz.hora m³CH4/matriz.dia
Biodigestor
Verão Inverno Primavera Verão Inverno Primavera
B1 0,027 0,024 0,019 0,652 0,574 0,455
B2 0,006 0,018 0,015 0,141 0,433 0,353

No sistema UPL, no verão e inverno a média se manteve igual a 0,02 m³CH4/matriz.h

e 0,03 m³CH4/matriz.h na primavera. Esta faixa abrange os valores indicados pelo CCE
(2000) para uma matriz do sistema UPL, que é 0,025 m³CH4/matriz.h (0,606
m³CH4/matriz.dia).
Para o sistema CT, as médias ficaram entre 0,004 m³CH4/suíno.h e 0,006
m³CH4/suíno.h. Estas médias permaneceram inferiores ao que recomenda CCE (2000) para
suínos em terminação, 0,022 m³CH4/suíno.h (0,519 m³CH4/suíno.dia). Na Tabela 40 são
apresentadas as médias dos sistemas UPL e CT.

Tabela 40. Produção média de metano em função do número de animais.

Sistema de Média - Média -

Período
criação m³CH4/animal.hora* m³CH4/animal.dia*
Verão 0,021 0,492
UPL Inverno 0,022 0,535
Primavera 0,033 0,801
Verão 0,006 0,150
CT Inverno 0,004 0,101
Primavera 0,005 0,130
* Para UPL: matriz.hora; para CT: suíno.hora.

A partir dos resultados obtidos da relação da produção de biogás e metano (Tabela D6,
APÊNDICE D) em função do número animais abrangidos neste estudo, há a possibilidade de
ser feita uma estimativa dessa produção para os municípios (Braço do Norte e Concórdia) em
que foi realizada a pesquisa e para o Estado, que será abordado no item 6.9.1.
 129

6.9 REGIONALIZAÇÃO DE PARÂMETROS

6.9.1 Potencialidade de produção de biogás e metano

Para realizar esta estimativa considerou-se o número total de suínos (efetivo) em Santa
Catarina levantado pelo IBGE (2007) que corresponde a 7,156 milhões. Também foi
considerado o número de suínos para os municípios de Braço do Norte e Concórdia, 198,65 e
465,65 mil cabeças, respectivamente.
A partir das médias obtidas (item 6.8), em relação à produção de biogás e metano,
foram consideradas apenas aquelas obtidas para o sistema CT, cujo cálculo é baseado no
número total de suínos, pois nos outros sistemas é em função do número de matrizes.
As Tabelas 41, 42 e 43 mostram as estimativas referentes à regionalização dos
parâmetros, em termos de produção de biogás e metano, baseados no efetivo de suínos nos
municípios de Braço do Norte, Concórdia e para o estado de Santa Catarina.

Tabela 41. Estimativa da produção de biogás e metano para Braço do Norte.

Estimativa para Braço do Norte

Produção média*
( m³/hora) (mil m³/dia) (mil m³/mês) (milhões m³/ano)
0,009 (m³ biogás/suíno.hora)
Biogás 1788 43 1287 15
0,224 (m³ biogás/suíno.dia)
0,005 (m³ CH4/suíno.hora)
Metano 993 24 715 9
0,120 (m³ CH4/suíno.dia)
*Produção baseada nas médias obtidas para o sistema CT neste estudo.

Tabela 42. Estimativa da produção de biogás e metano para Concórdia.

Estimativa para Concórdia
Produção média*
( m³/hora) (mil m³/dia) (milhões m³/mês) (milhões m³/ano)
0,009 (m³ biogás/suíno.hora)
Biogás 4191 101 3 36
0,224 (m³ biogás/suíno.dia)
0,005 (m³ CH4/suíno.hora)
Metano 2328 56 2 20
0,120 (m³ CH4/suíno.dia)
*Produção baseada nas médias obtidas para o sistema CT neste estudo.
 130

Tabela 43. Estimativa da produção de biogás e metano para o Estado.

Estimativa para Santa Catarina
Produção média*
(mil m³/hora) (mil m³/dia) (milhões m³/mês) (milhões m³/ano)
0,009 (m³ biogás/suíno.hora)
Biogás 64 1546 46 556
0,224 (m³ biogás/suíno.dia)
0,005 (m³ CH4/suíno.hora)
Metano 36 859 26 309
0,120 (m³ CH4/suíno.dia)
*Produção baseada nas médias obtidas para o sistema CT neste estudo.

É possível verificar uma estimativa de 15 milhões de m³ biogás/ano para o município

de Braço do Norte, com 9 milhões de m³ CH4/ano. Para o município de Concórdia, a
capacidade de produção calculada é 36 milhões de m³ biogás/ano e 20 milhões de m³
CH4/ano. Já para o estado de Santa Catarina foi estimado um volume de 556 milhões de m³
biogás/ano e 309 milhões de m³ CH4/ano.

6.9.2 Parâmetros recomendados para aplicação em projetos de biodigestores

A partir dos resultados dos biodigestores que apresentaram o melhor desempenho foi
realizada a análise dos aspectos operacionais, como descrito nas proposições a seguir:

a) Carga orgânica volumétrica (COV) de sólidos voláteis aplicada (Kg SV/ m3. dia)

Considerando os biodigestores que apresentaram uma carga aplicada dentro das

recomendações da literatura, considerou-se a faixa de 0,54 (B9) a 1,66 Kg SVapli/ m3. dia
(B10), sendo que estes valores extremos foram atingidos no inverno. Foi feita uma média
geral dos valores que se são abrangidos pela faixa citada, sendo desconsiderada a separação
pela época do ano e sistema de criação.
Os biodigestores que apresentaram cargas aplicadas de acordo com a literatura foram:
• Verão: B10;
• Inverno: B1, B3, B5, B6, B8, B9 e B10;
• Primavera: B1 e B12.
A carga orgânica volumétrica média aplicada foi 0,8 Kg SVapli/ m3. dia, sendo desta
forma um parâmetro recomendado a partir desta pesquisa, que poderia ser considerado no
momento de dimensionar os biodigestores, auxiliando na obtenção de melhores condições
operacionais.
 131

b) Produção de gás metano (m3 CH4/ kg SVremov)

Baseado na literatura, foi considerado o valor 0,45 m3 CH4/ kg SVremov (LA FARGE,
1995) e a faixa entre 0,50 e 0,70 m³ CH4/kg SVremov (PAGILLA; KIM; CHEUBARN, 2000;
HILL; TAYLOR; GRIFT, 2001; MØLLER et al., 2007; CHAE et al., 2008). Os biodigestores
que apresentaram a produção de metano dentro de uma faixa mais aproximada do que é
indicado na literatura são descritos a seguir:
• Verão: B1, B2 e B10;
• Inverno: B1, B6 e B9;
• Primavera: B5.
Os valores extremos considerados para os biodigestores selecionados foram 0,40 (B6)
e 0,75 m3 CH4/ kg SVremov (B1), em que a média obtida entre estes valores foi 0,56 m3 CH4/
kg SVremov.
Em alguns dos biodigestores (B1, B5, B6, B9, B10) aqui apresentados, houve
coincidência com o parâmetro da carga orgânica volumétrica de SV aplicada (descrito acima),
em termos de melhor desempenho.

c) Produção de gás metano/animal (m³CH4/animal.dia)

De acordo com o que CCE (2000), o valor de 0,563 m³CH4/matriz.dia é recomendado

para o sistema CC, 0,606 m³CH4/matriz.dia para o UPL e para o sistema CT é 0,519
m³CH4/animal.dia. Fazendo-se uma média entre relações de produção de metano para os
diferentes sistemas descritos por CCE (2000) é obtido 0,56 m³CH4/animal.dia.
Para o cálculo deste parâmetro, na presente pesquisa, consideraram-se os valores mais
elevados para cada sistema de criação nas diferentes épocas, os quais ficaram entre 0,15 e
1,23 m³CH4/animal.dia, com o objetivo de obter o maior volume produzido por animal
(conforme a literatura). Os biodigestores considerados foram:
• Verão: B1, B7 e B9;
• Inverno: B1; B7; B8;
• Primavera: B1, B3 e B8.
Deste modo, foi efetuada a média entre esses valores atingindo 0,53
m³CH4/animal.dia, cujo valor é aproximado da média encontrada na literatura, podendo
auxiliar na concepção de projetos de biodigestores para a suinocultura.
 132

7. CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES

7.1 CONLUSÕES

Neste trabalho foram avaliados doze biodigestores de dejetos de suínos, visando à

produção de biogás juntamente com a determinação das eficiências. Para isso, foram
determinadas a composição e a vazão do biogás para cada biodigestor integrando à sua
capacidade de remoção de matéria orgânica. A partir destes dados foi possível fazer uma
estimativa do potencial de produção de biogás e de metano para regiões estudadas e para o
Estado, e estimar também parâmetros regionalizados com finalidade de serem utilizados para
o tratamento anaeróbio de dejetos de suínos através de biodigestores. De acordo com
condições de realização deste estudo, com base na revisão bibliográfica, metodologia e
discussão dos resultados obtidos, são apresentadas as seguintes conclusões:

As condições ambientais observadas para a digestão anaeróbia se apresentaram, na
maioria dos biodigestores, adequadas e compatíveis com a literatura; o pH, tanto para
o afluente quanto o efluente se manteve dentro da faixa da neutralidade, com
condições propícias para a atividade anaeróbia. O potencial redox também manteve
valores que indicam a anaerobiose e metanogênese, atingindo valores médios em cerca
de -300 mV. Em relação às temperaturas do afluente/efluente, essas se mantiveram
aproximadas da temperatura ambiente no momento das medições, sendo que as
médias não foram inferiores a 15ºC.

Os dejetos brutos apresentaram médias com 57,1 g/L de DQO; 56,6 g/L de ST; 40,4
g/L de SV. A média do pH e potencial redox para os dejetos brutos foram 7,65 e -369
mV, respectivamente.

A eficiência média geral de remoção de matéria orgânica atingida foi de 72% para
DQO, 68% para ST e 75,5% para SV. Em relação à DQO, os extremos de eficiência
remoção foram 27,7 (B11) a 97,3% (B1). Para os ST a eficiência variou de 15,7 (B2) a
96,5% (B1), e para o SV os extremos atingiram 23,6 (B10) e 98,1% (B1). Foi
possível verificar que as maiores eficiências de remoção de matéria orgânica foram
obtidas no B1.

As concentrações em termos de DQO, ST e SV na maioria dos biodigestores, para o
afluente, atingiram valores mais elevados no período do inverno, o que pode ser
 133

caracterizado pelo provável menor consumo e desperdício de água nas instalações,

devido às temperaturas mais baixas.

Quanto à composição do biogás, foram atingidas concentrações médias de CH4
esperadas e dentro das recomendações da literatura, indicando uma boa qualidade. A
média geral da concentração obtida nos biodigestores estudados foi 61,5%. A
concentração mínima encontrada foi 23,6% no B11 e o valor máximo foi 70,4% no
B4.

A concentração média de CO2 encontrada foi 37,5%. Não foi possível determinar as
concentrações de H2S, pelo fato destas ultrapassarem o limite do sensor (1000 ppm).

A média geral das vazões de biogás observadas foi 5,69 m³/h, sendo a mínima 1,10
m³/h (B1) e a máxima 13,76 m³/h (B2). As oscilações, registradas entre os diferentes
biodigestores, está associada às características operacionais de cada um, aos diferentes
volumes de dejetos produzidos e às características físico-químicas dos dejetos brutos.

Em relação à regionalização de parâmetros, foi estimado um potencial de produção de
biogás para o estado de Santa Catarina em torno de 556 milhões de m³ /ano, e em
relação ao metano foi 309 milhões de m³ /ano. Para o município de Braço do Norte, a
estimativa chegou 15 milhões de m³ biogás/ano e para o metano 9 milhões de m³ /ano.
Em relação ao município de Concórdia, a produção estimada de biogás atingiu 36
milhões de m³/ano, e o volume de CH4 chegou a 20 milhões de m³ /ano.

A carga orgânica volumétrica (COV) média encontrada foi 0,8 Kg SVapli/ m3.dia,
obtida em função dos biodigestores com melhor desempenho, sendo considerada
assim, um parâmetro recomendado a partir desta pesquisa. Esta relação (Kg SVapli/
m3.dia) poderia ser avaliada no momento de dimensionar os biodigestores, auxiliando
na obtenção de melhores condições operacionais, fazendo parte da regionalização de
parâmetros abordada neste trabalho.

Para o parâmetro da produção CH4 em relação à carga de SV removida, em que foram
considerados os biodigestores com melhor desempenho, a média obtida foi 0,56 m3
CH4/ kg SVremov. Em relação à produção de gás metano/animal, foi efetuada a média
entre os valores mais elevados dos biodigestores, atingindo 0,53 m³CH4/animal.dia.
 134

7.2 RECOMENDAÇÕES

As recomendações aqui apresentadas servem como sugestões para os trabalhos

futuros, que darão continuidade ao tema abordado nesta dissertação:

Realizar o monitoramento contínuo, ao longo de um tempo determinado, dos
biodigestores a serem avaliados, selecionando um biodigestor corresponde a cada
sistema de criação, de forma a obter um perfil dos parâmetros monitorados e a
caracterização do comportamento de cada biodigestor.

Viabilizar a instalação de hidrômetros nas granjas correspondentes aos biodigestores
estudados, de modo a controlar o consumo de água e determinar com maior precisão o
volume de efluente a ser tratado, bem como controlar as condições operacionais, como
a carga orgânica volumétrica de SV aplicada e o TDH necessário, para garantir melhor
eficiência de remoção de matéria orgânica e produção de biogás.

Acompanhar o manejo dos suínos e dos resíduos gerados (dejetos, restos de ração,
resíduos de medicamentos e produtos para higienização das instalações, entre outros),
durante o monitoramento dos biodigestores, com o objetivo de constatar as possíveis
interferências pontuais no desempenho da atividade anaeróbia (principalmente a
formação de metano) como as alterações de pH e potencial redox.

Realizar medições de vazão do biogás intercaladas ao longo de vinte e quatro horas,
de modo a obter maior precisão para esta variável.

Avaliar formas viáveis de aproveitar biogás produzido, para fins energéticos, como
uma fonte renovável para a geração de diferentes formas de energia.
 135

REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS

ALVES, R. G. C. M. Tratamento e valorização de dejetos da suinocultura através de

processo anaeróbio – operação e avaliação de diversos reatores em escala real. 2007. 149
p. Tese (Doutorado em Engenharia Ambiental). Universidade Federal de Santa Catarina,
Florianópolis, 2007.

ALVES, R. G. C. M.; BELLI FILHO, P.; PHILIPPI, L.S.; HENN, A.; MONTEIRO, L.W. S.
Digestores Anaeróbios para Tratamento de Dejetos Suínos-Avaliação de Partida para
Diferentes Configurações de Reatores. In: 23º Congresso Brasileiro de Engenharia sanitária
E Ambiental. Campo Grande, 2005. p. 1-7.

ANGONESE, A. R.; CAMPOS A. T.; PALACIO, S. M.; SZYMANSKI, N. Avaliação da

eficiência de um biodigestor tubular na redução da carga orgânica e produção de biogás
a partir de dejetos de suínos. 2006. Disponível em:
<http://paginas.agr.unicamp.br/energia/agre2006/pdf/56.pdf.> Acesso em: 12 de abr. 2009.

APHA. Standard Methods for the examination of water and wastewater. 21th ed.
Washington: American Public Health Association, 2005.

ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNINAS. NBR 10701: Determinação de

pontos de amostragem em dutos e chaminés de fontes estacionárias. 1989.

ATLAS, R. M.; BARTHA, R. Microbial ecology fundamentals and applications. Third

edition, USA, The Benjamin/Cummings Publishing Company, INC, 1993. 563p.

BELLI FILHO, P. Stockage et odeurs des dejections animales cas du lisier de porc. Thèse
de Doctorat de L’Univesrsité de Rennes I. France. 1995. 181 p.

BELLI FILHO, P.; CASTILHOS JR., A. B.; COSTA, R. H. R.; SOARES, S. R.; PERDOMO,
C. C. Tecnologias para o tratamento de dejetos suínos. Revista Brasileira de Engenharia
Agrícola e Ambiental, Campina Grande-PB, v. 5, n. 1, p. 166-170, jan./abr. 2001.

BELLI FILHO, P.; SILVA, G. P.; SANTO, C. L.; LISBOA, H. M.; CARMO JR., G. N.
Avaliação de impactos de odores em bacias hidrográficas com produções de suínos.
Engenharia Sanitária Ambiental, vol.12, n.3, p. 252-258. 2007.

BRAÇO DO NORTE. Características e clima. Disponível em:

<http://www.bracodonorte.sc.gov.br/conteudo/?item=13221&fa=1965&PHPSESSID=f2057b
6c37bd52f1cd479deb6733dddb>. Acesso em: 20 mai. 2009.

CAMPOS, C. M. M.; MOCHIZUKI, E. T.; DAMASCENO, L. H. S.; BOTELHO, C. G.

Avaliação do potencial de produção de biogás e da eficiência de tratamento de reator
anaeróbio de manta de lodo (UASB) alimentado com dejetos de suínos. Ciência e
Agrotecnologia, Lavras, v. 29, n. 4, p. 848-856, jul/ago., 2005.
 136

CARMO JR., G. N. R. Aplicabilidade do reator anaeróbio de fluxo ascendente com

manta de lodo (UASB) para o tratamento de resíduos líquidos da suinocultura. 1998, 69
p. Dissertação (Mestrado em Engenharia Ambiental). Universidade Federal de Santa Catarina,
Florianópolis, 1998.

CAZARRÉ, M. M. Otimização de lagoas anaeróbias para o tratamento de dejetos de

suínos. 2001, 98 p. Dissertação (Mestrado em Engenharia Ambiental). Universidade Federal
de Santa Catarina, Florianópolis, 2001.

Centro para a Conservação de Energia - CCE- Guia Técnico de Biogás. ADENE – Agência
para a Energia, Amadora, Portugal, 2000. 106 p.

CHAE, K. J.; JANG A.; YIM S. K.; KIM, I. S. The effects of digestion temperature and
temperature shock on the biogás yields from the mesophilic anaerobic digestion of swine
manue. Bioresource Techonology, v.99, p. 01-06, 2008.

CHERNICHARO, C. A L. Reatores Anaeróbios. Princípios do Tratamento Biológico de

Águas Residuárias. Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental – Universidade
Federal de Minas Gerais. v. 5. Belo Horizonte, 1997. 245 p.

CONCÓRDIA. Dados do território e estatísticas do município. Disponível em:

<http://www.concordia.sc.gov.br/municipio.htm#>. Acesso em: 20 mai. 2009.

COSTA, C. C. da. Avaliação de sistema anaeróbio (RAC – UASB) no tratamento de água

residuária de suinocultura e aplicação via fertirrigação, em feijão-vagem cultivado em
ambiente protegido. 2007. 174p. Tese (Doutorado). Universidade Federal de Lavras, Lavras,
2007.

COSTA, D. F. da. Geração de energia elétrica a partir do biogás de tratamento de esgoto.

2006. 194p. Dissertação (Mestrado em Energia). Universidade de São Paulo, São Paulo, 2006.

DARTORA, V.; PERDOMO, C. C.; TUMELERO, I. L. Manejo de dejetos de suínos. In:

Boletim Informativo de Pesquisa - Embrapa Suínos e Aves e Extensão - EMATER/RS.
BIPERS nº 11, ano 7. Concórdia. 1998. 32 p.

DENG, L.; CAI, C.; CHEN, Z. The treatment of pig slurry by a full-scale anaerobic-adding
raw wastewater-intermittent aeration process. Biosystems engineering, v. 98, p. 327-334,
2007.

DE SUTTER, T. M.; HAM, J. M. Lagoon-biogas emissions and carbon balance estimates of a

swine production facility. Journal of Environmental Quality, v. 34, p. 198-206, 2005.

ENSINAS, A. V. Estudo da geração de biogás no aterro sanitário Delta em Campinas -

SP. 2003, 145p. Dissertação (Mestrado em Engenharia Mecânica) - Universidade Estadual de
Campinas, Campinas, 2003.
 137

FENG, C.; SHIMADA S.; ZHANG, Z.; MAEKAWA, T. A pilot plant two-phase anaerobic
disgestion system for bioenergy recovery from swine wastes and garbage. Waste
Management. 1-8 p. 2007.

FERNANDES, G. F. R.; OLIVEIRA, R. A. de. Desempenho de processo anaeróbio em dois

estágios (reator compartimentado seguido de reator UASB) para tratamento de águas
residuárias de suinocultura. Engenharia Agrícola, Jaboticabal, v. 26, n. 1, p 243-256. 2006.

FERREIRA, F. L. A.; AMARAL, L. A.; LUCAS JR.; J. Desempenho do reator de fluxo

ascendente com leito de lodo (UASB) na redução do poder poluente de águas residuárias da
suinocultura. Holos Environment, v. 1, n. 2, p. 228-237, 2001.

FRONDIZI, I. M. R. L. (Coord. Geral). O mecanismo de desenvolvimento limpo: guia de

orientação 2009. 136 p. Rio de Janeiro, 2009. Disponível em:
<http://www.mct.gov.br/upd_blob/0202/202614.pdf >. Acesso em: 19 jun. 2009.

GERARDI, Michael M. The microbiology of Anaerobic Digestors. John Wiley & Sons,
Inc.,New Jersey, USA, 2003. 177 p.

GOSMANN, H. A. Estudos comparativos com bioesterqueira e esterqueira para o

armazenamento e valorização dos dejetos de suínos. 1997. 126 p. Dissertação (Mestrado
em Engenharia Ambiental). Universidade Federal de Santa Catarina, Florianópolis, 1997.

GREENHOUSE GAS TECHNOLOGY CENTER. Test and quality assurance plan swine
waste electric power and heat production systems: Capstone MicroTurbine And Martin
Machinery Internal Combustion Engine. Estados Unidos: EPA, nov. 2002. 116p. Disponível
em: <http://www.epa.gov/etv/pubs/sriusepaghgqap22.pdf>. Acesso em: 08 dez. 2008.

GUSMÃO, M. M. F. C. C. Produção de biogás em diferentes sistemas de criação de

suínos em Santa Catarina. 2008. 170 p. Dissertação (Mestrado em Engenharia Ambiental).
Universidade Federal de Santa Catarina, Florianópolis, 2008.

GUSMÃO, M. M. F. C. C.; DAL MAGO, A.; ARAUJO, I. S.; OLIVEIRA, P. A. V.; BELLI
FILHO, P. Diagnostico da produção de biogás em reatores anaeróbios no tratamento de
dejetos de suinos em Santa Catarina. In: 31º Congresso Interamericanos de Ungenieria
Sanitaria y Ambiental, 2008, Santiago. 31º Congresso Interamericanos de Ungenieria
Sanitaria y Ambiental. Santiago : AIDIS, 2008. v. 31. p. 1-11.

HANSEN, K. H.; ANGELIDAKI, I.; AHRING, B. K. Anaerobic Digestion of Swine Manure:

Inhibition by Ammonia. Water Research, v. 32, n. 1, p. 5-12, 1998.

HENN, A. Avaliação de dois sistemas de manejo de dejetos em uma pequena

propriedade produtora de suínos – condição de partida. 2005, 157p. Dissertação
(Mestrado em Engenharia Ambiental). Universidade Federal de Santa Catarina, Florianópolis,
2005.
 138

HENN, A.; BELLI FILHO, P.; PHILIPPI, L.S. Comportamento de partida e avaliação de
um sistema de tratamento e armazenamento de dejetos de suínos em uma pequena
propriedade rural no município de Braço do Norte – SC. In: 23º Congresso Brasileiro de
Engenharia Sanitária e Ambiental. Campo Grande, 2005. p. 1-7.

HILL, D. T.; TAYLOR, S. E.; GRIFT, T. E. Simulation of low temperature anaerobic

digestion of dairy and swine manure. Bioresource Technology, v. 78, p. 127-131, 2001.

Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística - IBGE. Produção da Pecuária Municipal

2007. Volume 35. 62p. Rio de Janeiro, 2008. Disponível em:
<http://www.ibge.gov.br/home/estatistica/economia/ppm/2007/ppm2007.pdf>. Acesso em: 19
jun. 2009.

Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística - IBGE. Cartograma: Pecuária 2007: Suínos –

efetivos dos rebanhos–(cabeças). 2007. Disponível em:
<http://www.ibge.gov.br/cidadesat/cartograma/mapa.php?uf=42&codMun=420280&tema=pr
odpec2007&codv=v06&tituloTema=Pecuária%202007&titulo=Suínos%20-
%20efetivo%20dos%20rebanhos&unidade=cabeças&legenda=&lang>. Acesso em: 19 jun.
2009.

Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística - IBGE. Mapas Interativos. Disponível em:

http://mapas.ibge.gov.br/clima/viewer.htm. Acesso em: 29 mai. 2009.

IPCC - Intergovernmental Panel on Climate Change. Summary for Policymakers. In: Climate
Change 2007: The Physical Science Basis. Contribution of Working Group I to the Fourth
Assessment Report of the Intergovernmental Panel on Climate Change, 2007. Diponível em <
http://www.ipcc.ch/pdf/assessment-report/ar4/wg1/ar4-wg1-spm.pdf> Acesso em: 18 set.
2008.

LA FARGE, B. d. Le biogas – Procédés de fermentation méthanique. Paris: Masson, 1995.

237 p.

LAGRANGE, B. Biomethane: principes, techiniques, utilizations. Édisud/Énergies

alternatives. Aix-en-Provence, 1979. 246 p.

LIMA. G. J. M. M.; NONES, K. A influência da nutrição sobre o potencial poluente dos

dejetos de suínos. In: IX CONGRESSO BRASILEIRO DE VETERINÁRIOS
ESPECIALISTAS EM SUÍNOS. Anais... Belo Horizonte, 1999. p. 92 – 106.

LIMA, M. A.; PESSOA M. C. P. Y.; LIGO, M. A. V. Emissões de metano da pecuária. In:

BRASIL. Ministério da Ciência e Tecnologia. Primeiro inventário brasileiro de emissões
antrópicas de gases de efeito estufa: relatórios de referência. Brasília, DF, 2006. 77p.
Disponível em: < http://www.mct.gov.br/upd_blob/0008/8806.pdf>. Acesso em: 15 ago.
2008.
 139

LIU, K.; TANG, Y. Q.; MATSUI, T.; MORIMURA, S.; WU, X. L.; KIDA, K. Thermophilic
anaerobic co-digestion of garbage, screened swine and dairy cattle manure. Journal of
Bioscience and Bioengineering, v. 107, n. 1, p. 54-60, 2009.

LOURENÇO, A. M. P. Desempenho de um sistema composto de reator UASB filtro

anaeróbio e lagoa aerada facultativa para o tratamento das águas residuárias da
suinocultura. 2006. 129 p. Dissertação (Mestrado em Engenharia Agrícola). Universidade
Federal de Lavras, Lavras, 2006.

MAGBANUA JUNIOR, B. S.; ADAMS, T. T.; JOHNSTON, P. Anaerobic codigestion of

hog and poultry waste. Bioresource Technology, v. 76, p. 165-168, 2001.

MALINA JR, J. F.; POHLAND, F. G. Design of anaerobic processes for the treatment of
industrial and municipal wastes. Vol. 7. Water Quality Manegement Library. USA, 1992.
214 p.

Mapa Interativo de Santa Catarina. Disponível

em:<http://www.mapainterativo.ciasc.gov.br/>. Acesso em: 29 mai. 2009.

MASSÉ, D. I.; MASSE, L.; CROTEAU, F. The effect of temperature fluctuations on

psychrophilic anaerobic sequencing batch reactors treating swine manure. Bioresource
Technology, v. 89, p. 57-62, 2003.

MASSÉ, D. I.; CROTEAU, F.; MASSE, L. The fate of crop nutrientts during digestion of
swine manure in psychrophilic anaerobic sequencing batch reactors. Bioresource
Technology, v. 98, p. 2819-2823, 2007.

MASSOTTI, Z. Viabilidade Técnica e economia do biogás a nível de propriedade. In: Curso

de capacitação em práticas sustentáveis. Treinamentos 2002. PNMA II, Embrapa Suínos e
Aves. Concórdia. p. 102 – 108. 2002.

MEDRI, W. Modelagem e otimização de sistemas de lagoas de estabilização para

tratamento de dejetos suínos. 1997. 206 p. Tese (Doutorado em Engenharia Ambiental).
Universidade Federal de Santa Catarina, Florianópolis, 1997.

METCALF & EDDY. Wastewater engineering: treatment and reuse. 4a ed., New York:
McGraw-Hill, 2003.

METCALF & EDDY. Wastewater engineering treatment disposal. McGraw-Hill

Publishing Company LTD. TMH edition. New York, 1982.

MILLS, I.; CVITAS, T.; HOMANN, K.; KALLAY, N. KUCHITSU, K. Quantities, units
and symbols in physical chemistry. Oxford: Blackwell Scientific Publications, 1993. 165p.

MIRANDA, C. R. Avaliação de estratégias para sustentabilidade da suinocultura. 2005.

264 p. Tese (Doutorado em Engenharia Ambiental). Universidade Federal de Santa Catarina,
Florianópolis, 2005.
 140

MØLLER, H. B.; SOMMER, S. G.; AHRING, B. K. Methane productivity of manure, straw

and fractions of manure. Biomass and Bioenergy, v. 26, p. 485-495, 2004.

MØLLER, H. B.; NIELSEN, A. M.; NAKAKUBO, R.; OSLEN, H. J. Process performance of

biogas digesters incorporating pre-separated manure. Livestock Science, v. 112, p. 217-223,
2007.

MONTEIRO, L. W. S. Avaliação do desempenho de dois sistemas em escala real para o

manejo dos dejetos suínos: lagoa armazenamento comparada com biodigestor seguido
de lagoa de armazenamento. 2005. 146 p. Dissertação (Mestrado em Engenharia
Ambiental). Universidade Federal de Santa Catarina, Florianópolis, 2005.

NDEGWA, P. M.; HAMILTON, D. W.; LALMAN, J. A.; CUMBA, H. J. Effects of cycle-

frequency and temperature on the performance of anaerobic sequencing batch reactors
(ASBRs) treating swine waste. Bioresource Technology, p. 1-9, 2007.

OGLIARI, P. J.; ANDRADE, D. F. Estatística básica aplicada às ciências agronômicas e

biológicas: com noções de experimentação. Apostila de aula. Florianópolis, SC. 352 p. 2004.

OGLIARI, P. J.; PACHECO, J.A. Análise estatística usando o STATISTICA® 6.0. Apostila de
aula. Florianópolis, SC. 131 p. 2004.

OLIVEIRA, P. A. V. et al. Manual de manejo e utilização dos dejetos de suínos.

EMBRAPA-CNPSA, Concórdia, 1993. 188 p.

OLIVEIRA, P. A. V. Produção e manejo de dejetos suínos. In: Curso de capacitação em

práticas ambientais sustentáveis. Treinamentos 2002. Embrapa suínos e Aves. Concórdia,
2002a. p. 72-90.

OLIVEIRA, P. A. V. Projeto de biodigestor e estimativa da produção de biogás em

sistema de produção. Embrapa Suínos e Aves. Comunicado Técnico, 417, 8p. Concórdia,
2005.

OLIVEIRA, P. A. V. Uso racional da água na suinocultura. In: Curso de capacitação em

práticas sustentáveis. Treinamentos 2002. PNMA II, Embrapa Suínos e Aves. Concórdia. p.
63 – 71. 2002b.

OLIVEIRA, P. A. V., HIGARASHI, M. M. Geração e utilização do biogás em unidades de

produção de suínos. Programa Nacional do Meio Ambiente – PNMA II; Projeto de Controle
da Degradação Ambiental Decorrente da Suinocultura em Santa Catarina. Embrapa Suínos e
Aves. Concórdia, 2006. 41 p.

OLIVEIRA, P. A. V.; SILVA, A. P. As edificações e os detalhes construtivos voltados

para o manejo de dejetos na suinocultura. Programa Nacional do Meio Ambiente – PNMA
II; Projeto de Controle da Degradação Ambiental Decorrente da Suinocultura em Santa
Catarina. Documentos 113 - Embrapa Suínos e Aves. Concórdia, 2006. 40 p.
 141

OLIVEIRA, R. A. de; FORESTI, E. Balanço de massa de reatores anaeróbicos de fluxo

ascendente com manta de lodo (UASB) tratando águas residuarias de suinocultura.
Engenharia Agrícola, Jaboticabal, v. 24, n. 3, p. 807-820, 2004.

PAGILLA, K. R.; KIM, H.; CHEUNBARN, T. Aerobic thermophilic and anaerobic

mesophilic treatmento of swine waste. Water Research, v. 34, n. 10, p. 2747-2753, 2000.

PERDOMO, C. C. Sugestões para o manejo, tratamento e utilização de dejetos de suínos.

Instrução técnica para o suinocultor. Embrapa Suínos e Aves, 2p, Concórdia, 1999.

PERDOMO; C. C.; OLIVEIRA, P. A. V.; KUNZ, A. Sistemas de tratamento de dejetos de

suínos: inventário tecnológico. Embrapa Suínos e Aves. Documentos 85, 83p. Concórdia,
2003.

PEREIRA-RAMIREZ, O.; QUADRO, M. S.; ANTUNES, R. M.; KOETZ, P. R . Influência

da recirculação e da alcalinidade no desempenho de um reator UASB no tratamento de
efluente de suinocultura. Revista Brasileira de Agrociência, v. 10, n.1 p. 103-110, jan/mar.,
2004.

PINTO, R. O. Avaliação da digestão anaeróbia na bioestabilização de resíduos sólidos

orgânicos, lodos de tanques sépticos, dejetos suínos e lixiviado. 2006. 233 p. Tese
(Doutorado em Engenharia Ambiental). Universidade Federal de Santa Catarina,
Florianópolis, 2006.

ROESLER, M. R. V. B.; CESCONETO, E. A. A produção de suínos e as propostas gestão de

ativos ambientais: o caso da região de Toledo – Paraná. Revista GEPEC on line.
Universidade do Oeste do Paraná, v. 7, n. 2, 2003. Disponível em <http://e-
revista.unioeste.br/index.php/gepec/article/view/293/211>. Acesso em: 27 fev. 2009.

SANCHEZ, E.; BORJA, R.; TRAVIESO, L.; MARTÍN, A.; COLMENAREJO, M. F. Effect
of organic loading rate on the stability, operational parameters and performance of a
secondary upflow anaerobic sludge bed reator treating piggery waste. Bioresource
Techonology, v.96, p.335-344, 2005.

SANTA CATARINA. Fundação Do Meio Ambiente – FATMA. Instrução Normativa – IN-

11 - Suinocultura. Florianópolis, 2004. Disponível em
<http://www.fatma.sc.gov.br/download/IN_0312/htm/In_11(Suinocultura).htm >. Acesso em:
12 nov. 2008.

SANTANA, A. M.; OLIVEIRA, R. A. de. Desempenho de reatores anaeróbios de fluxo

ascendente com manta de lodo em dois estágios tratando águas residuárias de suinocultura.
Engenharia Agrícola, Jaboticabal, v.25, n.3, p.817-830, set./dez. 2005.

SANTOS, T. M. B. Balanço energético e adequação do uso de biodigestores em galpões

de frangos de corte. 2001. 167 p. Tese (Doutorado). Faculdade de Ciências Agrárias e
Veterinárias. Universidade Estadual Paulista, Jaboticabal, 2001.
 142

SCHERER, E. E. Aproveitamento do esterco de suínos como biofertilizante. In: Curso de

capacitação em práticas ambientais sustentáveis – Treinamentos 2002. Embrapa suínos e
Aves. Concórdia, 2002. p. 91-101.

SCHOENHALS, M.; FRARE, L. M.; SARMENTO, L. A. V. Análise do desempenho de

reatores anaeróbios de fluxo ascendente e manta de lodo no tratamento de efluentes da
suinocultura. Engenharia Ambiental - Espírito Santo do Pinhal, v.4, n.1, p.005-023,
jan./jun. 2007.

SILVA, F. C. M. Tratamento dos dejetos suínos utilizando lagoa de alta taxa de

degradação em batelada. 1996. 115 p. Dissertação (Mestrado em Engenharia Ambiental).
Universidade Federal de Santa Catarina, Florianópolis, 1996.

SILVA, G. P. da. Avaliação de incômodos olfativos emitidos pela suinocultura – estudos

na Bacia do Hidrográfica do Rio dos Fragosos e na região urbana do município de
Concórdia. 2002. 108 p. Dissertação (Mestrado em Engenharia Ambiental). Universidade
Federal de Santa Catarina, Florianópolis, 2002.

SIMIONI, J. Avaliação dos riscos ambientais pela acumulação de Cu e Zn nos solos

fertilizados com dejetos de suínos. 2001. 139 p. Dissertação (Mestrado em
Agroecossistemas). Universidade Federal de Santa Catarina, Florianópolis, 2001.

SOUZA, C. F.; CAMPOS, J. A.; SANTOS, C. R.; BRESSAN, W. S.; MOGAMI, C. A.

Produção volumétrica de metano – dejetos de suínos. Ciência e Agrotecnologia, Lavras, v.
32, n.1, p. 219-224, jan/fev., 2008.

TAKITANE, I. C. Produção de dejetos e caracterização de possibilidades de

aproveitamento em sistemas de produção de suínos com alta tecnologia no estado de São
Paulo. 2001. 137p. Tese (Doutorado). Faculdade de Ciências Agronômicas Campus
Botucatu. Universidade Estadual Paulista, Botucatu, 2001.

VAN HAANDEL, A.; LETTINGA, G. Tratamento Anaeróbio de Esgotos - Um Manual

para Regiões de Clima Quente. Campina Grande/PB, 1994.

VIEIRA, S. M. M.; SILVA, J. W. Emissões de metano no tratamento e na disposição de

resíduos. In: BRASIL. Ministério da Ciência e Tecnologia. Primeiro inventário brasileiro
de emissões antrópicas de gases de efeito estufa: relatórios de referência. Brasília, DF,
2006. 86 p. Disponível em: <http://www.mct.gov.br/upd_blob/0008/8856.pdf>. Acesso em:
15 ago. 2008.
 143

VIEIRA, V. F. Mapeamento do risco da poluição suinícola em águas superficiais como

subsídio ao ordenamento territorial: um estudo de caso em Braço do Norte/SC. 2006.
137 p. Dissertação (Mestrado em Cadastro Técnico Multifinalitário e Gestão Territorial).
Universidade Federal de Santa Catarina, Florianópolis, 2006.

VON SPERLING, M. Princípios básicos de tratamento de esgotos. Departamento de

Engenharia Sanitária e Ambiental; Universidade Federal de Minas Gerais. Vol. 2. Belo
Horizonte, 1996. 211 p.

ZAGO, S. Potencialidade de produção de energia através do biogás integrada à melhoria

ambiental em propriedades rurais com criação intensiva de animais, na região do Meio
Oeste Catarinense. 2003. 90 p. Dissertação (Mestrado em Engenharia Ambiental).
Universidade Regional de Blumenau, Blumenau, 2003.
 144

APÊNDICES
 145

APÊNDICE A – Parâmetros do afluente/efluente analisados in loco

Tabela A1. Temperatura ambiente, afluente e efluente.

Sistema Temperatura (ºC)
de Biodigestor Ambiente Afluente Efluente
criação Verão Inverno Primavera Verão Inverno Primavera Verão Inverno Primavera
B1 23,5 18,0 25,5 24,7 17,1 19,7 24,3 16,0 19,4
CC
B2 25,8 25,3 25,5 24,3 22,3 23,0 24,7 20,7 22,1
B3 30,7 21,0 23,0 24,4 16,0 18,4 24,4 15,4 18,4
B4 29,1 - 25,6 25,1 - 18,7 26,4 - 18,5
UPL B5 30,2 19,1 23,4 27,3 13,8 20,1 25,9 13,8 18,4
B6 22,0 19,0 25,6 21,7 10,1 19,0 22,0 11,3 18,4
B7 24,0 23,0 24,1 23,8 16,6 16,9 22,9 17,8 16,6
B8 27,3 22,6 23,0 27,1 18,2 17,4 26,4 17,4 18,3
B9 27,3 20,7 20,8 23,8 15,0 17,5 24,1 14,7 18,3
CT B10 26,5 24,4 23,9 26,8 19,2 20,7 26,3 18,4 19,6
B11 27,0 26,8 26,2 21,8 20,2 - 22,3 20,0 23,5
B12 26,6 - 22,2 25,5 - 19,5 25,2 - 19,1

Tabela A2. Potencial hidrogeniônico (pH) afluente e efluente.

Sistema pH
de Biodigestor Afluente Efluente
criação Verão Inverno Primavera Verão Inverno Primavera
B1 7,20 7,77 6,89 7,30 7,70 7,27
CC
B2 7,00 8,73 7,79 7,36 7,77 6,78
B3 6,46 7,30 8,73 7,53 7,41 7,92
B4 7,88 - 8,89 7,51 - 7,71
UPL B5 8,01 7,89 7,16 7,24 7,12 7,01
B6 7,47 7,96 7,06 7,41 7,14 6,65
B7 6,49 8,47 6,76 8,21 7,15 6,72
B8 8,43 7,77 7,96 8,00 7,52 7,00
B9 7,43 7,14 7,88 7,80 7,52 7,42
CT B10 7,48 7,13 7,90 7,75 7,54 6,91
B11 8,00 7,93 7,70 6,81 6,71
B12 7,54 - 7,95 8,16 - 7,04

Tabela A3. Potencial redox afluente e efluente.

Sistema Eh (mV)
de Biodigestor Afluente Efluente
criação Verão Inverno Primavera Verão Inverno Primavera
B1 -339 -336 -305 -346 -363 -170
CC
B2 -394 -344 -437 -373 -354 -332
B3 -342 -376 -403 -414 -346 -357
B4 -376 - -381 -387 - -351
UPL B5 -207 -383 -375 -362 -339 -359
B6 -309 -379 -347 -308 -287 -312
B7 -306 -408 -358 -71 -309 -316
B8 -451 -372 -409 -384 -350 -331
B9 -379 -349 -405 -400 -348 -360
CT B10 -388 -363 -407 -390 -359 -344
B11 -317 -405 - -387 -317 -325
B12 -402 - -432 -377 - -365
 146

APÊNDICE B – Parâmetros do afluente/efluente analisados em laboratório

Tabela B1. Demanda Química de Oxigênio afluente/efluente e eficiência de remoção.

Sistema DQO (g/L)
Eficiência de remoção (%)
de Biodigestor Afluente Efluente
criação Verão Inverno Primavera Verão Inverno Primavera Verão Inverno Primavera
B1 112,46 110,59 158,10 3,05 10,80 5,53 97,3 90,2 96,5
CC
B2 50,82 18,75 17,15 3,41 8,99 8,87 93,2 52,1 48,3
B3 29,25 104,59 25,66 2,48 4,90 3,61 91,5 95,3 85,9
B4 7,59 - 12,31 4,37 5,12 42,4 - 58,4
UPL B5 22,76 52,22 76,72 25,14 12,09 15,32 - 76,9 80,0
B6 9,50 97,39 41,21 11,51 3,52 1,67 - 96,4 95,9
B7 65,74 56,34 61,21 2,96 12,82 5,38 95,5 77,2 91,2
B8 23,28 49,00 56,84 10,10 32,19 20,76 57,0 34,3 63,5
B9 48,20 36,74 23,66 15,38 9,75 68,1 73,5
CT B10 51,97 96,39 35,40 9,82 14,24 28,20 81,1 85,2 20,3
B11 92,91 105,38 64,08 76,17 45,97 31,0 27,7
B12 26,55 - 75,35 3,81 - 22,18 85,6 - 70,6

Tabela B2. Sólidos Totais afluente/efluente e eficiência de remoção.

Sistema ST (g/L)
Eficiência de remoção (%)
de Biodigestor Afluente Efluente
criação Verão Inverno Primavera Verão Inverno Primavera Verão Inverno Primavera
B1 60,27 94,90 142,17 2,11 8,09 6,95 96,5 91,5 95,1
CC
B2 16,83 17,73 14,68 2,51 14,94 10,78 85,1 15,7 26,6
B3 22,17 158,65 23,83 5,89 8,54 5,46 73,4 94,6 77,1
B4 4,09 - 11,09 5,80 - 6,12 - - 44,8
UPL B5 20,60 100,56 69,58 12,59 13,91 8,53 38,9 86,2 87,7
B6 13,08 99,90 38,56 3,12 3,77 4,19 76,1 96,2 89,1
B7 36,55 55,37 37,93 3,10 6,34 4,62 91,5 88,5 87,8
B8 19,38 49,13 40,12 9,77 31,67 17,76 49,6 35,5 55,7
B9 50,13 21,94 11,25 22,24 10,25 55,6 53,3
CT B10 54,95 124,74 27,20 11,54 13,64 22,50 79,0 89,1 17,3
B11 152,18 144,12 - 46,00 71,86 27,73 69,8 50,1 -
B12 18,41 - 70,48 8,30 - 29,62 54,9 - 58,0

Tabela B3. Sólidos Voláteis afluente/efluente e eficiência de remoção.

Sistema SV (g/L)
Eficiência de remoção (%)
de Biodigestor Afluente Efluente
criação Verão Inverno Primavera Verão Inverno Primavera Verão Inverno Primavera
B1 41,01 66,48 106,76 0,76 3,99 3,00 98,1 94,0 97,2
CC
B2 12,50 13,03 10,15 0,95 8,68 6,13 92,4 33,4 39,6
B3 15,29 114,90 16,65 2,30 4,61 2,13 85,0 96,0 87,2
B4 2,27 - 6,34 2,48 - 2,76 - - 56,5
UPL B5 13,03 68,69 50,15 7,54 8,40 4,61 42,1 87,8 90,8
B6 7,89 68,54 25,00 1,20 1,65 0,97 84,8 97,6 96,1
B7 24,54 36,60 25,69 1,07 3,69 2,46 95,6 89,9 90,4
B8 13,18 34,81 29,43 4,12 21,86 11,84 68,7 37,2 59,8
B9 36,25 13,57 3,89 12,05 4,35 66,8 67,9
CT B10 35,30 92,68 17,68 3,74 6,85 13,50 89,4 92,6 23,6
B11 116,66 114,34 29,92 45,70 16,00 74,4 60,0 -
B12 11,34 - 51,63 2,42 - 16,60 78,7 - 67,8
 147

Tabela B4. Relação Sólidos Voláteis/Sólidos Totais.

Sistema Relação SV/ST (%)
de Biodigestor Afluente Efluente
criação Verão Inverno Primavera Verão Inverno Primavera
B1 68 70 75 36 49 43
CC
B2 74 73 69 38 58 57
B3 69 72 70 39 54 39
B4 56 - 57 43 - 45
UPL B5 63 68 72 60 60 54
B6 60 69 65 38 44 23
B7 67 66 68 35 58 53
B8 68 71 73 42 69 67
B9 72 62 35 54 42
CT B10 64 74 65 32 50 60
B11 77 79 - 65 64 58
B12 62 - 73 29 - 56
 148

APÊNDICE C – Carga orgânica e carga orgânica volumétrica

Tabela C1. Carga orgânica volumétrica (COV) aplicada e removida, em termos de SV.
Sistema Carga orgânica volumétrica (kg SV/m³.dia)
de Biodigestor Aplicada Removida
criação Verão Inverno Primavera Verão Inverno Primavera
B1 0,39 0,64 1,02 0,38 0,60 0,81
CC
B2 0,03 0,03 0,03 0,03 0,01 0,01
B3 0,10 0,68 0,10 0,08 0,65 0,08
B4 0,03 - 0,09 - - 0,05
UPL B5 0,12 0,64 0,47 0,05 0,56 0,43
B6 0,08 0,69 0,25 0,07 0,67 0,24
B7 0,20 0,29 0,21 0,19 0,26 0,19
B8 0,25 0,62 0,54 0,17 0,23 0,32
B9 - 0,54 0,24 0,36 0,16
CT B10 0,63 1,66 0,31 0,56 1,53 0,07
B11 3,92 3,90 - 2,91 2,34 -
B12 0,16 - 0,88 0,12 - 0,60

Tabela C2. Carga orgânica aplicada e removida, em termos de SV.

Verão Inverno Primavera
Biodigestor Carga SV (kg/dia) Carga SV (kg/dia) Carga SV (kg/dia)
Aplicada Removida Aplicada Removida Aplicada Removida
B1 35,3 34,6 57,2 53,7 91,8 88,8
B2 129,0 119,2 134,5 44,9 104,7 41,5
B3 39,4 33,5 281,6 270,3 39,7 34,7
B4 8,8 - - - 27,3 15,4
B5 50,4 21,2 265,8 233,3 194,1 176,2
B6 30,5 25,9 272,6 266,1 99,4 95,6
B7 60,7 58,0 90,5 81,4 63,5 57,4
B8 59,0 40,6 145,2 54,0 127,7 76,3
B9 - - 126,9 84,7 55,6 37,8
B10 147,8 132,1 389,3 360,5 73,1 17,3
B11 481,8 358,2 480,2 288,3 - -
B12 64,3 50,6 - - 365,0 247,7

Tabela C3. Carga orgânica aplicada e removida, em termos de DQO.

Verão Inverno Primavera
Biodigestor Carga DQO (kg/dia) Carga DQO (kg/dia) Carga DQO (kg/dia)
Aplicada Removida Aplicada Removida Aplicada Removida
B1 96,7 94,1 95,1 85,8 136,0 131,2
B2 524,5 489,3 193,5 100,7 177,0 85,4
B3 75,5 69,1 256,3 244,3 61,2 52,6
B4 29,4 12,5 - - 53,0 30,9
B5 88,1 - 202,1 155,3 296,9 237,6
B6 36,8 - 387,4 373,4 163,9 157,3
B7 162,5 155,2 139,3 107,6 151,3 138,0
B8 104,3 59,0 204,4 70,1 246,7 156,6
B9 - - 168,7 114,9 150,5 110,5
B10 217,5 176,4 404,8 345,0 146,4 29,8
B11 383,7 119,1 442,6 122,7 - -
B12 150,5 128,9 - - 532,7 375,9
 149

APÊNDICE D – Composição e produção do biogás

Tabela D1. Composição do biogás: CH4, CO2, O2.

COMPOSIÇÃO DO BIOGÁS
CH4 (%)
Verão Inverno Primavera
Biodigestor Média Desvio Média Desvio Média Desvio
(%) padrão (±) (%) padrão (±) (%) padrão (±)
B1 66,3 0,64 67,8 0,51 69,0 0,98
B2 61,0 0,41 62,9 0,49 62,6 0,75
B3 67,7 0,45 65,9 0,77 68,7 0,68
B4 70,4 0,41 - - 69,2 0,60
B5 49,2 0,31 59,0 0,72 65,0 0,67
B6 67,6 0,43 67,9 0,67 68,7 0,62
B7 66,7 0,50 68,0 0,71 68,9 0,73
B8 64,3 0,87 56,5 0,71 59,7 0,82
B9 61,1 0,36 60,0 0,81 63,9 0,88
B10 69,1 0,49 52,7 0,55 53,7 0,68
B11 53,3 0,74 23,6 0,71 40,6 0,64
B12 62,2 2,64 - - 59,1 0,99
CO2 (%)
B1 32,5 0,54 30,1 0,42 29,5 0,43
B2 37,9 0,78 35,3 0,42 36,2 0,38
B3 31,7 0,30 33,1 0,48 30,4 0,29
B4 29,1 0,27 - - 30,2 0,49
B5 50,3 0,29 40,3 0,29 34,2 0,30
B6 31,7 0,36 31,2 0,32 30,4 0,31
B7 32,4 0,33 31,2 0,41 30,0 0,34
B8 35,1 0,75 42,9 0,41 39,2 0,35
B9 38,3 0,31 38,8 0,30 35,0 0,37
B10 30,5 0,31 46,6 0,35 45,3 0,36
B11 46,0 0,78 75,1 0,45 58,5 0,37
B12 36,5 1,59 - - 39,8 0,80
O2 (%)
B1 1,26 0,76 1,99 0,51 1,50 0,97
B2 1,04 0,65 1,78 0,49 1,18 0,77
B3 0,64 0,37 0,99 0,57 0,87 0,53
B4 0,53 0,29 - - 0,63 0,42
B5 0,48 0,34 0,75 0,52 0,80 0,48
B6 0,72 0,44 0,92 0,64 0,91 0,55
B7 0,92 0,49 0,78 0,52 1,12 0,62
B8 0,59 0,37 0,61 0,44 1,15 0,70
B9 0,62 0,45 1,16 0,66 1,14 0,68
B10 0,43 0,26 0,68 0,48 0,96 0,54
B11 0,71 0,44 1,26 1,00 0,90 0,59
B12 0,54 0,37 - - 1,11 0,54
 150

Tabela D2. Variáveis consideradas para o cálculo da vazão do biogás.

VARÁVEIS PARA O CÁLCULO DA VAZÃO DO BIOGÁS
VERÃO
Pressão Velocidade
Temperatura Área da Vazão
Biodigestor atmosférica do fluxo
biogás (ºC) secção (m²) (m³/h)
(bar)* (m/s)
B1 23,0 1,00 0,22 0,00224 1,64
B2 28,3 1,00 0,62 0,00224 4,63
B3 30,4 0,95 0,36 0,00224 2,46
B4 30,5 0,95 0,88 0,00224 6,06
B5 30,4 0,95 0,66 0,00224 4,50
B6 35,3 0,95 0,90 0,00224 6,10
B7 26,0 0,95 0,73 0,00224 5,13
B8 30,6 0,95 1,11 0,00224 7,64
B9 28,0 0,95 1,02 0,00224 7,04
B10 27,2 0,95 0,50 0,00224 3,48
B11 29,9 0,95 0,90 0,00224 6,63
B12 29,6 0,95 0,94 0,00224 6,45
INVERNO
B1 20,0 1,00 0,19 0,00224 1,41
B2 27,4 1,00 1,88 0,00224 13,76
B3 24,8 0,96 0,55 0,00224 3,86
B4 - - - - -
B5 19,1 0,96 0,71 0,00224 5,10
B6 18,9 0,95 0,92 0,00224 6,58
B7 20,9 0,95 0,62 0,00224 4,39
B8 22,7 0,96 0,90 0,00224 6,40
B9 22,2 0,95 0,61 0,00224 4,36
B10 23,5 0,95 0,62 0,00224 4,40
B11 26,2 0,95 0,63 0,00224 4,40
B12 - - - - -
PRIMAVERA
B1 24,6 1,00 0,14 0,00224 1,10
B2 25,9 1,00 1,53 0,00224 11,26
B3 27,6 0,96 1,19 0,00224 8,30
B4 28,5 0,96 0,77 0,00224 5,36
B5 27,5 0,95 1,00 0,00224 6,98
B6 29,7 0,95 1,17 0,00224 8,10
B7 25,7 0,95 1,00 0,00224 6,98
B8 25,8 0,96 1,09 0,00224 7,70
B9 22,7 0,95 0,77 0,00224 5,52
B10 24,5 0,95 0,71 0,00224 4,99
B11 30,3 0,95 0,67 0,00224 4,63
B12 27,0 0,96 0,89 0,00224 6,26
* Para o B1 e o B2, optou-se em usar a pressão de 1,00 bar, pelo fato dos registros
meteorológicos não serem efetuados no município.
 151

Tabela D3. Produção específica de biogás e CH4 em função da carga de SV removida.

Biogás/CH4 em função da carga orgânica de SV
m³biogás/kg SVremovido m³CH4/kg SVremovido
Biodigestor Verão Inverno Primavera Verão Inverno Primavera
B1 1,14 0,63 0,30 0,75 0,43 0,21
B2 0,93 7,36 6,51 0,57 4,63 4,08
B3 1,76 0,34 5,75 1,19 0,23 3,95
B4 - - 8,36 - - 5,78
B5 5,08 0,52 0,95 2,50 0,31 0,62
B6 5,65 0,59 2,03 3,82 0,40 1,40
B7 2,12 1,29 2,92 1,41 0,88 2,01
B8 4,52 2,84 2,42 2,90 1,61 1,44
B9 - 1,24 3,51 - 0,74 2,24
B10 0,63 0,29 6,93 0,44 0,15 3,72
B11 0,44 0,37 - 0,24 0,09 -
B12 3,06 - 0,61 1,90 - 0,36

Tabela D4. Produção específica de biogás e CH4 em função da DQO removida.

Biogás/CH4 em função da carga orgânica de DQO
m³biogás/kg DQOremovida m³CH4/kg DQOremovida
Biodigestor Verão Inverno Primavera Verão Inverno Primavera
B1 0,42 0,39 0,20 0,28 0,27 0,14
B2 0,23 3,28 3,16 0,14 2,06 1,98
B3 0,85 0,38 3,79 0,58 0,25 2,60
B4 11,67 - 4,16 8,21 - 2,88
B5 - 0,79 0,71 - 0,46 0,46
B6 - 0,42 1,24 - 0,29 0,85
B7 0,79 0,98 1,21 0,53 0,67 0,84
B8 3,11 2,19 1,18 2,00 1,24 0,70
B9 - 0,91 1,20 - 0,55 0,77
B10 0,47 0,31 4,02 0,33 0,16 2,16
B11 1,34 0,86 - 0,71 0,20 -
B12 1,20 - 0,40 0,75 - 0,24

Tabela D5. Produção específica de biogás e CH4 em função do volume útil do biodigestor.
Sistema de m³ biogás / m³ biodigestor.dia m³ CH4 / m³ biodigestor.dia
Biodigestor
criação Verão Inverno Primavera Verão Inverno Primavera
B1 0,44 0,38 0,29 0,29 0,25 0,20
CC
B2 0,028 0,083 0,068 0,02 0,05 0,04
B3 0,14 0,22 0,48 0,10 0,15 0,33
B4 0,47 - 0,42 0,33 - 0,29
UPL B5 0,26 0,30 0,41 0,13 0,17 0,26
B6 0,37 0,40 0,49 0,25 0,27 0,34
B7 0,40 0,34 0,54 0,27 0,23 0,37
B8 0,78 0,65 0,79 0,50 0,37 0,47
B9 0,72 0,45 0,56 0,44 0,27 0,36
CT B10 0,36 0,45 0,51 0,25 0,24 0,27
B11 1,29 0,86 0,90 0,69 0,20 0,37
B12 0,37 - 0,36 0,23 - 0,21
 152

Tabela D6. Produção específica de biogás e CH4 por animal.

Biogás/CH4 por animal
m³ biogás / suíno.hora m³ biogás / suíno.dia
Biodigestor
Verão Inverno Primavera Verão Inverno Primavera
B1 0,041 0,035 0,028 0,98 0,85 0,66
B2 0,010 0,029 0,023 0,23 0,69 0,56
B3 0,021 0,034 0,075 0,49 0,81 1,79
B4 0,034 - 0,027 0,81 - 0,64
B5 0,025 0,028 0,039 0,60 0,68 0,93
B6 0,034 0,036 0,044 0,81 0,85 1,05
B7 0,045 0,038 0,061 1,07 0,92 1,46
B8 0,012 0,011 0,012 0,29 0,26 0,30
B9 0,014 0,009 0,009 0,34 0,21 0,23
B10 0,006 0,007 0,008 0,14 0,18 0,20
B11 0,011 0,007 0,27 0,18 -
B12 0,008 - 0,006 0,19 - 0,15
m³ CH4 / suíno.hora m³ CH4 / suíno.dia
Biodigestor
Verão Inverno Primavera Verão Inverno Primavera
B1 0,027 0,024 0,019 0,652 0,574 0,455
B2 0,006 0,018 0,015 0,141 0,433 0,353
B3 0,014 0,022 0,051 0,333 0,536 1,233
B4 0,024 - 0,019 0,569 - 0,445
B5 0,012 0,017 0,025 0,295 0,401 0,605
B6 0,023 0,024 0,030 0,550 0,579 0,722
B7 0,030 0,026 0,042 0,714 0,623 1,004
B8 0,008 0,006 0,007 0,184 0,146 0,178
B9 0,009 0,005 0,006 0,209 0,126 0,145
B10 0,004 0,004 0,005 0,096 0,093 0,109
B11 0,006 0,002 - 0,144 0,042 -
B12 0,005 - 0,004 0,119 - 0,088