fitorremediação utilizando typha domingensis em sistema ... · iii ficha catalogrÁfica elaborada...

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


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

v

Dedico à minha família e amigos

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.


Fitorremediação utilizando Typha domingensis em sistema de zonas úmidas construídas

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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: [email protected] (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



Página 13 de 96

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.



Página 14 de 96

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.



Página 15 de 96

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%.



Página 16 de 96

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)



Página 17 de 96

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

).



Página 19 de 96

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).



Página 20 de 96

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

)




Página 21 de 96

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: [email protected] (M. V. T. Gomes).



Página 29 de 96

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.



Página 30 de 96

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



Página 31 de 96

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



Página 32 de 96

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,



Página 33 de 96

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.



Página 34 de 96

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



Página 35 de 96

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


Shoots per

square meter:

0

10

20

30

40

50



Página 36 de 96

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)


Shoots per

square meter:

0

10

20

30

40

50



Página 37 de 96

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)


Shoots per

square meter:

0

10

20

30

40

50



Página 38 de 96

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


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)


Shoots per

square meter:

0

10

20

30

40

50



Página 39 de 96

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)


Shoots per

square meter:

0

10

20

30

40

50



Página 40 de 96

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)


Shoots per

square meter:

0

10

20

30

40

50



Página 41 de 96

Figure 8 Variation of total nitrogen removal efficiency depending on exposure time and


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

(%

)


Shoots per

square meter:

0

10

20

30

40

50



Página 42 de 96

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)


Shoots per

square meter:

0

10

20

30

40

50



Página 43 de 96

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

(%

)


Shoots per

square meter:

0

10

20

30

40

50



Página 44 de 96

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).



Página 45 de 96

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: [email protected]

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.



Página 51 de 96

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.

6. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS

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Interciência. 602p.

8. FIA, R.; MATOS, A. T.; CORADI, P. C.; PEREIRA-RAMIREZ, O., (2009), Estado

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Oceanography. 22(2), 361-369.

10. TOLEDO-Jr, A. P.; TALARICO, M.; CHINEZ, S. J. & AGUDO, E. G., (1983), A

aplicação de modelos simplificados para a avaliação do processo da eutrofização em

lagos e reservatórios tropicais. Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e

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SÃO PAULO, (2002), Proposta de Índices de Qualidade de Água para o Estado de São

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Página 59 de 96

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



Página 60 de 96

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



Página 62 de 96

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.



Página 63 de 96

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



Página 64 de 96

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.



Página 65 de 96

FIGURAS



Página 66 de 96

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.



Página 67 de 96

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,



Página 68 de 96

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.



Página 69 de 96

8. REFERÊNCIAS

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W., Gomes, J.P.R., 2004. Uso de leitos cultivados de vazão sub superficial na remoção

de macronutientes de efluentes de tanques de pisciculturas. Engenharia Ambiental 1 (1),

025-034.

Lacerda, L.D., Santos, A.F., Marins, R.V., 2007. “Emissão de mercúrio para a

atmosfera pela queima de gás natural no Brasil”. Química Nova 30 (2), 366-369.

Lasat, M.M., 2002. Phytoextraction of toxic metals: a review of biological

mechanisms. Journal of Environmental Quality 31, 109-120.

Maine, M.A., Sune, N., Hadad, H., Sanchez, G., Bonetto, C., 2006. Nutrient and

metal removal in constructed wetland for wastewater treatment in the metallurgic

industry. Ecological Engineering 26, 341- 347.

Micaroni, R.C.C.M., Bueno, M.I.M.S., Jardim, W.F., 2000. Compostos de

mercurio. Revisao de metodos de determinacao, tratamento e descarte. Química Nova

23 (4), 487-495.

Padovani, C.R., Forsberg, C.R., Pimentel, T.P., 1995. Contaminação mercurial

em peixes do rio Madeira: resultados e recomendações para consume humano. Acta

Amazonica 25 (1/2), 127-136.



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Salt, D.E., Smith, R.D., Raskin, I., 1998. Phytoremediation. Annual Review of

Plant Physiology and Plant Molecular Biology 49, 643-668.

Suresh, B., Ravishankar, G.A., 2004. Phytoremediation - a novel and promising


Vymazal, J., Kröpfelová, L., 2009. Removal of organics in constructed wetlands

with horizontal sub-surface flow: A review of the field experience. Science of the Total

Environmental 407, 3911-3922.

Wenzel, W.W., 2009. Rhizosphere processes and management in bioremediation




Página 72 de 96

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)



Página 74 de 96

ANEXO C – Centro Integrado de Recursos Pesqueiros e Aquicultura de Três

Marias – 1ª/CIT (capítulos 1 e 2)



Página 75 de 96

ANEXO D – Viveiro de policultivo da 1ª/CIT (capítulo 2)



Página 76 de 96

ANEXO E – Sistema de zonas úmidas construídas (capítulos 1 e 2)



Página 77 de 96

ANEXO F – Equipamento DMA-80 utilizado para análise direta de mercúrio

(capítulo 1)



Página 78 de 96

ANEXO G – Sonda multiparamétrica e espectrofotômetro UV-visível (capítulo 2)



Página 79 de 96

ANEXO H – Lagoas (Cabaceiras, da Passagem e da Frente) do pantanal de

Pacatuba-SE (capítulo 3)



Página 80 de 96

ANEXO I – Índice de estado Trófico (IETMédio) das lagoas Cabaceiras, da

Passagem e da Frente (capítulo 3)



Página 81 de 96

ANEXO J – Utilização da Typha domingensis por artesãos (capítulo 3)



Página 82 de 96

ANEXO K – Artesanato produzido pelas comunidades do Tigre e Junça

(capítulo 3)



Página 83 de 96

ANEXO L – Sistema de bombeamento e lagoa de estabilização da ETE-CW

construída na 1ª/CIT



Página 84 de 96

ANEXO M – Sistema de zona úmida construída e descarte do efluente tratado da

ETE-CW construída na 1ª/CIT

fitorremediação utilizando typha domingensis em sistema ... · iii ficha catalogrÁfica elaborada...

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