Avaliação de Biodigestores como sistemas sustentáveis para tratamento de efluentes da suinocultura

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AVALIAÇÃO DE BIODIGESTORES COMO SISTEMAS 
SUSTENTÁVEIS PARA TRATAMENTO DE EFLUENTES DA 
SUINOCULTURA 
Joney Tadeu Papi Muzzi de Gouvêa1, Carlos Alberto Leite Soares2 
 
RESUMO 
O crescimento acentuado na quantidade de suínos produzidos no país, juntamente com 
a crescente demanda mundial por carne e alinhados à falta de planejamento de infraestrutura 
sanitária para a destinação final dos efluentes gerados pela suinocultura, geraram nas últimas 
décadas, no Brasil, um grande passivo ambiental, sobretudo nas pequenas propriedades rurais, 
com baixo acesso aos sistemas de tratamento. Os biodigestores apresentam-se como uma 
alternativa de tratamento dos efluentes rurais, com fácil manejo e implantação, o que os tornam 
uma das melhores formas de mitigar os passivos ambientais gerados pela suinocultura. Com 
base em levantamentos bibliográficos foi possível detalhar a concepção dos biodigestores 
empregados no meio rural e identificar suas potencialidades para utilização em propriedades 
rurais produtoras de suínos. Através do dimensionamento de um sistema de tratamento para um 
plantel hipotético de suínos, foi possível verificar quantitativamente dados relacionados à 
geração do biogás, geração de energia e redução de potencial poluidor do efluente. 
 
Palavras chave - biodigestores; efluentes rurais; suinocultura, biogás, fertirrigação. 
 
INTRODUÇÃO 
De acordo com o Censo Agropecuário Brasileiro, elaborado pelo IBGE (2017), o Brasil 
possuía 1.445.363 estabelecimentos agropecuários produtores de suínos e um plantel na ordem 
de 39.176.271 de cabeças de suíno. Deste total, a região sul do país concentrava 54% do 
rebanho, seguida pelo sudeste com 16%, centro-oeste com 15%, nordeste com 10% e norte com 
apenas 4%. Entre os anos de 1996 e 2017, o número de cabeças de suínos aumentou de 
 
1 Engenheiro Civil, Pontifícia Universidade Católica de Minas Gerais, joneymuzzi@gmail.com 
2 Orientador, Professor do curso de Especialização em Engenharia Sanitária e Ambiental, Pontifícia Universidade 
Católica de Minas Gerais, carleite61@hotmail.com 
27.811.244 para 39.176.271, o que representa um incremento de 41% na quantidade de animais 
produzidas no país (IBGE, 2017). 
O crescimento na capacidade produtiva da agropecuária brasileira e na quantidade de 
suínos não foi acompanhada por um crescimento proporcional no manejo e tratamento dos 
dejetos gerados por esse tipo de produção. 
Os impactos ambientais ocasionados pela produção animal confinada, na qual a 
suinocultura figura como uma das principais, são reconhecidos como um problema já 
identificado em diversas partes do mundo (MIRANDA, 2005). 
Dadas as características predominantes de produção de suínos, grandes quantidades de 
animais confinados em áreas reduzidas e, muitas vezes, com propriedades produtoras próximas 
umas das outras, a suinocultura é considerada uma atividade produtiva de elevado potencial 
poluidor (DAL MAGO, 2009). 
 A forma com que a lógica produtiva da suinocultura foi elaborada permitiu otimizar a 
produção ocupando uma menor área agrícola por suíno alojado. Miranda (2005), relata que a 
produção industrial de suínos permitiu que a área agrícola por animal fosse reduzida, entretanto 
a aplicação de dejetos diretamente no solo se manteve como o manejo predominante. A prática 
de manejo adotada em somatória ao volume de dejetos produzidos não permite que as culturas 
agrícolas assimilem todos os nutrientes gerados, tornando os dejetos suínos uma crescente causa 
da degradação da qualidade ambiental. 
O despejo dos efluentes e dejetos oriundos da produção de suínos, muito comumente, 
são realizados diretamente nos solos sem nenhum tipo de tratamento prévio. Dal Mago (2009) 
destaca que devido a quantidade produzida, o solo e as culturas agrícolas perdem a capacidade 
de absorção e de assimilação de todo o dejeto gerado, ocasionando a redução da qualidade 
ambiental e por consequência, gerando poluição no solo, água e ar. 
Para Miranda (2005), quando lançados no ambiente sem o devido tratamento, os dejetos 
suínos provocam a poluição dos recursos hídricos, causando a diminuição do oxigênio 
dissolvido (OD) e podem ocasionar o aumento de nutrientes, que em excesso, geram danos a 
fauna e flora aquática. 
Do processo de acondicionamento diretamente no solo, os principais problemas e efeitos 
nocivos são gerados pela emissão do nitrogênio, fósforo e demais minerais existentes nos 
dejetos (MIRANDA, 2005). Como resultante do acúmulo desses minerais no solo e o 
carreamento destes pela chuva, pode-se destacar a possibilidade e eutrofização dos cursos 
d’água. 
O aumento exagerado na quantidade de fósforo e nitrogênio na água, gera a 
eutrofização, culminando no aumento da quantidade de algas e na consequente baixa na 
quantidade de oxigênio presente no meio. A redução da quantidade de oxigênio dissolvido na 
água acarreta a mortandade da fauna e flora aquática. 
Os efluentes gerados pelas granjas suínas, segundo Belli Filho (1995) apud Dal Mago 
(2009), são compostos basicamente por uma mistura de fezes e urina dos suínos, água de 
higienização e lavagem dos equipamentos, resíduos de ração, água dos bebedouros dos animais 
e eventuais águas pluviais. 
O tamanho do rebanho, a quantidade de água empregada na limpeza das baias e 
desperdícios gerados nos bebedouros influenciam diretamente na quantidade de dejetos 
gerados. (OLIVEIRA et al., 1993). Perdas com a água, por exemplo, podem gerar aumento nos 
custos de armazenamento, transporte, tratamento e distribuição dos dejetos, devido ao 
acréscimo no volume dos efluentes gerados. 
Ainda segundo Oliveira et al. (1993), outro ponto fundamental para a quantidade de 
dejetos produzidos diariamente está relacionado ao peso vivo de cada animal. A quantidade de 
resíduos gerados por cabeça pode variar de 4,9% a 8,5% do peso vivo/dia, o que pode 
corresponder de 15kg a 100kg dia. A produção diária média de esterco por suíno pode ser 
observada na tabela 01. 
 
Tabela 01: Produção média diária de esterco (kg), esterco + urina (kg) e dejetos líquidos por 
animal por fase. 
Categoria de suínos Esterco kg/dia Esterco + urina kg/dia Dejetos líquidos l/dia 
25 – 100 kg 2,30 4,90 7,00 
Porcas em gestação 3,60 11,00 16,00 
Porcas em lactação 6,40 18,00 27,00 
Machos 3,00 6,00 9,00 
Leitão desmamado 0,35 0,95 1,40 
Fonte: Adaptado de Oliveira et al. (1993). 
 
 Nesse contexto, faz-se extremamente necessária a inclusão, disseminação e implantação 
de sistemas de tratamento de efluentes que permitam aos produtores rurais mitigar os passivos 
ambientais gerados pela suinocultura, de forma conjunta a uma sustentabilidade econômico-
financeira da sua propriedade. Os sistemas anaeróbios de tratamento, destacando-se os 
biodigestores, despontam como alternativas a serem implantadas nessas propriedades rurais. 
SISTEMAS ANAERÓBIOS DE TRATAMENTO 
 Apesar do termo biodigestor também ser empregado para sistemas de tratamento 
anaeróbio de outras fontes de efluentes, o conceito de biodigestor normalmente é utilizado para 
denominar os tratamentos anaeróbios utilizados no tratamento de dejetos suínos (DAL MAGO, 
2009). 
 Chernicharo (2016), ressalta que os digestores anaeróbios têm sido amplamente 
utilizados para o tratamento de efluentes biológicos, incluindo culturas agrícolas, dejetos de 
animais, lodos de ETEs. 
Fatores como a viabilidade econômica de implantação e a possibilidade de geração de 
subprodutos influenciam no tipo de sistema a ser adotado. Para Monteiro (2005), a utilização 
de sistemas anaeróbios para o tratamento dos efluentes é fundamentada na relação custo 
benefício para o produtor rural, sobretudo pela
possibilidade de geração de insumos resultantes 
do tratamento, como o condicionamento do lodo no solo, como biofertilizante, a geração de 
energia a partir do biogás e a produção de macrófitas de superfície que podem ser utilizadas 
como alimento para a piscicultura. 
O sistema de tratamento mais simples empregado nas propriedades rurais é o de lagoa 
anaeróbia, conhecida popularmente no meio rural como esterqueira. Segundo Monteiro (2005), 
este tipo de lagoa possui a função de captar o volume de dejetos líquidos produzidos e reserva-
los por 120 dias, para que ocorra o processo de fermentação anaeróbia da matéria orgânica. 
As lagoas anaeróbias são uma forma alternativa de tratamento, onde a alta carga de DBO 
(Demanda Bioquímica de Oxigênio), ocasionada pela grande presença de matéria orgânica, é 
essencial para que as condições anaeróbias sejam estabelecidas. Esse tipo de lagoa tem sido 
empregado no tratamento de esgoto doméstico e industrial com características 
predominantemente orgânicas, com altos teores de DBO, como matadouros, laticínios, bebidas 
e etc. (VON SPERLING, 2017). 
Ainda segundo Von Sperling (2017), as lagoas anaeróbias atingem uma eficiência de 
50% a 70% na remoção da DBO, por este motivo, é necessária a utilização de um sistema 
secundário de tratamento, utilizando-se normalmente uma lagoa facultativa, desta forma a 
eficiência na remoção da DBO estaria entre 75% e 85%. A figura 01 demonstra o sistema de 
lagoa anaeróbia seguida de lagoa facultativa. 
 
 
 
 
Figura 01: Sistemas de lagoa anaeróbia seguido por lagoa facultativa. 
 
Fonte: Von Sperling (2017). 
 
O processo de digestão anaeróbia existente no sistema ocorre em duas etapas: na 
primeira, caracterizada pela presença de bactérias acidogênicas, ocorre a conversão da matéria 
orgânica em moléculas mais simples e depois em ácidos. Na segunda etapa, caracterizada pela 
presença de bactéricas metanogênicas, ocorre a remoção da DBO, juntamente com a matéria 
orgânica e ácidos, sendo convertida em metano, gás carbônico e água, principalmente (VON 
SPERLING, 2017). 
A eficiência do sistema de tratamento composto por uma lagoa anaeróbia seguida por 
uma lagoa facultativa pode ser observada na tabela 02. 
 
Tabela 02: Característica do sistema para remoção de DBO. 
Item geral Item específico 
Sistema de lagoa anaeróbia 
seguida de lagoa facultativa 
Eficiência 
DBO (%) 75 – 85 
DQO (%) 65 – 80 
SS (%) 70 – 80 
Amônia (%) < 50 
Nitrogênio (%) < 60 
Fósforo (%) < 35 
Coliformes (%) 90 - 99 
Fonte: Adaptado de Von Sperling (2017). 
 
Chernicharo (2016) apresenta outras formas de tratamento anaeróbio para os efluentes 
com alta carga orgânica. Dentre estes, podem ser destacados os Digestores Anaeróbios de Lodo, 
Tanque Séptico e os Reatores de Fluxo Ascendente e Manda de Lodo (UASB). 
Esses sistemas normalmente são constituídos de uma câmara de digestão, construída 
normalmente em estrutura de concreto pré-fabricada ou moldada in loco, onde ocorrerá a 
sedimentação dos sólidos suspensos, a formação do lodo, a digestão da carga orgânica e a 
formação do biogás. O sistema construtivo das câmaras de digestão anaeróbia, com materiais 
como o concreto armado, torna esses sistemas potencialmente mais caros quando comparados 
ao sistema de lagoas anaeróbias. 
 
BIODIGESTORES RURAIS 
Os sistemas de tratamento anaeróbio empregados no meio rural normalmente recebem 
o nome de biodigestor. Existem alguns modelos distintos de biodigestores, dentre os quais 
podem ser destacados os modelos: Indiano, Chinês, Canadense (fluxo tubular) e o de Batelada. 
Para Oliveira (2004), esses modelos de biodigestores têm se mostrado atraentes devido ao baixo 
custo, devido à pouca tecnologia associada e a facilidade de manutenção. 
Oliveira et al, (1993), descreve os biodigestores como sistemas constituídos, 
normalmente, por um tanque de digestão (ou câmara) e por um gasômetro (campânula), sendo 
o primeiro, responsável pelo processo de armazenagem e de digestão anaeróbia do efluente e o 
segundo pela armazenagem do biogás produzido pela digestão anaeróbia. 
Monteiro (2005), descreve os biodigestores como câmaras destinadas a realizar a 
digestão anaeróbia da matéria orgânica e que geram, como resultados do processo, o biogás e 
o biofertilizante. Ainda segundo o autor, os biodigestores podem ser do tipo batelada ou 
contínuo. 
 A frequência de fornecimento de dejetos para tratamento é determinante para a definição 
do tipo de sistema adotado, batelada ou contínuo. Nas propriedades produtoras de suínos, por 
exemplo, em que os dejetos são gerados diariamente e por consequência a limpeza das granjas 
também é diária, são indicados os sistemas contínuos (Canadense, Indiano e Chinês). 
Para Oliveira (2004), os modelos indiano e canadense (lagoa) possuem fácil execução e 
são muito úteis nos casos em que exista uma produção contínua de dejetos, como é o caso dos 
sistemas de produção de suínos. 
Em granjas de aves de corte, onde a retirada dos dejetos ocorre apenas na troca da cama 
da granja, em tempos espaçados, é indicado o sistema de batelada, onde o biodigestor é 
alimentado uma única vez com o efluente a ser tratado sendo descarregado apenas quando todo 
o processo de tratamento é concluído. 
 A essência de funcionamento dos biodigestores é muito similar aos sistemas de lagoas 
anaeróbias, tanques sépticos e UASB. Sendo que esses sistemas também são empregados em 
algumas propriedades rurais no país. 
 As concepções dos modelos indiano, chinês e batelada são bastante similares. Segundo 
Oliveira (2004), as câmaras de digestão desses modelos normalmente são construídas abaixo 
do nível do solo, com materiais como pedra, tijolos e concreto. No topo dessas câmaras são 
instaladas campânulas para o armazenamento do biogás, que podem ser feitas de ferro, fibra de 
vidro ou PVC. Nos modelos indiano e de batelada, as campânulas normalmente são concebidas 
para possuírem certa mobilidade no sentido vertical, no modelo chinês a campânula é fixa. O 
esquema construtivo de um biodigestor modelo indiano pode ser visualizado na figura 02. 
 
Figura 02: Esquema construtivo de um biodigestor modelo indiano. 
 
Fonte: Deganutti et al (2002). 
 
Onde: 
H é a altura do nível de substrato 
Di é o diâmetro interno do biodigestor 
Dg é o diâmetro do gasômetro; 
Ds é o diâmetro interno da parede superior; 
h1 é a altura ociosa (reservatório do biogás); 
h2 é a altura útil do gasômetro; 
a é a altura da caixa de entrada; 
e é a altura de entrada do cano com o efluente. 
 
Oliveira (2004) ressalta que o modelo de lagoa anaeróbia coberta com lona de PVC, 
modelo de biodigestor denominado Modelo Canadense, tem ganhado destaque no uso nas 
propriedades rurais devido ao seu menor custo, menor manutenção e facilidade de implantação, 
além de proporcionar a captação de biogás. 
A lagoa anaeróbia coberta possui uma concepção muito similar a uma esterqueira, 
diferenciando-se pela presença da cobertura, feita de lona de PVC ou PEAD, responsável pela 
acumulação do biogás para posterior captação (DAL MAGO, 2009). 
O dimensionamento do biodigestor modelo canadense segue os mesmos princípios de 
uma lagoa anaeróbia, considerando, por exemplo, o volume de efluentes gerados diariamente 
pela propriedade, o tempo de retenção hidráulica para o tratamento e a geometria da lagoa. O 
sistema de biodigestor Canadense composto por biodigestor seguido de lagoa facultativa pode 
ser visualizado na imagem 01. 
 
Imagem 01: Biodigestor modelo Canadense seguido de lagoa facultativa. 
 
Fonte: Sansuy (2019). 
 
O tempo de retenção hidráulica (TRH) adotado nos biodigestores, ou seja, o período em
que o efluente ficará inserido no sistema, varia de acordo com o nível de contaminação do 
efluente, sendo este período estimando entre 30 e 50 dias, mas é comum encontrar sistemas 
com TRH variando entre 22 a 30 dias (OLIVEIRA, 2004). 
O dimensionamento do biodigestor será influenciado por fatores como a área disponível 
para a implantação deste e pela quantidade de dejetos a serem tratados. Monteiro (2005), 
ressalta que o tamanho do biodigestor deve ser condizente com a demanda energética da 
propriedade, a capacidade de consumo do biogás produzido, com o número de animais 
produtores de dejetos e com a área para aplicação do biofertilizante. 
 A produção do biogás é apenas uma das vantagens obtidas pela biodigestão anaeróbia, 
podem também ser destacados o tratamento do efluente, a redução de patógenos e DBO 
(demanda bioquímica de oxigênio), a produção de biofertilizante, baixos custos operacionais e 
a possibilidade de se executar sistemas descentralizados de tratamento de efluentes na 
propriedade (OLIVEIRA, 2004). 
 
BIOGÁS 
O biogás é um subproduto oriundo do processo de tratamento anaeróbio que pode ser 
composto por uma mistura e concentração de diversos gases. Os principais gases componentes 
do biogás são o gás metano (CH4) e o gás carbônico (CO2) (DAL MAGO, 2009). 
A formação do biogás, de acordo com Oliveira (2004), parte do processo de digestão 
anaeróbia, que consiste em um combinado de microrganismos que metabolizam materiais 
orgânicos complexos como carboidratos, lipídios e proteínas e produzem metano (CH4), 
dióxido de carbono (CO2) e material celular. 
Monteiro (2005) aponta o gás metano como o principal componente do biogás, com 
características próprias como as de ser inodoro, incolor e insípido. O autor aponta ainda a 
existência de outros gases na composição do biogás, estes com características como odor ácido, 
semelhantes ao de vinagre e ovo podre, como é o caso do gás sulfídrico (H2S). 
A composição do biogás gerado no tratamento anaeróbio da suinocultura constitui-se de 
uma mistura de metano (65-70%), gás carbônico (30-35%) e vapor de água, sendo que a 
presença do metano confere ao biogás o potencial energético que o permite ser um substituto 
do gás liquefeito de petróleo (GLP), da lenha, de combustíveis fósseis para alimentação de 
motores geradores de energia e como fonte de geração de energia térmica (OLIVEIRA, 2004). 
A composição média do biogás pode ser observada na tabela 02. 
 
Tabela 02: Composição média da produção de biogás. 
Composição de Gases Percentagem (%) 
Metano 55 – 70 
Dióxido de Carbono 27 – 45 
Nitrogênio 3 – 5 
Hidrogênio 1 – 10 
Oxigênio 0,1 
Sulfeto de hidrogênio Traços 
Monóxido de Carbono 0,1 
Fonte: National Academy of Sciences, (1977); La Farge (1995) apud Oliveira (2004). 
 
O potencial calorífico e a pureza do biogás são diretamente relacionadas a quantidade 
de metano existe no composto, quanto maior essa quantidade, maior será a pureza do biogás. O 
poder calorífico do biogás atinge de 5.000 a 7.000 kcal/m³ de acordo com a sua pureza, 
relacionada a presença do gás metano (ZAGO, 2003 apud. MONTEIRO, 2005). 
A tabela 03 apresenta a comparação do potencial calorífico do biogás em relação a 
outros tipos de fontes de energia. 
 
Tabela 03: Poder calorífico do biogás em relação a outras fontes de energia. 
Fontes de energia Poder calorífico 
 (Joules / cm³) (kcal / m³) 
Biogás (65 – 70%, CH4) 21,5 – 27,7 5.155 – 6.622 
Metano 33,2 – 39,6 7.931 – 9.460 
Gás Carvão 16,7 – 18,5 3.990 – 4.420 
Gás Natural 38,9 – 81,4 9.293 – 9.446 
Propano 81,4 – 96,2 19.446 – 22.982 
Butano 107,3 – 125,8 24.561 – 30.054 
Fonte: National Academy of Sciences (1977) apud Oliveira (2004). 
 
Segundo Chernicharo (2016), os sistemas anaeróbios de tratamento de efluentes 
possuem a vantagem de converter cerca de 50 a 70% do material orgânico degradável em 
metano e apenas de 5 a 10% em biomassa (lodo). 
Dal Mago (2009) afirma que a produção de biogás está relacionada a diversos fatores, 
todos eles passíveis de controle, podendo a produção de gás ser relacionada, por exemplo, ao 
tipo de biomassa utilizado. A produção de metano a partir da biomassa também pode ser 
estimada levando a consideração de sólidos voláteis (SV) removidos nos processos anaeróbios. 
Oliveira (1991), relata que os dejetos suínos possuem bom potencial energético para 
produção de biogás devido a sua constituição, mais de 70% dos sólidos totais são constituídos 
por sólidos voláteis, que são o substrato dos microrganismos responsáveis pela produção do 
biogás. 
Na mesma linha de pensamento, Chernicharo (2016) defende que as características do 
composto orgânico a ser degradado serão determinantes para a composição do biogás gerado e 
a proporção dos gases nele existentes, as condições ambientais do reator também influenciam 
no biogás. A tabela 04 apresenta dados sobre a produção diária de biogás para diferentes 
sistemas de criação animal. 
 
 
 
 
 
Tabela 04: Produção de dejeto e de biogás de acordo com o peso vivo de cada animal. 
Animal 
(peso vivo) 
Kgesterco/animal.dia m³biogás/ Kgesterco m³biogás/Kg SV m³biogás/animal.dia 
Bovino (500kg) 10 – 15 0,038 0,094 – 0,31 0,36 
Equino (400kg) 10 – 12 0,022 0,082 – 0,28 0,2 
Suínos (90kg) 2,3 – 2,5 0,079 0,37 – 0,50 0,24 
Aves (2,5kg) 0,12 – 0,9 0,05 0,31 – 0,62 0,014 
Ovinos (35kg) 0,5 – 0,9 0,022 0,10 – 0,28 0,22 
Fonte: National Academy of Sciences (1997) apud Oliveira et al. (1993). 
 
O biogás resultante do processo anaeróbio realizado no tratamento dos efluentes suínos 
possui elevado poder energético e sua composição varia conforme a biomassa existente. O 
biogás produzido por um biodigestor consegue suprir praticamente toda a demanda energética 
básica de uma residência rural, como: cozimento, iluminação e geração de energia elétrica para 
diversas atividades (MONTEIRO, 2005). 
Seguindo a mesma linha de raciocínio, Oliveira (2004) defende que o biogás produzido 
pode ser aproveitado no próprio sistema de produção de suínos, como no aquecimento das 
granjas, na refrigeração, iluminação, incubação, misturadores de ração e geradores de energia 
elétrica. 
A tabela 05 apresenta as diferentes aplicabilidades do biogás dentro de uma propriedade 
e seu consumo para cada tipo de uso ou insumo em que possa ser um substituto. 
 
Tabela 05: Consumo de biogás em diferentes atividades específicas. 
Atividade Especificação Consumo / biogás 
Cozimento Pessoa/dia 0,34 a 0,42 m³/h 
Iluminação 
Lâmpada/100W 
Camisa/40W (lampião 
0,13 m³/h 
0,45 a 0,51 m³/h 
Motor a gasolina ou diesel Biogás/HP (25% eficiência) 0,45 a 0,51 m³/h 
Incubadora Por m³ de capacidade 0,46 a 0,71 m³/h 
Água (ebulição) Litro 0,11 m³/h 
Gasolina Litro 1,33 m³ 
Diesel Litro 1,6 a 2,07 m³ 
Óleo Fuel (caldeira) Litro 1,4 a 1,8 m³ 
Eletricidade KWh 0,62 m³/h 
Campânula aquecimento 1.400 KW (suínos/aves) 0,15 m³/h - 0,17 m³/h 
Fonte: Biomass Energy Institute (1978); La Farge (1995) apud Oliveira (2004). 
 
Outra comparação em relação ao potencial de usos do biogás em relação a outras fontes 
de energia é apresentada por Deganutti et al. (2002), conforme pode ser observado na tabela 06. 
 
 
Tabela 06: Relação comparativa entre biogás e os combustíveis usuais. 
Biogás Equivalência 
I m³ de biogás 
0,61 L de gasolina 
0,57 L de querosene 
0,55 L de óleo diesel 
0,45 kg de gás liquefeito 
0,79 L de álcool combustível 
1,54 kg de lenha 
1,43 kWh de energia elétrica 
Fonte: Deganutti et al. (2002). 
 
O biogás gerado nos processos de metabolização bacteriana dentro dos biodigestores é 
retido e acumulado nas estruturas de PVC e PEAD fixadas sobre as lagoas. Conforme
pode ser 
observado na imagem 02. 
 
Imagem 02: Estrutura em PVC para armazenagem do biogás. 
 
Fonte: Dal Mago (2009). 
 
A condução deste biogás é realizada em tubulações e pode ser destinada para dois pontos 
subsequentes à lagoa, são direcionados para queima ou para um ponto de armazenamento onde, 
a partir daí, poderá ser destinado para as diversas atividades existentes dentro da propriedade 
rural. Os pontos de queima e o sistema de condução do biogás podem ser observados na imagem 
03. 
 
 
 
Imagem 03: Sistema de condução e queima do biogás. (a) detalhe da tubulação de saída do 
biogás; (b) queimador do biogás. 
 
(a) (b) 
Fonte: Dal Mago (2009). 
 
FERTIRRIGAÇÃO 
Um dos subprodutos mais valorizados do processo de tratamentos dos efluentes da 
suinocultura é o biofertilizante, que podem ser aplicados diretamente no solo como adubo 
orgânico. Segundo Dal Mago (2009), esses biofertilizantes possuem alto teor nutritivo para o 
solo, podendo substituir parcialmente ou totalmente o uso de adubos químicos, gerando 
aumento da produtividade agrícola e a redução nos custos de produção da propriedade. 
Ainda segundo o autor, para que o biofertilizante se torne rentável ao produtor em 
relação à utilização dos adubos químicos é necessária uma análise de viabilidade prévia de 
elementos como a existência de instalações e maquinário para manejo e tratamento do dejeto. 
Também devem ser analisadas as condições nutricionais do biofertilizante, como a 
concentração de nitrogênio, fósforo e potássio (NPK) existentes e a distância do ponto de 
armazenagem do biofertilizante e os locais de aplicação. 
 Monteiro (2005), ressalta que a competitividade econômica do uso de biofertilizante em 
relação aos fertilizantes minerais dependerá de análises de instalações e equipamentos 
existentes na propriedade, além da composição química-mineral do biofertilizante. Deve-se 
considerar a concentração de nitrogênio, fósforo e potássio nos dejetos, a logística de 
distribuição do adubo na lavoura, o sistema de aplicação e o volume anual a ser aplicado, 
conforme necessidade nutricional na cultura e do solo. 
Scherer (2002), aponta a necessidade de se realizar análises periódicas do solo, 
determinar a quantidade de nutrientes existentes no adubo, e com base nos índices quantitativos 
de cada nutriente encontrado, determinar a quantidade de adubo para cada cultura. 
 As características nutricionais de cada solo e a densidade dos dejetos são fundamentais 
para que se possa avaliar a aplicabilidade da adubação orgânica nas propriedades, e em muitos 
casos, é necessária a complementação com adubação química. (GIROTTO; CHIOCHETTA, 
2004). 
 Scherer (2002), destaca que os dejetos mais densos podem ser aplicados no solo com a 
utilização de tanques de distribuição acoplados em tratores, os dejetos mais líquidos, com maior 
teor de água, devem ser aplicados, preferencialmente com sistemas de aspersão com 
motobomba. A aplicação com tanque de distribuição acoplada em trator pode ser melhor 
visualizada na imagem 04. 
 
Imagem 04: Fertirrigação com uso de tanque de distribuição acoplado a trator. 
 
Fonte: Fatritol (2019). 
 
 Estudos apresentados por Konzen (2003) demonstraram que em áreas adubadas de até 
6 hectares a aspersão foi mais onerosa em relação ao tanque mecanizado, em áreas de 12 
hectares os custos de ambos os processos se tornam equivalentes, a partir de 18 hectares o 
sistema de aspersão se torna mais atrativo. 
 Nos mesmos estudos foi descrito que a produção de milho adubado com dejetos suínos 
obteve uma rentabilidade de 64% a 68%, sem serem considerados os efeitos benéficos que a 
adubação orgânica gerou no solo. Desta forma, os benefícios econômicos dos sistemas de 
produção de grãos com utilização de dejetos tratados da suinocultura superam seus custos. 
 
PADRÕES DE QUALIDADE DA ÁGUA E LANÇAMENTO EM CORPO HÍDRICO 
 O Brasil possui legislação específica sobre a classificação dos cursos d’água quanto as 
suas características físicas e bioquímicas. As Resoluções nº 357/2005 e nº 430/2011 
determinaram 4 classes de corpos hídricos, sendo cada uma mais restritiva em relação a outra 
em aspectos como o tipo de uso. 
 O tipo de uso da água em relação a classificação do corpo hídrico pode ser observado 
no quadro 01 
 
Quadro 01: Classificação do corpo hídrico em relação aos usos preponderantes. 
Uso da água 
Classe 
1 2 3 4 
Abastecimento Doméstico X X X 
Preservação do equilíbrio natural 
das comunidades aquáticas 
 
Recreação de contato primário X X 
Proteção das comunidades 
aquáticas 
X X 
Irrigação X X X 
Pesca X X 
Dessedentação de animais X 
Navegação X 
Harmonia paisagística X 
Fonte: adaptado de Brasil – Ministério do Meio Ambiente (2005). 
 
 O lançamento de qualquer efluente gerado nas propriedades rurais, em um corpo 
hídrico, deve respeitar os parâmetros de qualidade estipulados nas resoluções. Parâmetros como 
a DBO, oxigênio dissolvido, pH, turbidez e etc., são determinantes para o enquadramento da 
água em uma das classes existentes. O quadro 02 apresenta os níveis de DBO tolerados para 
cada classe de corpo hídrico. 
 
Quadro 02: Padrões de qualidade da água – relação DBO e classe de corpo hídrico 
Parâmetro Unidade 
Classe 
1 2 3 4 
Demanda Bioquímica 
de Oxigênio 
mg/L 3 5 10 - 
Fonte: adaptado de Brasil – Ministério do Meio Ambiente (2005). 
MATERIAIS E MÉTODOS 
 Para uma exemplificação prática dos conceitos e dados apresentados anteriormente, foi 
elaborado um sistema de tratamento de efluentes para uma unidade hipotética produtora de 
suínos, no município de Pará de Minas, no estado de Minas Gerais, contendo 500 animais com 
pesos variando de 30kg a 90kg. 
 Considerando a disponibilidade, na propriedade, de elementos como área para 
implantação do sistema de tratamento, água, equipe de funcionários a serem treinados para 
operação/manutenção do sistema e recursos financeiros para implantação, optou-se pela 
construção de um sistema composto por um biodigestor (tratamento primário), seguido de duas 
lagoas facultativas (tratamentos secundário e terciário). Desta forma, espera-se obter um 
efluente final dentro dos padrões de qualidade compatíveis com um corpo hídrico classe 2. 
 Com base nos dados apresentados anteriormente na tabela 01, pode-se considerar, para 
as características de peso dos animais da granja a ser dimensionada, a produção média diária de 
7,00 litros de dejetos líquidos por animal. 
 Oliveira et al (1993), apresenta dados referentes a composição completa dos resíduos 
líquidos em unidades de crescimento e terminação com suínos de 25kg a 100kg. Esses dados 
podem ser observados na tabela 07. 
 
Tabela 07: Características dos dejetos de suínos em unidade de crescimento e terminação. 
Parâmetros Média Coeficiente de Variação (%) 
pH 6,94 2,45 
Matéria seca (%) 8,99 13,68 
Sólidos totais/ST (%) 9,00 27,33 
Sólidos voláteis/SV (%) 73,05 5,86 
Nitrogênio total (%) 0,60 8,33 
Fósforo (%) 0,25 28,00 
Potássio (%) 0,12 33,33 
DBO5 (g/litro) 52,27 22,71 
DQO (g/dia) 98,65 17,32 
Fonte: Konzen (1980) apud Oliveira (1993). 
Para dimensionar a lagoa anaeróbia seguida de lagoa facultativa foram considerados os 
seguintes dados: 
Quantidade de suínos = 500 
Vazão afluente = 3.500l/dia ou 3,5m³/dia 
DBO afluente So = 52,27g/L = 52270mg/L (com base na tabela 07) 
Temperatura = 23°C (líquido) 
Dimensionamento da Lagoa Anaeróbia 
 
Dimensionamento do Biodigestor 
 Com base nos dados apresentados anteriormente na tabela 01, pode-se considerar, para 
as características de peso dos animais da granja, a produção média diária de 7,00
litros de 
dejetos líquidos por animal. Desta forma, o total diário de efluente gerado na granja (Q) é obtido 
através da equação 1: 
 
Q = N x q 
(Equação 1) 
 Onde: 
 Q = efluente gerado na granja (m³/d) 
 N = número de suínos 
 q = produção diária de dejetos por animal (l/dia) 
 
 Para o estudo, temos: 
 
Q = 500 suínos x 7,00L/dia 
Q = 3.500L/dia ou 3,5m³/dia 
 
O dimensionamento do biodigestor anaeróbio se inicia através da determinação do 
tempo de retenção hidráulica (TRH) adotado para o sistema e, através desta, o volume útil 
necessário para o reator. O TRH adotado será de 30 dias, adequado ao prazo médio para as 
atividades de tratamento de efluentes da suinocultura, descrito por Oliveira (2004). 
O tempo de detenção, segundo Von Sperling (2017), é dado por: 
 
t =
V
Q
 
 
(Equação 2) 
Onde: 
t = tempo de retenção hidráulica (dias) 
V = volume útil da lagoa/reator (m³) 
Q = vazão média do afluente (m³/d) 
 Para o estudo de caso, considerando o TRH de 30 dias, o volume útil da lagoa será: 
 
V = t x Q 
V = 30d x 3,5m³/d 
V = 105m³ 
 
Segundo Von Sperling (2017), as lagoas anaeróbias devem possuir de 3m a 5m de 
profundidade para que as condições anaeróbias sejam predominantes no sistema e que a relação 
comprimento e largura deve ser de 2 a 4. Oliver et al. (2008) ressalta que a relação entre o 
comprimento e a largura de um biodigestor pode variar entre 2,7 a 3,0 para taludes com maiores 
dimensões. Para o biodigestor proposto foi adotada a profundidade de 5 metros. A área da lagoa 
será obtida por: 
 
A =
V
P
 
(Equação 3) 
 Onde: 
 A = área do biodigestor 
 V = volume útil da lagoa/reator (m³) 
 P = profundidade 
 
 Neste caso, a área do biodigestor desenvolvido será: 
 
A = 105m³ / 5m 
A = 21m² 
 
 Para a área encontrada adotou-se a dimensão de 7m de comprimento e 3m de largura, 
obtendo-se a relação entre comprimento e largura de 2,33. 
 Os valores para DQO, sólidos totais (ST) e sólidos voláteis (SV) do afluente foram 
considerados conforme dados apresentados por Dal Mago (2009) em seus estudos. Para a DQO 
foi encontrado o valor médio de 57,1g/L (57100mg/L), para ST o valor médio foi de 56,6g/L 
(56600mg/L) e para os SV o valor médio de 40,4g/L (40400mg/L). 
 A determinação da concentração do efluente final, segundo Chernicharo (2016), pode 
ser realizada a partir da eficiência esperada para o sistema na remoção da DBO, DQO e ST, 
através da equação 4. 
 
S = 𝑆0 − 
𝐸 𝑥 𝑆0
100
 
(Equação 4) 
 Onde: 
 S: concentração de DBO/DQO/SV/ST efluente (mg/L) 
 S0: concentração de DBO/DQO/SV/ST afluente (mg/L) 
 E: eficiência de remoção de DBO/DQO/SV/ST (%) 
 
Considerando a taxa de eficiência de 70% para remoção da DBO, DQO e SV, para 
remoção de ST adotou-se 65%, obtêm-se os seguintes valores para concentração do efluente do 
biodigestor: 
SDBO = 52270mg/L – (70x52270mg/L)/100 
SDBO = 15681mg/L 
 
SDQO = 57100mg/L – (70x57100mg/L)/100 
SDQO = 17130mg/L 
 
SSV = 40400mg/L – (70x40400mg/L)/100 
SSV = 12120mg/L 
 
SST = 56600mg/L – (65x56600mg/L)/100 
SST = 19810mg/L 
 
 As taxas adotadas para eficiência na remoção de SV, ST, DBO e DQO se enquadram 
nos valores encontrados por Dal Mago (2009), sendo estes de 75,5% para SV, de 68% para ST 
e de 72% para DQO. 
 
Dimensionamento de Lagoa Facultativa 
 Para o dimensionamento da lagoa facultativa optou-se por um TRH de 180 dias. Dessa 
forma, o volume requerido pela lagoa será dado pela equação 2. 
 
V = t x Q 
V = 180d x 3,5m³/d 
V = 630m³ 
A altura adotada para a lagoa facultativa foi de 1,8m, encontra-se a seguinte área 
requerida, conforme equação 3: 
 
A = 630m³ / 1,80m 
A = 350m² 
 
 Respeitando a relação comprimento/largura entre 2 e 3, adotou-se as dimensões de 28m 
de comprimento e 12,50m de largura. 
Após obtidas as dimensões da lagoa, deve-se determinar o coeficiente de remoção da 
DBO, dado pela equação 5. 
KT = K20 x θ (T-20) 
(Equação 5) 
 Onde: 
 KT: coeficiente de remoção da DBO em uma temperatura do líquido T qualquer (d) 
 K20: coeficiente de remoção da DBO na temperatura do líquido de 20°C (d) 
 θ: coeficiente de temperatura 
 
Segundo Von Sperling (2017), os valores de K (20°C), para lagoas facultativas, variam 
de 0,27d a 0,32d e o valor de θ é 1,05. 
 Logo, 
KT = 0,27d x 1,05
 (23-20) 
KT = 0,31d 
 
A concentração de DBO Solúvel Efluente será obtida através da equação 6. 
S = S0 / 1+K.t 
 (Equação 6) 
 Onde: 
 S: concentração de DBO solúvel efluente (mg/L) 
 S0: concentração de DBO total afluente (mg/L) 
 K: coeficiente de remoção de DBO (d-1) 
 t: tempo de detenção total (d) 
S = 15681 mg/L / 1+0,31x180d 
S = 276,07 mg/L 
 
 A eficiência de remoção do sistema será encontrada com base na equação 7. 
E = 100 x (S0 – DBOefl) / S0 
(Equação 7) 
 Onde: 
 E = eficiência do sistema biodigestor seguido de lagoa facultativa 
 S0 = concentração de DBO total efluente do biodigestor (mg/L) 
 DBOefl = DBO solúvel no efluente 
 
E = 100 x (52270 – 276,07) / 52270 = 99,47% de eficiência 
 
 Dada a elevada concentração de DBO encontrada após o tratamento secundário na lagoa 
facultativa, foi necessária a implantação de um tratamento terciário realizado por outra lagoa 
facultativa de menor dimensão. Para a segunda lagoa adotou-se o um TDH de 120 dias e 
profundidade de 1,8m. 
Dessa forma, o volume requerido pela segunda lagoa será dado pela equação 2. 
 
V = t x Q 
V = 120d x 3,5m³/d 
V = 420m³ 
 
Em sequência, encontra-se a seguinte área requerida, conforme equação 3: 
 
A = 420m³ / 1,80m 
A = 233,33m², considerado 234m² 
 
 Respeitando a relação comprimento/largura entre 2 e 3, adotou-se as dimensões de 24m 
de comprimento e 9,75m de largura. 
Após encontrar as dimensões da lagoa, deve-se determinar o coeficiente de remoção da 
DBO, dado pela equação 5. 
KT = 0,27d x 1,05
 (23-20) 
KT = 0,31d 
 
A concentração de DBO Solúvel Efluente será obtida através da equação 6. 
 
S = 276,07 mg/L / 1+0,31x120d 
S = 7,23 mg/L 
 
 A eficiência de remoção do sistema será encontrada com base na equação 7. 
 
E = 100 x (52270 – 7,23) / 52270 = 99,98% de eficiência 
 
Produção de Biogás 
 Segundo Chernicharo (2016), a avaliação de produção de biogás pode ser feita a partir 
da estimativa da carga de DQO afluente do biodigestor/reator, que é convertida em gás metano. 
A determinação da parcela de DQO transformada em metano CH4 pode ser feita por: 
 
DQOCH4 = Q.(S0-S) - Yobs.Q.S0 
(Equação 8) 
Onde: 
DQOCH4: carga de DQO convertida em CH4 (kgDQOCH4.d
-1) 
Q: vazão do esgoto afluente (m³.d-1) 
S0: concentração de DQO afluente (kgDQO. m
-3) 
S: concentração de DQO efluente (kgDQO. m-3) 
Yobs: coeficiente de produção de sólidos no sistema, em termos de DQO (0,11 a 0,23 
kgDQOlodo/kgDQOapl) 
 
DQOCH4 = 3,5m³/d x (57,10 - 17,13 kgDQO/m³) - 0,20 kgDQOlodo/kgDQOapl x 3,5m³/d x 57,10 
kgBQO/m³ 
DQOCH4 = 99,93 kgDQOCH4/d 
 
 Deve-se encontrar, em seguida, o fator de correção para temperatura operacional do 
biodigestor/reator, dada por: 
f (T) = P x KDQO / Rx(273+T) 
(Equação 9) 
 Onde: 
 f (T): fator de correção para a temperatura operacional do reator (kgDQO/m³) 
 P: pressão atmosférica (1 atm) 
 KDQO = DQO correspondente a um mol de CH4 (64 gDQO/mol) 
 R: constante dos gases (0,08206 atm.L/mol.K) 
 T: temperatura operacional do biodigestor/reator (°C) 
 
f (T) = (1atm x 64 gDQO/mol) / [0,08206atm.L/mol.K x (273+23°C)] 
f (T) = 2,63 kgDQO/m³ 
 
 Em seguida é calculada a produção volumétrica de metano QCH4,
através da equação 10. 
 
QCH4 = DQOCH4 / f (T) 
(Equação 10) 
Onde: 
QCH4: produção volumétrica de metano (m³/d) 
DQOCH4: carga de DQO convertida em CH4 (kgDQOCH4.d
-1) 
f (T): fator de correção para a temperatura operacional do reator (kgDQO/m³) 
 
QCH4 = 99,93 kgDQOCH4/d / 2,63 kgDQO/m³ 
QCH4 = 38,00m³/d 
 
 Após a obtenção da produção volumétrica teórica de metano, pode-se estimar o biogás 
produzido pelo sistema, considerando a taxa de 70% de metano no biogás, conforme afirma 
Oliveira (2004). A produção volumétrica do biogás produzido é dada por: 
Qbiogás = QCH4 / CCH4 
(Equação 11) 
 Na qual: 
 Qbiogás: produção volumétrica de biogás (m³/d) 
 QCH4: produção volumétrica de metano (m³/d) 
 CCH4: concentração de metano no biogás, usualmente entre 70% e 80% 
 Para o sistema dimensionado teremos: 
Qbiogás = 38,00m³/d / 0,70 
Qbiogás = 54,29m³/d 
 
 Considerando a redução de 39,97 kgDQO/m³.d (57,10 – 17,13) em relação a produção 
de biogás diária 54,29m³/d, teremos a geração de 1,36m³ biogás/kg DQOremov, que se aproxima 
bastante do valor encontrado por Dal Mago (2009), de 1,53m³ biogás//kg DQOremov. 
 Com base nos dados presentes na tabela 6, obtêm-se a equivalência do biogás produzido 
no sistema dimensionado, conforme tabela 08. 
 
Tabela 08: Relação comparativa entre biogás dimensionado e os combustíveis usuais. 
Biogás Equivalência Biogás dimensionado 
Equivalência 
dimensionado 
I m³ de biogás 
0,61 L de gasolina 
54,29m³/d 
33,12 L de gasolina 
0,57 L de querosene 30,94 L de querosene 
0,55 L de óleo diesel 29,86 L de óleo diesel 
0,45 kg de gás liquefeito 
24,43 kg de gás 
liquefeito 
0,79 L de álcool 
combustível 
42,89 L de álcool 
combustível 
1,54 kg de lenha 83,61 kg de lenha 
1,43 kWh de energia 
elétrica 
77,63 kWh de energia 
elétrica 
Fonte: o autor. 
 
 Com base na tabela 05, também é possível obter a relação comparativa do biogás gerado 
no sistema dimensionado em diferentes atividades específicas, como pode ser observado na 
tabela 09. 
 
Tabela 09: Consumo de biogás em diferentes atividades específicas em relação ao volume 
produzido. 
Atividade Especificação Consumo / biogás 
Biogás 
dimensionado 
Equivalência 
Cozimento Pessoa/dia 0,34 a 0,42 m³/h 
54,29m³/d 
ou 
2,26m³/h 
6,65 a 5,39 
Iluminação 
Lâmpada/100W 
Camisa/40W 
(lampião 
0,13 m³/h 
0,45 a 0,51 m³/h 
17,38 
5,02 a 4,43 
Motor a 
gasolina ou 
diesel 
Biogás/HP (25% 
eficiência) 
0,45 a 0,51 m³/h 5,02 a 4,43 
Incubadora 
Por m³ de 
capacidade 
0,46 a 0,71 m³/h 4,91 a 3,23 
Água 
(ebulição) 
Litro 0,11 m³/h 20,55L 
Gasolina Litro 1,33 m³ 1,70L/h 
Diesel Litro 1,6 a 2,07 m³ 1,41 a 1,09L/h 
Óleo Fuel 
(caldeira) 
Litro 1,4 a 1,8 m³ 1,61 a 1,26L/h 
Eletricidade KWh 0,62 m³/h 3,64kWh 
Campânula 
aquecimento 
1.400 KW 
(suínos/aves) 
0,15 m³/h - 0,17 m³/h 15,07 a 13,29 
Fonte: o autor. 
 
CONSIDERAÇÕES FINAIS 
A suinocultura possui um papel inegável para a economia do país e também como uma 
das principais geradoras de passivos ambientais de alto impacto nas regiões onde este tipo de 
atividade produtiva encontra-se instalada. 
A aplicação de sistemas de tratamento anaeróbio mostrou-se uma alternativa bastante 
sustentável para os produtores rurais. Os sistemas anaeróbios de tratamento permitem a sua 
aplicabilidade na maioria das propriedades rurais devido a facilidade de implantação e 
construção das unidades de tratamento, independente do seu porte, atrelada ao fator econômico 
de conservação do sistema, por demandar pouca manutenção e a quase inexistência de 
componentes elétricos para seu funcionamento. 
Os sistemas apresentados forneceram subprodutos, como o biogás e o adubo orgânico, 
que geram valor agregado ao processo de tratamento dos dejetos, tornando os sistemas ainda 
mais atrativos para os produtores rurais. A possibilidade de produção de energia elétrica e adubo 
no próprio sistema produtivo, reduzindo os custos com energia e fertilizantes químicos 
utilizados na produção rural, permitem uma grande sustentabilidade em todo o ciclo de 
tratamento da suinocultura. 
Quando bem gerida, toda a cadeia de produção de suínos, tratamento dos dejetos e 
geração de subprodutos para reutilização na propriedade, faz com que os ganhos ambientais 
estejam fortemente atrelados aos ganhos econômicos dos produtores rurais. Desta forma, os 
biodigestores e sistemas anaeróbios de tratamento se mostraram alternativas sustentáveis para 
o tratamento dos dejetos da suinocultura. 
Com base no dimensionamento realizado e na pesquisa bibliográfica foi possível 
mensurar quantitativamente o quanto a existência do tratamento com biodigestor atrelado ao 
aproveitamento do biogás pode gerar em possibilidade de ganhos para a propriedade. O uso do 
potencial energético do biogás pode acarretar em redução no consumo de outros insumos 
essenciais em uma propriedade rural, como a energia elétrica e os combustíveis fósseis. 
Dois pontos devem ser observados quanto ao sistema proposto. O primeiro está 
relacionado a disponibilidade prévia de todos os recursos financeiros, materiais e de mão de 
obra necessários para a implantação e manutenção do biodigestor e das lagoas. O segundo ponto 
está relacionado com a eficiência no tratamento do efluente, por exemplo, obtendo valores de 
99,98% de redução da DBO. 
A eficiência apresentada pelo sistema, com DBO final de 7,23 mg/L, se enquadra em 
valor absoluto, em média mensal e anual, para lançamento em corpos receptores de rios de 
classe 2, atingindo a eficiência almejada no início do dimensionamento. Ressalta-se que a água 
oriunda de corpos hídricos de classe 2 pode ser utilizada em atividades pertinentes a uma 
propriedade rural, como irrigação, pesca e dessedentação de animais. 
Para a possibilidade de lançamento nos de classe 1 ou aumento da eficiência do 
tratamento, indica-se a necessidade de complementação do tratamento, podendo este ser 
realizado por wetlands construídos, valas de infiltração ou filtros anaeróbios. Para tal 
implantação sugere-se a realização de estudos futuros que abranjam o dimensionamento do 
sistema terciário e seu respectivo potencial de tratamento do efluente. 
 
REFERÊNCIAS 
BRASIL, Ministério do Meio Ambiente. Resolução nº 357, de 17 de março de 2005. 
Ministério do Meio Ambiente, Conselho Nacional do Meio Ambiente. Brasília, 2005. p. 58-63. 
 
CHERNICHARO, Carlos Augusto de Lemos. Princípios do tratamento biológico de águas 
residuárias: reatores anaeróbios. 2 ed., Belo Horizonte: Editora UFMG, 2016, v. 5, 379p. 
 
DAL MAGO, Anigeli. Avaliação de biodigestores com o uso de dejetos de suínos, em Braço 
do Norte e em Concórdia. Dissertação de Mestrado – Universidade Federal de Santa Catarina 
– UFSC. Programa de Pós-graduação em Engenharia Ambiental. Florianópolis, 2009. 152p. 
 
DEGANUTTI, Roberto; PALHACI, Maria do Carmo Jampaulo Plácido; ROSSI, Marco; 
TAVARES, Roberto; SANTOS, Claudemilson dos. Biodigestores rurais: modelo indiano, 
chinês e batelada. Universidade Estadual Paulista – UNESP, 2002. 
 
FATRITOL. Distribuidores de adubos orgânicos acoplados a trator. Disponível em: < 
http://www.fatritol.com.br/detalhes/1-
distribuidores_de_adubos_organicos_com_bombas_a_vacuo_de_anel_liquido.html> Acesso 
em: 28, mar., 2019. 
 
GIROTTO, Ademir Francisco; CHIOCHETTA, Oldemir. Aspectos econômicos do 
transporte e utilização dos dejetos. In: OLIVEIRA, Paulo Armando Victória de. Tecnologias 
para o manejo de resíduos na produção de suínos: manual de boas práticas. Concórdia: 
Embrapa Suínos e Aves, 2004. Cap. 1, pág 11–16. 
 
IBGE - INSTITUTO BRASILEIRO DE GEOGRAFIA
E ESTATÍSTICA. Censo 
Agropecuário de 2017. IBGE, Rio de Janeiro, 2017. Disponível em: 
<https://censos.ibge.gov.br/resultados-censo-agro-2017.html> Acesso em: 04, mar., 2019. 
 
KONZEN, Egídio Arno. Aproveitamento de dejetos líquidos de suínos para fertirrigação e 
fertilização de grandes culturas. Circular Técnica 32. Sete Lagoas: Embrapa Milho e Sorgo, 
2003. 11p. 
 
MIRANDA, Cláudio Rocha de. Avaliação de estratégias para a sustentabilidade da 
suinocultura em Santa Catarina. Tese de doutorado – Universidade Federal de Santa Catarina 
- UFSC. Programa de Pós-graduação em Engenharia Ambiental. Florianópolis, 2005. 264p. 
 
MONTEIRO, Luiz Walter da Silva. Avaliação do desempenho de dois sistemas em escala 
real para o manejo dos dejetos suínos: Lagoa para armazenamento comparada com 
biodigestor seguido de lagoa de armazenamento. Dissertação de Mestrado – Universidade 
Federal de Santa Catarina – UFSC. Programa de Pós-graduação em Engenharia Ambiental. 
Florianópolis, 2005. 146p. 
 
OLIVER, André de Paula Moniz (Coord.). Manual de treinamento em biodigestão. Salvador: 
WinRock International, 2008. 23p. 
 
OLIVEIRA, Paulo Armando Victória de (Coord.). Manual de manejo e utilização dos 
dejetos de suínos. Concórdia: EMBRAPA-CNPSA, 1993. 188p. 
 
OLIVEIRA, Paulo Armando Victória de. Tecnologias para o manejo de resíduos na 
produção de suínos: manual de boas práticas. Concórdia: Embrapa Suínos e Aves, 2004. 
109p. 
 
SANSUY. Vinibiodigestor. Disponível em: < http://www.vinibiodigestor.com.br/>. Acesso 
em: 28, mar., 2019. 
 
SCHERER, Eloi Erhard. 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. 
 
VON SPERLING, Marcos. Princípios do tratamento biológico de águas residuárias: lagoas 
de estabilização. 3 ed. Belo Horizonte: Editora UFMG, 2017, v. 3, 196p.