dissertação - francisco ricardo lacerda branco · acordai acordai raios e tufões que dormis no...
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I
Agradecimentos
À Professora Doutora Natividade Vieira, por tão bem me ter acolhido desde o primeiro
dia de aulas, pela oportunidade de realização deste trabalho e sua orientação, revisão,
e disponibilidade.
Ao Professor Doutor Vitor Vasconcelos, pela compreensão.
Ao Doutor Francisco Arenas, pela espontânea partilha de dados meteorológicos.
Aos meus amigos e colegas de trabalho, Hugo Santos e Olga Martinez, pela amizade,
apoio constante e por terem suportado o peso extra que lhes coloquei nos ombros.
Aos meus pais, pelas toneladas de amor.
À Cláudia, o meu farol na mais escura das noites, por todo o amor, força e ajuda.
Aos meus amigos, pela constante partilha.
À Mãe Natureza, pela inspiração e por tão belo e grandioso espetáculo.
II
Acordai acordai homens que dormis a embalar a dor dos silêncios vis vinde no clamor das almas viris arrancar a flor que dorme na raiz Acordai acordai raios e tufões que dormis no ar e nas multidões vinde incendiar de astros e canções as pedras do mar o mundo e os corações
Acordai acendei de almas e de sóis este mar sem cais nem luz de faróis e acordai depois das lutas finais os nossos heróis que dormem nos covais Acordai!
Fernando Lopes Graça
José Gomes Ferreira
III
Resumo
A água é dos recursos naturais mais valiosos e vulneráveis para a
humanidade, elemento de sustentação de vida essencial e insubstituível. A porção
utilizável da água doce representa 0,01% da totalidade da água existente no Planeta.
O rápido decréscimo da disponibilidade deste recurso ameaça 1,1 mil milhões de
pessoas.
As atividades humanas alteraram de forma drástica o fluxo de nutrientes
limitantes, azoto e fósforo, do compartimento terrestre para o aquático. Níveis
excessivos destes nutrientes têm originado diversos problemas nos ecossistemas
aquáticos, a nível global, como a ocorrência de “blooms” de fitoplancton com potencial
tóxico e o crescimento excessivo de outros produtores primários com consequente
degradação da qualidade da água e perda de biodiversidade. Estes nutrientes são
também os maiores poluentes resultantes da aquacultura intensiva. Uma forma que
poderá permitir à aquacultura reduzir o volume dos seus efluentes assim como a sua
carga poluente, será a utilização de hidrófitas.
O presente trabalho teve como objetivo a determinação do potencial de
remoção de nutrientes, azoto e fosforo, em efluente de aquacultura, de duas espécies
de lentilha-de-água presentes em Portugal, Lemna minor e Lemna gibba, sendo
também avaliada a produção de biomassa destas duas espécies.
As espécies utilizadas mostraram similar potencial de remoção de nutrientes
azotados, NH3/NH4+, NO2
- e NO3
-, de 61,04 a 66,41% ao quinto dia, independentemente
da espécie utilizada. No que respeita à remoção de PO43-, uma maior eficiência foi
alcançada, ao oitavo dia, no tratamento com Lemna gibba e no que recebeu ambas as
espécies, 75,41 e 71,44% respetivamente, comparativamente com o tratamento
Lemna minor, 54,77%. As espécies utilizadas mostraram uma elevada produtividade.
As reduções nas concentrações de nutrientes permitiriam a reutilização do
efluente, em sistemas de cultivo, sem risco de toxicidade para os teleósteos
cultivados. Os resultados obtidos neste trabalho apontam a utilização de Lemna gibba
e Lemna minor como uma solução eficaz na remoção de nutrientes azotados em
águas de cultivo de teleósteos, diminuindo o impacto destes efluentes no meio
ambiente e contribuindo para uma maior sustentabilidade do sector aquícola.
IV
Abstract
Water is one of the most valuable and vulnerable natural resources to humanity,
being essential and irreplaceable in the support of life. The usable portion of freshwater
represents 0.01% of the total water in the planet. The rapid decrease in the availability
of this resource threatens 1.1 billion people.
Human activities changed drastically the flow of limiting nutrients, nitrogen and
phosphorus, from the terrestrial to the aquatic compartment. Excessive levels of these
nutrients have caused many problems in aquatic ecosystems globally, such as the
occurrence of phytoplankton blooms with toxic potentially and overgrowth of other
primary producers with consequent degradation of water quality and loss of
biodiversity. These nutrients are also the major pollutants resulting from intensive
aquaculture. One way that may enable the aquaculture reduce the volume of the
effluents as well as its polluting load, is the use of hydrophytes.
The present study aimed to determine the potential of two duckweed species
present in Portugal, Lemna minor and Lemna gibba, in removing nutrients such as
nitrogen and phosphorus from aquaculture effluents, and also evaluated the biomass
production of these two species.
The species used showed similar potential in the removal of nitrogen, NH3/NH4+,
NO2- and NO3
-, 61.04 to 66.41%, which was particular evident on the fifth day of the
experimental trial. Regarding PO43-, a greater efficiency in its removal was achieved, on
the eighth day, by the Lemna gibba treatment and by the treatment combining both
species, 75.41 and 71.44% respectively, compared with Lemna minor treatment,
54.77%. The used species showed high productivity.
The reductions in the concentrations of nutrients would allow reuse of the
effluent in cultivation systems with no risk of toxicity to cultured teleosts. Results
obtained in this study indicate that application of Lemna minor and Lemna gibba
constitute an efficient strategy in removing nitrogen compounds from teleosts
cultivation waters, reducing the impact of these effluents in the environment and
contributing for the sustainability of the aquaculture sector.
V
Índice
I - Revisão bibliográfica ………………………………………………………………… …….. 1
1. Introdução ……………………………………………………………………......................... 2
1.1. Água, o recurso ……………………………………………………………………… 2
1.2. Pressões antropogénicas …………………………………………………………... 3
1.3. Eutrofização, causas e consequências …………………………………………… 5
1.4. Lei da Água e Diretiva Quadro da Água ………………………………………….. 6
1.5. Aquacultura, e seus impactos ……………………………………………………… 7
1.5.1. Redução das pressões exercidas pela aquacultura …………………… 10
1.6. Hidrófitas e o seu papel na reciclagem de nutrientes …………………………… 11
1.7. Lentilha-de-água – Lemna sp. ……………………………………………………... 13
Características morfológicas …………………………………………………….. 13
Crescimento e remoção de nutrientes ………………………………………….. 14
Utilização de Lemna sp. na alimentação animal, valor nutricional …………... 16
1.8. Objetivos ……………………………………………………………………………… 17
II – Parte experimental ……………………………………………………………………… …. 18
2. Material e métodos ……………………………………………………………………………. 19
2.1. Água residual ………………………………………………………………………… 19
2.2. Material biológico ……………………………………………………………………. 19
2.3. Desenho experimental ……………………………………………………………… 21
VI
2.4. Amostragens e quantificação de nutrientes ………………………………………. 24
2.5. Análise estatística …………………………………………………………………… 24
3. Resultados ……………………………………………………………………………………... 25
4. Discussão ……………………………………………………………………………………… 31
5. Conclusões e perspetivas futuras …………………………………………………………… 34
6. Bibliografia ……………………………………………………………………………………... 35
6.1. Páginas web …………………………………………………………………………. 44
Anexo I …………………………………………………………………………………………….. 45
VII
Índice de figuras e tabelas
Tabela 1 - Stock´s de águas salgada e doce e seu peso percentual ……………………………………..
3
Fig.1 - Posicionamento relativo dos diversos tipos de hidrófitas ao longo da coluna de água. A - emergentes; B - flutuantes; C – submersas …………………………………………………………………..
12
Fig.2 - Aspeto de colónia de lentilhas-de-água na superfície de um corpo de água …………………..
13
Fig.3 - Representação esquemática de lentilha-de-água, suas estruturas e posicionamento na coluna de água …………………………………………………………………………………………………..
14
Fig.4 - Espécies de lentilhas-de-água utilizadas no ensaio, A - Lemna gibba, B - Lemna minor ………………………………………………………………………………………………………………..…….
20
Fig. 5 - Registos fotográficos de satélite, a diferentes escalas, da zona de colheita do material biológico ………………………………………………………………………………………………………..…
20
Fig.6 - Diferentes inóculos utilizados no ensaio. A – tratamento L. gibba; B – tratamento Mix; C – Tratamento L. minor ……………………………………………………………………………………..……....
21
Fig.7 - Representação esquemática do sistema experimental ……………………………………...……..
22
Fig.8 - Vista superior do sistema experimental com rede protetora ………………………………..……...
23
Fig. 9 - Realização de colheita de amostras de água …………………………………………………..…..
23
Fig.10 - Evolução dos níveis de N-amoniacal nos diferentes tratamentos ao longo do período experimental ……………………………………………………………………………………………….……..
25
Tabela 2 - Níveis dos nutrientes quantificados nos diferentes tratamentos ao quinto dia do período experimental …………………………………………………………………………………………….………..
25
Tabela 3 - Níveis dos nutrientes quantificados nos diferentes tratamentos no final do período experimental ………………………………………………………………………………...…………………....
26
Fig.11 - Evolução dos níveis de N-nitrito nos diferentes tratamentos ao longo do período experimental …………………………………………………………………………………………...………....
26
Fig.12 - Evolução dos níveis de N-nitrato nos diferentes tratamentos ao longo do período experimental ……………………………………………………………………………………...……………....
27
Fig.13 - Evolução dos níveis de N-global, somatório dos níveis de N de diferentes origens, N-NH4
+/NH3, N-NO2- e N-NO3
-, nos diferentes tratamentos ao longo do período experimental……………
27
Tabela 4 - Taxas de remoção de N-global e P-PO43- obtidas nos diferentes tratamentos ao quinto e
oitavo dias ………………………………………………………………………………………………………... 28
Fig.14 - Evolução de taxas de remoção de N-global, nos diferentes tratamentos ao longo do período experimental. …………………………………………………………………………………….……………….
28
Fig.15 - Evolução dos níveis de P-PO43- nos diferentes tratamentos ao longo do período
experimental. ……………………………………………………………………………………………………………………………
29
Fig.16 - Taxa de remoção de P-PO43- nos diferentes tratamentos ao longo do período experimental
………………………………………………………………………………………….......................................
29
Tabela 5 - Aumento percentual de biomassa ocorrido nos diferentes tratamentos no final do período experimental ………………………………………………………………………………………………….…..
30
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
1
1. Revisão Bibliográfica
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
2
1. Introdução
1.1. Água, o recurso
A água é um dos recursos naturais mais valiosos e vulneráveis para a
humanidade sendo um elemento essencial e insubstituível. Se na sua forma genérica
é um recurso capaz de preencher oceanos e dar corpo a glaciares, na sua forma
líquida e potável, quase desprovida de sais, torna-se num recurso escaço com
distribuição geográfica heterogénea. Apenas 2,5% da totalidade da água existente no
Planeta é água doce (UN, 2002). Grande parte desta água ocorre na forma de neves,
gelos permanentes e aquíferos profundos, sendo os rios, lagos e águas subterrâneas
pouco profundas as principais fontes de acesso a este recurso para o ser humano. A
porção utilizável da água doce fica assim reduzida a menos de 1%, apenas 0,01% da
totalidade da água existente no Planeta (Tabela 1) (UN, 2002).
A água doce é um recurso natural, sendo ao mesmo tempo renovável e finito,
essencial à biodiversidade e às funções dos ecossistemas de que, em ultima análise,
todos nós dependemos (Koehler, 2008). É ainda capaz de suportar uma imensurável
variedade de formas de vida constituintes das cadeias tróficas aquáticas (Lindeijer et.
al., 2002).
Enquanto água potável é essencial ao Homem e a sua disponibilidade é cada
vez mais uma preocupação global devido à sua escassez e contínua degradação.
Diariamente testemunhamos a situação cada vez mais gravosa da sua escassez que
ameaça 1,1 mil milhões de pessoas por todo o planeta (UN, 2006). Apesar da extrema
dependência por este recurso, o ser humano é ao mesmo tempo o principal causador
da sua degradação, influenciando fortemente a quase totalidade dos principais
ecossistemas aquáticos, do Ártico ao Antártico (Smith et. al, 2006).
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
3
Tabela 1 - Stock´s de águas salgada e doce e seu peso percentual.
Adaptado de UN (2002).
Stock´s maioritários de águas salgada e doce
Volume (1.000Km3) % Totalidade da água
% Totalidade da água doce
Água salgada
Oceanos 1.338.000 95,54
Água subterrânea salgada/salobra 12.870 0,93
Lagos salgados 85 0,006
Águas interiores
Glaciares e neves permanentes 20.064 1,74 68,7
Águas subterrâneas 10.530 0,76 30,06
Gelos subterrâneos permanentes 300 0,022 0,86
Lagos 91 0,007 0,26
Humidade do solo 16,5 0,001 0,05
Humidade atmosférica 12,9 0,001 0,04
Zonas húmidas 11,5 0,001 0,03
Rios 2,12 0,0002 0,006
Água do Biota 1,12 0,0001 0,003
Total Agua 1.386.000 100
Total Água doce 35.029 100
Nota: Valores aproximados
1.2. Pressões antropogénicas
O rumo traçado pela humanidade, desde a antiguidade até aos dias de hoje, é
indissociável da procura, utilização e agressão aos recursos hídricos. O início da
pressão humana sobre a água possivelmente terá ocorrido com o abandono do modo
de vida nómada, de caçador recolector, e a adoção de uma ocupação mais
permanente de terras férteis com elevado potencial para a agricultura e para a
pastorícia. Esta ocupação permanente focalizou a ação do Homem, e animais
domesticados, em pontos específicos da paisagem. Através de estudos de
arqueologia pode constatar-se que estes locais se encontravam impreterivelmente
junto a ecossistemas de água doce. O domínio da agricultura e da pecuária ao garantir
ao Homem alimentação constante, permitiram o seu aparecimento por todo o planeta.
Os pequenos grupos de caçadores recolectores deram então origem a clãs em
primordiais aglomerados, e junto a estes mesmos corpos de água e terras férteis
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
4
nasceram as primeiras grandes civilizações. São exemplos destas sementes da
sociedade humana a Mesopotâmia, cujo nome significa “Terra entre rios”, Rio Tigre e
Eufrates, as civilizações Egípcia e Núbia e o seu venerado rio Nilo, o Rio e Vale do
Indo que deram origem à grande nação Indiana e o Rio Amarelo e o Imperio Chines.
Actualmente a grande maioria dos países atravessa um período de rápidas
alterações demográficas sem precedentes (Bongaarts, 2009). Após séculos de
crescimento lento e irregular, no ano de 1800 a população mundial atingiu a densidade
de milhar de milhão, daí em diante o aumento populacional manteve-se mais
constante tendo no ano de 1950 alcançado os 2,5 mil milhões (UN, 1962, 1973).
Atualmente a população humana é de cerca de 7 mil milhões, prevendo-se que no ano
2070 se atinjam 10 mil milhões (UN, 2010). Prevê-se que este aumento populacional
seja absorvido pelos centros urbanos ocorrendo simultaneamente absorção de
populações rurais. Grande parte deste avolumar de populações metropolitanas será
localizado em países em vias de desenvolvimento tecnológico (UN, 2012) que irão por
sua vez potenciar as pressões geradas pelo Homem e suas atividades no meio
ambiente. Apesar de o somatório destas áreas representar apenas 4% da área
terrestre, estas albergam quase metade da população humana mundial (UN, 2007),
estimando-se que até 2030 60% da população mundial resida em áreas urbanas (UN,
2008). Grandes densidades populacionais implicam necessidades acrescidas de água
potável e consequente produção de águas residuais (AR) em áreas concentradas
(Postel et. al.,1996). A agricultura e produção animal são exemplos de atividades
ancestrais que sofreram uma rápida especialização e intensificação (Matson et. al.,
1997) em resposta às crescentes necessidades.
A captação de água para irrigação e produção de alimento constitui hoje uma
das maiores pressões sobre este recurso, absorvendo a agricultura 70% da totalidade
da água doce consumida podendo no entanto este valor chegar aos 90% em países
em rápido crescimento económico (UN, 2012). Com a revolução industrial e a
ascensão da indústria química foi possível, de uma forma desequilibrada, aumentar a
produtividade dos solos recorrendo a força mecânica e a fertilizantes prontamente
disponíveis para as plantas (Smith et. al., 2007). Ao invés do que sucede com a
matéria orgânica, onde os nutrientes são disponibilizados faseadamente através de
decomposição, os fertilizantes químicos encontram-se frequentemente na forma
iónica, que se por um lado é prontamente assimilável pelas plantas por outro encontra-
se mais exposta a rápida lixiviação por regas intensivas e chuvas (Turner e Rabalais,
1991; Jordan e Weller, 1996). As atividades humanas alteraram assim de forma
drástica o fluxo de nutrientes limitantes, azoto (N) e fósforo (P), do compartimento
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
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terrestre para o aquático (Smith, 2003). Lixiviados ricos em nutrientes, particularmente
em N e P, provenientes da agricultura e pecuária (Glanville et. al., 2001; Steinfeld et.
al., 2006) têm como deposição final as águas superficiais e subterrâneas (Boesch et.
al., 2000; Sharpley et. al., 2003 Tabuchi, 2005). Um problema adicional à composição
dos efluentes destes sectores será a natureza difusa das suas emissões (Sharpley et.
al.,2003), apontadas como uma das principais causas de eutrofização de águas
superficiais de todo o Planeta.
As pressões exercidas pela indústria são de vários tipos devido à complexidade
e diversidade dos seus efluentes, na indústria alimentar e fora desta.
Comparativamente com a agricultura o consumo de água na indústria é reduzido, 20%
da totalidade da água consumida, sofrendo este valor oscilações com a região e país.
Porém, a água fornecida ao sector secundário terá de possuir elevada qualidade tendo
de ser o acesso a este recurso constante (UN, 2012). Na indústria alimentar, o ramo
dos lacticínios será o mais poluente, particularmente no que toca aos volumes de
águas residuais produzidos, até 10 L de efluentes por cada litro de leite processado,
tendo estes elevadas concentrações de matéria orgânica e nutrientes (Vourch et. al.,
2007).
A produção aquícola, ramo milenar do sector primário impreterivelmente
dependente da água (Naylor et. al., 2000; Westers, 2000), tem sido alvo de expansão
intensificação, e especialização (FAO, 2010) contribuindo também para a eutrofização
dos ecossistemas aquáticos.
1.3. Eutrofização, causas e consequências
O N e P são elementos essenciais à existência de vida. A sua reduzida
disponibilidade biológica faz destes elementos nutrientes limitantes, particularmente
para a produção primária, em variados ecossistemas (Elser et. al., 2007; Lewis e
Wurtsbaugh, 2008), incluindo os aquáticos (Howarth e Marino, 2006).
A adição de N e P aos ecossistemas aquáticos foi alvo de um aumento drástico nas
últimas décadas. Níveis excessivos destes nutrientes têm originado diversos
problemas nos ecossistemas aquáticos a nível global, de entre os quais, ocorrência de
“blooms” de fitoplancton com potencial tóxico, crescimento excessivo de plantas
flutuantes, convertendo a coluna de água num ambiente afótico, redução dos níveis de
oxigénio dissolvido na água e perda de biodiversidade (Scheffer et. al., 2003; Smith et.
al., 1999). Um fator responsável por profundas alterações ecológicas em ecossistemas
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
6
aquáticos é a eutrofização. A eutrofização é o processo no qual rios, lagos, águas
costeiras e outros corpos de água são alvo de uma adição excessiva de nutrientes, N
e/ou P, resultando em proliferação autotrófica excessiva e consequente aumento de
biomassa (Golterman e De Oude, 1991). A eutrofização é apresentada como um dos
problemas globais com maior prevalência na atualidade. O excesso de nutrientes, N e
P, maioritariamente com origem em atividades antropogénicas, leva à degradação da
qualidade da água acelerando o processo natural de eutrofização dos ecossistemas
aquáticos (Carpenter et. al., 1998). Níveis excessivos de nutrientes apresentam riscos
para a saúde dos organismos que habitam e/ou utilizam este recurso nos quais se
engloba o ser humano (Fox et. al., 2008). Diversos estudos concluíram que o controlo
dos níveis de P e de N é crítico para a manutenção da qualidade da água e a
integridade dos ecossistemas (Schindler, 2006; Smith, 2006).
O estado de eutrofização dos mais variados ecossistemas aquáticos e sua
contínua degradação pode-nos fazer crer que todo este panorama é resultado de um
vazio legal, não existindo qualquer legislação dedicada à proteção deste recurso.
Porém, os limites de emissão relativos a diversos poluentes, inclusive emissões de
nutrientes, amoníaco e ião amónia (NH3/NH4+), nitrito (NO2
-), nitrato (NO3-) e fosfato
(PO43-) entre outros, encontram-se estabelecidos pela legislação nacional e também
pela legislação comunitária.
1.4. Lei da Água e Diretiva Quadro da Água
Em Portugal a legislação relativa à utilização da água, foi alvo de
implementação gradual. Em 1987 foi aprovada a Lei de bases do ambiente, Decreto-
Lei nº 11/87 de 7 de Abril, no qual foram esboçadas “as boas normas” para a utilização
deste recurso (D.L. nº11, 1987). Com o Decreto-Lei nº 70/90 de 7 de Março foram
estabelecidos valores concretos relativos a diversos parâmetros físico-químicos e
biológicos a ser respeitados aquando da descarga de água residual (D.L. nº70, 1990).
Através do Decreto-Lei nº 152/97 de 19 de Junho, é dada especial atenção à recolha,
tratamento e descarga de águas residuais urbanas (ARU) com o objetivo de proteger
as águas superficiais (D.L. nº152, 1997). São ainda estabelecidos prazos para a
implementação de sistemas de tratamento secundário no tratamento de ARU,
agravando-se o rigor destes tratamentos sempre que a descarga da AR seja realizada
em zonas sensíveis.
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
7
O Decreto-Lei nº 236/98 de 1 de Agosto veio estabelecer normas, critérios e
objetivos de qualidade com a finalidade de proteger o meio aquático e melhorar a
qualidade das águas em função dos seus principais usos (D.L. nº236, 1998). O
referido diploma definiu requisitos, tendo afixado valores máximos recomendáveis
(VMR) e valores máximos admissíveis (VMA) a observar na utilização das águas para
os diferentes fins, estabelecendo também valores limite de emissão (VLE) referentes
às descargas de águas residuais.
Com vista na estandardização do enquadramento legal a nível comunitário a
Diretiva 2000/60/CE, do Parlamento Europeu e do Conselho, de 23 de Outubro, ou
Diretiva Quadro da Água (DQA) (D. 60/CE, 2000) foi transposta para a ordem jurídica
nacional pelo Decreto-Lei nº 77/2006, de 30 de Março (D.L. nº77, 2006) tendo sido
alterado pelo Decreto-Lei n.º 103/2010, de 24 de Setembro (D.L. nº103, 2010). Esta
diretiva tem por objetivo estabelecer um enquadramento para a proteção das águas
superficiais interiores, águas de transição, águas costeiras e águas subterrâneas de
forma a:
- Evitar a degradação protegendo e melhorando o estado dos ecossistemas
aquáticos e dos ecossistemas terrestres e zonas húmidas diretamente associados.
- Promover um consumo de água sustentável;
- Reforçar e melhorar o ambiente aquático através da redução gradual ou a
cessação de descargas, emissões e perdas de substâncias prioritárias;
- Assegurar a redução gradual e evitando o agravamento da poluição das águas
subterrâneas; contribuir para mitigar os efeitos das inundações e secas.
A evolução do enquadramento legal, da utilização dos recursos hídricos e sua
descarga nos corpos de água recetores, é consequência da crescente preocupação
por parte da comunidade científica, legisladores e opinião pública. Hoje mais que
nunca, a utilização deste recurso terá de ser realizada segundo normas estreitas.
1.5. Aquacultura, e seus impactos
A aquacultura, que tem como objectivo a cultura de organismos aquáticos, terá
sido iniciada na China há cerca de 2500 anos (Liu e Cai, 1998). Tem sido a atividade
agroindustrial com crescimento mais acentuado, a nível mundial, tendo nas últimas
quatro décadas, de 1970 a 2008, alcançado a taxa de crescimento anual de 8,3%, em
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
8
contraste com os 2% e os 2,9% alcançados, no mesmo intervalo, pelas pescas e
pecuária respetivamente (Luchini e Pann´e-Huidobro, 2008).
O rápido crescimento da produção aquícola tem ocorrido em resultado do
elevado crescimento populacional, decréscimo do produto das pescas tradicionais, e
da alteração das preferências alimentares em países tecnologicamente desenvolvidos
(Caddy e Griffiths, 1995; Lem e Shehadeh, 1997; Tacon, 1997). Em 2006 a
aquacultura igualou a produtividade das pescas de stocks selvagens (FAO, 2010).
Apesar deste impetuoso crescimento, a produtividade da aquacultura terá ainda de
aumentar, cerca de cinco vezes, de forma a satisfazer os requisitos mínimos em
proteína imprescindíveis para a nutrição humana (FAO, 2004).
A aquacultura moderna para além de apresentar enormes benefícios para a
humanidade disponibiliza uma alternativa à captura e sobre-exploração de
determinados stocks pesqueiros, auxiliando assim a conservação destes. Porém esta
atividade coloca uma pressão adicional nos ecossistemas circundantes. Na produção
de 1kg de peixe são tipicamente requeridos de 200 a 600 m3 de água (Kioussis et. al.,
2000). Apesar do consumo de água variar com os diferentes modos de operação do
cultivo aquático (intensivo, semi-intensivo ou extensivo), de forma geral, a aquacultura
requer maiores volumes de água, por área de exploração e por unidade de produto,
que a maioria dos sistemas de produção animal e vegetal (Lawson, 1995).
Consequentemente a aquacultura gera grandes volumes de AR, em resultado da
elevada acumulação de resíduos metabólicos e decomposição de alimento não
ingerido e dejetos, apresentando risco de toxicidade para as espécies em cultivo (Teck
et. al., 2010). De forma similar a outros sistemas de exploração animal, não se exclui
ainda a presença pontual de antibióticos, hormonas, parasiticidas entre outros
fármacos (Boxall, 2004) nos efluentes da aquacultura.
Com o objetivo de evitar a acumulação de substâncias com elevada toxicidade,
muitos aquacultores realizam renovação constante da água de cultivo. Esta prática
para além de pouco ética, visto que os efluentes são rejeitados sem qualquer tipo de
pré-tratamento, requer acesso privilegiado a água com qualidade.
A quantidade e tipo de resíduos produzidos variam de acordo com o sistema de
cultivo e qualidade e quantidade de alimento fornecido (Cho e Bureau, 1997). De
forma genérica, estes resíduos podem ser divididos em dois tipos i) sólidos,
maioritariamente compostos por alimento não ingerido e dejetos, e ii) dissolvidos,
metabolitos excretados e matéria orgânica dissolvida (Amirkolaie, 2008). Dependendo
da espécie e do modo de cultivo, as perdas de nutrientes podem representar de 52 a
95% e até 85%, do N e P respetivamente, introduzidos no sistema sob a forma de
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
9
alimento (Wu, 1995; Cripps e Kumar, 2003). Os efluentes provenientes das
explorações aquícolas quando descartados, sem tratamento prévio, adicionam
compostos orgânicos e inorgânicos ao meio aquático recetor (Piedrahita, 2003;
Sugiura et. al., 2006), sendo o N e o P os maiores poluentes resultantes da
aquacultura intensiva (Hakanson et. al., 1998; Lemarie et. al., 1998). As águas a
jusante de explorações aquícolas sofrem frequentemente alterações nos seus níveis
de oxigénio dissolvido, matéria orgânica suspensa e nutrientes (Buschmann et. al.,
2008; Mente et. al., 2006; Sanderson et. al., 2008), podendo estas alterações causar
impactos negativos nas comunidades biológicas (Holmer et. al., 2008). A maior
preocupação, relativa aos efluentes oriundos deste tipo de explorações, recai assim
sobre a produção de metabolitos azotados, em particular o amoníaco (NH3) e a sua
elevada toxicidade para os organismos aquáticos (Casillas-Hernández et. al., 2007).
Um dos principais metabolitos excretado pelos organismos heterotróficos,
maioritariamente fruto do catabolismo de proteínas e aminoácidos livres, é o NH3.
Porém a acumulação de NH3 em sistemas de cultivo será também o resultado da
decomposição de matéria orgânica, acelerada pela ação microbiana (Hargreaves e
Tucker, 2004). O NH3, e o ião amónia (NH4+), sendo o seu somatório designado por N
amoniacal, encontram-se em equilíbrio na água de acordo com o pH e temperatura
desta (Timmons et. al., 2002). Apesar de as duas formas apresentarem toxicidade
para os organismos aquáticos a forma não ionizada apresenta toxicidade acrescida
devido ao facto de não possuir carga, ser lipossolúvel e, consequentemente, penetrar
facilmente através de membranas biológicas (Körner et. al., 2001). Embora o NH3 e
NH4+ sejam considerados tóxicos em concentrações superiores a 1,5mg/L, níveis de
NH3 superiores a 0,025mg/L são já considerados altamente prejudiciais ao
desenvolvimento de peixes em situações de cultivo intensivo (Neori et. al., 2004; Chen
et. al., 2006). Porém, a toxicidade destes compostos irá variar fortemente com o pH e
temperatura do meio, espécie cultivada, suas dimensões, estádio de vida e presença
de outros poluentes (Colt, 2006).
Uma estimativa, realizada com base em dados fornecidos por uma exploração
de média escala, de cultivo intensivo de teleósteos, permitiu avaliar os níveis de N nos
seus efluentes. Segundo Abreu et. al. (2011) nestas instalações são fornecidos
diariamente 200kg de ração, o que resulta na excreção e não assimilação diária de
4,9kg de N, cálculos realizados com base na percentagem de proteína contida na
ração, 46,3%, e taxa de conversão alimentar da espécie cultivada, 1,5. Assim sendo, e
sem considerar alterações comportamentais sazonais e ajustes nos sistemas de
cultivo, anualmente esta exploração é responsável pela produção de efluentes
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
10
contendo 1800 Kg de N (Abreu et. al., 2011). Este exemplo ilustra a potencial pressão,
adição excessiva de nutrientes, que os efluentes aquícolas podem representar caso
não seja realizado um tratamento prévio à sua descarga nos corpos de água
recetores. Um dos resultados inequívocos da adição excessiva de nutrientes a
ecossistemas aquáticos é a eutrofização.
O desenvolvimento futuro da indústria aquícola encontra-se assim limitado não
só pela disponibilidade de recursos essenciais tais como farinha e óleo de peixe,
espaço de implementação e água com qualidade, mas também pelo impacto dos seus
efluentes no meio ambiente (Naylor et. al., 2000; Westers, 2000).
1.5.1 Redução dos efeitos causados pela aquacultura
A aquacultura moderna possui, de forma resumida, duas formas principais que
possibilitam a redução do impacto ambiental provocado pela libertação de nutrientes:
Desassimilação gasosa por bactérias; e Assimilação por plantas e algas (Lee e Jones,
1990; Wu,1995; Krom et. al., 2001).
No que respeita à desassimilação gasosa por bactérias, destacam-se os
biofiltros bacterianos que operam com base na dissimilação de nutrientes,
particularmente substâncias azotadas. Este processo caracteriza-se por uma série de
reações de oxidação e redução, levadas a cabo por microflora aeróbia e anaeróbia,
durante as quais os metabolitos excretados são convertidos a gases (van Rijn, 1996).
Bactérias nitrificantes oxidam e convertem o NH3 e NH4+ a nitrito (NO2
-), sendo este
posteriormente oxidado a nitrato (NO3-). Enquanto esta fase inicial do processo requer
a presença de elevados níveis de oxigénio, a conversão de NO3- a N gasoso por
bactérias desnitrificantes é estritamente anaeróbia requerendo ambientes totalmente
controlados sem a presença de oxigénio (Losordo et. al., 1998). Uma grande
desvantagem desta tecnologia é o facto de possuir um elevado grau de complexidade,
requerendo mão-de-obra especializada que acarreta custos avultados para o produtor
(Losordo, 1998). Por este motivo a maioria dos sistemas aquáticos de recirculação
(SAR) utilizados no cultivo de teleósteos, operam apenas com biofiltros aeróbios,
sendo o produto final o NO3-, permanecendo assim o N no sistema devido à ausência
de desnitrificação.
Sistemas de tratamento cuja operação tem por base o recurso a plantas
aquáticas, apresentam diversas vantagens comparativamente aos sistemas de
tratamento convencionais (Brix e Schierup, 1989). O reduzido consumo de energia
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
11
assim como custos operacionais e de manutenção relativamente baixos são uma das
suas vertentes apelativas (Hijosa-Valsero et. al., 2011).
1.6. Hidrófitas e o seu papel na reciclagem de nutrientes
As plantas aquáticas ou hidrófitas, são vulgarmente observáveis em corpos de
água a nível global (Reddy, 1984), possuindo um papel essencial na “reciclagem” de
nutrientes nos sistemas aquáticos (Pip e Stepaniuk, 1992). O potencial das plantas
aquáticas na remoção de nutrientes em meios eutróficos é descrito desde cedo por
vários autores (Yount, 1964; Scheffield, 1967; Boyd, 1970; Stewart, 1970; Wooten e
Dodd; 1976; Conwell et. al., 1977). Desde então, inúmeras espécies têm sido
avaliadas quanto ao seu efeito na remoção de nutrientes.
A remoção de nutrientes das águas implica a sua absorção, assimilação e
utilização por organismos fotoautotróficos funcionando estas moléculas em última
estancia como blocos de construção na biossíntese. A biomassa resultante pode ser
facilmente removida existindo a vantagem adicional de este subproduto poder
representar apreciável valor económico. Assim, as plantas aquáticas possuem um
mecanismo para transformar um efluente “problemático”, rico em nutrientes, em
recursos rentáveis (Neori et. al., 2004). Quando a absorção efetuada pelas plantas
aquáticas capta rapidamente os nutrientes, derivados de excreções metabólicas e
decomposição de matéria orgânica, é alcançado um equilíbrio e gerado um
miniecossistema. O papel das plantas aquáticas prolonga-se para além da remoção de
nutrientes, pois influenciam os níveis de gases dissolvidos, oxigénio e dióxido de
carbono, e os valores de pH (Neori et. al., 2004).
Na escolha da espécie a utilizar num processo de tratamento de efluente
diversos fatores devem ser tidos em conta (Olguin et. al., 2003) tais como a i)
eficiência na remoção das substâncias alvo, ii) capacidade de proliferação
relativamente a espécies competidoras, iii) adaptabilidade às condições climatéricas e
suas oscilações iv) custos de colheita de biomassa, e v) potenciais usos da biomassa.
As macrófitas aquáticas são frequentemente reagrupadas em três categorias:
Emergentes, Submersas e Flutuantes (Fig.1).
� Macrófitas emergentes, plantas cujas raízes se encontram submersas e
ancoradas no substrato e onde, em resultado do seu crescimento no sentido
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
12
ascendente, parte dos seus caules e folhas emergem ficando expostos ao ar,
exemplo Typha sp. e Phragmites sp.
� As macrófitas submersas possuem todas as suas estruturas abaixo da
superfície, exemplo Hydrilla sp.,Egeria sp.
� Macrófitas flutuantes são organismos que possuem a quase totalidade dos
seus corpos acima da superfície com a exceção das raízes, exemplo
Eichhornia crassipes e Lemna sp
Uma das vantagens da utilização de macrófitas flutuantes livres relativamente
às emergentes e submersas será a facilidade de recolha da sua biomassa, sendo esta
realizada à superfície sem causar interferências profundas nos sistemas (Sternberg et.
al., 1999), como por exemplo a destabilização do substrato, caso este exista, e
alteração do hidrodinamismo do sistema.
Fig.1 - Posicionamento relativo dos diversos tipos de hidrófitas ao longo da coluna de água. A - emergentes; B - flutuantes; C - submersas. Adaptado de página web 1
Diversas hidrófitas flutuantes, tais como o jacinto-de-água (Eichhornia
crassipes), erva-capitão (Hydrocotyle umbellate) e a lentilha-de-água (Lemna species),
são conhecidas pela sua eficiência no tratamento de águas residuais em sistemas
lagunares (US EPA, 1988). As Lemnaceas têm sido extensivamente empregues como
modelo em estudos de remoção de nutrientes de AR. As principais características da
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
13
lentilha-de-água, cuja eficiência no tratamento de efluentes de aquacultura foi
investigada no presente trabalho, encontram-se seguidamente descritas.
1.7. Lentilha-de-água - Lemna sp.
Características morfológicas
As Lemnáceas, vulgarmente designadas por lentilhas-de-água, são pequenas
hidrófitas dulçaquícolas flutuantes livres (Fig.2) (Cheng et. al., 2002). A família
Lemnaceae encontra-se dividida em duas sub-famílias, Lemnoidea e Wolffioideae
(Landolt, 1986), sendo composta por quatro géneros, Lemna, Spirodela, Wolffia e
Wolfiella, abarcando estes géneros 37 espécies (Cheng e Stomp, 2009).
Estas monocotiledóneas de reduzidas dimensões, 0,4 a 15 mm (Leng, 1999),
são constituídas por uma ou várias superfícies lisas de coloração verde, semelhantes
a folhas, designadas por frondes, podendo possuir ainda uma ou mais raízes,
usualmente inferiores a 12mm, não ancoradas ao substrato (Fig.3) (Yilmaz e Akbulut,
2011). Nos seus tecidos as células encontram-se separadas por espaços vazios que
lhes confere baixa densidade e consequente flutuabilidade. A epiderme superior
encontra-se cutinizada repelindo a água. (Goopy e Murray, 2003).
Fig.2 – Aspeto de colónia de lentilhas-de-água na superfície de um corpo de água.
Registo fotográfico do autor
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
14
Fig.3 – Representação esquemática de lentilha-de-água, suas estruturas e posicionamento na coluna de água.
Adaptado de Pagina web 2
Crescimento e remoção de nutrientes
Em condições ótimas estes organismos proliferam em colónias formando
tapetes densos e uniformes na superfície dos cursos de água (Fig.2) (Hasar et. al,
2000). Esta disposição permite maximizar a exposição à radiação solar evitando a
competição, em particular de algas, ao impedir a penetração da luz na coluna de água
(Cheng e Stomp, 2009). A proliferação é principalmente vegetativa, na qual novas
frondes emergem lateralmente da base da fronde primordial, permanecendo ligadas a
esta e formando agregados, em particular nos géneros Lemna e Spirodela (Cheng e
Stomp, 2009). Esta ligação à fronde primordial por fim é quebrada dando assim as
frondes independente início a novas colónia. Este tipo de crescimento levou a que
fosse sugerido que a proliferação da lentilha-de-água é análoga à proliferação
microbiana (Hillman, 1961). De facto, as Lemnáceas encontram-se entre as
angiospérmicas com crescimento mais rápido (Hillman e Culley, 1978). As taxas de
crescimento da lentilha-de-água variam, no entanto, de espécie para espécie tendo as
condições ambientais, tais como o fotoperíodo, temperatura e disponibilidade de
nutrientes, um papel essencial nesta variação. Os tempos de duplicação de biomassa
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
15
podem ser muito curto, 20 a 24horas, necessitando as espécies com menores taxas
de crescimento de 2 a 3 dias para alcançar esta meta (Venkararaman et. al., 1970;
Chang et. al, 1977; Datko et. al., 1980). De uma forma geral, a lentilha-de-água possui
uma época de crescimento bastante alargada, consequência da sua tolerância a
baixas temperaturas (Bergmann et. al., 2000), o que faz desta plantas candidatas
polivalentes para o tratamento de efluentes. Em climas temperados pode-se verificar
um crescimento contínuo ao longo de todo o ano (Cheng et. al., 2002). As
temperaturas ótimas de crescimento destes organismos encontram-se entre os 25 e
os 31ºC, variando estas com a espécie, podendo ocorrer stress a temperaturas
superiores a 35ºC (PRISM, 1990). Em regiões onde as temperaturas permitem o
congelamento da superfície das águas, estas plantas imergem até ao fundo dos
corpos de água permanecendo inativas até que as temperaturas ascendam. Nestes
climas, a captura de nutrientes levada a cabo pelas lemnáceas ocorrerá de forma
sazonal.
A longevidade de cada fronde de lentilha-de-água varia com a espécie, taxa de
proliferação e fotoperíodo, sendo relativamente curta, 3 a 10 semana em fase
vegetativa (Landolt, 1986). Porém no final da sua vida cada fronde “mãe” pode ter
dado origem a dezenas de milhares de indivíduos em mais de 50 gerações (Goopy e
Murray, 2003). Estas características permitiram à lentilha-de-água alcançar uma
distribuição global, podendo ser encontradas um pouco por todo o globo, desde os
trópicos a climas temperados frios, com a exceção das regiões polares e regiões com
severa ausência de água (Landolt, 1986).
O crescimento da lentilha-de-água pode ser fotoinibido por radiação luminosa
com elevada intensidade, superior a 1200mE/m2/s (Wedge e Burris, 1982). Valores
extremos de pH também são desadequados para uma proliferação saudável destes
organismos. Landolt (1986) observou que os valores ótimos de pH se situam entre os
4.5 e 7.5. Para outros autores o intervalo de pH ótimo para o crescimento da lentilha-
de-água será mais curto, de 6.5 a 7.5 (Skillicorn et. al., 1993).
As lemnáceas possuem a capacidade de absorver N em várias formas,
NH3/NH4+, NO2
-, NO3-, ureia e alguns aminoácidos, porém a NH3/NH4
+ e o NO3-
representam as principais formas absorvidas para a maioria das espécies (Goopy e
Murray, 2003). Uma das formas preferências de N para as lemnáceas, NH3/NH4+, é
também um dos principais metabolitos presentes nas águas de cultivo aquícola,
caracterizado pela sua elevada toxicidade. O P, PO43-, nutriente frequentemente
presente nos efluentes de explorações aquícolas, é também absorvido por estes
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
16
organismos, apesar de a sua remoção ser realizada em proporções inferiores
relativamente às do N (Alaerts et. al, 1996; Al–Nozaily et. al., 2000).
Colheitas regulares de biomassa asseguram uma remoção permanente de
nutrientes do sistema, apresentando as plantas jovens melhor perfil nutricional
comparativamente com plantas com mais idade. Por todas as características
morfológicas e excelentes taxas de proliferação acima descritas a lentilha-de-água tem
sido descrita como uma candidata excepcional ao cultivo em sistemas de águas
residuais (Cheng e Stomp, 2009).
Utilização de Lemna sp. na alimentação animal, valor nutricional
A lentilha-de-água tem sido utilizada na Ásia, em sistemas de produção
primária para obtenção de alimento animal, ao longo de séculos (Leng, 1999). Para
além disso, estas pequenas plantas podem ser fornecidas como alimento, a peixes
ósseos, na sua forma simples ou como ingrediente suplementar em alimento
composto (Schneider et. al., 2005).
Os seus tecidos podem conter elevados níveis de proteína, de 15 a 50%, com
um padrão de aminoácidos nutricionalmente valioso (Porath et. al., 1979; Mbagwu e
Adeniji, 1988), e uma elevada digestibilidade, 60% em peso seco (Castanares, 1990;
El-Shafai, 2004). As quantidades de amido presentes nos tecidos da lentilha-de-água
variam com a espécie e condições de cultivo, podendo esta reserva nutricional
representar de 3 a 75% do seu peso seco (Landolt, 1986). A qualidade da biomassa
de lentilha-de-água obtida, valor nutricional, assim como a sua eficiência de remoção
de nutrientes, pode ser fortemente influenciada pela frequência das colheitas e
também pela intensidade das mesmas. Porém, e de forma a manter uma elevada
produtividade, a colheita dever ser realizada permitindo que no final destas uma
cobertura quase completa destes organismos permaneça na superfície do sistema. As
densidades máximas nas culturas deste organismo variam de acordo com fatores
bióticos e abióticos já mencionados. Foram já relatadas densidades máximas, por
material fresco, na ordem dos 1600g/m2 (Alaerts et. al., 1996), 1250g/m2 (Koles et. al.,
1987), encontrando-se as densidades mais moderadas entre as 400 e 800g/m2
(Skillicorn et. al., 1993; DWRP, 1996).
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
17
1.8. Objetivos
O presente trabalho teve como objetivo principal a determinação do potencial de
remoção de nutrientes, NH3/NH4+; NO2
-; NO3- e PO4
3-, em efluente aquícola, de duas
espécies de lentilha-de-água presentes em Portugal, Lemna minor e Lemna gibba. Foi
também avaliada a produtividade de biomassa destas duas espécies.
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
18
II - Parte experimental
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
19
2. Material e métodos
2.1. Água residual
Para o ensaio utilizou-se AR proveniente de um SAR localizado no Biotério de
OrGanismos Aquáticos (BOGA) do Centro Interdisciplinar de Investigação Marinha e
Ambiental (CIIMAR), dedicado a teleósteos dulçaquícolas da espécie Oreochromis
niloticus, - tilápia-do-nilo. Os componentes deste SAR, e o seu funcionamento, são
idênticos aos dos sistemas utilizados no cultivo intensivo, divergindo apenas em
escala. Fazem parte da sua composição aeradores, bombas de recirculação, filtro
mecânico e filtro biológico aeróbio. Apesar da nitrificação efetuada através do filtro
biológico deste SAR, são realizadas trocas parciais de água (TPA´s) periódicas com a
finalidade de evitar a acumulação excessiva de metabolitos com potencial tóxico. Parte
da água rejeitada na realização de TPA´s foi recolhida para o ensaio.
A água recolhida maturou em laboratório, com forte aeração e ausência de
luminosidade, pelo período de uma semana permitindo a decomposição de matéria
orgânica dissolvida presente.
2.2. Material biológico
O material biológico necessário aos ensaios, Lemna minor e Lemna gibba
(Fig.4), foi recolhido num ribeiro, localizado no lugar do Marachão, Freguesia de Rio
Tinto, Concelho de Esposende (Fig.5). O Ribeiro atravessa uma zona rural onde
predomina a atividade agrícola de policultura e onde ainda persiste uma produção
leiteira de pequena escala.
O baixo hidrodinamismo deste corpo de água possibilitou a recolha de colónias
de ambas as espécies na sua superfície. Estas encontravam-se parcialmente isoladas
e envoltas por grandes zonas de mistura destas duas lemnáceas. As espécies
recolhidas foram triadas para a remoção de pequenos animais, nomeadamente
moluscos e artrópodes, e plantas de outras espécies não pretendidas. Com o objetivo
de ampliação de biomassa e aclimatação às novas condições de cultivo foi realizado
um pré-cultivo. Este foi realizado em água de um SAR pelo período de 30 dias.
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
20
Fig.4 - Espécies de lentilhas-de-água utilizadas no ensaio, A - Lemna gibba, B - Lemna minor.
Adaptado de página web 3
Fig. 5 - Registos fotográficos de satélite, a diferentes escalas, da zona de colheita do material biológico.
Adaptado de página web 4
Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha
A biomassa obtida foi utilizada como inóculo nos d
ensaio, tratamento L. minor
tratamento L. gibba, composto por organismos da espécie
tratamento Mix composto por ambas as espécies anteriormente referidas.
Os inóculos com diferentes composições foram enxaguados com parte da
recolhida para o ensaio. Este procedimento teve como objetivo eliminar a presença da
água utilizada no pré-cultivo e seus nutrientes. Seguidamente foram colocados sobre
uma rede sendo permitida a drenagem da água, utilizada no enxaguamento, pelo
período de 1 minuto. Por fim procedeu
Fig.6 - Diferentes inóculos utilizados no ensaio. A
2.3. Desenho experimental
Os ensaios foram realizados sob condições climatéricas naturais estando
exposto às diversas alterações de luminosidade e temperatura. Foram utilizados
recipientes translúcidos com
0,078m2. Em cada tratamento foram
água residual, um recipiente por réplica.
dedicado exclusivamente à colheita de águas pluviais
Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibbade nutrientes em efluente aquícola
A biomassa obtida foi utilizada como inóculo nos diferentes tratamentos do
L. minor, composto por organismos da espécie
composto por organismos da espécie Lemna gibba
tratamento Mix composto por ambas as espécies anteriormente referidas.
óculos com diferentes composições foram enxaguados com parte da
recolhida para o ensaio. Este procedimento teve como objetivo eliminar a presença da
cultivo e seus nutrientes. Seguidamente foram colocados sobre
tida a drenagem da água, utilizada no enxaguamento, pelo
Por fim procedeu-se à quantificação das suas massas (
óculos utilizados no ensaio. A - Tratamento L. gibba; B - Tratamento Mix; C - Tratamento
2.3. Desenho experimental
Os ensaios foram realizados sob condições climatéricas naturais estando
exposto às diversas alterações de luminosidade e temperatura. Foram utilizados
recipientes translúcidos com volume máximo de 21L e uma área de superfície de
. Em cada tratamento foram utilizados 3 recipientes com um volume de 10L de
água residual, um recipiente por réplica. Foi utilizado um recipiente extra
dedicado exclusivamente à colheita de águas pluviais com a finalidade de quantificar o
FCUP Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
21
iferentes tratamentos do
, composto por organismos da espécie Lemna minor,
Lemna gibba, sendo o
tratamento Mix composto por ambas as espécies anteriormente referidas.
óculos com diferentes composições foram enxaguados com parte da AR
recolhida para o ensaio. Este procedimento teve como objetivo eliminar a presença da
cultivo e seus nutrientes. Seguidamente foram colocados sobre
tida a drenagem da água, utilizada no enxaguamento, pelo
se à quantificação das suas massas (Fig.6).
Tratamento L. minor.
Os ensaios foram realizados sob condições climatéricas naturais estando
exposto às diversas alterações de luminosidade e temperatura. Foram utilizados
área de superfície de
com um volume de 10L de
um recipiente extra tratamentos
com a finalidade de quantificar o
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
22
volume de água adicionado aos sistemas através de precipitação. A disposição das
réplicas dos quatro tratamentos, Controlo, L. minor, L. gibba e Mix foi realizada
aleatoriamente (Fig.7). De forma a evitar a presença de aves no interior dos
recipientes o sistema foi inteiramente coberto por uma rede (Fig.8).
Fig.7 - Representação esquemática do sistema experimental.
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
23
Fig. 8 - Vista superior do sistema experimental com rede protetora.
Fig.9 - Realização de colheita de amostras de água.
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
24
2.4. Amostragens e quantificação de nutrientes
Ao longo do período experimental foram realizadas recolhas diárias de água
residual, 80ml por cada réplica (Fig.9). A quantificação de nutrientes, NH3/NH4+, NO2
-,
NO3- e PO4
3-, foi realizada através de colorimetria utilizando o fotómetro Palintest-
Photometer 7000se.
2.5. Análise estatística
As análises estatísticas realizaram-se segundo os métodos delineados por Zar
(1996), utilizando-se o programa Statistic 7.0 para (StatSoft, Inc., Tulsa, OK, USA). A
homogeneidade das variâncias foi verificada pelos testes Kolmogorov-Smirnov e
Bartlett. A significância dos efeitos foi analisada através de uma análise de variância
(ANOVA) a um fator. Todas as diferenças foram consideradas significativas quando
P<0.05, usando-se para comparação das médias individuais das amostras
homogéneas o teste Tukey (HSD; honest significant difference). Os coeficientes de
correlação foram obtidos através do Coeficiente de correlação de momento do
produto de Pearson e considerados significativos quando P<0.05.
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
25
3. Resultados
Ao longo do período experimental observou-se uma redução significativa
(P<0,05) nas concentrações de N-NH4+/NH3 nas águas dos tratamentos L. minor, L.
gibba e Mix em relação ao controlo, sendo esta independente da espécie utilizada
(Fig.10). Ao quinto dia as concentrações desta forma de N atingiram valores residuais
situados entre os 0,05 e 0,07mg/L que se mantiveram constantes até ao final do
período experimental (Tabela 3 e 4). No controlo foi registado um acréscimo de N-
NH4+/NH3 ao longo do ensaio.
Fig.10 - Evolução dos níveis de N-NH4+/NH3 nos diferentes tratamentos ao longo do período experimental.
Tabela 2 - Níveis dos nutrientes quantificados nos diferentes tratamentos ao quinto dia do período experimental
Controlo L. minor L. gibba Mix. Anova*
N-NH3/NH4+ 7,23 ± 0,91a 0.05 ± 0,00b 0.07 ± 0,02b 0.07 ± 0,03b <0.01
N-NO2- 0.97 ± 0,05a 0.12 ± 0,02b 0.25 ± 0,10b 0.24 ± 0,05b <0.01
N-NO3- 2,92 ± 0,81 3,09 ± 1,14 3,06 ± 0,62 3.47 ± 0,88 0.88
P-PO43-
4,32 ± 0,27a 2,58 ± 0,37b 1,53 ± 0,16c 2,18 ± 0,11bc <0.01
*Pvalue
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
0 1 2 3 4 5 6 7 8
mg
/L
N-
NH
4+/N
H3
Dias
Controlo
L. minor
L. gibba
Mix.
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
26
Tabela 3 - Níveis dos nutrientes quantificados nos diferentes tratamentos no final do período experimental.
Controlo L. minor L. gibba Mix. Anova*
N-NH3/NH4+ 7.88 ± 0,29a 0.06 ± 0,00b 0.07 ± 0,01b 0.06 ± 0,01b <0.01
N-NO2- 0.93 ± 0,11a 0.27 ± 0,01b 0.43 ± 0,17b 0.49 ± 0,11b <0.01
N-NO3- 3.12 ± 0,46b 4.28 ± 0,45a 4.17 ± 0,21a 3.51 ± 0,13ab <0.05
P-PO43-
3,05 ± 0,25a 1,38 ± 0,17b 0,75 ± 0,04c 0,87 ± 0,15c <0,01
*Pvalue
Tal como verificado com os níveis de N-NH4+/NH3, as concentrações de N-NO2
-
foram significativamente (P<0,05) reduzidas nos tratamentos com lemnáceas
independentemente da espécie utilizada (P>0,05). Esta redução foi evidente entre os
dias 0 e 5, e seguida de um ligeiro acréscimo no restante período experimental
(Fig.11). Apesar das ligeiras flutuações observadas nos níveis de N-NO2- no
tratamento de controlo, estes permaneceram notoriamente superiores aos dos
restantes tratamentos ao longo de todo o período experimental.
Fig.11 - Evolução dos níveis de N-NO2- nos diferentes tratamentos ao longo do período experimental.
Por outro lado, as concentrações de N-NO3- foram alvo de consideráveis
flutuações ao longo de todo o período experimental, contribuindo para a ausência de
diferenças significativas entre os tratamentos. As concentrações de N-NO3-
observadas no tratamento de controlo foram no entanto significativamente inferiores às
observadas nos tratamentos L. minor e L. gibba no término do ensaio (Fig.12).
0,0
0,5
1,0
1,5
0 1 2 3 4 5 6 7 8
mg
/L
N-N
O2
-
Dias
Controlo
L. minor
L. gibba
Mix.
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
27
Fig.12 - Evolução dos níveis de N-NO3- nos diferentes tratamentos ao longo do período experimental.
O somatório das concentrações das três formas de N quantificadas, N-
NH4+/NH3, N-NO2
- e N-NO3- (Fig.I,II,III,IV), permitiu observar a evolução global deste
nutriente ao longo do período experimental (Fig.13). De acordo com o verificado com
os níveis das diferentes formas de N, á exceção do N-nitrato, os níveis de N-global
foram significativamente (P<0,05) reduzidos nos tratamentos com lemnaceas (L.
minor, L. gibba e Mix) em relação ao controlo. Esta redução foi mais acentuada entre o
início e o quinto dia do ensaio, mantendo-se relativamente constantes daí em diante.
Fig.13 - Evolução dos níveis de N-global, somatório dos níveis de N de diferentes origens, N-NH4
+/NH3, N-NO2- e N-
NO3-, nos diferentes tratamentos ao longo do período experimental.
Esta redução nos níveis de N-global nos tratamentos com lemnáceas foi refletida
numa elevada taxa de remoção de N-global, não sendo no entanto significativamente
(P>0,05) diferente entre as duas espécies utilizadas (52,56% para L. minor e 51,89%
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
0 1 2 3 4 5 6 7 8
mg
/L
N-N
O3
-
Dias
Controlo
L. minor
L. gibba
Mix.
0,0
2,0
4,0
6,0
8,0
10,0
12,0
14,0
0 1 2 3 4 5 6 7 8
mg
/L
N -
(NH
4+/N
H3,
NO
2- ,
NO
3- )
Dias
Controlo
L. minor
L. gibba
Mix.
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
28
para L. gibba) e a sua combinação (Mix, 58,04%). Nos diferentes tratamentos com
lemnáceas, a taxa de remoção de N-global foi máxima 5 dias após o início da
experiência (Tabela 4). No tratamento de controlo as remoções foram insignificantes
ao longo do período experimental (Fig.14) sendo alcançada uma taxa de remoção
negativa de 23,1%.
Tabela 4 - Taxas de remoção de N-global e P-PO43- obtidas nos diferentes tratamentos ao quinto e oitavo dias.
Dia Controlo L. minor L. gibba Mix. Anova*
5 N - Taxa remoção % -14,60 ± 14,86b 66,41 ± 11,83a 65,20 ± 6,08a 61,04 ± 9,21a <0.01
P - Taxa remoção % -42,05 ± 9,03c 15,15 ± 12,15b 49,60 ± 5,27a 28,38 ± 3,51ab <0.01
8 N - Taxa remoção % -23,05 ± 4,23b 52,56 ± 4,70a 51,89 ± 3,74a 58,04 ± 1,75a <0.01
P - Taxa remoção % -0,36 ± 8,22c 54,77 ± 5,65b 75,41 ± 1,25a 71,44 ± 4,89a <0.01
*Pvalue
Fig.14 - Evolução de taxas de remoção de N-global, nos diferentes tratamentos ao longo do período experimental.
As concentrações de P-PO43- presentes nas águas dos quatro tratamentos,
sofreram um ligeiro acréscimo inicial, entre o dia 0 e o dia 1 (Fig.15). Nos tratamentos
com lemnáceas este acréscimo foi no entanto seguido de um gradual decréscimo até
ao final do ensaio. Apesar da relativa flutuação observada nos níveis deste nutriente,
no final do período experimental os níveis de P-PO43- foram significativamente
inferiores (P<0,05) nos tratamentos com Lemnáceas do que no controlo. No entanto,
-30,0
-10,0
10,0
30,0
50,0
70,0
90,0
0 1 2 3 4 5 6 7 8
% R
em
oçã
o
N -
(NH
4+/N
H3,
NO
2- ,
NO
3- )
Dias
Controlo
L. minor
L. gibba
Mix.
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
29
estes valores mostraram-se mais reduzidos nos tratamentos L. gibba e Mix
comparativamente com o tratamento com L. minor. De igual forma, as taxas de
remoção de P-fosfato, no término do ensaio mostraram-se mais elevadas nos
tratamentos L. gibba (75,4%) e Mix (71,4%) do que no tratamento com L. minor
(54,8%), não tendo o tratamento de controlo alcançado qualquer remoção deste
nutriente, -0,4% (Fig.16).
Fig.15 - Evolução dos níveis de P-PO43- nos diferentes tratamentos ao longo do período experimental.
Fig.16 - Taxa de remoção de P-PO43- nos diferentes tratamentos ao longo do período experimental.
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
0 1 2 3 4 5 6 7 8
mg
/L P
-P
O4
3-
Dias
Controlo
L. minor
L. gibba
Mix.
-60
-40
-20
0
20
40
60
80
100
0 2 4 6 8
% R
em
oçã
o P
-P
O4
3-
Dias
Controlo
L. minor
L. gibba
Mix.
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
30
No final do período experimental foi registado um aumento de biomassa nos
três tratamentos com lemnáceas, independentemente do tratamento utilizado (P>0,05)
(Tabela 5).
Tabela 5 - Aumento percentual de biomassa ocorrido nos diferentes tratamentos no final do período experimental.
L. minor L. gibba Mix. Anova*
Aumento %
de biomassa 262,25 ± 5,62 301,54 ± 23,45 261,03 ± 16,21 0,06
*Pvalue
A análise do coeficiente de corelação de Pearson permitiu avaliar a força das
diferentes correlações obtidas. Verificou-se a existência de fortes correlações entre o
aumento percentual de biomassa e; Os decréscimos nas concentrações de N-
NH4+/NH3, -0,99; Os decréscimos nas concentrações de N-NO2
-, -0,87; As taxas de
remoção de N-global 0,98, e taxas de remoção de P-fosfato, 0,96.
As réplicas dos diferentes tratamentos perderam um volume similar de água ao
longo do período experimental. Dos 10L iniciais, um volume médio de 2,2L foi perdido
ao longo do ensaio. O volume de água total amostrado por réplica para quantificação
de nutrientes, 0,64L, não foi considerado como perda.
As condições climatéricas sofreram alterações no decorrer do período
experimental. A ocorrência de precipitação foi esporádica e com fraca intensidade
tendo apenas ocorrido na segunda metade do ensaio. Consequentemente a adição de
águas pluviais aos sistemas foi reduzida, 0,15L.
A radiação solar a que os tratamentos foram expostos mostrou-se constante ao
longo dos primeiros quatro dias do ensaio tendo seguidamente ocorrido um
decréscimo de intensidade até ao sétimo dia. No sétimo dia do ensaio verificou-se
uma intensificação de radiação (Fig.V).
As temperaturas do ar oscilaram entre os 9 e os 27ºC, encontrando-se a
temperatura média nos 16ºC. Nos três primeiros dias registaram-se as temperaturas
mais elevadas do ensaio (Fig.VI).
A ausência de registos climatéricos relativamente ao oitavo e último dia do
ensaio impossibilitam a sua descrição.
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
31
4. Discussão
A capacidade de remoção de nutrientes pelas espécies Lemna minor e Lemna
gibba, no efluente de aquacultura, foi avaliada, com o propósito de encontrar um
processo que possibilite a redução da pressão ambiental causada por estes efluentes.
Sendo assim, com as experiências efetuadas e resultados obtidos podermos ter aberto
um caminho de modo a minimizar os efeitos de poluição referidos.
As reduções observadas nas concentrações de N-NH4+/NH3 nos tratamentos L.
minor, L. gibba e Mix em comparação com o controlo, terão de ser maioritariamente
atribuídas à sua absorção pelas lemnáceas. Os elevados aumentos percentuais de
biomassa ocorridos nestes tratamentos assim como a forte correlação observada entre
estes e os decréscimos nas concentrações de N-NH4+/NH3, indicam a ocorrência de
elevada proliferação suportada por estes nutrientes. Esta forma de N foi já referida
como preferencial para diversas lemnáceas (Goopy e Murray, 2003). A menor
quantidade de energia necessária à absorção e assimilação de NH4+/NH3,
comparativamente a outras formas de N, promove a sua absorção de forma prioritária
e preferencial pelas hidrófitas (Fang et. al., 2007; Jampeetong e Brix, 2009; Konnerup
e Brix, 2010). Sendo o NH3 um dos principais produtos resultantes do catabolismo da
matéria orgânica (Randall e Tsui, 2002; Hargreaves e Tucker, 2004), o ligeiro
acréscimo observado nos níveis de N-NH4+/NH3 no tratamento de controlo será
provavelmente uma consequência da hidrólise de matéria orgânica dissolvida na água.
Por outro lado, a constante remoção desta forma de N nos tratamentos com
lemnáceas levou à sua gradual redução ao longo do período experimental. Apesar dos
limites máximos de exposição crónica a NH4+/NH3 recomendados pela U.S. EPA
(1999) variarem com o pH e a temperatura (tabela I), os valores encontrados nas
águas dos tratamentos com lemnáceas encontram-se claramente abaixo dos limites
máximos recomendados a primeiros estádios de vida de teleósteos dulçaquícolas. As
elevadas reduções obtidas estão de acordo com as referidas em outros trabalhos
como por exemplo 79 a 99% em Körner e Vermaat, 1998, e 98% El-Shafai et. al.,
2007, demonstrando o elevado potencial de utilização destas hidrófitas no tratamento
eficiente de efluentes de aquacultura.
Para além da redução significativa nos níveis de NH4+/NH3, a utilização de
lemnáceas, independentemente da espécie, permitiu ainda uma redução substancial
nos níveis de N-NO2-, que poderá mais uma vez ser atribuída à absorção das espécies
utilizadas. Esta situação é suportada pela forte correlação observada entre os
aumentos percentuais de biomassa ocorridos nestes tratamentos e os decréscimos
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
32
nas concentrações de N-NO2-. Os ligeiros acréscimos observados nesta forma de N na
segunda metade do ensaio, terão provavelmente ocorrido em resultado da oxidação
de uma reduzida quantidade de NH4+/NH3, nitrificação, tal como observado em
diversos sistemas com estes organismos (Al–Nozaily et. al., 2000).
Apesar de o NO3- ser apresentado por Goopy e Murray (2003) como uma das
formas preferenciais de N para diversas espécies de lentilha-de-água, neste trabalho
tal não se verificou. Dos diversos fatores que poderão ter contribuído para a não
utilização do NO3- pelas lemnáceas, a elevada disponibilidade de NH3/NH4
+ destaca-se
como um dos mais prováveis.
Esta redução significativa nas concentrações de NH3/NH4+ e NO2
- traduziu-se
numa elevada taxa de remoção de N-global verificada em todos os tratamentos com
lemnáceas independentemente da espécie utilizada. O gradual aumento destas taxas
atingiu o valor máximo ao quinto dia do ensaio.
A redução das concentrações de P-PO43-, ocorrida nos tratamentos com
lemnáceas, em comparação com o controlo, será maioritariamente atribuída à
absorção levada a cabo pelas lemnáceas, sendo o P, tal como o N, um nutriente
essencial e limitante para a produção primária (Elser et. al., 2007; Lewis e
Wurtsbaugh, 2008). Uma forte correlação foi também obtida entre os aumentos
percentuais de biomassa e os decréscimos nas concentrações de P-PO43- nos
tratamentos com lemnáceas. Porém não pode ser posta de lado a possibilidade de
ocorrência de captação adicional deste nutriente por assimilação microbiana,
precipitação e adsorção (Al–Nozaily et al., 2000). O aumento observado nas
concentrações de P-PO43-, similarmente ao observado nas concentrações de N-
NH4+/NH3, terá ocorrido em consequência da hidrólise de matéria orgânica dissolvida
nas águas. As taxas de remoção de P-PO43- sofreram um gradual aumento mostrando-
se máximas no final do ensaio, tendo-se mostrado os tratamentos L. gibba e Mix mais
eficientes que o tratamento utilizando L. minor e estando de acordo com as taxas
obtidas em estudos anteriores, 31 - 99% (Körner e Vermaat, 1998), 78% (El-Shafai et.
al., 2007), 65% (Nasr et. al., 2009).
As elevadas densidades de lemnáceas obtidas também estão de acordo com
as observadas em trabalhos anteriores (Alaerts et. al., 1996; ). Estas, no decorrer do
ensaio, poderão ter sido responsáveis por um agravar da competição pela exposição
solar tendo como consequência uma redução da proliferação. A alteração das
condições meteorológicas, que se traduziu numa diminuição da intensidade luminosa
e da temperatura do ar para valores subótimos à proliferação destes organismos
(Wedge e Burris, 1982; PRISM, 1990) poderá também ter levado a uma redução da
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
33
proliferação das lemnáceas. Uma consequência direta da redução de proliferação será
a redução da absorção de nutrientes.
As biomassas de lemnáceas obtidas no final do período experimental e seus
aumentos percentuais, confirmam a elevada produtividade atribuída a estes
organismos independentemente da espécie. (Hillman, 1961; Hillman e Culley, 1978),
Apesar de no presente trabalho a remoção de N e P resultar maioritariamente
da sua absorção pelas Lemnáceas, a contribuição dada pela microflora, naturalmente
aderida à superfície das plantas, na redução das concentrações de N-NH4+/NH3, N-NO2
e P-PO43-, não pode ser esquecida (Zimmo et. al., 2004), em particular nos processos
de nitrificação. Por outro lado, a ocorrência de desnitrificação terá de ser considerada
improvável sendo este processo estritamente anaeróbio (Madigan et. al., 1997). A
reduzida coluna de água utilizada nos sistemas do ensaio, na qual a difusão de
oxigénio é facilitada, assim como a ausência de substrato que permitiria a existência
de condições anóxicas) inviabilizam a possibilidade de ocorrência de remoção de N
por via deste processo. (Hargreaves, 1998; Gross et. al., 2000
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
34
5. Conclusão e perspetivas futuras
A capacidade de remoção de NH4+/NH3 destas duas espécies de lentilha-de-
água, Lemna minor e Lemna gibba, ficou claramente demonstrada. Estas formas de N
mostraram ser as preferentes para estas lemnáceas. Foi também demonstrada a
capacidade destas espécies na remoção de NO2- e PO4
3-.
As espécies utilizadas mostraram potenciais similares de remoção de
nutrientes azotados. No entanto, e no caso particular da remoção de PO43-, foi
observada uma maior eficiência da espécie Lemna gibba e naqueles que receberam
ambas as espécies comparativamente com Lemna minor.
As reduções nas concentrações de NH4+/NH3, NO2
- e PO43 permitiriam assim a
reutilização do efluente, em sistemas de cultivo, sem risco de toxicidade para os
teleósteos cultivados. Desta forma podemos concluir que os nutrientes, tipicamente
presentes em águas de cultivo de teleósteos, poderão ser utilizado por sistemas
contendo Lemna gibba e Lemna minor. As espécies utilizadas mostraram ainda uma
elevada produtividade de biomassa.
A avaliação do desempenho destas espécies em sistemas de média e grande
escala associados ao cultivo comercial de teleósteos, assim como a sua operação ao
longo das diferentes estações do ano, é no entanto necessária para a sua
consideração enquanto solução eficaz no tratamento de efluentes de aquacultura e
ultimamente à sustentabilidade do sector.
Finalmente, a avaliação das qualidades nutricionais da biomassa resultante da
proliferação destas espécies, nomeadamente teor de proteínas, quantidades relativas
em aminoácidos, lípidos, hidratos de carbono, teores de fibra e sua digestibilidade,
permitiria ainda determinar as potenciais aplicabilidades desta biomassa.
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
35
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de nutrientes em efluente aquícola
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Anexos
Fig.I - Evolução dos níveis de N de diferentes origens presentes no tratamento controlo ao longo do período experimental.
Fig.II - Evolução dos níveis de N de diferentes origens presentes no tratamento L. minor ao longo do período experimental.
Fig.III - Evolução dos níveis de N de diferentes origens presentes no tratamento L. gibba ao longo do período experimental.
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
0 1 2 3 4 5 6 7 8
mg
/L
N
Dias
Controlo
N-NH4+/NH3
N-NO2-
N-NO3-
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
0 1 2 3 4 5 6 7 8
mg
/L
N
Dias
L. minor
N-NH4+/NH3
N-NO2-
N-NO3-
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
0 1 2 3 4 5 6 7 8
mg
/L
N
Dias
L. gibba
N-NH4+/NH3
N-NO2-
N-NO3-
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
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Fig.IV - Evolução dos níveis de N de diferentes origens presentes no tratamento Mix. (L. minor + L. gibba) ao longo do período experimental.
Fig.V - Variação da intensidade luminosa ao longo do período experimental.
Fig.VI - Variação da temperatura do ar ao longo do período experimental.
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
0 1 2 3 4 5 6 7 8
mg
/L
N
Dias
Mix.
N-NH4+/NH3
N-NO2-
N-NO3-
0,0
500,0
1000,0
1500,0
2000,0
0 12 24 36 48 60 72 84 96 108 120 132 144 156 168 180
Intensidade luminosa
0
10
20
30
0 12 24 36 48 60 72 84 96 108 120 132 144 156 168 180
Temperaturaº C
µE/m2/s
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
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Tabela I - Limites máximos recomendados para a exposição crónica nos primeiros estádios de vida de teleósteos dulçaquícolas. Adaptado de U.S. EPA, 1998.
Tabela II - Taxas de remoção de N-global obtidas nos diferentes tratamentos ao longo do período experimental
Dia 0 1 2 3 4 5 6 8
Controlo 0,00 -24,91 -8,91 -27,26 -17,16 -14,60 -20,77 -23,05
L. minor 0,00 -5,51 22,38 42,45 60,76 66,41 58,56 52,56
L. gibba 0,00 1,49 33,90 48,16 55,40 65,20 64,50 51,89
Mix. 0,00 -9,85 27,05 45,68 58,16 61,04 55,44 58,04
FCUP Avaliação do potencial de duas espécies de lentilha-de-água Lemna minor e Lemna gibba na remoção
de nutrientes em efluente aquícola
50
Tabela III - Taxas de remoção de P-PO4
3- obtidas nos diferentes tratamentos ao longo do período experimental
Dia 0 1 3 5 8
Controlo 0,00 -54,66 -12,47 -42,05 -0,36
L. minor 0,00 -25,92 11,32 15,15 54,77
L. gibba 0,00 -27,84 31,31 49,60 75,42
Mix. 0,00 -24,11 27,44 28,38 71,44
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