Décio Luiz Gazzoni

Ciclo de vida do biodiesel de soja: Resultados e Discussão


Décio Luiz Gazzoni - 26 out 2011 - 06:15 - Última atualização em: 09 nov 2011 - 19:18
Observação: Este artigo é a continuação do anterior, publicado em setembro de 2011 no site Biodieselbr, sob o título Ciclo de vida do biodiesel de soja: I. Antecedentes e Parâmetros.

1. Resultados e Discussão

Dispondo das estimativas de ingresso de energia nos quatro subsistemas, é possível estabelecer o caso-base do ciclo de vida para o biodiesel de soja. Os valores obtidos para cada um dos subsistemas são apresentados na Tabela 4.


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Como discutido anteriormente, as necessidades de energia para a obtenção dos coprodutos do biodiesel (ou seja, o farelo de soja e a glicerina bruta) foram removidos do inventário do biodiesel. As estimativas de uso de energia foram apresentadas na Tabela 3 , ajustadas pelos fatores de eficiência energética de cada uma das fontes. Todas as estimativas de geração energia elétrica foram baseadas em médias ponderadas de todas as fontes usadas nos EUA, incluindo carvão, gás natural, nuclear e hidrelétrica. Nos EUA, a eletricidade gerada por fontes fósseis, como média nacional, equivale a 67% do total.

Depois de ajustar as entradas pela eficiência energética de cada fonte e de alocar a energia utilizada pelos coprodutos, a energia total necessária para produzir um litro de biodiesel foi de 5,9 MJ (Tabela 4). A etapa de conversão de biodiesel é a que utiliza mais energia, respondendo por cerca de 56% do total da energia requerida no inventário do ciclo de vida. O esmagamento da soja responde por cerca de 19%, seguido pela produção de soja, que requer quase 17% da energia total.

O valor da energia líquida (ou seja, a energia contida no biodiesel menos as entradas de energias fósseis) é de cerca de 26,8 MJ / L de biodiesel. A estimativa da FER do biodiesel de soja, para este estudo, é de 5,54, que é cerca de 73% maior do que a FER original relatado por Sheehan et al. (1998), usando dados de 1990 e 21% maior do que a relatada por Pradhan et al. (2009), que usou dados de 2002.

A principal razão para essa melhora é que a etapa de processamento industrial de soja, modelada para este estudo, mediu com mais acurácia a energia utilizada por uma instalação moderna. As instalações de esmagamento de soja que foram construídas nos últimos tempos são muito mais eficientes no uso da energia que as velhas plantas usadas no estudo de Sheehan et al. (1998). Além disso, desde 2002, a EPA dos EUA exigiu que as plantas de processamento de soja limitassem o uso de hexano e, assim, a quantidade de hexano relatado por Sheehan et al. (1998) teve que ser ajustada para refletir o novo padrão da indústria (EPA, 2004).

O valor equivalente de energia do hexano que foi utilizado neste estudo é a metade do verificado por Sheehan et al. (1998). Em geral, a energia necessária para esmagar caiu de 2,6 para 1,1 MJ / L de biodiesel, ou seja, houve redução de 58% (Figura 4). Esta redução na energia de processamento é principalmente devida à menor demanda de eletricidade e de gás natural / entradas de vapor.

As entradas de energia fóssil para a fase de produção de soja caíram de 2,1 para 1,0 MJ / L de biodiesel, uma redução de 52% (Figura 4). Esta redução se deve principalmente ao menor uso de diesel, gasolina, fertilizantes e produtos químicos. Uma provável razão para a diminuição do uso de combustível é a maior adoção de práticas de semeadura menos intensivas por parte dos agricultores de soja. O menor uso de produtos químicos em 2006 esteve parcialmente relacionado com a adoção da soja transgênica . No entanto, diferenças de clima e outros fatores não relacionados à eficiência do uso da energia podem causar variação anual do uso de produtos químicos, como é o caso de anos mais favoráveis ao ataque de pragas.

A energia necessária para a transesterificação estimada neste estudo foi cerca de 33% inferior à relatada por Sheehan et al. (1998) (Figura 4). O uso de energia fóssil derivada da energia elétrica e do uso de metanol diminuiu; no entanto, o uso de gás natural e de vapor foi ligeiramente aumentado. No geral, o total de energia necessária para o ciclo de vida do biodiesel caiu de 10,2 para 5,9 MJ / L de biodiesel.

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Figura 4. Comparação dos requerimentos de energia para os principais subsistemas e para o ciclo de vida entre três estudos

1.1 Efeito da adição de insumos sobre o LCA
A Figura 5 mostra alguns efeitos da adição de insumos de energia secundária à LCA, os quais não foram incluídos no estudo de Sheehan et al., (1998), a fim de determinar como eles afetam os resultados gerais. Colina et al. (2006) calculou a energia associada com a fabricação de máquinas agrícolas utilizadas no ciclo como sendo de 1,4 MJ (parte do biodiesel = 0,2 MJ) por L de biodiesel. Adicionando a parte desta energia que efetivamente corresponde ao biodiesel, o FER do caso base cai de 5,54 para 5.36.

Hill et al. (2006) também estimaram a energia associada com materiais de construção, sendo esta de 0,04 MJ (parte do biodiesel = 6,11 kJ) por L de biodiesel (na planta processadora de soja) e de 0,02 MJ (parte do biodiesel = 15,4 kJ) por L de biodiesel (para a instalação de conversão de biodiesel). Adicionando a percentagem de energia relacionada aos materiais de construção, efetivamente alocáveis ao biodiesel, originou uma baixa do FER para 5,52. Se a entrada energia para máquinas agrícolas e material construção forem adicionados ao inventário, o FER cairia para 5.34, o que é mais próximo da realidade de campo.

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 Figura 5. Efeito da proporção de energia fóssil por adição de entradas secundárias de energia no sistema

1.1.1 - Efeito da adição de calcário
O presente estudo incluiu o uso de calcário para correção de solo, ao contrário do inventário de Sheehan et al. (1998). O calcário é adicionado ao solo a cada 4-5 anos, e as taxas anuais de aplicação de calcário são ajustados pelo número de anos entre as aplicações. Como os agricultores não aplicam calcário todos os anos, a taxa de aplicação média anual de calcário é relativamente de pequeno porte. Os cálculos demonstraram que a utilização de calcário requer 57,9 MJ / ha e reduz o FER em apenas 0,3%. Portanto, inclusive no trabalho de Sheehan et al. (1998), o inventário não teria mudado significativamente apenas com o uso de calcário.

1.1.2 - Efeito da adição do petróleo para transporte
A usina de biodiesel modelo usada neste estudo combina as plantas de esmagamento de soja e de conversão de biodiesel, no mesmo local. A soja é enviada para a fábrica e esmagada, sendo retirado o óleo, que é convertido em biodiesel no local; portanto, o transporte de óleo não foi incluído no inventário de base. No entanto, muitas usinas compram o óleo de soja, tendo que transportá-lo para sua planta de transesterificação. No modelo usado por Sheehan et al. (1998), as instalações de extração de óleo e de conversão de biodiesel eram separadas, de forma que seu inventário incluiu a energia necessária para transportar o óleo para a usina de biodiesel, que foi de 0,21 MJ / L de biodiesel (proporção alocada ao biodiesel = 0,17 MJ) para 920 km de distância. Ao adicionar esta energia para o inventário, o FER caiu para 5,39 (Figura 5).

1.1.3 – Efeito da produção de soja
Os rendimentos de soja foram melhorando ao longo do tempo devido às novas cultivares mais produtivas, melhoria no sistema de nutrição vegetal e correção do solo, aplicações de pesticidas de forma racional, bem como novas práticas de gestão (Ash et al., 2006). Além disso, os dados de produção de soja do ARMS (1990), usados por Sheehan et al. (1998), não incluíam soja geneticamente modificada, porque estas cultivares ainda não haviam sido introduzidas na agricultura dos EUA. No entanto, hoje quase toda a soja cultivada nos EUA são variedades GE (ERS, 2010). Estas cultivares são geneticamente modificadas para serem tolerantes a herbicidas e a pragas, permitindo melhor gestão da lavoura e aumentando a produtividade através de melhor controle de pragas e de plantas daninhas. Também o uso de soja GE reduz o uso de pesticidas e, consequentemente, os custos de produção, incluso os de energia (HEIMLICH et al., 2000).

Com base em dados publicados no USDA-NASS (Agricultural Chemical Usage), ao longo dos cinco anos, nos períodos 1990 a 1994, 1995 a 1999, e 2000 a 2004, a média do uso de herbicidas foi de 1,32, 1,24, 1,22 kg / ha por ano, respectivamente (NASS, 2005). No entanto, essa redução média no uso de herbicidas pode não ser linear, de ano para ano, porque o uso de pesticidas em uma safra específica depende do nível de infestação das pragas. Por exemplo, o uso de inseticidas foi maior em 2005 e 2006, principalmente por causa da maior infestação de pulgões.

Alguns herbicidas usados atualmente também são menos tóxicos. Por exemplo, a maioria dos herbicidas utilizados na cultura da soja representa diferentes marcas comerciais de glifosato, que é cerca de 10 vezes menos tóxico, em termos de toxicidade oral (RFD), do que os herbicidas utilizados no passado, como alachlor (EPA, 1990). Kovach et al. (2007) descobriram que o quociente de impacto ambiental (EIQ), que abrange onze diferentes tipos de medições de toxicidade e impactos ambientais, foi mais favorável para o glifosato (EIQ = 15,3) do que para alachlor (EIQ = 18,3).

Os dados de produtividade anual de soja nos EUA mostraram um aumento significativo nos rendimentos a partir de 1980. Os rendimentos de soja têm aumentado constantemente desde 1990, quando o rendimento médio dos EUA foi 2293 kg / ha; em 2006, o rendimento de soja dos EUA aumentou para 2885 kg / ha (NASS de 2010). A tendência dos dados dos últimos anos mostra um aumento contínuo na produtividade de 33,6 kg / ha / ano, sem um aumento significativo no uso de insumos agrícolas.

Mesmo que os rendimentos tenham sido superiores nos últimos anos, os dados do rendimento de 2006 foram usados para calcular a FER, a fim de manter uma correspondência com os dados agrícolas do ARMS 2006. A produtividade desempenha um papel crítico no cálculo da FER porque, como os rendimentos de soja aumentam ao longo do tempo, sem um correspondente aumento de insumos ou energia, o FER do biodiesel melhora proporcionalmente. De acordo com o USDA, a soja deve aumentar sua produtividade, anualmente, de 27 a 34 kg / ha até 2017 (USDA, 2008). Para cada 100 kg / ha de aumento na produtividade de soja, o FER melhora em cerca de 0,76%.

2. Conclusão

A relação de energia fóssil (FER) do biodiesel de soja foi de 5,54, com base em dados de produção de soja de 2006. Esta é uma melhoria significativa sobre o estudo clássico realizado por Sheehan et al. (1998), que relatou uma FER de 3,2, e até mesmo melhor do que o FER de 4,56, que foi encontrado por Pradhan et al. (2009), elaborado com base em dados de 2002. As instalações de esmagamento de soja e de transesterificação, que foram construídas nos últimos tempos, são mais eficientes no uso da energia do que plantas mais velhas. Além disso, a continua melhoria na produtividade de soja e a redução geral de uso de energia na fazenda ajuda a aumentar o desempenho energético do biodiesel.

O menor uso de produtos químicos, nos últimos anos, pode ser parcialmente explicado pela adoção de soja transgênica, o que resultou na diminuição de uso de herbicidas e inseticidas. Os efeitos da adição de fontes de consumo de energia secundária, tais como as máquinas agrícolas e materiais de construção para instalações de processamento de soja e para as usinas de biodiesel, também foram estudadas. O FER de biodiesel mudou muito pouco com a adição de tais insumos secundários. Quando a energia do ciclo de vida para máquinas agrícolas, materiais de fabricação e construção foi adicionada, a FER diminuiu para 5,34 (3,6% de redução). O modelo utilizado para estimar a energia necessária para converter óleo de soja para biodiesel representa uma planta de processamento de soja combinado com uma unidade de transesterificação, com uma capacidade anual de 38,6 milhões L por ano.

Os resultados desta pesquisa sugerem uma melhoria consistente do FER do biodiesel ao longo do tempo. Mantendo todos os outros fatores constantes, para cada 100 kg / ha de aumento na produtividade da soja, o FER aumenta em 0,76%. As previsões são otimistas, pois tanto a agricultura quanto a indústria de esmagamento e de produção de biodiesel tendem a acumular ganhos de eficiência energética a fim de reduzir custos de produção e, eventualmente, alcançar um ainda maior FER. Este é o caminho para a inserção definitiva do biodiesel na matriz energética mundial.

Décio Gazzoni é Engenheiro Agrônomo, pesquisador da Embrapa Soja.

Anexo – Bibliografia referida no texto

AMI. 2009. Physical properties of pure methanol. Alexandria, Va.: Methanol Institute. Available at: www.methanol.org/Technical Information/Resources/Technical Information/Physical Properties of Pure Methanol.aspx. Accessed 1 June 2011.

Anderson, D. 2005. A primer on oils processing technology. In Bailey's Industrial Oil and Fat Products, 5: 1-39. 6th ed. F. Shahidi, ed. New York, N.Y.: John Wiley and Sons.

ANL. 2010. The greenhouse gases, regulated emissions, and energy use in transportation (GREET) model. Argonne, Ill.: Argonne, National Laboratory. Available at: http://greet.es.anl.gov/. Accessed 1 June 2011.

Ash, M., J. Livezey, and E. Dohlman. 2006. Soybean backgrounder. OCS 2006 01. Washington, D.C.: USDA Economic Research Service. Available at: www.ers.usda.gov/publications/OCS/ apr06/OCS200601/OCS200601_lowres.pdf. Accessed 23 July 2010.

EIA. 2010a. Electricity. In Annual Energy Review 2010, 223 272. Washington, D.C.: U.S. Department of Energy, U.S. Energy Information Administration.
EIA. 2010b. United States energy profile. Washington, D.C.: U.S. Department of Energy. Available at: http://tonto.eia.doe.gov/country/country_energy_data.cfm?fips=US. Accessed 7 October 2010.

EPA. 1990. Integrated risk information system. Washington, D.C.: U.S. Environmental Protection Agency. Available at: www.epa.gov/iris/subst/0057.htm. Accessed 23 July 2010.

EPA. 2004. National emission standards for hazardous air pollutants: Solvent extraction for vegetable oil production. 40 CFR Part 63. Washington, D.C.: U.S. Environmental Protection Agency. Available at: www.epa.gov/ttn/atw/vegoil/fr01se04.pdf. Accessed 23 July 2010.

Erickson, D R. 1995. Overview of modern soybean processing and link between processes. In Practical Handbook of Soybean Processing and Utilization, 56-64. D. R. Erickson, ed. Champaign, Ill.: AOCS Press and United Soybean Board.

ERS. 2009a. Farm business and household survey data: Customized data summaries from ARMS. Washington, D.C.: USDA Economic Research Service. Available at: www.ers.usda.gov/Data/ARMS/app/. Accessed 23 October 2010.

ERS. 2009b. Soybeans: Monthly value of products per bushel of soybeans processed, and spot price spread, U.S., 1990/91 - 2007/08. In Oil Crops Yearbook 2009. Washington D.C.: USDA Economic Research Service.

ERS. 2010. Agricultural biotechnology: adoption of biotechnology and its production impacts. Washington, D.C.: USDA Economic Research Service. Available at: www.ers.usda.gov/Briefing/biotechnology/chapter1.htm. Accessed 23 July 2010.

Feygin, M., and R. Satkin. 2004. The oil reserves to production ratio and its proper interpretation. Natural Resources Res. 13(1):57-60.

Graboski, M. 2002. Fossil energy use in the manufacture of corn ethanol. Prepared for the National Corn Growers Association, Chesterfield, Mo. Available at: www.oregon.gov/ENERGY/RENEW/Biomass/docs/FORUM/FossilEnergyUse.pdf?ga=t. Accessed 23 July 2010.

Haas, M. J., A. J. McAloon, W. C. Yee, and T. A. Foglia. 2006. A process model to estimate biodiesel production costs. Bioresource Tech. 97(4): 671-678.

Heimlich, R., F. Cornejo, W. McBride, C. Clotz-Ingram, S. Jans, and N. Brooks. 2000. Genetically engineered crops: Has adoption reduced pesticide use? AGO 273. Washington, D.C.: USDA Economic Research Service. Available at: www.ers.usda.gov/publications/agoutlook/aug2000/ao273f.pdf. Accessed 23 July 2010.

Hill, J., E. Nelson, D. Tilman, S. Polasky, and D. Tifanny. 2006. Environmental, economic, and energetic costs and benefits of biodiesel and ethanol biofuels. PNAS 103(30): 11206-11210.

Horowitz, J., R. Ebel, and K. Ueda. 2010. “No till” farming is a growing practice. Economic Information Bulletin No. 70. Washington, D.C.: USDA Economic Research Service. Vol. 54(3): 1031-1039 1039. Available at: www.ers.usda.gov/Publications/EIB70/EIB70.pdf. Accessed 15 December 2010.

Huo, H., M. Wang, C. Bloyd, and V. Putsche. 2008. Life-cycle assessment of energy and greenhouse gas effects of soybean derived
biodiesel and renewable fuels. ANL/ESD/08-2. Argonne, Ill.: Argonne National Laboratory. Available at: www.transportation.anl.gov/pdfs/AF/467.pdf. Accessed 23 July 2010.

Kovach, J., C. Petzoldt, J. Degni, and J. Tette. 2007. A method to measure the environmental impact of pesticides. Ithaca, N.Y.: Cornell University, New York State Integrated Pest Management Program. Available at: http://ecommons.cornell.edu/bitstream/1813/5203/1/FLS-139.pdf.

NASS. 2005. Agricultural chemical usage: 1990-2005 field crops summaries. Washington, D.C.: USDA National Agricultural Statistics Service. Available at: http://usda.mannlib.cornell.edu/MannUsda/viewDocumentInfo.do?documentID=1560.

NASS. 2007. Agricultural chemical usage: 2006 field crops summary. Ag Ch 1(07)a. Washington, D.C.: USDA National Agricultural Statistics Service. Available at: http://usda.mannlib.cornell.edu/usda/nass/AgriChemUsFC//2000s/2007/AgriChemUsFC05162007_revision.pdf. Accessed 23 July 2010.

NASS. 2010. Data and statistics: Quick Stats 2.0. Washington, D.C.: USDA National Agricultural Statistics Service. Available at: http://quickstats.nass.usda.gov/. Accessed 2 October 2010.

Pradhan, A., D. S. Shrestha, J. Van Gerpen, and J. Duffield. 2008. The energy balance of soybean oil biodiesel production: A review of past studies. Trans. ASABE 51(1): 185-194.

Pradhan, A., D. S. Shrestha, A. McAloon, W. Yee, M. Haas, J. A. Duffield, and H. Shapouri. 2009. Energy life-cycle assessment of soybean biodiesel. Agricultural Economic Report No. 845. Washington, D.C.: USDA, Office of the Chief Economist, Office of Energy Policy and New Uses. Available at: www.usda.gov/oce/reports/energy/ELCAofSoybeanBiodiesel91409.pdf. Accessed 15 December 2010.

Shapouri, H., J. Duffield, and M. Wang. 2002. The energy balance of corn ethanol: An update. AER‐813. Washington, D.C.:USDA, Office of the Chief Economist, Office of Energy Policy and New Uses. Available at: www.transportation.anl.gov/pdfs/AF/265.pdf. Accessed 23 July 2010.

Sheehan, J., V. Camobreco, J. Duffield, M. Graboski, and H. Shapouri. 1998. Life-cycle inventory of biodiesel and petroleum diesel for use in an urban bus. NREL/SR-580-24089. Golden, Colo.: National Renewable Energy Laboratory.

USDA. 2008. USDA agricultural projections to 2017. OCE-2008-1. Washington, D.C.: USDA, Office of the Chief Economist. Available at: www.ers.usda.gov/publications/oce081/oce20081.pdf. Accessed 23 July 2010.

Vigon, B. W., D. A. Tolle, B. W. Cornaby, H. C. Latham, C. L. Harrison, T. L. Boguski, R. G. Hunt, and J. D. Sellers. 1993. Life-cycle assessment inventory guidelines and principles. EPA/600/R‐92/245. Columbus, Ohio: U.S. Environmental Protection Agency. Available at: www.p2pays.org/ref/14/13578.pdf. Accessed 23 July 2010.
Wang, M. Q., and H. S. Huang. 1999. A full fuel‐cycle analysis of energy and emissions impacts of transportation fuels produced from natural gas. ANL/ESD-40. Argonne, Ill.: Argonne National Laboratory. Available at: www.transportation.anl.gov/pdfs/TA/13.pdf. Accessed 23 July 2010.

Woerfel, J. B. 1995. Extraction. In Practical Handbook of Soybean Processing and Utilization, 65-92. D. R. Erickson, ed. Champaign, Ill.: AOCS Press and United Soybean Board.