dissertação - francisco ricardo lacerda branco · acordai acordai raios e tufões que dormis no...

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



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).



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



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



5

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



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.



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



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



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



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



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



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



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



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



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



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).



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.



18

II - Parte experimental



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.



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


óculos com diferentes composições foram enxaguados com parte 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



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


21

iferentes tratamentos do

, composto por organismos da espécie Lemna minor,

Lemna gibba, sendo o


óculos com diferentes composições foram enxaguados com parte da AR


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.



área de superfície de

com um volume de 10L de

um recipiente extra tratamentos

com a finalidade de quantificar o



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.



23

Fig. 8 - Vista superior do sistema experimental com rede protetora.

Fig.9 - Realização de colheita de amostras de água.



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.



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.



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.



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.



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.



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.



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.



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



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



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



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.



35

6. Bibliografia

Abreu, M.H., Pereira, R., Yarish, C., Bushmann, A.H. Sousa-Pinto I., 2011. IMTA with Gracilaria

vermiculophylla: Productivity and nutrient removal performance of the seaweed in a land-based pilot scale

system. Aquaculture, 312: 77-87

Al–Nozaily, F., Alaerts, G., Veenstra, S., 2000. Performance of duckweed–covered sewage lagoons: II.

Nitrogen and phosphorus balance and plant productivity. Water Research. 34 (10): 2734-2741.

Alaerts, G.J., Mahbubar, M.D.R., Kelderman, P., 1996. Performance analysis of a full–scale duckweed–

covered sewage lagoon. Water Research. 30 (4): 843–852.

Alonso-Rodríguez, R.,Páez-Osuna, F., 2003. Nutrients, phytoplankton and harmful algal blooms in shrimp

ponds: a review with special reference to the situation in the Gulf of California. Aquaculture, 219: no. 1–4,

pp. 317-336.

Amirkolaie, A.K., 2008. Environmental impact of nutrient discharged by aquaculture waste water on the

Haraz River. Jornal of fisheries and aquatic science, 3 (5): 275-279.

Anderson, K.E., Lowman, Z., Stomp, A.M., Chang, j., 2011. Duckweed as a Feed Ingredient in Laying Hen

Diets and its Effect on Egg Production and Composition. International Journal of Poultry Science, 10 (1): 4-

7.

Bartley DM, Hallermann EM 1995. A global perspective on the utilization of genetically modified organisms

in aquaculture and fisheries. Aquaculture, 137: 1-7.

Bartram, J., 2008. Improving on haves and have-nots. Nature, 452 (7185): 283–284.

Berends, D.H.J.G., Salem, S., van der Roest, H.F., van Loosdrecht, M.C.M., 2005. Boosting nitrification

with the BABE technology. Water Science Technology, 52: 63–70.

Bergmann, B.A., Cheng, J., Classen, J., Stomp, A.M., 2000. In Vitro Selection of Duckweed Geographical

Isolates for Potential Use in Swine Lagoon Effluent Renovation. Bioresource Technology. 73: 13–20.

Boesch, D.F., Brinsfield, R.B., Magnien, R.E., 2000. Chesapeake bay eutrophication: scientific

understanding, ecosystem restoration, and challenges for agriculture. Journal of Environmental Quality. 30

(2): 303–320.

Boxall, A.B.A., 2004. The environmental side effects of medication. EMBO Reports, vol. 5, 12: 1110–

1116.

Boyd, C.E., 1970. Vascular aquatic plants for mineral nutrient removal from polluted waters. Economic

Botany, 24: 95–103.



36

Bongaarts, J., 2009. Human population growth and the demographic transition. Philosophical Transactions

the Royal society B, 364: 2985–2990

Buschmann, A.H., Hernández-González, M.C., Aranda, C., Chopin, T., Neori, A., Halling, C., Troell, M.,

2008. Mariculture waste management. In: Jørgensen, S.E., Fath, B.D. (Eds.), Ecological Engineering. :

Encyclopedia of Ecology, 5 vols. Elsevier, Oxford, pp. 2211-2217.

Caddy, J.F., Griffiths, R.C., 1995. Living marine resources and their sustainable development. FAO

Fisheries Technical Paper 353, p. 167.

Carey, R.O., Migliaccio, K.W., 2009. Contribution of Wastewater Treatment Plant Effluents to Nutrient

Dynamics in Aquatic Systems: A Review. Environmental Management, 44: 205-217.

Carpenter S.R., Caraco N.F., Correll D.L., Howarth R.W., Sharpley A.N., Smith V.H., 1998. Nonpoint

pollution of surface waters with phosphorus and nitrogen. Ecology Applied, 8:559–568

Casillas-Hernández, R., Nolasco-Soria, H., García-Galano, T., Carrillo-Farnes, O., Páez-Osuna, F., 2007.

Water quality, chemical fluxes and production in semi-intensive Pacific white shrimp (Litopenaeus

vannamei) culture ponds utilizing two different feeding strategies. Aquacultural Engineering, vol. 36: no. 2:

105–114.

Cassano, A., Molinari, R., Romano; M., Drioli, E., 2001. Treatment of aqueous effluents of the leather

industry by membrane processes: A review. Journal of Membrane Science 181: 111–126

Castanares, A.G.M.A., 1990. Comparison of the nutritive value of azolla (Azolla pinnata var. Imbricata) and

duckweed (Lemna perpusilla) for nile tilapia (Oreochromis niloticus L.). M.Sc. thesis, Asian Institute of

Technology, Bangkok, Thailand: 97.

Chang, S.M., Yang, C.C., Sung, S.C., 1977. The cultivation and the nutritional value of Lemnaceae.

Bulletin Institute Chemistry Academy, 24: 19 – 30.

Chen, S., Ling, J., Blancheton, J.P., 2006.Nitrification kinetics of biofilm as affected by water quality

factors. Aquaculture engineering, 34, 179-197.

Cheng, J., Landesman, L., Bergmann, B.A., Classen, J.J., Howard, J.W., Yamamoto, Y.T., 2002. Nutrient

Removal from Swine Lagoon Liquid by Lemna minor 8627. Transactions American Society of Agricultural

Engineers, 45: (4), 1003–1010.

Cheng, J.J., Stomp, A.M., 2009. Growing Duckweed to Recover Nutrients from Wastewaters and for

Production of Fuel Ethanol and Animal Feed. Clean – Soil, Air, Water, 37 (1): 17-26

Cho, C.Y., Bureau D.P., 1997. Reduction of waste output from salmonid aquaculture through feeds and

feeding. Progressive Fish-Culturist, 59 (2): 155-160.



37

Chopin, T., Yarish, C., Sharp, G., 2001. Beyond the monospecific approach to animal aquaculture…the

light to integrated aquaculture. In Bert, T. [Ed.] Ecological and genetic Implications of Aquaculture

Activities. Kluwer Academic Publishers, Dordrecht (in press).

Cripps, S., Kumar, M., 2003. Environmental and other impacts of aquaculture. In: Lucas, J.S., Southgate,

P.C., (Eds.). Aquaculture: Farming aquatic animals and plants. Blackwell Publishing, Oxford, England: 74-

99.

Colt, J., 2006. Water quality requirements for reuse systems. Aquacultural Engineering, 34, 143-156.

Datko, A. H., Mudd, S.H., Giovanelli, J., 1980. Lemna Paucicostata Hegelm 6746. Development of

standardized growth conditions suitable for biochemical experimentation, Plant Physiology, 65: 906 – 912.

Decreto-Lei nº 11/87 de 7 de Abril do Ministério do Ambiente, Diário da República Nº81, 07-04-1987.

Decreto-Lei nº 70/90 de 7 de Março do Ministério do Ambiente, Diário da República Nº, 07-03-1990.

Decreto-Lei nº 152/97 de 19 de Junho do Ministério do Ambiente, Diário da República Nº139, 19-06-1997.

Decreto-Lei nº 236/98 de 1 de Agosto do Ministério do Ambiente, Diário da República Nº176, 01-08-1998.

Decreto-Lei nº 77/2006, de 30 de Março do Ministério do Ambiente, Diário da República Nº, 30-03-2006.

Decreto-Lei n.º 103/2010, de 24 de Setembro do Ministério do Ambiente, Diário da República Nº, 24-09-

2010.

Dennehy, K.F., Litke, D.W., Tate, C.M., Qi, S.L., McMahon, P.B., Bruce, B.W., Kimbrough, R.A., Heiny,

J.S., 1998. Water quality in the South Platte River basin, Colorado, Nebraska, and Wyoming, 1992–95.

United States GS Circular , 1167.

Diretiva 2000/60/CE, do Parlamento Europeu e do Conselho, de 23 de Outubro, Jornal Oficial das

Comunidades Europeias Nº327, 23-10-2000.

Dodds, W.K., Welch, E.B., 2000. Establishing nutrient criteria in streams. Journal of the North American

Benthological Society, 19: 186-196.

Duckweed Research Project (DWRP), 1996. Socio-economic validation of duckweed-based fish

production as practiced by PRISM joint stock companies. Vol. No. 3. Dhaka, Bangladesh. pp. 80.

Elser, J.J., Bracken, M.E.S., Cleland, E.E., Gruner, D.S., Harpole, W.S., Hillebrand, H., Ngai, J.T.,

Seabloom, E.W., Shurin, J.B., Smith, J.E., 2007. Global analysis of nitrogen and phosphorus limitation of

primary producers in freshwater, marine and terrestrial ecosystems. Ecology letters, 10:1135–42.

El-Shafai, S.A.A., 2004. Nutrients volarisation via duckweed-based wastewater treatment and aquaculture.

Ph.D. thesis, UNESCO-IHE, Wageningen University, p. 174.



38

El-Shafai, S.A., El-Gohary, F.A., a, Nasr, F.A., Steen, N.P., Gijzen, H.J., 2007. Nutrient recovery from

domestic wastewater using a UASB-duckweed ponds system. Bioresource Technology 98: 798-807

Glanville, T.D., Baker, J.L., Melvin, S.W., Agua, M.M., 2001. Measurement of leakage from earthen

manure structures in Iowa. Trans. ASAE 44 (6): 1609–1616.

Gray, J.S., Wu, R.S.-S., Or, Y.Y., 2002. Effects of hypoxia and organic enrichment on the coastal

environment. Marine Ecology Progress Series, 238: 249-279.

Falkenmark, M., Molden, D., 2008. Wake up to realities of river basin closure. Water Resources

Development, 24 (2): 201–215.

Fang, Y.Y., Babourina, O., Rengel, Z., Yang, X.E., Pu, P.M., 2007. Ammonium and nitrate

uptake by the floating plant Landoltia punctata. Annals of Botany. 99, 365–370.

FAO, 2004. The State of the World Fisheries and Aquaculture. Food and Agricultural Organization of the

United Nations, Rome.

FAO, 2010. The State of the World Fisheries and Aquaculture. Food and Agricultural Organization of the

United Nations, Rome

Fayza A. Nasr, F.A., Doma, H.S., Nassar, H.F., 2009. Treatment of domestic wastewater using an

anaerobic baffled reactor followed by a duckweed pond for agricultural purposes. Environmentalist, 29:

270-279

Fox, L.J., Struik, P.C., Appleton, B.L., Rule, J.H., 2008. Nitrogen Phytoremediation by Water Hyacinth

(Eichhornia crassipes (Mart.) Solms). Water, Air, & Soil Pollution, 194:199-207.

Golterman, H.L., De Oude, N.T., 1991. Eutrophication of lakes, rivers and coastal seas. The

handbook of environmental chemistry, 5 (Part A): 79–124.

Gross, A., Boyd, C.E., Wood, C.W., 2000. Nitrogen budget and transformations in channel catfish ponds.

Aquacultural Engineering, 24: 113–132.

Haggard BE, Storm DE, Stanley EH (2001) Effect of a point source input on stream nutrient retention.

Journal of the American Water Resources Association, 37: 1291–1301

Hakanson, L., Carlsson, L., Johansson, T., 1998. A new approach to calculate the phosphorus load to

lakes from fish farm emissions. Aquacultural Engineering. 17: (3), 149–166.

Hargreaves, J.A., 1998. Nitrogen biogeochemistry of aquaculture ponds. Aquaculture, 166:181–212.



39

Hargreaves, J.A., Tucker, C.S., 2004. Managing Ammonia in Fish Ponds. Southern Regional Aquaculture

Center Publication, No. 4603

Hasar, H., Ipek U., Obek, E., Saatci, Y., 2000. Su mercimeginin (Lemna minor L.) ileri aritimda kullanimi.

SKKD, 10: 9-13

Hijosa-Valsero M., Fink G., Schlüsener M.P., Sidrach-Cardona R., Martín-Villacorta J., Ternes T., Bécares

E., 2011. Removal of antibiotics from urban wastewater by constructed wetland optimization.

Chemosphere, 83(5): 713-719

Hillman, W.S., 1961. The Lemnacae or duckweeds: A review of the descriptive and experimental literature.

Botanical Review, 27: 221-87.

Hollender, J., Zimmermann, S.G., Koepke, S., Krauss, M., McArdell, C.S., Ort, C., Singer, H., von Gunten,

U., Siegrist H., 2009. Elimination of organic micropollutants in a municipal wastewater treatment plant

upgraded with a full-scale post-ozonation followed by sand filtration. Environmental Science & Technology.

43: 7862-7869.

Holmer, M., Hansen, P.K., Karakassis, I., Borg, J.A., Schembri, P.J., 2008. Monitoring of environmental

impacts of marine aquaculture. In: Holmer, M., Black, K., Duarte, C.M., Marbà, N., Karakassis, I. (Eds.),

Aquaculture in the Ecosystem. Springer: 47-85.

Howarth, R.W., Marino, R.M., 2006. Nitrogen as the limiting nutrient for eutrophication in coastal marine

ecosystems: evolving views over 3 decades. Limnology e Oceanography. 51: 364-376.

Jackson, C., Preston, N., Thompson, P.J., Burford, M., 2003. “Nitrogen budget and effluent nitrogen

components at an intensive shrimp farm,” Aquaculture, 218: 397-411.

Jampeetong, A., Brix, H., 2009. Nitrogen nutrition of Salvinia natans: effect of inorganic nitrogen form on

growth, morphology, nitrate reductase activity and uptake kinetics of ammonium and nitrate. Aquatic

Botany, 90: 67-73.

Jordan, T.E., D.E. Weller. 1996. Human contributions to terrestrial nitrogen flux. Bioscience, 46: 655-664.

Juwarker, A. S., Oke, B., Juwarkar, A., Patnaik, S. M.,1995. Domestic wastewater treatment through

constructed wetland in India. Water Science Technology, 32: 291-294.

Kaspar, H.F., Hall, G.M., Holland, A.J. 1988. Effects of sea cage salmon farming on sediment nitrification

and dissimilatory nitrate reductions. Aquaculture, 70: 333-344.

Kioussis, D.R., Wheaton, F.W., Kofinas, P., 2000. Reactive nitrogen and phosphorous removal from

aquaculture wastewaters effluents using polymer hydrogels. Aquacultural Engineering, 23: 315-332.

Koehler A., 2008. Water use in LCA: managing the planet’s freshwater resources. International Journal of

Life Cycle Assessment. 13: 451-455.



40

Kolch, A., 2000. Sewage disinfection towards protection of drinking water resources. Schriftenr Ver

Wasseries Boden Lufthyg, 105: 331-336.

Konnerup, D., Brix, H., 2010. Nitrogen nutrition of Canna indica: effects of ammonium versus nitrate on

growth, biomass allocation, photosynthesis, nitrate reductase activity and N uptake rates. Aquatic Botany,

92: 142–148.

Körner, S., Vermaat, J.E., 1998. The relative importance of Lemna gibba L., bacteria and algae for

nitrogen and phosphorus removal in duckweed-covered domestic wastewater. Water Research, 32, 12:

3651-3661,

Körner, S., Das, S.K., Veenstra, S., Vermaat, J.E., 2001. The effect of pH variation at the

ammonium/ammonia equilibrium in wastewater and its toxicity to Lemna gibba. Aquatic Botany, 71: 71-78.

Krom, M.D., Neori, A., van Rijn, J., Poulton, S.W., Davis, I.M., 2001.Working towards environmentally

friendly marine farming. Ocean Challenge, 10: 22-27.

Kruzynski, G.M., 2004. Cadmium in oysters and scallops: the BC experience. Toxicology Letters, 148:159-

169.

Landolt, E., 1986. The Family of Lemnacae - A Monographic Study vol 1. Part of the series: Biosystematic

Investigations in the family of duckweeds (Lemnacae), Vol 2 of 4. Veroffentlichungen Des Geobotanischen

(pub.)

Larson, S.J., Capel, P.D., Majewski, M.S, 1997. Pesticides in surface waters—distribution, trends, and

governing factors R.J. Gilliom (Ed.), Series of Pesticides in Hydrologic System, vol. 3Ann Arbor Press,

Chelsea, Michigan

Lawson, T.B., 1995. Fundamentals os aquacultural Engineering. Chapman & Hall, New York, NY.

Lee, F.G., Jones, R.A., 1990. Effects of eutrophication on fisheries. Reviews in Aquatic Science, 5: 287-

305.

Lem, A., Shehadeh, Z.H., 1997. International trade in aquaculture products. FAO Aquaculture Newsletter,

17: 3–6.

Lemarie, G., Martin, J.L.M., Dutto, G., Garidou, C., 1998. Nitrogenous and phosphorous waste production

in a flow-through land-based farm of european seabass (Dicentrarchus labrax). Aquatic Living Resources,

11 (4): 247-254.

Leng, R.A., 1999. Duckweed, A Tiny Aquatic Plant with Enormous Potential for Agriculture and

Environment FAO. Tran Phu Printing Co.



41

Lewis, W.M., Wurtsbaugh, W.A., 2008. Control of lacustrine phytoplankton by nutrients: erosion of the

phosphorus paradigm. International Review of Hydrobiology, 93:446-65.

Lindeijer E., Müller-Wenk R., Steen B., 2002. Impact assessment of resources and land use. In: Udo de

Haes HA et al (ed) Life cycle impact assessment—striving towards best practice. Society of Environmental

Toxicology and Chemistry,: 105-126

Liu, J., Cai, Q., 1998. Integrated aquaculture in Chinese lakes and paddy fields. Ecological Engineering,

11: 49-59

Losordo, T.M., Masser, P.M., Rakocy. J., 1998. Recirculating aquaculture tank production systems an

overview of critical considerations. SRAC Publication No. 451

Losordo, T.M., 1998. Recirculation aquaculture production systems: the status and future. Aquaculture

Magazine. January/February, 38–45.

Luchini, L., Pann´e-Huidobro, S., 2008. Perspectivas en Acuicultura: Nivel Mundial, Regional y Local,

Direcci´on de Acuicultura. Subsecretaría de Pesca y Acuicultura, Buenos Aíres, Argentina

Marti, E., Aumatell, J., Gode, L., 2004. Nutrient retention efficiency in streams receiving inputs from

wastewater treatment plants. Journal of Environmental Quality, 33: 285-293

Mbagwu, I.G., Adeniji, H.A., 1988. The nutritional content of duckweed (Lemna-paucicostata hegelm) in

the Kainji lake area, Nigeria. Aquatic Botany, 29 (4): 357-366.

McConnell, J.B., 1980. Impact of urban storm runoff on stream quality near Atlanta, Georgia. USEPA,

EPA-600/2-80-094, Washington, DC, USA

Mente, E., Pierce, P.J., Santos, M.B., Neofitou, C., 2006. Effect of feed and feeding in the culture of

salmonids on the marine aquatic environment: a synthesis for European aquaculture. Aquaculture

International, 14: 499-522.

Miltner, R.J., Rankin, E.T., 1998. Primary nutrients and the biotic integrity of rivers and streams.

Freshwater Biology, 40: 145-158

Muñoz, I., Rodríguez, A., Rosal, R., Fernández-Alba, A.R., 2009. Life Cycle Assessment of urban

wastewater reuse with ozonation as tertiary treatment. A focus on toxicity-related impacts. Science of the

total environment, 407: 1245-1256.

Naylor, R.L., Goldburg, R.J., Primavera, J.H., Kautsky, N., Beveridge, M.C.M., Clay, J., Folke, C.,

Lubchenco, J., Mooney, H., Troell, M., 2000. Effect of aquaculture on world fish supplies. Nature, 405 (29):

1017–1024.



42

Neori, A., Chopin, T., Troell, M., Buschmann, A.H., Kraemer, G.P., Halling, C., Shpigel, M., Yarish, C.,

2004. Integrated aquaculture: rationale, evolution and state of the art emphasizing seaweed biofiltration in

modern mariculture. Aquaculture, 231: 361-391.

Olguin, E. J., Rodriguez, D., Sanchez, G., Hernandez, E., & Ramirez, M. E., 2003. Productivity, protein

content and nutrient removal from anaerobic effluents of coffee wastewater in Salvinia minima ponds,

under subtropical conditions. Acta Biotechnologica, 23: 259-270.

Peng, J., Wang, B., Song, Y., Yuan, P., 2007. Model N Transformation and Removal in a Duckweed Pond:

Model Application, Ecological Modelling, 206: 294-300

Perez, R., Gali, A., Dosta, J., Mata-Alvarez, J., 2007. Biological nitrogen removal using sulfides for

autotrophic denitrification in a sequencing batch reactor to treat reject water. Industrial & Engineering

Chemistry Research, 46: 6646-6649.

Petersen, T.M., Rifai, H.S., Suarez, M.P., Stein, A.R., 2005. Bacteria loads from point and nonpoint

sources in an urban watershed. Journal of Environmental Engineering, 131: 1414-1425

Piedrahita, R.H., 2003. Reducing the potential environmental impact of tank aquaculture effluents through

intensification and recirculation. Aquaculture, 226: 35-44.

Pip, E., Stepaniuk, J., 1992. Cadmium, copper and lead in sediments. Archiv fur Hydrobilogie, 124: 337-

355.

Pitman, A.R., Deacon, S.L., Alexander, W.V., 1991. The thickening and treatment of sewage sludges to

minimize phosphorus release. Water Research, 25: (10), 1285-1294.

Pitman, A.R., 1999. Management of biological nutrient removal plant sludges – change the paradigms.

Water research, 33: 1141-1146.

Porath, D., Hepher, B., Koton, A., 1979. Duckweed as an Aquatic Crop: Evaluation of Clones for

Aquaculture, Aquatic Botany, 7: 273-278

PRISM Bangladesh. May 1990. Shobuj Shona Progress Report 3.

Rabalais, N.N., 2002. Nitrogen in aquatic ecosystems. A Journal of the Human Environment, 31: 102-112

Randall, D.J., Tsui, T.K.N., 2002. A mmonia toxicity in fish. Marine Pollution Bulletin, 45: 17-23

Reddy, 1984. Water hyacinth for water quality improvement and biomass production. Journal of

Environmental Quality, 13: 1-8.

Reid, W.S.,2003. MSc Thesis, North Carolina State University, Raleigh, NC, USA



43

Ridler, N., Hishamunda, N., 2001. Promotion of sustainable commercial aquaculture in sub-Saharan

Africa. Policy framework, vol 1. FAO Fisheries Technical Paper, 408(1): 67

Sanderson, J.C., Cromey, C.J., Dring, M.J., Kelly, M.S., 2008. Distribution of nutrients for seaweed

cultivation around salmon cages at farm sites in north–west Scotland. Aquaculture, 278: 60-68.

Scheffer, M., Szabo, S., Gragnani, A., van Nes, E.H., Rinaldi, S., Kautsky, N., Norberg, J., Roijackers,

R.M.M., Franken, R.J.M., 2003. Floating plant dominance as a stable state. Proceedings of the National

Academy of Sciences, 100: 4040-4045

Scheffield, C.W., 1967. Water hyacinth for nutrient removal. Hyacinth Control Journal, 6: 27-30.

Schindler D.W., 2006. Recent advances in the understanding and management of eutrophication.

Limnology and oceanography. 51: 356-363

Schneider, O., Sereti, V., Eding, E.H, Verreth, J.A.J., 2005. Analysis of nutrient flows in integrated

intensive aquaculture systems. Aquacultural Engineering, 32: 379-401

Seckler, D., Amarasinghe, U., Molden, D., de Silva, R. & Barker, R. (1998) World Water Demand and

Supply, 1990 to 2025: Scenarios and Issues, Research Report 19 (Colombo, Sri Lanka, International

Water Management Institute).

Sharpley, A.N., Daniel, T., Sims, T., Lemunyon, J., Stevens, R., Parry, R., 2003. Agricultural Phosphorus

and Eutrophication. second ed. US Department of Agriculture, Agricultural Research Service, ARS 149.

Shiklomanov, A. & Rodda, J.C., 2003. Summary of the Monograph 'World Water Resources at the

beginning of the 21st Century', prepared in the framework of IHP UNESCO, 1999.

Skillicorn, P., Journey, W.K., Spira, W., 1993. Duckweed Aquaculture. A new aquatic farming system for

developing countries. The World Bank, Emena Technical Department, Agriculture Division. Washington,

D.C. pp.68.

Smith, V.H., Tilman, G.D., Nekola, J.C., 1999. Eutrophication: impacts of excess nutrient inputs on

freshwater, marine, and terrestrial ecosystems. Environmental Pollution, 100: 179-196

Smith V.H., 2003. Eutrophication of freshwater and coastal marine ecosystems – A global problem.

Environmental Science and Pollution Research. 10: 126-139

Smith V.H., 2006. Responses of estuarine and coastal marine phytoplankton to nitrogen and phosphorus

enrichment. Limnology and Oceanography. 51: 377-384

Smith, V.H., Joye, S.B., Howarth, R.W., 2006. Eutrophication of freshwater and marine ecosystems. Limnology e Oceanography, 51: 351-800



44

Steinfeld, H., Gerber, P., Wassenaar, T., Castel, V., Rosales, M., de Haan, C., 2006. Livestock’s long

shadow; environmental issues and options. FAO, Rome.

Sternberg, S.P.K., Rahmani, G.N.H., 1999. Bioremoval of lead from water using Lemna minor. Bioresource

Technology, 70: 225-230.

Stewart, K.K., 1970. Nutrient removal potential of various aquatic plants. Hyacinth Control Journal, 8: 34-

35.

Sugiura, S.H., Marchant, D.D.,Wigins, T., Ferraris, R.P., 2006. Effluent profile of commercially used low-

phosphorus fish feeds. Environmental Pollution. 140: 95-101.

Tabuchi, T., 2005. Consideration of water quality conservation of lakes. Gihodoshuppan Co. Ltd., Tokyo,

Japan.

Tacon, A.G.J., 1997. Contribution to food fish supplies. In: Review of the State of the World Aquaculture.

FAO Fisheries Cir. #FIRI/C886 (Rev. 1), 17-21.

Teck, Y.L., Rohene, S., Chui, P.K., Lee, N., 2010. Organic matter, nutrients and trace metals of Serin

River. World Applied Sciences Journa, 8(4): 496-502.

Ternes, T.A., Stuber, J., Herrmann, N., McDowell, D., Ried, A., Kampmann, M., Teiser, B., 2003.

Ozonation: a tool for removal of pharmaceuticals, contrast media and musk fragrances from wastewater?

Water research, 37: 1976-1982.

Timmons, M.B., Ebeling, J.M., Wheaton, F.W., Summerfelt, S.T., Vinci, B.J., 2002. Recirculating

aquaculture systems, 2nd edition. NRAC Publication, vol. 01-002.

Turner, R.E., N.N. Rabalais. 1991. Changes in Mississippi River. water quality this century. Bioscience, 41:

140-147.

UN, 1962. Demographic yearbook. United Nations, New York, United States.

UN, 1973. The determinants and consequences of population trends. United Nations, New York, United

States.

UN, 2002. State of the Environment and Policy Retrospective: 1972–2002. United Nations, New York,

United States.

UN, 2007. World Urbanization Prospects: The 2007 Revision Population Database. United Nations, New

York, United States.

UN, 2012. Managing Water under Uncertainty and Risk – The United Nations World Water Development

Report 4, Volume 1, United Nations, New York, United States.



45

United States, EPA, 1998. Update of Ambient Water Quality Criteria for Ammonia. EPA 822-R-99-014.

Office of Water, Washington, DC

Van Rijn, J., 1996. The potential for integrated biological treatment systems in recirculating fish culture—a

review. Aquaculture, 139, 181-201.

Venkararaman,R., Seth, P.N., Maheshwari, S.C.,1970 . Studies on the growth and flowering of a short-day

plant, Wolffia microscopica. I. General aspects and induction of flowering by cytokinins. Zeitschrift fur

pflanzenphysiologie, 62: 316-327.

Vezzulli, L., Chelossi, E., Riccardi, G., Fabiano, M, 2002. Bacterial community structure and activity in fish

farmsediments of the Ligurian sea (Western Mediterranean). Aquaculture International, 10:123-141.

Vourch, M., Balannec, B., Chaufer, B., Dorange, G., 2007. Treatment of dairy industry wastewater by

reverse osmosis for water reuse. Desalination 219: 190-202

Westers, H., 2000. A Fourteen-Year Dispute About Phosphorous Effluent Contribution and Its Impact on

Platte Lake. Recirculating Aquaculture. Roanoke, Virginia.

Weston, D.P, 1990. Quantitative examination of macrobenthic community changes along an organic

enrichment gradient. Marine Ecology Progress Series, 61: 233-244.

Wildish, D.J., Dowd, M., Sutherland, T.F., Levings, C.D., 2004. Near-field organic enrichment from marine

finfish aquaculture. In: Fisheries and Oceans Canada. A scientific review of the potential environmental

effects of aquaculture in aquatic ecosystems. Volume III., 3-10.

Wooten, J.W., Dodd, J.D., 1976. Growth of water hyacinth in treated sewage effluent. Economic Botany,

30: 29-37.

Wu, R.S.S., 1995. The environmental impact of marine fish culture: towards a sustainable future. Marine

Pollution Bulletin, 31: 159-166.

Yilmaz, D.D., Akbulut, H., 2011. Effect of circulation on wastewater treatment by Lemna gibba and Lemna

minor (Floating aquatic macrophytes). International journal of Phytoremediation, 13: 970-984

Yount, J.L., 1964. Aquatic nutrient reduction and possible methods. Rep. 35th Ann. Meet., FL Anti-

mosquito Assoc. 83-85.

Zimmo, O.R., Van der Steen, N.P., Gijzen, H.J., 2004. Nitrogen mass balance across pilot-scale algae and

duckweed-based wastewater stabilization



46

6.1. Páginas web

1 - http://wetlandinfo.derm.qld.gov.au/wetlands/ScienceAndResearch/ConceptualModels/Riverine

/Methods.html - 01/08/2012

2 - http://www.plant-lore.com/2482/duckweed/ - 30/08/2012

3 - http://www.mobot.org/jwcross/duckweed/Russe/index-e.htm - 18/09/2012

4 - http://maps.google.pt/maps?hl=pt-PT&tab=wl – 02/09/2012



47

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-



48

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



49

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



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

dissertação - francisco ricardo lacerda branco · acordai acordai raios e tufões que dormis no...

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