Fitorremediação utilizando Typha domingensis em sistema ... · iii FICHA CATALOGRÁFICA ELABORADA PELA BIBLIOTECA CENTRAL UNIVERSIDADE FEDERAL DE SERGIPE G633f Gomes, Marcos Vinícius
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RENORBIO
Programa de Pós-Graduação em Biotecnologia
Fitorremediação utilizando Typha domingensis em
sistema de zonas úmidas construídas
Marcos Vinícius Teles Gomes
São Cristóvão – Sergipe
2013
RENORBIO
Programa de Pós-Graduação em Biotecnologia
Universidade Federal de Sergipe
Fitorremediação utilizando Typha domingensis em
sistema de zonas úmidas construídas
MARCOS VINÍCIUS TELES GOMES
Tese apresentada como requisito para obtenção do título de Doutor em Biotecnologia com ênfase na área de Biotecnologia Industrial.
ORIENTADOR:
Prof. Dr. Roberto Rodrigues de Souza – Departamento de Engenharia Química, UFS.
Área de concentração: Biotecnologia Industrial
São Cristóvão – Sergipe
2013
iii
FICHA CATALOGRÁFICA ELABORADA PELA BIBLIOTECA CENTRAL
UNIVERSIDADE FEDERAL DE SERGIPE
G633f
Gomes, Marcos Vinícius Teles
Fitorremediação utilizando Typha domingensis em sistema de
zonas úmidas construídas / Marcos Vinícius Teles Gomes ;
orientador Roberto Rodrigues de Souza. – São Cristóvão, 2013.
96 f. : il.
Tese (doutorado em Biotecnologia) – Rede Nordeste de
Biotecnologia – RENORBIO, Universidade Federal de Sergipe,
2013.
1. Biotecnologia. 2. Fitorremediação. 3. Typha domingensis.
4. Zonas úmidas construídas. 5. Águas residuais – Purificação. 6.
Mercúrio. I. Souza, Roberto Rodrigues de, orient. II. Título.
CDU 602.4:628.316.12:546.49
vi
AGRADECIMENTOS
Aos meus filhos Vinícius, Victor e Victória, e à minha esposa Cleã, pelo amor
incondicional demonstrado em todos os momentos, mesmo quando estive ausente
devido ao trabalho. Estou voltando!
À minha mãe Terezinha (in memorian) por ter me ensinado a nunca desistir.
À minha irmã amiga Zarebe por sempre acreditar em mim.
À minha segunda mãe Dora pelo incentivo e confiança.
Ao meu orientador Prof. Dr. Roberto Rodrigues de Souza pelo apoio acadêmico,
companheirismo e incentivo durante todo o desenvolvimento desta pesquisa.
À CODEVASF, pelo apoio financeiro e técnico para realização do doutorado.
A um grande amigo, que certa vez me disse: “Reconhecimento e respeito não se
exige, se conquista. E muitas vezes temos que conquistá-los externamente, para um dia
sermos internamente percebidos.”
Aos meus colegas da CODEVASF que direta ou indiretamente contribuíram
para realização deste trabalho e desta importante etapa da minha vida.
Muito obrigado!!!
vii
ÍNDICE
LISTA DE ABREVIATURAS ................................................................................... ix
RESUMO .................................................................................................................. x
ABSTRACT .............................................................................................................. xi
RESUMEN ............................................................................................................... xii
1. INTRODUÇÃO ...................................................................................................... 1
2. OBJETIVOS ........................................................................................................... 4
2. 1. Geral ................................................................................................................... 4
2. 2. Específico ........................................................................................................... 4
3. CAPÍTULO 1 – Phytoremediation of mercury water contaminated using Typha
domingensis in constructed wetland ........................................................................... 5
4. CAPÍTULO 2 - Phytoremediation of the pisciculture wastewater, using Typha
domingensis in constructed wetlands system ............................................................. 28
5. CAPÍTULO 3 – Relação entre o estado trófico e a forma de exploração para
piscicultura de lagoas costeiras do pantanal de Pacatuba, Sergipe, Brasil ................... 50
6. CAPÍTULO 4 – Depósito de pedido de patente: PI1103405-0 ............................... 59
7. CONCLUSÕES .................................................................................................... 67
8. REFERÊNCIAS .................................................................................................... 69
ANEXO A – Atividades desenvolvidas no doutorado ............................................... 72
ANEXO B – Barragem de Três Marias (capítulos 1 e 2) ........................................... 73
ANEXO C - Centro Integrado de Recursos Pesqueiros e Aquicultura de Três Marias –
1ª/CIT (capítulos 1 e 2) ............................................................................................. 74
ANEXO D – Viveiro de policultivo da 1ª/CIT (capítulo 2) ....................................... 75
ANEXO E – Sistema de zonas úmidas construídas (capítulos 1 e 2) .......................... 76
viii
ANEXO F – Equipamento DMA-80 utilizado para análise direta de mercúrio
(capítulo 1)............................................................................................................... 77
ANEXO G – Sonda multiparamétrica e espectrofotômetro UV-visível (capítulo 2) ... 78
ANEXO H – Lagoas (Cabaceiras, da Passagem e da Frente) do pantanal de
Pacatuba SE (capítulo 3) ........................................................................................... 79
ANEXO I – Índice de estado Trófico (IETMédio) das lagoas Cabaceiras, da Passagem e
da Frente (capítulo 3) ................................................................................................ 80
ANEXO J – Utilização da Typha domingensis por artesãos (capítulo 3) .................... 81
ANEXO K – Artesanato produzido pelas comunidades do Tigre e Junça (capítulo 3) ...... 82
ANEXO L – Sistema de bombeamento e lagoa de estabilização da ETE-CW da 1ª/CIT ... 83
ANEXO M – Sistema de zona úmida construída e descarte do efluente tratado da
ETE-CW da 1ª/CIT ................................................................................................... 84
ix
LISTA DE ABREVIATURAS
ABNT - Associação Brasileira de Normas Técnicas
CCRMP - Canadian Certified Reference Materials Project
CIT - Centro Integrado de Recursos Pesqueiros e Aquicultura de Três Marias
CODEVASF - Companhia de Desenvolvimento dos Vales do São Francisco e do
Parnaíba
CONAMA - Conselho Nacional do Meio Ambiente
CW - Constructed Wetlands
DBO - Demanda Bioquímica de Oxigênio
DBO - Demanda bioquímica de oxigênio
DMA - Direct Mercury Analyser
DO - Dissolved Oxygen
EC - Electric Conductivity
ETE – Estação de Tratamento de Efluente
IET - Índice de Estado Trófico
INPI - Instituto Nacional de Propriedade Intelectual
MDL - Method Detection Limit
MQL - Method Quantification Limit
NRC - National Research Council Canada
RENORBIO - Rede Nordeste de Biotecnologia
TC - Transference Coefficient
TDH - Tempo de Detenção Hidráulica
TDS - Total Dissolved Solids
US EPA - United States Environmental Protection Agency
UTM - Universal Transversa de Mercator
x
RESUMO
A presença de mercúrio em ambientes aquáticos tem sido motivo de
preocupação por parte da comunidade científica e órgãos ligados à saúde pública de
todo o mundo, devido à sua persistência e toxicidade. Atualmente, a demanda mundial
por proteína animal tem intensificado a produtividade aquícola, aumentando a geração
de águas residuárias com alto teor de compostos nitrogenados e fosforados. A
fitorremediação consiste em um grupo de tecnologias baseadas na utilização de plantas
de ocorrência natural ou geneticamente modificadas para reduzir, remover, degradar ou
imobilizar toxinas, como alternativa aos métodos convencionais de tratamento de
efluentes, devido a sua sustentabilidade, baixo custo de manutenção e energia. O
presente estudo fornece informações de um experimento realizado em escala piloto,
projetado para avaliar o potencial da macrófita aquática Typha domingensis em sistema
de zonas úmidas construídas com fluxo subsuperficial, para a fitorremediação de águas
residuárias de piscicultura ou contaminadas com mercúrio. A constante de velocidade
do sistema foi 7 vezes maior que a linha de controle, demonstrando um maior
desempenho e conseguindo reduzir 99.6 ± 0.4% do mercúrio presente na água
contaminada. Quando comparadas a outras espécies, os resultados mostraram que a
Typha domingensis demonstrou uma maior acumulação de mercúrio (273.3515 ±
0.7234 mg kg-1
), quando o coeficiente de transferência foi de 7750.9864 ± 569.5468 L
kg-1
. Após 120 h de tempo de exposição, o tratamento com 50 brotos por m2 apresentou
uma eficiência na remoção do nitrogênio total de 217 % superior à linha de controle
(isento de macrófita), mostrando ser a Typha domingensis essencial à fitorremediação
do nitrogênio. Para o fósforo total, a eficiência de remoção foi 26% superior a linha de
controle, possivelmente por estar presente no material particulado, e este, ser retido
predominantemente por filtração e sedimentação. A eficiência de remoção do nitrogênio
total e fósforo total foram de aproximadamente 90%, similar ou superior aos obtidos em
outros estudos. Os resultados demonstraram o grande potencial da macrófita aquática
Typha domingensis, em sistema de zonas úmidas construídas com fluxo subsuperficial,
para a fitorremediação de água residuária de piscicultura ou contaminadas com
mercúrio.
Palavras-chave: bioprocessos, fitorremediação, zonas úmidas construídas, Typha
domingensis, tratamento de águas residuais, mercúrio.
xi
ABSTRACT
The presence of mercury in aquatic environments has been cause for concern on
the part of the scientific community and public health agencies around the world, due to
their persistence and toxicity. Currently, the global demand for animal protein has
enhanced aquaculture productivity, increasing the generation of wastewater with high
content of nitrogen and phosphorous compounds. The phytoremediation consists of a
group of technologies based on naturally occurring plants or use genetically modified to
reduce, remove, degrade or immobilize toxins, as an alternative to conventional
methods of wastewater treatment, due to its sustainability, low maintenance cost and
energy. The present study provides information of an experiment conducted on a pilot
scale, designed to evaluate the potential of macrophyte Typha domingensis in
subsurface flow constructed wetlands for phytoremediation of fish-farming, wastewater
or contaminated with mercury. The rate constant of the system was 7 times greater than
the control line, demonstrating a higher performance and reduce 99.6 ± 0.4% of
mercury present in contaminated water. When compared to other species, the results
showed that the Typha domingensis showed greater accumulation of mercury (273.3515
± 0.7234 mg kg-1
), when the transfer coefficient was 7750.9864 ± 569.5468 L kg-1
.
After 120 h of exposure time, treatment with 50 shoots/m2 showed a total nitrogen
removal efficiency of 217% subscript (free from macrophyte), showing the Typha
domingensis, essential for phytoremediation of nitrogen. For total phosphorus, the
removal efficiency was 26% more than the line of control, possibly by being present in
particulate matter, and this, be retained predominantly by filtration and sedimentation.
The efficiency of removal of total nitrogen and total phosphorus were approximately
90%, similar or superior to those obtained in other studies. The results demonstrated the
great potential of macrophyte Typha domingensis in subsurface flow constructed
wetlands for phytoremediation of wastewater from fish farming, or contaminated with
mercury.
Keywords: bioprocess, phytoremediation, constructed wetlands, Typha domingensis,
wastewater treatment, mercury.
xii
RESUMEN
La presencia de mercurio en ambientes acuáticos ha sido motivo de
preocupación por parte de los organismos comunitarios y de salud pública científicos
del mundo, debido a su persistencia y toxicidad. Actualmente, la demanda mundial de
proteína animal ha mejorado la productividad de la acuicultura, aumentar la generación
de aguas residuales con alto contenido de nitrógeno y compuestos de fósforo. La
fitorremediación consiste en un conjunto de tecnologías basadas en plantas naturalmente
o uso modificados genéticamente para reducir, eliminar, degradar o inmovilizar las
toxinas, como alternativa a los métodos convencionales de tratamiento de aguas
residuales, debido a su sostenibilidad, bajo costo de mantenimiento y energía. El
presente estudio proporciona información de un experimento llevado a cabo a escala
piloto, diseñado para evaluar el potencial de macrófitos Typha domingensis en flujo
subsuperficial humedales de fitorremediación de piscicultura, aguas residuales
construidos o contaminados con mercurio. La constante de velocidad del sistema fue 7
veces mayor que la línea de control, demostrando un rendimiento superior y reducir
99,6 ± 0.4% de mercurio presente en agua contaminada. En comparación con otras
especies, los resultados mostraron que la Typha domingensis demostró una mayor
acumulación de mercurio (273.3515 ± 0.7234 mg kg-1
), cuando el coeficiente de
transferencia fue 7750.9864 ± 569.5468 L kg-1
. Después de 120 horas de tiempo de
exposición, el tratamiento con 50 brotes/m2 mostró una eficiencia de remoción de
nitrógeno total de subíndice 217% (libre de macrófitos), mostrando la Typha
domingensis, esencial para la fitorremediación de nitrógeno. Fósforo total, la eficiencia
de remoción fue 26% más de la línea de control, posiblemente por estar presente en
partículas y este, conservarse predominante por filtración y sedimentación. La eficiencia
de eliminación de nitrógeno total y fósforo total fueron aproximadamente 90%, similar
o superior a los obtenidos en otros estudios. Los resultados demostraron el gran
potencial de macrófitos Typha domingensis en flujo subsuperficial humedales de
fitorremediación de aguas residuales de piscicultura construidos, o estén contaminados
con mercurio.
Palabras clave: bioprocesos, fitorremediación, humedales construidos, Typha
domingensis, tratamiento de aguas residuales, mercurio.
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1. INTRODUÇÃO
A presença de mercúrio em ambientes aquáticos tem sido motivo de
preocupação por parte da comunidade científica e órgãos ligados à saúde pública de
todo o mundo, devido à sua persistência e toxicidade. Os impactos causados pelo
despejo de efluentes contaminados com metais pesados trazem consequências danosas à
saúde humana e ao meio ambiente, demandando estudos que viabilizem o seu
tratamento.
O mercúrio é um elemento presente naturalmente na crosta terrestre, na
atmosfera e em ambientes aquáticos (Lacerda et al., 2007). O aporte antrópico pode
ocorrer, entre outros, através da queima de combustíveis fósseis, produção eletrolítica
de cloro-soda caústica, industrialização de pesticidas, produtos odontológicos e
amalgamação durante a extração do ouro (Micaroni et al., 2000).
Sendo um dos metais mais tóxicos, o mercúrio não tem função biológica
conhecida (Cursino et al., 2003). No meio ambiente, pode ser transformado em formas
mais tóxicas como metilmercúrio, acumulando-se na biota aquática e terrestre
(Padovani, et al., 1995). Através da biomagnificação e percorrendo a cadeia alimentar,
pode alcançar o ser humano, onde a concentração acumulada é proporcional ao nível
trófico.
A forma de maior distribuição do mercúrio é a elementar (Hg0), presente na
atmosfera na fase de vapor. Quando introduzido na forma inorgânica em um
ecossistema aquático, pode transformar-se em uma forma orgânica, sendo convertido a
metilmercúrio por bactérias metanogênicas (Bizily et al., 1999). Apesar do íon Hg2+
ser
dominante em ambientes aquáticos, a forma de metilmercúrio (MeHg) é bastante
estudada, devido a sua elevada toxicidade a organismos superiores e (Bizily et al.,
2000).
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Atualmente, a demanda mundial por proteína animal tem intensificado a
produtividade aquícola, aumentando a geração de resíduos lançados nos corpos hídricos
sem um tratamento adequado. Poucas são as pisciculturas que possuem sistemas para
tratamento de suas águas residuárias, principalmente para remoção dos constituintes
nitrogenados e fosforados. Oriundos da excreção de peixes, ração e fertilizantes, tais
constituintes são capazes de provocar a eutrofização das águas, onde estão presentes
muitas vezes no material particulado. Nutrientes fosforados são alguns dos principais
responsáveis pela eutrofização de ambientes aquáticos, sendo frequentemente o fator
limitante para que ocorra tal processo.
Como alternativa de um bioprocesso, os sistemas de zonas húmidas construídas
cultivadas com macrófitas aquáticas, tem se mostrado eficiente na fitorremediação de
águas residuárias com alta carga de matéria orgânica (Vymazal e Kröpfelová, 2009;
Bustamante et al., 2011; Abou-Elela & Hellal, 2012), metais (Akinbile et al., 2012;
Dotro et al., 2012), nutrientes nitrogenados e fosforados (Ayaz et al., 2012; Białowiec et
al., 2012; Chang et al., 2012) e na remoção de macronutrientes em efluentes de tanques
de piscicultura (Hussar et al., 2004). Tais sistemas funcionam como filtro biológico,
onde ocorre a sedimentação de grande parte do material particulado, nos quais os
microorganismos aeróbicos e anaeróbicos são os principais responsáveis pela
decomposição da matéria orgânica, com consequente assimilação de parte dos
metabólitos pelas plantas.
A fitorremediação consiste em um grupo de tecnologias baseadas na utilização
de plantas de ocorrência natural ou geneticamente modificadas para reduzir, remover,
degradar ou imobilizar poluentes, como alternativa para os métodos convencionais de
tratamento de águas residuárias (Lasat, 2002), devido a sua sustentabilidade, e baixo
custo de manutenção e energia (Maine et al., 2006).
Dentre as principais ações da planta sob os poluentes, destacam-se: a
rizofiltração, com remoção de poluentes de um meio aquoso, através da absorção,
concentração e/ou precipitação pelas raízes (Dushenkov et al., 1995); a fitoextração, que
envolve a remoção pelas raízes, com subsequente transporte à parte aérea da planta (Salt
et al., 1998), onde ocorrerá a degradação ou volatilização do poluente; a fitodegradação,
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onde a planta, a partir de enzimas internas ou secretadas, via raízes ou microflora
associada, degradam os poluentes, convertendo-os em substâncias com reduzida
toxicidade (Suresh & Ravishankar 2004); e a fitoestabilização, quando o poluente fica
retido ou inativo no tecido vegetal (Sun et al., 2010; Wenzel, 2009).
O presente trabalho é o resultado de pesquisa de um experimento realizado em
escala piloto, projetado para avaliar o potencial da macrófita aquática Typha
domingensis, em sistema de zonas úmidas construídas com fluxo subsuperficial, para a
fitorremediação de águas residuárias de piscicultura ou contaminadas com mercúrio.
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2. OBJETIVOS
2. 1. Geral
O presente estudo teve como objetivo avaliar o potencial da macrófita aquática
Typha domingensis, em sistema de zonas úmidas construídas com fluxo subsuperficial,
para a fitorremediação de águas residuárias de piscicultura, ou contaminadas com
mercúrio.
2. 2. Específicos
Estudar a variação das concentrações de mercúrio na água e na planta, e do
coeficiente de transferência, ambos em função do tempo de exposição.
Determinar a variação de parâmetros abióticos (pH, condutividade elétrica,
oxigênio dissolvido, sólidos totais dissolvido, alcalinidade total, nitrogênio total
e fósforo total), e a eficiência de remoção de nutrientes nitrogenados e
fosforados, em função do tempo de exposição.
Caracterizar as lagoas costeiras do Pantanal de Pacatuba-SE, através do Índice
de Estado Trófico, mostrando sua relação com a forma de exploração para a
piscicultura, e o efeito da presença de macrófitas aquáticas sobre a eficiência de
remoção de nutrientes fosforados.
Desenvolver um protótipo do processo de tratamento de efluentes de
piscicultura, utilizando sistema de alagados artificiais de fluxo subsuperficial
cultivados com Typha domingensis, no pós tratamento de lagoa de estabilização
com pré decantação, para uso em fluxo de efluente de forma contínua ou
batelada.
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3. CAPÍTULO 1
Phytoremediation of mercury water contaminated using Typha domingensis in
constructed wetland
Marcos Vinícius Teles Gomesa,*
, Roberto Rodrigues de Souzab, Vinícius Silva Teles
b,
Érica Araújo Mendesa
aCentro Integrado de Recursos Pesqueiros e Aquicultura de Três Marias - CODEVASF;
Av. Geraldo Rodrigues dos Santos, s/n, Satélite, CEP 39.205-000, CP 11, Três
Marias/MG
bDepartamento de Engenharia Química, Universidade Federal de Sergipe; Av. Marechal
Rondon, s/n, Jardim Rosa Elza, CEP 49.100-000, São Cristovão/SE
* Corresponding author. Tel.: +55-38-3754-1422.
E-mail address: marvitego@gmail.com (M. V. T. Gomes).
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ABSTRACT
The presence of mercury in aquatic environments is a matter of concern by part of the
scientific community and public health organizations worldwide due to its persistence
and toxicity. The phytoremediation consists in a group of technologies based on the use
of natural occurrence or genetically modified plants, in order to reduce, remove, break
or immobilize toxins and working as an alternative to replace conventional effluent
treatment methods due to its sustainability - low cost of maintenance and energy. The
current study provides information about a pilot scale experiment projected to evaluate
the potential of the aquatic machrophyte Typha domingensis in a constructed wetland
with a subsurface flow for phytoremediation of mercury water contaminated. The
efficiency in the reduction of the heavy metal concentration in wetlands, and the relative
metal absorption by the Typha domingensis, varied according to the exposure time. The
continued rate of the system was 7 times higher than the control line, demonstrating a
better performance and reducing 99.6 ± 0.4% of the mercury presents in the water
contaminated. When compared to other species, the results showed that the Typha
domingensis demonstrated a higher mercury accumulation (273.3515 ± 0.7234 mg kg-1
)
when the transfer coefficient was 7750.9864 ± 569.5468 L kg-1
. The results in this
present study shows the great potential of the aquatic machrophyte Typha domingensis
in constructed wetlands for phytoremediation of mercury water contaminated.
Keywords: Constructed wetlands, Wastewater treatment, Mercury, Typha domingensis
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1. Introduction
The presence of mercury in aquatic environments has been a matter of concern
by part of the scientific community and public health organizations worldwide due to its
persistence and toxicity. The impacts caused by the disposal of effluents contaminated
by heavy metals bring harmful consequences to the human health and the environment,
demanding a study to enable its treatment.
The mercury is an element which is naturally found in the earth crust, in the
atmosphere and in aquatic environments (Lacerda et al., 2007). The anthropic
contribution may occur, among other things, through the combustion of fossil fuels, the
electrolytic clhorine-soda production, the pesticide industrialization, odontological
products and amalgamation during gold exctraction (Micaroni et al., 2000).
Constituting one of the most toxic metals, the biological function of mercury
isn’t known (Cursino et al., 2003). In environment, it may be converted into most toxic
forms as the methyl mercury, accumulating itself in the aquatic and terrestrial biota
(Padovani, et al., 1995). Through biomagnification and the food chain, it could also
reach the human being where the accumulated concentration is proportional to the
trophic level.
The larger form of mercury distribution is the elementar (Hg0), found in the
atmosphere as vapor. However, when introduced in an aquatic ecosystem as an
inorganic form, it shall be transformed into organic, and so being converted into methyl
mercury by methanogenic bacteries (Bizily et al., 1999). The ion Hg2+
is predominant in
aquatic environments, the methyl mercury form (MeHg) is widely studied, because of
its high toxicity to superior organisms (Bizily et al., 2000).
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The phytoremediation consists in a group of technologies based on the use of
natural occurrence or genetically modified plants, in order to reduce, remove, break or
immobilize toxins, working as an alternative to replace conventional effluent treatment
methods (Lasat, 2002), due to its sustainability, low cost of maintenance and energy
(Maine et al., 2006).
Among the main actions of the plant under toxins, stand out: the phytoextraction
which involves the removal of toxins, especially metals and metalloids by the roots with
subsequent transport to the aerial part of the plant (Salt et al., 1998), when occurs the
degradation and volatilization of the contaminants; the phytodegradation, where from
interns or secreted enzymes and through roots or associated microflora, the plants
degrade the toxins, converting it to substances with reduced toxicity (Suresh and
Ravishankar 2004); and the phytoestabilization, which the toxin is retained or inactive
in the vegetal tissue (Wenzel, 2009; Sun et al., 2010).
In case of phytoremediation of heavy metals contaminated effluents, hyper
accumulator plants with a high growth rate are used, so then, being capable of amassing
high quantities in the aerial part (Garbisu and Alkorta, 2001; Lorenzen et al., 2001;
Weis and Weis, 2004; Bose et al., 2008), being also tolerable to high concentrations
(Khan et al., 2000), and being finally able to be disposed in landfills or even recycled
for metal recovery.
Some Hg phytoremediation studies used genetically modified plants that convert
ionic compounds by enzymatic action (Bizily et al., 1999) into elementary mercury,
which is less toxic and volatile, being liberated in the atmosphere.
Studies indicate the species of the genre Typha spp., as plants that represent high
capacity to tolerate and eliminate contaminants present in the water or in the soil
(Dordio et al., 2009; Park et al., 2009; Dordio et al., 2010). A great diversity of aquatic
macrophytes may be used in the treatment of wastewater in humid zone systems.
However, this choice must be associated with the capacity of tolerance to the flooding
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conditions and high contaminants concentration. Native plants must be considered once
they are adapted to their local weather, insects and diseases.
Typha is one of the cosmopolitan types out of about eleven species of flowering
plants that belongs to the Thyphaceae family which is distributed in great part of the
North hemisphere (Akkol et al., 2011). It rapidly grows and most part shows high
evapotranspiration rates (Glenn et al., 1995).
The Typha domingensis is an emergent aquatic macrophyte plant that grows in
all regions with tropical, hot and temperate climates (Eid et al., 2012), and it is
commonly used in constructed wetlands to improve the water quality in treatment
systems (Hegazy et al., 2011; Eid et al., 2012a). Native plant and non-endemic from
Brazil, this plant is known as “Taboa” (Bove, 2010), and occurs, among other places, in
the Caatinga, Cerrado, Rainforest and Swamp (Pott and Pott, 1997), growing naturally
in flooded floodplains, marshes, dams and drainage channels.
In pilot scale, the present study was planned to evaluate the potential of the
aquatic macrophyte Typha domingensis (Typhaceae) in constructed wetlands (CW) with
subsurface flow to the phytoremediation of mercury waters contaminated. The specific
objectives were to determine the variations of the Hg concentration in water and plant,
and the transfer coefficient, both in function of the exposure time.
2. Material and methods
2.1 Localization of the constructed wetlands
In Brazil, the use of mercury for gold amalgamation probably began in the XIX
century. Nowadays, in the Brazilian state of Minas Gerais, traditionally recognized by
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the extraction of ores and the gold-digging, these activities are still made in a predatory
manner to the environment and harmful to the health of the workers and the exposed
population, due to the use of mercury (Windmöller et al., 2007).
A subsurface flow of constructed wetland was built in triplicate in the Três
Marias Integrated Center for Fishing Resources and Aquaculture (1ª/CIT), Três Marias
city, state of Minas Gerais, Brazil. Aiming to simulate a contaminated environment, was
used water of the Três Marias reservoir (23K 0472275, UTM 7985048), and added
mercuric chloride salt (HgCl2). The reservoir, located in Alto São Francisco, was
formed in 1961, by the impoundment of the São Francisco River, having a water
volume of 21 billion m³, and occupying an area of 1040 km².
2.2 Construction
The construction of the system (Fig. 1) was started in the summer, on January
11th
, during the rain period, when the air temperature average oscillated between 18 and
30°C.
In a fiberglass recipient with capacity of 3000 liters and containing water of the
Três Marias reservoir, was added HgCl2 to obtain an initial mercury total concentration
of 9-11 mg L-1
. Afterwards, the same volumes of the water contaminated were moved to
other two recipients of 1000 liters each. Initially, were filled ¼ with gravel 2 (30mm
mesh), granulometry between 19 and 25 mm, and filled ¼ with gravel 0 (12mm mesh),
granulometry between 4.8 and 9.5 mm. In one of the smaller recipients (constructed
wetland), were cultivated aquatic macrophytes buds of the Typha domingensis species.
The drainage, made through the action of the gravity in the inferior part of the system,
allowed the direct contact of the water contaminated to the gravel and the roots of the
plants. The second recipient, plants free, was used as a control line.
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Fig. 1 – Schematic presentation of the constructed wetland used in this study.
2.3 Transplant and acclimation of the plants
In a natural wetland area located nearby to where the experiment was performed,
were collected apparently healthy buds and young plants of the Typha domingensis
species. Immediately transplanted, they were cultivated with a density of 50 buds per
m², for a period of 160 days, enough time to reach a 136 ± 16 cm height. During the
acclimation period and plant growth, the system was supplied with reservoir water.
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2.4 Sampling
The system was evaluated for 27 days during the drought period (July 2011)
when the average air temperature oscillated between 12 and 27 °C. Operating in batch,
the supply with water contaminated occurred only once.
Water samples were collected at the end of both treatments (constructed
wetlands and control line) and conserved in polyethylene bottles previously
decontaminated.
The vegetal material collected, which is constituted by the plants’ aerial part,
was chosen randomly at 10 cm higher than the water level and packed in plastic bags.
The sampling was placed in a heat at a temperature under 60 °C. Using forced air
circulation, the material was dried for 72 hours or until reaching constant mass, being
subsequently crushed and homogenized in laboratory.
2.5 Chemical Analysis
The analysis method used to determine the total mercury concentration in the
water samples was based on thermal decomposition detected by atomic absorption
spectrometry. The equipment employed was the Milestone DMA-80 (Direct Mercury
Analyzer), with direct mercury analysis without the digestion or pre-digestion of the
sample, at according to recommendations of the Environmental Protection Agency
(U.S. EPA, 1998).
The samples were weighed (400 – 600 mg) in nickel nacelles, using an
analytical balance with readability of four decimal places. Introduced through the
automatic sampler in the catalysis oven, they were initially dried and then, thermally
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decomposed in a continuous oxygen flow. The products of the combustion were
decomposed in a heated catalyzer, allowing the passage of mercury steams, which were
retained in a gold amalgamator. After heating, the Hg was quantitatively released, and
after determined through atomic absorption at 253.7 nm.
For the certification of the analysis method, were performed mercury
determinations in two reference materials (fish protein and lake sediment) certificated
from the National Research Council Canada (NRC) (DORM-3) and the Canadian
Certified Reference Materials Project (CCRMP) (LKSD-1), and the metal percentage
recoveries were of 96.3% and 97.8%, respectively. Considering the average and the
standard deviation of ten whites, the Method Detection Limit (MDL) was calculated as
the amount of the average with three times the standard deviation. To the Method
Quantification Limit (MQL), the average was amounted with ten times the standard
deviation. The MDL found was of 0.0518 µg kg-1
, and the MQL was of 0.2072 µg kg-1
.
2.6 Statistical Analysis of the data
The experimental results were statistically evaluated using the Origin 6.0
Professional package. Variance comparisons between mercury concentrations of the
water in the constructed wetland and in the control line were made with ANOVA
parametric test, applying the Tukey test. The differences were considered significant
with p < 0.05.
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3. Results and discussion
3.1 Variation of the Hg concentration in the water
The system considered as control line, initiated the study with mercury
concentration in the water contaminated, of 10.7322 ± 0.5257 (Table 1), ending with
4.3486 ± 0.7234 mg L-1
, after an exposure time of 648 hours (27 days). Without the
presence of the Typha domingensis, the Hg remaining was of 40.6 ± 7.1%. The
reduction of 59.4 ± 7.1% of the initial mercury concentration in the control line may be
associated to the retention by the filtration of the metal connected to the particulate
material, as well to the presence of microorganisms responsible for the metal
mobilization and immobilization. Depending on the mechanism involved (Gadd, 2004),
the balance varies according to the organisms involved, its environment and physic-
chemical conditions, which the mobilization may result in the volatilization, and the
sorption immobilization for biomass, intracellular transport or precipitation as organic
and inorganic compounds.
Regarding the constructed wetland, the initial concentration was of 9.0176 ±
0.4346, ending with 0.0353 ± 0.0402 mg L-1
. With the presence of the plant, the
remaining Hg was of 0.4 ± 0.4%, with a 99.6 ± 0.4% reduction.
The F obtained (17.9645) was highly significant (P < 0,01), existing difference
between the Hg concentrations in the water of the control line and the constructed
wetland.
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Similar results were obtained by Kamal et al. (2004), evaluating the capacity of
three aquatic plants, on the heavy metal removal of the water contaminated. The
experiment lasted 21 days, beginning with a mercury concentration in the water of
0.501 mg L-1
. The systems cultivated with Myriophylhum aquaticum, Ludwigina
palustris and Mentha aquatic, obtained a removal efficiency of 99.97, 99.74 and
99.99%, respectively.
A study realized by Mant et al. (2005), using Penisetum purpureum, Brancharia
decumbens and Phragmites australis, to get the chrome removal in solutions of 10 and
20 mg L-1
, reached the removal efficiency of 97.0 and 99.6% in 24 hours.
An experiment made in laboratorial scale (Rahman et al., 2011), in a wetland
with Juncus effusus, obtained an arsenic removal efficiency in artificial residuary water
of 59 to 61% during 491 days. In the plant free control line, the removal was of 44%.
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Rana et al. (2011) studied the performance of wetlands, composed by anaerobic
lakes, facultative and of maturation, to treat cadmium contaminated effluents, obtaining
a reduction of 30% with the average retention time of 11.2 days.
In a similar system, cultivated with Cyperus haspan and treating landfill
leachates, Akinbile et al. (2012) succeeded in 21 days a removal of 75.9 and 89.4% of
zinc concentration.
The Fig.2 shows the performance of the constructed wetland in the mercury
removal, after 648 hours (27 days) of experiment. The constant speed of the removal,
first-rate, was determined by the C/Co exponential graphic, corresponding to the
relation between the concentration in any exposure time, and the initial concentration.
The constant speed k of the control line was of 0.001 hour-1
, and 0.007 hour-1
for the
constructed wetland.
Fig. 2 – The performance of the constructed wetland in the mercury removal.
0 100 200 300 400 500 600 700
0.0
0.1
0.2
0.3
0.4
0.5
0.6
0.7
0.8
0.9
1.0
y = 0.6585e-0.001 t
R² = 0.5602
y = 0.2633e-0.007 t
R² = 0.8850
C /
C0
Exposure time (hours)
(Control line)
(Constructed wetland)
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The reduction percentage of the heavy metal concentration in wetlands varies,
among others, according to the exposure time, to the element and the plant species used.
With a constant speed 7 times higher than the control line in the experiment conditions,
the system planted with Typha domingensis showed a better performance, being able to
reduce 99.6 ± 0.4% of the initial mercury concentration present in the water
contaminated. The performance results for the metal removal were similar to the results
obtained by other studies that used different plant species, as an example of Kamal et al.
(2004) and Mant et al. (2005), for mercury and chrome, respectively. Also, were
superior if comparing with the results obtained by Rana et al. (2011) and Akinbile et al.
(2012), on the removal of cadmium and zinc.
3.2 Transfer Coefficient
The water-plant transfer coefficient (TC) was calculated as the relation between
the Hg concentration of the aerial part of the plant (dry mass) and the water
contaminated, to express the relative metal absorption by the Typha domingensis. The
mercury concentration present in the plant began with 0.1785 ± 0.1337 (Table 2),
ending with 273.3515 ± 0.7234 mg kg-1
, after an exposure time of 648 hours, when the
transfer coefficient was of 7750.9864 ± 569.5468 L kg-1
.
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Samecka-Cymerman and Kempers (1996) used Scapania undulata to remove
mercury from wastewaters (0.005 mg L-1
) from pesticide factories. The initial
concentration present in the dry mass of the plant was of 0.05 mg kg-1
, and after 14 days
it turned into 2.40 mg kg-1
.
At a hydroponics system, Qian et al. (1999) was cultivated 12 plant species in an
incubator for the treatment of water contaminated by mercury (1 mg L-1
). After 10 days
of experiment, the metal concentration in the aerial part of the plants oscillated between
5 mg kg-1
(Pistia stratiotes L and Wedelia trilobata Hitchc) and 90 mg kg-1
(Sesbania
drummondii).
During a study regarding the metal accumulation in aquatic machrophytes from
six sampling sites on the Southeast of Queensland, Australia, Cardwell et al. (2002),
found in the aerial part of the Typha domingensis the concentrations of cadmium (0.00
to 0.40 mg kg-1
), copper (3.13 to 16.40 mg kg-1
), lead (1.35 to 5.39 mg kg-1
) and zinc
(19.8 to 90.2 mg kg-1
).
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In systems cultivated with Myriophylhum aquaticum, Ludwigina palustris and
Mentha aquatic for 21 days, Kamal et al. (2004) obtained a final concentration in the
plants of 208, 335 and 179 mg kg-1
, respectively.
A study made (Greger et al., 2005) with six plants, in solution of 0.200 mg L-1
of
Hg, for 2 or 3 days, were able to accumulate about 0.16 to 1.40 mg kg-1
on the aerial
part of the plant (2.2–16.7 times higher than in the control). Even with reduced Hg
translocation to the aerial part (0.17–2.50%), the study concluded that the absorbed
metal that hit the leaves are stuck, not having its liberation to the air.
Hadad et al. (2006) evaluated the growth of the machrophytes in a constructed
wetland, in pilot scale, for the treatment of industrial residual water contaminated by
metal. At the end of the experiment, comparing to other species, the Typha domingensis
showed a competitive hierarchical tolerance, until it becomes the only species that
covered almost the entire surface, reaching a bigger biomass than the verified in the
undisturbed environments. The concentrations of chrome, nickel and zinc in the aerial
part of the plant were of: 36.0, 32.0 and 39.0 mg kg-1
, respectively.
The work results showed that the Typha domingensis was capable of
accumulating more mercury than the species used by Samecka-Cymerman and Kempers
(1996), Qian et al. (1999), Greger et al. (2005) and two of the three species studied by
Kamal et al. (2004). When compared to studies that also used the Typha domingensis,
the mercury removal, the present study had superior results when comparing with the
one found for cadmium, copper, lead and zinc (Cardwell et al., 2002), and chrome,
nickel and zinc (Hadad et al., 2006). The low mercury concentration, non-essential to
the plant, in residual water samples and their high water-plant transfer coefficient, may
be a reasonable explanation to the high efficiency of the removal of this metal. The
relative lack of selectivity on the transmembrane transport of the metals would be a
reason for the input of non-essential heavy metals in the cells (Soda et al., 2012).
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Through the simple exponential regression chart (Fig. 3), having the transfer
coefficient in function of the time of exposure, was obtained a R2 determination
coefficient of 0.7888.
Fig. 3 - Variation of the water-plant transfer coefficient as a function of
exposure time.
The relative metal absorption by the Typha domingensis, represented by the
crescent transfer coefficient in function of the exposure time, agrees with the
observation made by Ding et al. (1994) and Lai et al. (2010), wherein the time
increasing promotes the heavy metal accumulation.
0 100 200 300 400 500 600 700
0
2000
4000
6000
8000
10000
TC = 1.2255e0.0152 t
R² = 0.7888
Tra
nsf
er c
oef
fici
ent
( L
kg-1
)
Exposure time (hours)
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4. Conclusions
The efficiency on the reduction of heavy metal concentration in constructed
wetlands, and the relative metal absorption by the Typha domingensis, varied according
to the exposure time. The system’s constant speed was 7 times higher than the control
line, demonstrating a better performance and managing to reduce 99.6 ± 0.4% of the
mercury present in water contaminated. When compared to other species, the results
showed that the Typha domingensis demonstrated a higher mercury accumulation
(273.3515 ± 0.7234 mg kg-1
), when the transfer coefficient was of 7750.9864 ±
569.5468 L kg-1
. Results of the present study showed high potential of the aquatic
macrophyte Typha domingensis in constructed wetlands with subsurface flow, for the
phytoremediation of mercury waters contaminated.
Acknowledgements
The authors would like to thank the Três Marias Integrated Center for Fishing
Resources and Aquaculture – 1ª CIT / CODEVASF and the Northeast Network of
Biotechnology – RENORBIO.
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4. CAPÍTULO 2
Phytoremediation of the pisciculture wastewater, using Typha domingensis in
constructed wetlands system
Marcos Vinícius Teles Gomesa,*
, Roberto Rodrigues de Souzab, Vinícius Silva Teles
b,
Érica Araújo Mendesa
aCentro Integrado de Recursos Pesqueiros e Aquicultura de Três Marias - CODEVASF;
Av. Geraldo Rodrigues dos Santos, s/n, Satélite, CEP 39.205-000, CP 11, Três
Marias/MG
bDepartamento de Engenharia Química, Universidade Federal de Sergipe; Av. Marechal
Rondon, s/n, Jardim Rosa Elza, CEP 49.100-000, São Cristovão/SE
* Corresponding author. Tel.: +55-38-3754-1422.
E-mail address: marvitego@gmail.com (M. V. T. Gomes).
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Abstract
This actual study offers information of an experiment accomplished in pilot scale and
projected to evaluate the aquatic macrophytes Typha domingensis in constructed
wetland systems with subsurface flow in order to have the phytoremediation of
wastewater of piscicultures. It is considerable important to understand the dynamics of
the abiotic parameters variation, showing that the increasing of the pH, EC, TDS and
total alkalinity, in addition of the reduction of DO, total nitrogen and total phosphorus
oscillated in function of the exposure time and the density of the macrophyte,
suggesting being those the preponderant factors in the constructed wetlands cultivated
with Typha domingensis. After 120 h of exposure time, the treatment with 50 shoots per
m² showed a total nitrogen removal efficiency 217% higher than the control line
(machrophyte free), showing the Typha domingensis is, essential to the nitrogen
phytoremediation. For the total phosphorus, the removal efficiency was 26% higher
than the control line, possibly for being present in the particulate matter, and this, has
been retained predominantly by filtration and sedimentation. The total nitrogen and
phosphorus removal efficiency were about 90%. The results showed the great potential
of the aquatic macrophyte Typha domingensis for the phytoremediation of the
wastewater of pisciculture.
Keywords: pisciculture, phytoremediation, constructed wetlands, Typha domingensis,
nutrients.
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INTRODUCTION
Nowadays, the world demand for animal protein has enhanced the aquaculture
productivity, increasing the generation of waste, usually released in the water bodies
without proper treatment which could use efficient biotechnological processes. There
are a small amount of piscicultures that have wastewater treatment systems, especially
for the removal of the nitrogen and phosphorus constituents. The fish excretion, ration
and fertilizer, they are capable of provoking the eutrophication of the water, where are
present many times in the particulate matter. Studies show that the phosphorous
nutrients are some of the main responsible for the eutrophication of aquatic
environments, and are often the limiting factor for such a process (Salas et al., 1991;
Esteves, 1998).
As alternative to a bioprocess, the constructed wetland systems cultivated with
aquatic macrophytes, has showed efficiency in the phytoremediation of the wastewaters
with high load of organic matter (Vymazal and Kröpfelová, 2009), and in the removal
of the macronutrients of effluents from pisciculture tanks (Hussar et al., 2004). Such
systems work as biological filter, and occur the sedimentation of great part of the
particulate matter, in which aerobic and anaerobic microorganisms are the main
responsible for the decomposition of organic matter, with consequent assimilation of
part of the metabolic by plant.
The phytoremediation consists in a group of technologies based on the use of
natural occurrence or genetically modified plants to reduce, remove, degrade or
immobilize pollutants, as alternative to conventional wastewater treatment methods
(Lasat, 2002), due to its sustainability, low maintenance and energy costs (Maine et al.,
2006).
Among the main actions of the plant under the pollutants, stand out: the
rhizofiltration with removal of pollutants of an aqueous environment through the
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absorption, concentration and/or precipitation through roots (Dushenkov et al., 1995);
the phytoextraction, that involves the removal by roots, with subsequent transport to the
aerial part of the plant (Salt et al., 1998), when occurs the degradation or volatilization
of the pollutant; the phytodegradation, where the plant, from intern or secreted enzymes,
via roots or associated microflora, degrade the pollutants, converting them in substances
with low toxicity (Suresh and Ravishankar, 2004); and the phytoestabilization, when the
pollutant stays retained or inactive in the vegetal tissue (Wenzel, 2009; Sun et al.,
2010).
The aquatic macrophytes perform important function in the maintenance and
balance of the aquatic environments (Rodella et al., 2006), contributing into physical,
chemical transformations and in the microbiological process of nutrients removal
(Sipaúba-Tavares et al., 2003). The process partially reduces the metabolic load from
the cultivation of aquatic organisms, substantially improving the quality of the water
(Sipaúba-Tavares et al., 2002).
Studies indicate the species of the Typha spp. type, as plants that show high
capacity to tolerate and eliminate contaminants present in water or soil (Dordio et al.,
2009; Park et al., 2009; Dordio et al., 2010). A great variety of aquatic macrophytes
may be used in the treatment of wastewaters in constructed wetlands systems. But its
choice must be associated to the capacity of tolerate the flooding conditions and the
high pollutant concentrations. Native plants must be considered, once they are adapted
to the local weather, bugs and diseases.
Typha is a cosmopolitan type out of eleven species of floriferous plants from
Typhaceae family (Akkol et al., 2011). It has fast growth, and the majority shows high
evapotranspiration rates (Glenn et al., 1995).
The Typha domingensis is an emergent aquatic macrophyte plant that grows in
all regions with tropical, hot and temperate climates (Eid et al., 2012), and it is
commonly used in constructed wetlands to improve the water quality in treatment
systems (Hegazy et al., 2011; Eid et al., 2012a). Native plant and non-endemic from
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Brazil, it is known as “Taboa” (Bove, 2010), and occurs in the Caatinga, Cerrado,
Rainforest and Swamp (Pott and Pott, 1997), spontaneously growing in flooded
lowlands, marsh, dams and draining channels.
In pilot scale, the present study was projected to evaluate the potential of the
aquatic macrophyte Typha domingensis (Typhaceae), in a constructed wetland system
(Constructed Wetland – CW) with subsurface flow, for the phytoremediation of
wastewater of pisciculture. The specific objectives were to determine the variation of
abiotic parameters (pH, electrical conductivity, dissolved oxygen, total dissolute solids,
total alkalinity, total nitrogen and total phosphorus), and the efficiency on the removal
of phosphorus and nitrogen nutrients, according to exposure time.
MATERIAL AND METHODS
Construction and conception of constructed wetlands
A constructed wetland system with subsurface flow was built in triplicate in the
Três Marias Integrated Center for Fishing Resources and Aquaculture (1ª/CIT), Três
Marias city, state of Minas Gerais, Brazil. The system operated by treating wastewaters
from a polyculture pond (23K 0473273, UTM 7987393), which was provided with
water from the Três Marias reservoir (23K 0473273, UTM 7987393). The reservoir
situated at Alto São Francisco was formed in 1961 by the impoundment of the São
Francisco River, having an water volume of 21 billion per m³, and occupying an area of
1040 km². Among the fishes present in the polyculture pond, the most abundant species
were the following: curimatã pacu (Prochilodus argenteus), curimatã pioa (Prochilodus
costatus), matrinxã (Brycon orthotaenia), piau verdadeiro (Leporinus obtusidens),
pacamã (Lophiosilurus alexandri) and surubim (Pseudoplatystoma corruscans).
The construction of the system (Fig. 1) was started in the summer, on January
11th
, during the rain period, when the air temperature average oscillated between 18 and
30°C. In a region of natural wetlands located close to where the experiment was made,
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shoots were collected from young and apparently healthy plants of the Typha
domingensis species. Immediately transplanted, they were cultivated with densities of
10, 20, 30, 40 and 50 shoots per m² (E10, E20, E30, E40 e E50 respectively), over a
period of 160 days, time enough to reach 136 ± 16 cm high. During the plants
acclimation and growth, the system was loaded with water from the Três Marias
reservoir, exclusively.
The treatment system (Figure 1) was formed by a recipient of 3000 liters that
was loaded by pumping the wastewater from the polyculture pond, and then,
distributing it by gravity to six other recipients of 1000 liters each. Initially, they were
filled ¼ with gravel 2 (30 mm mesh), granulometry varying between 19 and 25 mm,
and ¼ with gravel 0 (12 mm mesh), granulometry between 4.8 and 9.5 mm. In five of
the smaller recipients (constructed wetland), were cultivated shoots of the Typha
domingensis. The exposure time varied between zero to five days. The draining, made
through the gravity action in the lower part of the system, allowed the direct contact of
the wastewater with the gravel and with the plants’ roots. The sixth recipient - plants
free, was used as control line.
Figure 1 Schematic presentation of the constructed wetland used for the study.
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Sampling and Chemical analysis
The system was evaluated for 5 (five) days during drought period (August 11th
),
when the average of air temperature varied between 12 and 27°C. Operating in batch,
the supply with wastewater from the polyculture pond occurred only once.
Water samples were collected in the treatments output (constructed wetlands and
control line) every 24h, and preserved in polyethylene flasks previously
decontaminated.
In order to determine the pH, electrical conductivity (EC), dissolved oxygen
(DO), and total dissolved solids (TDS), was used a Horiba mulitparameter probe, model
W22XD. The calibration of the equipment was made according to the manufacturer’s
recommendations (Horiba, 2007), and after performing three readings per sample. To
determine the total alkalinity, the potentiometric method was used (ABNT NBR 13736,
1996). The total nitrogen and phosphorus concentrations were determined according to
the method written by Valderrama (1981).
RESULTS AND DISCUSSION
On the beginning of the experiment, the wastewater that supplied the system
showed pH of 7.13 ± 0.11, EC of 116 ± 3 µS cm-1
, DO of 6.91 ± 0.04 mg L-1
, TDS of
76 ± 2 mg L-1
, total alkalinity of de 29.37 ± 0.26 mg L-1
, total nitrogen of 826.05 ±
17.43 µg L-1
, and total phosphorus of 101.80 ± 3.71 µg L-1
.
The CONAMA 357/05 Resolution states the classification of water bodies and
environmental guidelines for their framework as well as establishes the conditions and
standards for effluent release. For class 2 water, the pH must be in between 6 and 9, DO
greater than 5 mg L-1
, TDS less than 500 mg L-1
, total nitrogen less than 2180 µg L-1
,
and total phosphorus less than 100 µg L-1
. At the beginning of the experiment, only the
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total phosphorus values presented was greater than those established by CONAMA
357/05.
In all treatments occurred a pH variation (Figure 2) already in the first 24 h. In
the end of the experiment, the control line presented the highest value (7.46 ± 0.09), and
the E40 treatment the lowest (6.97± 0.06). The presence of Typha domingensis kept the
pH close to neutral, fact that has not occurred with the line control, where there has been
in basicity increase that may be associated to the degradation of the organic matter and
consequent formation of metabolic, in addition to denitrification.
Figure 2 PH variation depending on exposure time and density of the macrophyte.
0 20 40 60 80 100 120
6.6
6.8
7.0
7.2
7.4
7.6
7.8
8.0
pH
Exposure time (hours)
Shoots per
square meter:
0
10
20
30
40
50
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After 120 h of exposure time, the minimum EC was of 179 ± 3 µS cm-1
has been
found in the control line (Figure 3), and maximum of 488 ± 5 µS cm-1
, in E40 treatment.
In the presence of the macrophyte occurred a strong increase of the EC in all treatments,
suggesting its effective participation in the particulate matter degradation and
consequent cycling of the nutrients, releasing them in the dissolved form. After 48 h of
exposure time, occurs a reduction of electrical conductivity in the E50 treatment,
possibly due to the great absorption of dissolved form arising from the higher density of
macrophytes.
Figure 3 Variation of electric conductivity (EC) depending on exposure time and
density of the macrophyte.
0 20 40 60 80 100 120
50
100
150
200
250
300
350
400
450
500
EC
(µ
S c
m-1)
Exposure time (hours)
Shoots per
square meter:
0
10
20
30
40
50
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In all treatments, including the control line, occurred a strong DO reduction
within the exposure time of 48 h (Figure 4). In the end of the experiment, the lowest
concentration was found in the E50 treatment (2.41 ± 0.03 mg L-1
), probably influenced
by the increase of the microbial activity over the degradation of the organic matter.
Figure 4 Variation of dissolved oxygen (DO) depending on exposure time and density
of the macrophyte.
After 120 h of exposure time, the minimal TDS value (Figure 5) was of 117 ± 1
mg L-1
, found in the control line (Figure 5), and maximum of 313 ± 2 mg L-1
, in the E40
treatment. In the presence of the macrophyte occurred a strong increase of the TDS
values in all treatments. Similarly, the highest concentration of total dissolved solids
0 20 40 60 80 100 120
2
3
4
5
6
7
8
9
DO
(m
g L
-1)
Exposure time (hours)
Shoots per
square meter:
0
10
20
30
40
50
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suggests a bigger degradation of the particulate matter retained in the fixed bed (gravel)
and in the roots of the Typha domingensis, releasing them in the dissolved form, and
absorbed with greater intensity in the E50 treatment, possibly due to the higher density
of macrophyte.
Figure 5 Variation of total dissolved solids (TDS) depending on exposure time and
density of the macrophyte.
In the end of the experiment, with 120 h of exposure time, the minimal total
alkalinity value (Figure 6) was of 71.12 ± 0.40 mg L-1
, found in the control line (Figure
6), and maximum of 169.62 ± 0.23 mg L-1
, in the E50 treatment. The elevation of the
total alkalinity varied directly in function of the exposure time and the density of the
0 20 40 60 80 100 120
0
50
100
150
200
250
300
350
TD
S (
mg
L-1)
Exposure time (hours)
Shoots per
square meter:
0
10
20
30
40
50
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macrophyte, possibly caused by the increase of the metabolic dissolved in the water,
also responsible for the pH increase.
Figure 6 Variation of total alkalinity depending on exposure time and density of the
macrophyte.
In the beginning of the experiment, the wastewater that loaded the system
presented an initial total nitrogen concentration of 826.05 ± 17.43 µg L-1
. In all
treatments there was a strong reduction of the values until 48 h, probably because of the
retention of part of the particle material in the fixed bed (gravel) and in the roots of the
Typha domingensis. When reaching 120 h of exposure time, the control line showed
concentration (Figure 7) of 591.92 ± 12.38 µg L-1
, and 89.93 ± 8.99 µg L-1
for the E50
0 20 40 60 80 100 120
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
To
tal
alk
ali
nit
y (
mg
L-1)
Exposure time (hours)
Shoots per
square meter:
0
10
20
30
40
50
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treatment, corresponding to a removal efficiency (Figure 8) of 28.34 ± 0.05% and 89.11
± 10.50%, respectively.
Figure 7 Variation of total nitrogen depending on exposure time and density of the
macrophyte.
0 20 40 60 80 100 120
0
200
400
600
800
1000
To
tal
nit
ro
gen
(µ
g L
-1)
Exposure time (hours)
Shoots per
square meter:
0
10
20
30
40
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Figure 8 Variation of total nitrogen removal efficiency depending on exposure time and
density of the macrophyte.
The wastewater that provided the system presented an initial concentration of
total phosphorus of 101.80 ± 3.71 µg L-1
. Similarly to the occurred for the total
nitrogen, in all treatments there was a strong reduction in the total phosphorus values
within 48 h. In the end of the experiment, the control line showed concentration (Figure
9) of 27.84 ± 3.85 µg L-1
, and 8.56 ± 1.45 µg L-1
for the E50 treatment, corresponding
to a removal efficiency (Figure 10) of 72.65 ± 2.61% and 91.60 ± 5.24%, respectively.
At the end of the experiment, in all treatments the total phosphorus concentration
showed values within the limits established by CONAMA 357/05, which is 100 µg L-1
.
0 20 40 60 80 100 120
0
20
40
60
80
100
To
tal
nit
ro
gen
rem
ov
al
eff
icie
ncy
(%
)
Exposure time (hours)
Shoots per
square meter:
0
10
20
30
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Figure 9 Variation of total phosphorus depending on exposure time and density of the
macrophyte.
0 20 40 60 80 100 120
0
20
40
60
80
100
To
tal
ph
osp
ho
ru
s (µ
g L
-1)
Exposure time (hours)
Shoots per
square meter:
0
10
20
30
40
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Figure 10 Variation of total phosphorus removal efficiency depending on exposure time
and density of the macrophyte.
At the end of the experiment, in all treatments, the abiotic parameters studied
showed values within the limits for effluent release, according to CONAMA 357/05.
After 120 h of exposure time, the E50 presented a removal efficiency of total
nitrogen 217% higher than the control line, showing that the Typha domingensis is
essential to the phytoremediation of nitrogen. The transformations of the nitrogen forms
in constructed wetlands usually are variable and uncertain, due to the
nitrification/denitrification processes, absorption by plants and storage in sediment
(Maltais-Landry et al., 2009). High removal efficiencies may be associated to the
0 20 40 60 80 100 120
0
20
40
60
80
100
To
tal
ph
osp
ho
ru
s rem
ov
al
eff
icie
ncy
(%
)
Exposure time (hours)
Shoots per
square meter:
0
10
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40
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degradation of the organic matter, both for microbial aerobic and anaerobic process, as
for sedimentation and filtration of the particles of organic matter (Vymazal, 2007).
Regarding the total phosphorus, the removal efficiency in the E50 was 26%
higher than the control line, possibly for being present in the particle matter, and being
retained predominantly by filtration and sedimentation. Studies made in Germany for
the treatment of effluents for creation of a trout species (Sindilariu et al., 2007) obtained
mechanical phosphorus removal efficiency between 84 and 95%, but the leaching and
microbial degradation may release it as dissolved phosphorus, reducing the final
removal rate.
According to Vymazal (2002), in constructed wetland systems with subsurface
flow, the nutrient removal efficiency based on the input and output concentrations of the
wastewaters, has been of 60.1 to 64.8% for the total nitrogen, and 26.7 to 65.0% for the
total phosphorus.
The study showed that the removal efficacy of the total phosphorus and nitrogen
were near to 90%. The results are similar to the ones obtained by Sovik and Mørkved
(2008) acquire nitrogen removal efficiency of over 90%. A study made by Stewart
(2005) using Gynerium sagittatum, obtained a removal efficiency of 95% of total
nitrogen, and 97% of total phosphorus.
In constructed wetland systems, the particulate matter is predominantly retained
by filtration and sedimentation and the removal efficiency is usually very high
(Vymazal, 2010). Furthermore, the retained material may be degraded by a bacteria
present in the rhizosphere (Brix, 1994), being then, absorbed by the roots. The removal
of great quantities of nitrogen occurs mainly by the denitrification mechanism
(Vymazal, 2007).
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CONCLUSIONS
This study became important for the understanding of the dynamic variation of
the abiotic parameters showing that the increase of pH, EC, TDS, and total alkalinity,
and reduction of OD, total nitrogen, and total phosphorus, oscilated in function of the
exposure time and the macrophyte’s density, suggesting that these are preponderant
factors in the constructed wetlands system cultivated with Typha domingensis.
After 120 h of exposure time, the E50 treatment showed a total nitrogen removal
efficiency of 217% higher than the control line, showing that the Typha domingensis, is
essential for phytoremediation of nitrogen. For total phosphorus, the efficiency of the
E50 treatment was 26% higher than the control line, possibly for being present in the
particle matter, and this being predominantly retained by sedimentation and filtration.
The study showed that the removal efficiency of total nitrogen and phosphorus
were of about 90% similar or higher than the obtained in other studies.
The results showed the great potential of the aquatic macrophyte Typha
domingensis in constructed wetlands system with subsurface flow, for the
phytoremediation of the wastewater of the pisciculture.
ACKNOWLEDGEMENTS
The authors thank the Três Marias Integrated Center for fishing Resources and
Aquaculture – 1ª CIT / CODEVASF and the Northeast Network of Biotechnology –
RENORBIO.
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5. CAPÍTULO 3
I SIMPÓSIO NORDESTINO DE
BIOPROCESSOS
Aracaju, 15 a 17 de Junho de 2011
RELAÇÃO ENTRE O ESTADO TRÓFICO E A FORMA DE
EXPLORAÇÃO PARA PISCICULTURA DE LAGOAS COSTEIRAS
DO PANTANAL DE PACATUBA, SERGIPE, BRASIL
Marcos V. T. Gomes1*
; Roberto R. Souza2
1* Centro Integrado de Recursos Pesqueiros e Aquicultura de Três Marias - Codevasf;
Av. Geraldo Rodrigues dos Santos, s/n, Satélite - CEP 39.205-000 - Três Marias - MG;
Brasil;
e-mail: marcos.teles@codevasf.gov.br
2 Departamento de Engenharia Química, Universidade Federal de Sergipe; Av.
Marechal Rondon, s/n, Jardim Rosa Elza - CEP 49.100-000 - São Cristovão - SE;
Brasil;
* autor a quem toda correspondência deve ser dirigida
RESUMO
O presente estudo objetivou determinar o Índice de Estado Trófico de lagoas costeiras
do Pantanal de Pacatuba, mostrando sua relação com a forma de exploração para a
piscicultura, e o efeito da presença de macrófitas aquáticas sobre a eficiência de
remoção de nutrientes fosforados. O grau de trofia das lagoas variou entre meso a
hipereutrófica, e os resultados mostraram que o uso de forma semi-intensiva das lagoas
pode provocar sua eutrofização, e que sistemas de remoção de nutrientes utilizando
macrófitas aquáticas podem minimizar os impactos.
PALAVRAS CHAVES – biorreator, Typha domingensis, lagoas costeiras.
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1. INTRODUÇÃO
Áreas alagadas com presença de macrófitas aquáticas podem ser consideradas
biorreatores, nos quais micro-organismos aeróbicos e anaeróbicos são os principais
responsáveis pela decomposição da matéria orgânica, com consequente assimilação de
parte dos metabólicos pelas macrófitas. Alguns estudos com áreas alagadas artificiais
mostram a eficiência desses sistemas na remoção de macronutrientes de efluentes de
tanques de piscicultura1.
As macrófitas aquáticas desempenham importante função na manutenção e
equilíbrio dos ambientes aquáticos2, contribuindo em transformações físicas, químicas e
nos processos microbiológicos de remoção dos nutrientes3. O processo reduz
parcialmente a carga de metabólicos proveniente do cultivo de organismos aquáticos,
melhorando substancialmente a qualidade da água4. Na área de estudo a Typha
domingensis é utilizada por artesãos que confeccionam bolsas, esteiras e móveis, entre
outros utensílios domésticos, fechando um ciclo ecologicamente correto com o
aproveitamento da biomassa.
Atualmente, a demanda mundial por proteína animal tem intensificado a
produtividade aquícola, aumentando a geração de resíduos, habitualmente lançados nos
corpos hídricos sem um tratamento adequado que possa utilizar processos
biotecnológicos eficientes e de baixo custo. Poucas são as pisciculturas que possuem
sistemas para tratamento de seus efluentes, principalmente para remoção de seus
constituintes nitrogenados e fosforados, oriundos da excreção de peixes, ração e
fertilizantes, capazes de provocar a eutrofização de suas águas, e presentes muitas vezes
no material particulado ou em suspensão.
O Pantanal de Pacatuba, a maior área alagada do Estado de Sergipe, é uma
planície inundada, composta de diversos ecossistemas aquáticos interligados, como
lagoas, rios e brejos que abrigam uma rica e diversificada flora e fauna, e com um
grande potencial para o desenvolvimento de atividades aquícolas e turísticas. É
considerada a maior área alagada do Estado, onde se encontra um grande número de
lagoas de água doce, denominadas lagoas costeiras, formada, principalmente, pelas
águas das chuvas e enchentes do Rio Betume, afluente do São Francisco. Em pesquisa
de campo realizada na região, verificou-se que as lagoas são exploradas para a criação
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de peixes de duas maneiras: a semi-intensiva, por empresários, com o uso de ração
comercial e aeração artificial, e a extensiva, por famílias da região, que vêem nessa
atividade uma maneira ambientalmente viável de obtenção de proteína animal de baixo
custo, e auto-sustentável, já que a alimentação dos peixes não é feita com ração, mas
sim com alimento natural presente na própria lagoa.
A disponibilização de nutrientes de origem antropogênica em lagoas pode
provocar sua eutrofização, com alterações nos parâmetros abióticos, e com
consequências danosas sobre a saúde da população que se utiliza de suas águas para os
mais diversos fins. O risco de eutrofização é também intensificado pela restrita
capacidade de troca d’água, característica desses ecossistemas5. Estudos mostram que os
nutrientes fosforados são alguns dos principais responsáveis pela eutrofização de
ambientes aquáticos, muitas vezes sendo o fator limitante para que ocorra tal
processo6,7
. Uma alternativa de representar o grau de trofia dos ambientes aquáticos é o
Índice de Estado Trófico (IET), que funciona como um registro das atividades humanas,
dentre elas, a piscicultura, nas várias bacias hidrográficas, oferecendo subsídios para
planos de manejo e gestão de ecossistemas aquáticos, por meio de estratégias que visem
à sustentabilidade dos recursos hídricos e que garantam os usos múltiplos da água a
médio e longo prazo8.
O presente estudo objetivou determinar o Índice de Estado Trófico de lagoas
costeiras do Pantanal de Pacatuba, mostrando sua relação com a forma de exploração
para a piscicultura, e o efeito da presença de macrófitas aquáticas sobre a eficiência de
remoção de nutrientes fosforados.
2. MATERIAL E MÉTODOS
São vários os Índices de Estado Trófico (IET) existentes na literatura e que
tentam caracterizar o grau de trofia de ambientes aquáticos, porém a diversidade e
complexidade dos vários ambientes nos levam a escolher o mais relevante e que mais se
aplica ao ecossistema em estudo. Para ambientes tropicais tem-se destaque o IETM de
Carlson9 (1977), modificado por Toledo Jr. et al.
10 (1983), o qual é calculado em função
das concentrações de clorofila-a (Eq. 1), fósforo total (Eq. 2), fosfato inorgânico (Eq. 3)
e profundidade do disco de Secchi (Eq. 4), obtendo-se a média ponderada dos índices
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(Eq. 5). O índice gerado caracteriza os ambientes de acordo com seu estado trófico
(Tabela 1).
2ln
ln695,004,2610)(
CLACLAIET (1)
2ln
32,80ln
610)(PT
PTIET (2)
2ln
67,21ln
610)(PIN
PINIET (3)
2ln
ln64,0610)(
DSDSIET (4)
7
)()()(2)( CLAIETPINIETPTIETDSIETIETMédio
(5)
Tabela 1. Classificação do Estado Trófico segundo o Índice de Carlson
Modificado.
Critério Estado Trófico Classes do IET
IETM ≤ 44 Oligotrófico 1
44 <IETM ≤ 54 Mesotrófico 2
54 <IETM ≤ 74 Eutrófico 3
IETM > 74 Hipereutrófico 4
Fonte: CETESB11
.
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A estação de amostragem foi composta por três lagoas costeiras exploradas para
a criação de peixes de forma extensiva (lagoa 1) e semi-intensiva (lagoas 2 e 3) (Tabela
2). Nesses ambientes é comum a presença de macrófitas aquáticas da espécie Typha
domingensis, e apenas na lagoa 3 percebeu-se a sua remoção por parte dos piscicultores,
com intuito de aumentar a área de cultivo de peixe.
Na Tabela 2 consta a descrição da estação de amostragem.
Tabela 2. Descrição da estação de amostragem.
Estação de Criação de Alimento Typha Coordenadas geográficas
amostragem peixes utilizado domingensis Latitude Longitude
Lagoa 1 extensiva natural da lagoa Presente 10°35'47.39"S 36°40'47.10"O
Lagoa 2 semi-intensiva ração comercial Presente 10°33'18.12"S 36°37'45.81"O
Lagoa 3 semi-intensiva ração comercial Ausente 10°33'18.54"S 36°37'38.04"O
Em dezembro de 2010, foram coletadas amostras de água na subsuperfície da
região central nas estações de amostragem, acondicionadas em recipientes de polietileno
(1 litro) e em seguida mantidas sob refrigeração a aproximadamente 4 ºC, até a análise
laboratorial onde se determinou em triplicata as concentrações de clorofila-a12
, fósforo
total13
e fosfato inorgânico14
. Na região central de cada lagoa a transparência da água foi
medida com um disco de Secchi de 20 cm de diâmetro, determinando-se a média para 3
(três) leituras.
3. RESULTADOS E DISCUSSÃO
As maiores concentrações de clorofila-a, fósforo total e fosfato inorgânico
(Tabela 3) foram encontrados na lagoa 3, e as menores na lagoa 1, com concentrações
intermediárias na lagoa 2.
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Tabela 3. Valores em µg/L das concentrações de clorofila-a, fósforo total e
fosfato inorgânico, e profundidade do disco de Secchi (m) nas lagoas estudadas.
O IETMédio calculado para cada lagoa (Figura 1), foi de 47 para a lagoa 1, 71 para
a lagoa 2, e 90 para a lagoa 3.
Figura 1. Valores de IET em função das concentrações de clorofila-a, fósforo
total, fosfato inorgânico e profundidade do disco de Secchi, e o IETMédio das lagoas
estudadas em dezembro de 2010.
Com IETMédio de 47, a lagoa 1 foi classificada como mesotrófica, onde se
praticava a piscicultura extensiva, sem utilização de ração comercial, e com presença da
Typha domingensis. Na lagoa 2 o IETMédio foi de 71, demonstrando que se trata de um
ambiente eutrófico, influenciado provavelmente pela piscicultura semi-intensiva
associada também a utilização de ração comercial, porém menos impactada pela
presença da Typha domingensis, que participa na remoção de parte dos nutrientes
Estação de
amostragem
Clorofila-a Fósforo total Fosfato
inorgânico
Profundidade do
disco de Secchi
Lagoa 1 5,23 ± 0,18 18,19 ± 2,40 15,78 ± 1,38 1,20 ± 0,08
Lagoa 2 110,44 ± 5,45 165,55 ± 12,20 44,84 ± 3,86 0,50 ± 0,03
Lagoa 3 703,26 ± 10,80 741,40 ± 23,26 154,26 ± 8,25 0,20 ± 0,03
47
39
5548 47
7870 70
61
71
9692
88
74
90
0
20
40
60
80
100
120
IET-CLA IET-PT IET-PIN IET-DS IETMédio
Lagoa Cabaceiras
Lagoa da Passagem
Lagoa da Frente
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antropogênicos. A lagoa 3 foi classificada como hipereutrófica, influencida pelos
mesmos motivos citados para a lagoa 2, porém intensificados pela ausência de
macrófitas aquáticas, onde seu IETMédio foi de 90. Os resultados indicam que a presença
de macrófitas aquáticas reduzem a quantidade de clorofila-a, fósforo total e ortofosfato
dissolvido, minimizando os impactos provocados pela utilização de ração comercial.
4. CONCLUSÕES
Esse estudo se faz importante para o desenvolvimento de modelos de
conservação e manejo aplicáveis às lagoas costeiras do Pantanal de Pacatuba. Os
resultados mostram que o uso de forma semi-intensiva das lagoas pode provocar sua
eutrofização, e que sistemas de remoção de nutrientes utilizando macrófitas aquáticas
podem minimizar os impactos.
5. AGRADECIMENTOS
CODEVASF, RENORBIO e Associação de Apicultores e Artesãos das
Comunidades do Tigre e Junça.
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6. CAPÍTULO 4
Depósito de pedido de patente: PI1103405-0
Protocolo no 000086, datado de 27 de julho de 2011, junto ao INPI
Invenção:
“TRATAMENTO DE EFLUENTES DE PISCICULTURA UTILIZANDO SISTEMA
DE ALAGADOS ARTIFICIAIS DE FLUXO SUBSUPERFICIAL CULTIVADOS
COM TYPHA DOMINGENSIS NO PÓS TRATAMENTO DE LAGOA DE
ESTABILIZAÇÃO”.
RESUMO
A presente invenção, que em apenas um elemento possibilita
tratamento de efluentes de piscicultura de forma contínua ou batelada,
reduzindo principalmente as concentrações de nutrientes nitrogenados e
fosforados, através da utilização de tratamento primário em lagoa de
estabilização (A) seguido de tratamento secundário com alagados artificiais
(B) de vazão subsuperficial, e cultivados com macrófitas aquáticas da
espécie Typha domingensis.
O dito processo é constituído por um difusor do efluente (1), três
paredes que servem de obstáculo ao material flutuante (2 e 3) e
sedimentável (4), com drenagem de superfície (5, 6, 7 e 8) e de fundo (9,
10, 11 e 12), recolhendo-os em caixas coletoras (13 e 14) para
posteriormente serem utilizados como fertilizantes na agricultura. O
sobrenadante é recebido em uma calha (15) e passa por um novo difusor
(16) que o distribui homogeneamente no segundo compartimento. O
volume do segundo compartimento (B) é preenchido ¼ com brita 0 (17)
malha 12 mm, e ¼ com brita 2 (18) malha 30 mm, onde são cultivadas
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macrófitas aquáticas da espécie Typha domingensis (19), e o restante do
volume preenchido com o sobrenadante do primeiro compartimento (A).
Parte do material em suspensão que não ficar retido na lagoa de
estabilização (A) entra no alagado artificial (B) particionado por duas
placas tipo guilhotina (20 e 21), onde sofre decomposição por bactérias
aeróbias e anaeróbias fixas nas raízes das macrófitas e na brita,
funcionando como leito fixo, quando parte dos metabólicos será assimilada
pelas macrófitas aquáticas. O efluente tratado é então recolhido por um
tubo perfurado (22) e direcionado por desnível para a saída (23), podendo
ser reaproveitado na própria piscicultura ou lançados nos ambientes
aquáticos sem provocar sua eutrofização artificial.
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RELATÓRIO DESCRITIVO
Refere-se a presente invenção ao desenvolvimento de um processo
de tratamento de efluentes de piscicultura, utilizando sistema de alagados
artificiais de fluxo subsuperficial cultivados com Typha domingensis no
pós tratamento de lagoa de estabilização com pré decantação, para uso em
fluxo de efluente de forma contínua ou batelada.
Atualmente, a demanda mundial por proteína animal tem
intensificado a produtividade nas pisciculturas, aumentando a geração de
resíduos habitualmente lançados nos corpos hídricos sem um tratamento
adequado, que possa utilizar processos biotecnológicos de baixo custo de
operação e manutenção. Poucas são as pisciculturas que possuem sistemas
para tratamento de seus efluentes, principalmente para remoção de seus
constituintes nitrogenados e fosforados, oriundos da excreção de peixes,
ração e fertilizantes, capazes de provocar a eutrofização de suas águas, e
presentes muitas vezes no material particulado ou em suspensão. Outro
inconveniente deve-se ao fato de que o fluxo de efluente das pisciculturas
não é constante e a concentração de seus contaminantes varia de acordo
com período de despesca e adubação. O tratamento de efluentes de
piscicultura mais utilizado atualmente consiste em sistema de lagoas de
estabilização.
Com intuito de solucionar tais inconvenientes, desenvolveu-se a
presente invenção para tratar efluentes de piscicultura de forma contínua ou
batelada, reduzindo principalmente as concentrações de nutrientes
nitrogenados e fosforados, através da utilização de tratamento primário em
lagoa de estabilização seguido de tratamento secundário com alagados
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artificiais de vazão subsuperficial, e cultivados com macrófitas aquáticas da
espécie Typha domingensis.
Avaliado durante um ano, o sistema operou de forma contínua e
batelada, tratando efluentes de um viveiro de policultivo, onde a
temperatura média do ar variou entre 12 e 27oC nos meses mais frios
(junho e julho) e entre 18 e 30oC nos meses mais quentes. Estudou-se a
eficiência do tratamento variando-se o tempo de detenção hidráulica (TDH)
de 0 a 5 dias, e a densidade de macrófita de 0 a 50 brotos/m2. As medições
dos parâmetros físicos, químicos e biológicos iniciaram após 160 dias do
cultivo dos brotos da Typha domingensis, tempo suficiente para que
atingisse 136 ± 16 cm de altura. Os parâmetros analisados foram nitrogênio
total, fósforo total, material em suspensão, DBO5, coliformes totais e
clorofila total. Não houve diferença significativa entre os resultados
realizados de forma contínua e batelada, mostrando que ambos podem ser
utilizados. Os melhores resultados foram obtidos com 3 dias de TDH e com
50 brotos/m2, onde se teve eficiência na remoção de 63% do nitrogênio
total, 55% do fósforo total, 51% do material em suspensão, 82% da DBO5,
94% dos coliformes totais e 68% da clorofila total. A remoção do
nitrogênio total foi de 1,733 ± 0,198 mg/dia.broto, do fósforo total foi de
0,207 ± 0,023 mg/dia.broto, e da clorofila total foi de 0,092 ± 0,012
mg/dia.broto.
A invenção poderá ser mais bem compreendida através da seguinte
descrição detalhada, em consonância com as figuras em anexo, onde:
A FIGURA 1 representa uma vista de topo do sistema.
A FIGURA 2 representa uma vista longitudinal, em corte, do
sistema.
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Com referência a estas figuras, o sistema é formado por dois
compartimentos, sendo o primeiro (A) uma lagoa de estabilização onde
ocorre a decantação de parte do material em suspensão, e o segundo (B) um
alagado artificial que funciona como biorreator, onde microorganismos
anaeróbios e aeróbios são os principais responsáveis pela degradação da
matéria orgânica, com consequente assimilação dos metabólicos pelas
macrófitas aquáticas, além da redução de patógenos.
No primeiro compartimento o efluente passa por um tubo perfurado
(1) que funciona como difusor, e segue na direção de três paredes, das
quais duas (2 e 3) servem para reter o material flutuante e direcionar o
fluxo para o fundo, e uma (4) para reter parte do material sedimentável e
direcionar o fluxo para cima. Os materiais flutuantes são retirados pelos
drenos superiores (5, 6, 7 e 8) e os sedimentáveis pelos inferiores (9, 10, 11
e 12) para os quais são direcionados devido à inclinação de um ângulo fixo
de 2º com a horizontal. Todo material drenado é recolhido em caixas
coletoras (13 e 14) para posteriormente serem utilizados como fertilizantes
na agricultura. O sobrenadante é recebido em uma calha (15) e passa por
um novo difusor (16) que o distribui homogeneamente no segundo
compartimento.
O volume do segundo compartimento (B) é preenchido ¼ com brita
0 (17) malha 12 mm, e ¼ com brita 2 (18) malha 30 mm, onde são
cultivadas macrófitas aquáticas da espécie Typha domingensis (19), e o
restante do volume preenchido com o sobrenadante do primeiro
compartimento (A). Duas placas tipo guilhotina, sendo uma fixa (20) e a
outra móvel (21), utilizadas no segundo compartimento (B), forçam a
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passagem do efluente pela brita e também possibilita em caso de
manutenção, o direcionamento superficial do sobrenadante.
Parte do material em suspensão que não ficar retido na lagoa de
estabilização (A) entra no alagado artificial (B), onde sofre decomposição
por bactérias aeróbias e anaeróbias fixas nas raízes das macrófitas e na
brita, funcionando como leito fixo, quando parte dos metabólicos será
assimilada pelas macrófitas aquáticas. O efluente tratado é então recolhido
por um tubo perfurado (22) e direcionado por desnível para a saída (23),
podendo ser reaproveitado na própria piscicultura ou lançado em ambientes
aquáticos sem provocar sua eutrofização artificial.
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FIGURAS
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REIVINDICAÇÃO
“TRATAMENTO DE EFLUENTES DE PISCICULTURA UTILIZANDO SISTEMA
DE ALAGADOS ARTIFICIAIS DE FLUXO SUBSUPERFICIAL CULTIVADOS
COM TYPHA DOMINGENSIS NO PÓS TRATAMENTO DE LAGOA DE
ESTABILIZAÇÃO” caracterizado por constituir-se de um bioprocesso que possibilita o
tratamento preferencialmente de efluentes de piscicultura de forma contínua ou
batelada, reduzindo principalmente as concentrações de nutrientes nitrogenados e
fosforados, através da utilização de tratamento primário em lagoa de estabilização (A)
seguido de tratamento secundário com alagados artificiais (B) de vazão subsuperficial, e
cultivados com macrófitas aquáticas da espécie Typha domingensis.
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7. CONCLUSÕES
Para o estudo do tratamento de águas residuárias contaminadas com Hg,
verificou-se que a constante de velocidade do sistema foi 7 vezes maior que a linha de
controle, demonstrando um maior desempenho e conseguindo reduzir 99.6 ± 0.4% do
mercúrio presente na água contaminada. Quando comparadas a outras espécies, os
resultados mostraram que a Typha domingensis demonstrou uma maior acumulação de
mercúrio (273.3515 ± 0.7234 mg kg-1
), quando o coeficiente de transferência foi de
7750.9864 ± 569.5468 L kg-1
. Resultados do presente estudo demonstraram o grande
potencial da macrófita aquática Typha domingensis em sistema de zonas úmidas
construídas com fluxo subsuperficial, para a fitorremediação de águas contaminados
com mercúrio.
O estudo do tratamento de águas residuárias de piscicultura mostrou que
o aumento de pH, CE, TDS e alcalinidade total, e redução de OD, nitrogênio total e
fósforo total, variou em função do tempo de exposição e da densidade de macrófita,
sugerindo serem estes, fatores preponderantes no sistema de zonas úmidas construídas
cultivadas com Typha domingensis. Após 120 h de tempo de exposição, o tratamento
E50 apresentou uma eficiência na remoção do nitrogênio total de 217% superior à linha
de controle, mostrando ser a Typha domingensis, essencial à fitorremediação do
nitrogênio. Para o fósforo total, a eficiência de remoção no E50 foi 26% superior a linha
de controle, possivelmente por estar presente no material particulado, e este, ser retido
predominantemente por filtração e sedimentação. O estudo mostrou que a eficiência de
remoção do nitrogênio total e fósforo total foram de aproximadamente de 90%, similar
ou superior aos obtidos em outros estudos. Os resultados demonstraram o grande
potencial da macrófita aquática Typha domingensis em sistema de zonas úmidas
construídas com fluxo subsuperficial, para a fitorremediação de água residuária de
piscicultura.
O estudo de lagoas costeiras do Pantanal de Pacatuba-SE, pode servir de
subsídio para o desenvolvimento de modelos de conservação e manejo. Os resultados
mostram que o uso de forma semi-intensiva das lagoas pode provocar sua eutrofização,
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e que sistemas de remoção de nutrientes utilizando macrófitas aquáticas podem
minimizar os impactos.
Durante os estudos foi desenvolvido um protótipo do processo de
tratamento de efluentes de piscicultura, intitulado: “TRATAMENTO DE EFLUENTES
DE PISCICULTURA UTILIZANDO SISTEMA DE ALAGADOS ARTIFICIAIS DE
FLUXO SUBSUPERFICIAL CULTIVADOS COM TYPHA DOMINGENSIS NO PÓS
TRATAMENTO DE LAGOA DE ESTABILIZAÇÃO”. Foi solicitado o depósito de
pedido de patente junto ao INPI, originando o protocolo PI1103405-0.
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8. REFERÊNCIAS
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ANEXO A – Atividades desenvolvidas no doutorado
Trabalhos completos publicados em anais de congressos
Gomes, M.V.T.; Souza, R.R. 2011. Relação entre estado trófico e a forma de
exploração para piscicultura de lagoas costeiras do pantanal de Pacatuba, Sergipe,
Brasil. In: I Simpósio Nordestino de Bioprocessos (SINORBIO), 2011, Aracaju/SE. CD
Resumos I SINORBIO, v.1, p.137-142.
Gomes, M.V.T.; Souza, R.R. 2011. Estudo de parâmetros abióticos de um
bioprocesso constituído de alagados artificiais utilizado no tratamento de efluentes de
piscicultura. In: XVIII Simpósio Nacional de Bioprocessos (SINAFERM), 2011, Caxias
do Sul/RS. CD Resumos XVIII SINAFERM, v.1, p.s/página.
Resumos expandidos publicados em anais de congressos
Gomes, M.V.T.; Souza, R.R. 2011. Tratamento de efluentes de piscicultura
utilizando sistema de alagados artificiais de fluxo subsuperficial cultivados com Typha
Domingensis no pós tratamento de lagoa de estabilização. In: II Workshop Nordeste de
Biotecnologia, 2011, Fortaleza/CE. Anais do II Workshop Nordeste de Biotecnologia.
Gomes, M.V.T.; Souza, R.R.; Tessitore, A.J.A. 2010. Evaluation of the use of
constructed wetland to remove nutrients nitrogen effluent from aquaculture farms. In: 3º
Congresso Brasileiro de Biotecnologia (CBB), 2010, Fortaleza/CE. CD Resumos do 3º
CBB, v.1, p.s/página.
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ANEXO B – Barragem de Três Marias (capítulos 1 e 2)
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ANEXO C – Centro Integrado de Recursos Pesqueiros e Aquicultura de Três
Marias – 1ª/CIT (capítulos 1 e 2)
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ANEXO D – Viveiro de policultivo da 1ª/CIT (capítulo 2)
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ANEXO E – Sistema de zonas úmidas construídas (capítulos 1 e 2)
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ANEXO F – Equipamento DMA-80 utilizado para análise direta de mercúrio
(capítulo 1)
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ANEXO G – Sonda multiparamétrica e espectrofotômetro UV-visível (capítulo 2)
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ANEXO H – Lagoas (Cabaceiras, da Passagem e da Frente) do pantanal de
Pacatuba-SE (capítulo 3)
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ANEXO I – Índice de estado Trófico (IETMédio) das lagoas Cabaceiras, da
Passagem e da Frente (capítulo 3)
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ANEXO J – Utilização da Typha domingensis por artesãos (capítulo 3)
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ANEXO K – Artesanato produzido pelas comunidades do Tigre e Junça
(capítulo 3)
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ANEXO L – Sistema de bombeamento e lagoa de estabilização da ETE-CW
construída na 1ª/CIT
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