UNIVERSIDADE ESTADUAL PAULISTA
CENTRO DE AQÜICULTURA
CAUNESP
INFLUÊNCIA DA VELOCIDADE DE CORRENTE NO TRATAMENTO
DE EFLUENTES DE CARCINICULTURA COM A MACRÓFITA
AQUÁTICA Pistia stratiotes
ALEXANDRE DE MATOS MARTINS PEREIRA
Jaboticabal – São Paulo
2004
UNIVERSIDADE ESTADUAL PAULISTA
CENTRO DE AQÜICULTURA
CAUNESP
INFLUÊNCIA DA VELOCIDADE DE CORRENTE NO TRATAMENTO
DE EFLUENTES DE CARCINICULTURA COM A MACRÓFITA
AQUÁTICA Pistia stratiotes
ALEXANDRE DE MATOS MARTINS PEREIRA
ORIENTADOR: Prof. Dr. ANTONIO FERNANDO MONTEIRO CAMARGO
Dissertação apresentada ao Programa
de Pós-graduação em Aqüicultura,
Área de concentração em Aqüicultura
em Águas Continentais, como parte
das exigências para a obtenção do
título de Mestre.
Jaboticabal – São Paulo
2004
SUMÁRIO
Introdução Geral ...................................................................................................................01
Referências Bibliográficas ....................................................................................................06
Capítulo 1: Influência da velocidade de corrente sobre o crescimento da macrófita aquática
Pistia stratiotes, L. (Araceae).
Resumo .................................................................................................................................07
Introdução .............................................................................................................................08
Materiais e Métodos .............................................................................................................10
Resultados .............................................................................................................................13
Discussão ..............................................................................................................................17
Referências Bibliográficas ....................................................................................................20
Capítulo 2: “Influência da velocidade de corrente na eficiência do tratamento de efluentes de
viveiros de carcinicultura pela macrófita aquática Pistia stratiotes”.
Resumo .................................................................................................................................23
Introdução .............................................................................................................................24
Materiais e Métodos .............................................................................................................25
Resultados .............................................................................................................................28
Discussão ..............................................................................................................................38
Referências Bibliográficas ....................................................................................................41
Considerações Finais ..........................................................................................................42
Introdução Geral:
No Brasil, a produção de organismos de água doce vem se intensificando nas
últimas 3 décadas; este sistema de produção, baseia-se na entrada de água de boa
qualidade nos viveiros. Nestes os organismos recebem dietas com elevados teores
protéicos e de nutrientes. Nem todo o alimento oferecido é consumido, principalmente
em produções mal manejadas. Pela decomposição, a ração não consumida libera
compostos orgânicos e inorgânicos para a coluna d’água e, juntamente com os excretas
dos organismos, vão enriquecer as águas que saem dos viveiros.
Os efluentes de viveiros aqüícolas possuem grande volume e baixas concentrações
de nutrientes quando comparados com efluentes domésticos, que apresentam pouco
volume e grande concentração de nitrogênio e fósforo (Boyd, 2003). Apesar de ser
considerado elevado o valor de diluição dessas descargas de efluentes oriundas da
aqüicultura, o seu lançamento direto nos ambientes límnicos pode resultar em uma
bioacumulação crônica e eutrofização, com conseqüências ecológicas negativas sobre o
ambiente aquático (Redding & Midlen, 1997).
Órgãos ambientais brasileiros e organizações não governamentais estão
intensificando a fiscalização e exercendo maior pressão sobre os poluentes lançados nos
ecossistemas aquáticos, portanto, a aqüicultura necessita adequar-se a essas novas
normas e exigências da sociedade. Uma alternativa para o tratamento de efluentes de
tanques de aqüicultura é a utilização de macrófitas aquáticas, pois se trata de uma
técnica de fácil manejo, eficiente e de baixo custo.
As macrófitas aquáticas são consideradas uma das principais produtoras de
matéria orgânica em ecossistemas aquáticos continentais, tanto em ambientes lênticos
com baixa turbulência, quanto em ambientes lóticos (Esteves, 1988). A produção de
matéria orgânica destes vegetais está relacionada a produção primária, à capacidade de
estocarem nutrientes e à elevada biomassa. Essas características tornam as plantas
aquáticas de fundamental importância na ciclagem de nutrientes e no fluxo de energia
nos ambientes em que vivem (Camargo & Esteves, 1995). Por estas características as
macrófitas aquáticas possuem um grande potencial para o tratamento de efluentes. Mas
poucas pesquisas têm como objetivo a utilização destes organismos para minimizar os
impactos ocasionados pelos efluentes originários das atividades de aqüicultura (Ng et
al., 1992). Redding & Midlen (1997) utilizaram Rorippa nasturtium-aquaticum, Azolla
1
filiculoides e Elodea nuttali para tratamento de efluentes provenientes de tanques de
piscicultura com grande eficiência na redução de nutrientes inorgânicos.
A capacidade de assimilação de nutrientes das macrófitas aquáticas está
diretamente relacionada à taxa de crescimento, produção de biomassa e composição de
seus tecidos (Reddy & Debush, 1985). As relações entre os níveis de nutrientes no
ambiente e as taxas de absorção realizadas pelas macrófitas aquáticas devem ser bem
compreendidas, para avaliar a capacidade desses vegetais na remoção de nutrientes na
aqüicultura e nos ecossistemas naturais (Nelson et al., 1981).
A taxa de crescimento, produção de biomassa e a composição dos tecidos das
macrófitas aquáticas dependem de vários fatores. Entre estes estão a quantidade de luz
que atinge a superfície das plantas, a disponibilidade de nutrientes na coluna d’água e
no sedimento, as concentrações de CO2 e O2, o pH, a temperatura, o tipo de substrato e
a velocidade de corrente, entre outros.
A produção primária em águas correntes é geralmente maior em relação à
ambientes lênticos (Madsen & Sondergaard, 1983). Com o aumento da velocidade da
água pode haver uma redução da espessura da camada de difusão entre o ambiente e os
tecidos, facilitando a troca de gases (CO2 e O2) e nutrientes (fósforo e nitrogênio)
(Westlake, 1967). Com maior quantidade de água passando por unidade de tempo pela
macrófita aquática, esta estará exposta a uma constante renovação de nutrientes que
estarão disponíveis para os tecidos (Calow & Petts, 1992).
A influência da velocidade de corrente sobre as macrófitas aquáticas tem sido
estudada por Madsen & Sondergaard (1983) com a espécie emergente Callitriche
cophocarpa. Estes autores observaram uma relação positiva entre a taxa de crescimento
de brotos com velocidades de correntes superiores a 1,5cm/s. Em estudo de laboratório
com a macrófita aquática emergente Zizania texana observou-se o efeito da velocidade
de corrente sobre o tamanho das folhas e densidade do estame e a densidade dos
estames foi maior com velocidades mais altas (0,40 a 0,49m/s) (Power, 1996). Por outro
lado, Madsen et al. (1993) observaram que velocidades altas de corrente inibem o
crescimento e a fotossíntese de macrófitas aquáticas submersas. Estes autores testaram
oito espécies que apresentaram declínio na fotossíntese e aumento da respiração com a
velocidade de corrente variando de 1 a 8cm/s. Portanto, pode-se observar que existe um
ponto onde as macrófitas aquáticas respondem positivamente ao aumento da velocidade
de corrente, ou seja, maior velocidade de corrente, maior crescimento. Macrófitas
aquáticas emergentes parecem tolerar maiores velocidades de corrente em relação às
2
submersas. Em relação às flutuantes, estudos relacionando velocidade de corrente e
crescimento não são muito freqüentes.
Os estudos relacionados à influência da velocidade de corrente no tratamento de
efluentes de tanques de aqüicultura devem ser realizados para que se possa obter uma
otimização entre a eficiência das plantas em absorver os nutrientes e o volume tratado.
Portanto, este trabalho tem como objetivo avaliar a influência da velocidade de corrente
sobre: i) a eficiência no tratamento de efluentes de tanques aqüícolas com a macrófita
aquática flutuante Pistia stratiotes; e ii) o de crescimento de P. stratiotes.
Este trabalho foi desenvolvido no setor de Carcinicultura do Centro de
Aqüicultura da UNESP (CAUNESP) no Campus de Jaboticabal. O efluente foi gerado
de viveiros de camarões reprodutores da espécie Macrobrachium rosenbergii.
Para testar a eficiência de P. stratiotes (Figura 1) em diferentes velocidades de
corrente foram montadas unidades experimentais, nas quais as velocidades de corrente
forma controladas pela vazão através de registros hidráulicos (Figura 2). A figura 3
mostra as unidades amostrais montadas.
Esta dissertação é composta por dois capítulos redigidos na forma de artigo
científicos, sendo:
Capítulo 1: “Influência da velocidade de corrente sobre o crescimento da
macrófita aquática Pistia stratiotes L. (ARACEAE)”;
Capítulo 2: “Influência da vazão na eficiência do tratamento de efluentes de
viveiros de carcinicultura pela macrófita aquática Pistia stratiotes”.
4 cm
Figura 1: Indivíduo de P. stratiotes. (Escala aproximada)
3
Figura 2: Representação esquemática dos tratamentos utilizados no trabalho e
detalhe de uma unidade amostral utilizada.
Figura 3: Detalhe das unidades amostrais utilizas no trabalho.
4
Referências Bibliográficas:
Boyd, C. E. 2003 Guidelines for aquaculture effluent management at the farm-level.
Aquaculture, 226, 1-4, 101-112.
Calow, P & Petts, G. E.(ed.) 1992 The Rivers handbook: hydrological and ecological
principles. Blackwell Science Ltd, Oxford.
Camargo, A. F. M. & Esteves, F. A., 1995. Biomass and Productivity of Aquatica
Macrophytes in Brasilian Lacustrine Ecossystems. (137 – 149). In: Liminoly in
Brazil (Tundisi, J. G.; Bicudo C. E. M. & Matsumara Tundisi, T; es.) ABD/SBL,
Rio de Janeiro.
Esteves, F. A., 1988. Fundamentos de Limnologia. Ed. Interciências/FINEP. Rio de
Janeiro, R. J., 574p.
Madsen, T.V. & Sondergaard, M., 1983. The effects of current velocity on the
photosynthesis of Callitriche stagnalis Scop.. Aquatic. Botany. 15, 187–194.
Madsen, T. V., Enevoldsen, H. O. & Jorgensen, T. B. 1993. Effects of water velocity
on photosynthesis and dark respiration in submerged stream macrophytes. Plant,
Cell Environ. 16, p.317-322
Nelson, S.G.; Smith, B.D.; Best,B.R. 1981. Kinetics of nitrate and ammonium uptake
by the tropical freshwater macrophyte Pistia stratiotes L. Aquaculture, 24: 11-19.
Ng, W.J. et al. 1992. Water quality within a recirculation system for tropical ornamental
fish culture. Aquaculture. 103, 123-134.
Power. P. 1996. Effects of current velocity and substrate composition on growth of
Texas wildrice (Zizania texana). Aquatic Botany. 55, p. 199-204.
5
Redding, T. & Midlen, A. 1997. The treatment of aquaculture wastewater - A botanical.
Journal of Environmental Management 50, 283-299.
Reddy, K. R. & Debush, W. F. 1985. Nutrient removal potencial of selected aquatic
macrophytes. J. Environ. Qual. 13: 1-8.
Westlake, D.F., 1967. Some effects of lowvelocity currents on the metabolism of
aquatic macrophytes. J. Exp. Biol. 18, 187–205.
6
INFLUÊNCIA DA VELOCIDADE DE CORRENTE SOBRE O
CRESCIMENTO DA MACRÓFITA AQUÁTICA Pistia stratiotes, L.
(ARACEAE).
Resumo:
Para avaliar a influência da velocidade de corrente sobre o crescimento da
macrófita aquática flutuante Pistia stratiotes foram utilizadas 12 unidades amostrais
com 1,50m de comprimento, 0,20m de largura, 0,20m de altura e o nível da água foi
mantido a 0,15m. Foram quatro tratamentos com velocidades distintas (0,028; 0,056;
0,112 e 0,223 cm/s) com três réplicas cada. O trabalho teve duração de 42 dias. Pôde-se
constatar que houve uma relação positiva entre velocidade de corrente e o coeficiente de
crescimento específico de P. stratiotes, ou seja, quanto maior a velocidade de corrente
maior foi o crescimento. Pode-se concluir que a velocidade de corrente, dentro da faixa
de velocidades adotadas neste experimento, é um fator de grande influência no
crescimento de macrófitas aquáticas flutuantes. O aumento da velocidade de corrente
disponibilizou maior quantidade de nutrientes e maior renovação destes, além de
proporcionar uma maior assimilação. Estes eventos promoveram aumento da
capacidade suporte do ambiente e maior ganho de biomassa.
7
Introdução:
A produção de matéria orgânica de macrófitas aquáticas está relacionada às altas
taxas de produção primária, à capacidade de estocarem nutrientes e à elevada biomassa.
Essas características tornam as plantas aquáticas de fundamental importância na
ciclagem de nutrientes e no fluxo de energia nos ambientes em que vivem (Camargo &
Esteves, 1995). Além disso, estes vegetais têm grande capacidade de colonizar e
suportar variações do ambiente. A proliferação excessiva de macrófitas aquáticas é
resultado das atividades humanas que criam condições favoráveis para seu crescimento
(Seshavatharam, 1990). As alterações vão desde o enriquecimento das águas com
efluentes domésticos e industriais, resíduos da prática agrícola e pecuária, até
construções de represas e barragens.
O crescimento indesejado de macrófitas aquáticas pode causar danos aos usos
múltiplos dos recursos hídricos. Por exemplo, Murphy et al. (1990), observaram o
crescimento de Salvinia natans e Nymphoides peltata em canais de drenagem na
Iugoslávia, e Thomaz et al. (1999) a proliferação de Eichhornia crassipes, Salvinia
auriculata e Pistia stratiotes em um braço do reservatório de Itaipu. Estes autores
constataram ainda que, Egeria densa e E. najas são espécies abundantes em alguns
reservatórios do Brasil, podendo causar prejuízos na geração de energia elétrica.
O crescimento e a distribuição das macrófitas aquáticas dependem de vários
fatores. Dentre estes estão a quantidade de luz que atinge a superfície das plantas, as
disponibilidades de nutrientes na coluna de água e no sedimento, concentrações de CO2
e O2, pH, temperatura, tipo de substrato e a velocidade de corrente, dentre outros.
Portanto, para desenvolver medidas eficientes de controle do crescimento indesejado de
macrófitas aquáticas, são necessários estudos que objetivem o conhecimento dos fatores
ambientais que regulam o crescimento destes vegetais.
Em ambientes lóticos, a velocidade de corrente é uma variável importante que
determina o crescimento e a distribuição das macrófitas aquáticas (Calow & Petts,
1992). Esta variável influencia diretamente na distribuição, levando e depositando
indivíduos inteiros, parte destes e propágulos para outras partes da bacia hidrográfica. A
velocidade de corrente influencia também na composição do sedimento e nas
características físicas e químicas da água, podendo alterar a turbidez fazendo com que
8
quantidades maiores ou menores de luz entrem na coluna d’água, alterando o
metabolismo das macrófitas aquáticas, principalmente as submersas enraizadas.
Vários trabalhos têm relacionado velocidade de corrente com a distribuição,
composição de comunidades, abundância e diversidade de espécies, e produção primária
de macrófitas aquáticas. Com o aumento da velocidade da água, pode haver uma
redução da espessura da camada de difusão entre o ambiente e os tecidos, facilitando a
troca de gases e nutrientes (Westlake, 1967). Com maior quantidade de água passando
por unidade de tempo pela macrófita aquática, esta estará exposta a uma constante
renovação de nutrientes que estarão disponíveis para os tecidos (Calow & Petts, 1992).
Podem-se destacar alguns estudos relacionando esta variável ao crescimento de
macrófitas aquáticas. Madsen & Sondergaard (1983), em estudos desenvolvidos sob
condições laboratoriais com a macrófita aquática emergente Callitriche cophocarpa,
observaram uma relação positiva entre a taxa de crescimento de brotos com velocidades
de corrente superiores a 1,5cm/s. Outro estudo de laboratório com a macrófita aquática
emergente Zizania texana foi desenvolvido por Power (1996), que observou o efeito da
velocidade de corrente sobre o tamanho das folhas e densidade dos estames, sendo estas
maiores em velocidades mais altas (0,40 a 0,49m/s).
Por outro lado, alguns autores observaram uma relação inversa entre aumento da
velocidade de corrente e crescimento de macrófitas aquáticas. Chambers et al. (1991),
em estudos no rio Bow em Alberta (Canadá), observaram uma correlação negativa entre
biomassa e a velocidade de corrente (10 a 100cm/s). Nilsson (1987) e Biggs (1996)
também observaram a diminuição da abundância de macrófitas aquáticas com o
aumento de velocidade de corrente (0,3-1,2 e 0,2-0,9 m/s, respectivamente). Madsen et
al. (1993) observaram que altas velocidades de corrente inibem o crescimento e a
fotossíntese de macrófitas aquáticas submersas. Estes autores testaram oito espécies que
apresentaram declínio na fotossíntese e aumento da respiração com a velocidade de
corrente variando de 1 a 8cm/s. Estudos de abundância e distribuição de macrófitas
aquáticas realizados por Gantes & Caro (2001), mostraram que macrófitas submersas
são mais sensíveis à velocidade de corrente do que as emergentes e ambos os grupos
foram mais freqüentemente encontrados em velocidade menores que 10cm/s. A maior
abundância de macrófitas submersas foi observada em velocidades de corrente abaixo
de 5cm/s e as emergentes foram abundantes em toda a variação de velocidade de
corrente observada no estudo.
9
Estudos de campo e de laboratório que tratam da influencia da velocidade de
corrente sobre macrófitas aquáticas flutuantes são escassos. Portanto, este trabalho tem
como objetivo avaliar a influência da velocidade de corrente sobre o crescimento da
macrófita aquática flutuante Pistia stratiotes.
Material e Métodos:
O experimento foi realizado no Centro de Aqüicultura da UNESP (CAUNESP)
nos meses de janeiro a março de 2003 com duração de 7 semanas. Foram realizados 4
tratamentos com 3 réplicas. Cada tratamento possuía uma velocidade de corrente
distinta: o 1° tratamento com velocidade de corrente 0,028 cm/s, 2° tratamento com
velocidade de corrente de 0,056 cm/s, 3° tratamento com velocidade de corrente de
0,112 cm/s e o 4° tratamento com velocidade de corrente de 0,223 cm/s. As velocidades
de corrente foram ajustadas através da regulagem da vazão da água de entrada nas
unidades amostrais. A água que alimentou as unidades amostrais foi proveniente de um
viveiro de carcinicultura. As unidades amostrais foram feitas de chapas galvanizadas
com seção retangular de 0,20m de base, 0,20m de altura e 1,5m de comprimento e o
nível de água mantido a 0,15m, perfazendo o volume de 45L. Foram utilizadas 12
unidades amostrais contendo 5 indivíduos de Pistia stratiotes em cada unidade, num
total de 60 indivíduos, distribuídos de modo eqüidistante (0,20m). Os primeiros e
últimos indivíduos de cada unidade foram colocados a 0,25m distante da entrada e
saída, respectivamente. Os indivíduos de P. stratiotes foram coletados em rios da bacia
hidrográfica do rio Itanhaém, localizada no litoral sul de São Paulo. Os indivíduos
foram lavados e acondicionados para transporte. Foi determinada massa fresca inicial de
cada indivíduo, antes de serem colocados nas unidades experimentais. Paralelamente, de
outros indivíduos da mesma população, foram obtidos valores de massa fresca e massa
seca para a obtenção da equação da reta para estimar a massa seca dos indivíduos
utilizados no experimento segundo metodologia descrita em Rubim & Camargo (2001)
(Figura 1).
10
y = .07059 + .05571 * x r
2
= .994009
12
Peso Seco (g)
10
8
6
4
2
0
0
40
80
120
160
200
Peso Fresco (g)
Figura 1: Relação entre massa seca e massa fresca (em gramas) e a equação da reta
correspondente. Intervalo de confiança de 95%.
Para a determinação do crescimento de P. stratiotes em ganho de massa seca,
foram obtidos a cada 3 dias os valores de massa fresca, retirando o excesso de água,
deixando-as escorrer por 5 minutos, segundo metodologia utilizada por Agami & Reddy
(1990), em seguida foram retornadas às unidades amostrais.
As determinações das variáveis físicas e químicas da água foram efetuadas em
intervalos de 7 dias, entre as 9:00 e 10:00 horas. As análises laboratoriais foram
efetuadas no Laboratório de Ecologia Aquática do Departamento de Ecologia da
UNESP - Rio Claro. Foram determinadas as seguintes variáveis nas calhas: temperatura,
potencial hidrogeniônico (pH), turbidez, oxigênio dissolvido e condutividade elétrica da
água, através do aparelho "Water Quality Checker”, modelo U-10 da marca Horiba. Em
laboratório foram determinadas as concentrações de fosfatos totais e ortofosfatos de
acordo com o método proposto por Golterman et al (1978). Nitrogênio total Kjeldahl
segundo método descrito por Mackereth et al. (1978). A carga de nutrientes foi
calculada utilizando-se o valor de concentração de nutrientes multiplicada pela vazão
dos tratamentos.
Os teores de nitrogênio total e fósforo total na biomassa de P. stratiotes foram
determinados no início e no final do experimento. O método analítico de determinação
de nitrogênio total utilizado foi o de Kjeldahl, proposto por Allen et al. (1974) e
adaptado especificamente para macrófitas aquáticas por Esteves (1980). Pela diferença
entre a composição química inicial (indivíduos coletados da mesma população que não
foram utilizados nas unidades amostrais) e a composição química final (indivíduos
11
utilizados nas unidades amostrais), obteve-se a assimilação de nutrientes pelos
indivíduos de P. stratiotes. Os resultados foram expressos em porcentagem de peso seco
(% PS).
Aos resultados foi aplicada análise de variância (ANOVA), com intervalo de
confiança de 95%, para posterior realização do teste de Tukey para testar diferenças
significativas entre os tratamentos e da biomassa de macrófitas aquáticas (Zar, 1999).
Para estimar a capacidade suporte (K) em cada velocidade de corrente foi ajustada
a equação logística ao ganho de biomassa de P. stratiotes. Segundo Krebs (1994), para
se representar o crescimento de uma população em uma curva logística, esta deve ter
uma distribuição inicial estável dos indivíduos, as unidades de medidas adequadas para
a população, a relação entre densidade e a taxa de crescimento for linear e a taxa de
crescimento for dependente da densidade. Neste trabalho, estes quatro fatos foram
observados. Portanto, foi ajustado um modelo de crescimento logístico para cada
tratamento através da equação,
Nt =
K
1+e
onde,
a-rt
Nt = biomassa (gPS);
t = tempo;
K = capacidade suporte (máximo valor de N);
e = 2,71828 (base do logaritmo naturais);
a = constante de integração que define a posição relativa da curva à origem;
r = coeficiente de crescimento intrínseco.
Para estes ajustes foram considerados o coeficiente de crescimento fixo (0,124
dia-1), correspondente a um tempo de duplicação de aproximadamente 5,6 dias. Este
parâmetro foi fixado como sendo inerente da espécie dentro das condições climáticas
adotadas. Os coeficientes de crescimento (rm) e a capacidade de suporte (K) foram
estimados dos ajustes das variações temporais de biomassa ao modelo sigmóide Krebs
(1994). Os ajustes foram efetuados através de regressões não lineares, calculadas pelo
algoritmo iterativo de Levenberg-Marquardt (Press et al., 1993).
12
Resultados:
As características físicas e químicas da água proveniente do tanque de
carcinicultura que alimentou as unidades experimentais apresentaram pouca variação
durante as sete semanas de duração do experimento (tabela 1). Nos tratamentos onde as
velocidades de corrente foram maiores, as vazões foram maiores também, em
conseqüência a carga de nutrientes foi proporcionalmente maior em cada tratamento
(tabela 2).
13
Tabela 1: Valores médios e desvios padrão das variáveis físicas e químicas da água de abastecimento das
unidades amostrais obtidos nas 7 semanas do experimento.
Variáveis
Semana 0
Semana 1
Semana 2
Temperatura.
(ºC)
28,3 ± 0,44
25,57 ± 0,06 26,63 ± 0,06 30,23 ± 0,15 26,80 ± 0,10 29,13 ± 0,06 29,37 ± 0,06
pH
8,38 ± 0,02
8,43 ± 0,08
8,66 ± 0,13
Semana 3
8,45 ± 0,19
Semana 4
8,19 ± 0,09
Semana 5
8,70 ± 0,13
Semana 6
7,25 ± 0,01
Turbidez.
58,33 ± 6,43 65,00 ± 1,00 68,00 ± 4,58 73,67 ± 4,04 77,33 ± 9,71 79,67±10,69 66,33 ± 5,03
(NTU)
Condutividade
60,00 ± 0,00 60,00 ± 0,00 50,00 ± 0,00 50,00 ± 0,00 70,00±10,00 70,00± 0,00 70,00 ± 0,00
elétrica (µS/cm)
Oxigênio
dissolvido
3,82 ± 0,33 5,10 ± 0,46 5,44 ± 0,50 4,62 ± 0,19 4,87 ± 0,03 5,32 ± 0,33 4,39 ± 0,16
(mg/L)
Nitrogênio Total
0,54 ± 0,19 0,39 ± 0,08 0,68 ± 0,04 0,53 ± 0,03 0,67 ± 0,04 0,62 ± 0,29 0,56 ± 0,07
Kjeldahl (mg/L)
Orto-fostato P2,66 ± 0,35 5,42 ± 0,63 9,58 ± 1,27 44,30 ± 3,47 8,10 ± 3,70 5,64 ± 3,25 14,90 ± 0,77
PO4 (µg/L)
Fósforo Total 183,80 ±
276,47 ±
288,47 ±
239,27 ±
256,77 ±
196,23 ±
235,13 ±
34,16
9,64
1,70
7,17
37,44
13,31
24,09
PT (µg/L)
Tabela 2: Valores médios e desvios padrão da carga de nitrogênio (mg/min) e fósforo (µg/min) que entraram em cada
tratamento por unidade de tempo (minuto).
Variáveis
Nitrogênio Total
Kjeldahl (mg/min)
Orto-fostato P-PO4
(µg/min)
Fósforo Total - PT
(µg/min)
Tratamento
0,028cm/s
Tratamento
0,056cm/s
Tratamento
0,112cm/s
Tratamento
0,223cm/s
0,29 ± 0,10
0,58 ± 0,19
1,17 ± 0,39
2,34 ± 0,78
6,47 ± 6,88
12,94 ± 13,77
25,89 ± 27,53
51,77 ± 55,07
125,22 ± 30,11
250,45 ± 60,22
500,90 ± 120,43
1001,79 ± 240,86
14
As curvas de crescimento de P. stratiotes nos diferentes tratamentos são
apresentadas na Figura 2. Os indivíduos de P. stratiotes, iniciaram o experimento com
massa semelhante, 1,06 ± 0,23 gPS (média ± desvio padrão).
Na Figura 2A está representada a curva de crescimento de P. stratiotes no 1º
tratamento com velocidade de corrente de 0,028cm/s. O aumento de biomassa de P.
stratiotes neste tratamento foi contínuo até atingir valor médio máximo de 2,4 ± 0,68
gPS no 24º dia de experimento. Após este dia os valores médios de ganho de biomassa
oscilaram e começaram a decair a partir do 33º dia de experimento, até atingir 1,91 ±
0,46 gPS no fim do experimento. A capacidade suporte estimada para este tratamento
foi de 2,306 gPS (Tabela 3)
Os indivíduos de P. stratiotes do 2º tratamento (0,056cm/s) apresentaram
comportamento semelhante aos do primeiro tratamento em ganho de biomassa, ou seja,
ganho contínuo de biomassa, atingindo maior valor no 24º dia de experimento com
valor médio máximo de 2,57 ± 0,55 gPS. Posteriormente observou-se uma forte
oscilação dos valores, atingindo valores de até 2,30 ± 0,64 gPS no 30º dia, recuperandose novamente o ganho de biomassa (2,45 ± 0,83 gPS, no 36ºdia) e depois decaindo
novamente no fim do experimento para 2,23 ± 1,15 gPS (Figura 2B). A capacidade
suporte estimada foi de 2,429 gPS.
No 3º tratamento com velocidade de corrente de 0,112cm/s, os indivíduos de P.
stratiotes não apresentaram oscilação no ganho biomassa no decorrer do experimento,
com ganho de biomassa contínuo no início e por volta do 18º dia de experimento os
indivíduos apresentaram uma fase exponencial de crescimento (Figura 2C). O maior
valor médio de biomassa alcançado neste tratamento foi de 7,37 ± 5,84 gPS no último
dia do experimento (42º dia), sendo o período de maior ganho de biomassa entre 33º e
36º dias. A capacidade suporte estimada foi de 7,351 gPS.
O tratamento com maior velocidade de corrente (0,223cm/s) foi onde se observou
o maior aumento de biomassa de P. stratiotes (Figura 2D). Semelhante ao tratamento
anterior, o ganho de biomassa foi lento inicialmente e por volta do 21º dia de
experimento os indivíduos de P. stratiotes entraram numa fase exponencial de
crescimento até o 36º dia. O valor médio de biomassa oscilou de 13,87 ± 4,11 gPS,
13,53 ± 3,49 gPS e 14,35gPS ± 2,65 (36º, 39º e 42º dia, respectivamente). A capacidade
suporte estimada foi de 18,252 gPS. A tabela 3 apresenta os valores dos parâmetros das
curvas ajustadas nos quatro tratamentos.
15
Tabela 3: Valores de capacidade de suporte (K), erro, coeficiente de crescimento
(rm) e coeficiente de determinação (r2) nos diferentes tratamentos.
Tratamento
(cm/s)
K (g PS)
Erro (g PS)
rm (dia-1)
r2
0,028
0,056
0,112
0,223
2,306
2,429
7,351
18,252
0,067
0,050
0,645
0,945
0,124
0,124
0,124
0,124
0,88
0,92
0,89
0,98
5
5
P1
P2
P3
4
2.30557
0.39653
0.124 ±0
±0.06683
±0.1672
Biomassa (g - PS)
4
Biomassa (g - PS)
A
Chi^2 = 0.02835
R^2
= 0.88309
3
2
1
0,5 L min
Chi^2
R^2
= 0.01642
= 0.92941
P1
P2
P3
2.42861
0.31386
0.124 ±0
B
±0.05024
±0.12276
3
2
1
-1
1,0 L min
0
0
0
10
20
30
40
0
50
10
20
30
40
50
Tempo (dia)
Tempo (dia)
20
20
C
Chi^2 = 0.45485
R^2
= 0.89316
7.35123
3.14584
0.124 ±0
±0.64505
±0.26197
P1
P2
P3
15
-1
2,0 L min
10
D
Chi^2 = 0.44426
R^2
= 0.98317
Biomassa (g - PS)
P1
P2
P3
15
Biomassa (g - PS)
-1
5
0
10
18.25183
3.73846
0.124 ±0
4,0 L min
±0.94529
±0.13085
-1
5
0
0
10
20
30
Tempo (dia)
40
50
0
10
20
30
40
50
Tempo (dia)
Figura 2: Curvas de crescimento de P. stratiotes nos diferentes tratamentos.
Os resultados obtidos pela análise de variância e o teste de Tukey demonstraram
que não houve diferença significativa (p<0,05) entre o ganho de biomassa nas sete
semanas de experimento dos tratamentos com menor velocidade de corrente (0,028cm/s
e 0,056cm/s). O ganho de biomassa dos outros dois tratamentos com maior velocidade
de corrente (0,112cm/s e 0,223cm/s) diferiu significativamente entre si e dos outros dois
tratamentos anteriores (Tabela 4).
16
Tabela 4: Resultado do teste de Tukey (p<0,05) aplicado ao ganho de biomassa de P.
stratiotes nos quatro tratamentos. Valor de F = 86,18. Os números em negrito indicam
diferenças significativas.
0,028cm/s {1}
0,056cm/s {2}
0,112cm/s {3}
0,223cm/s {4}
{1}
M=1,8854
{2}
M=2,0093
{3}
M=3,2676
0,974965
0,000023
0,000008
0,000119
0,000008
0,000008
{4}
M=6,0472
Na tabela 5 estão apresentados os valores de assimilação de NT e PT em
porcentagem de peso seco. Observa-se que quanto maior a velocidade de corrente maior
foi assimilação de nutrientes. Os valores de porcentagem de remoção de PT diferiram
significativamente (p<0,05), sendo que os valores com maiores velocidades de corrente
foram os que apresentaram valores médios significativamente maiores.
Tabela 5: Valores de assimilação por P. stratiotes de NT e PT em porcentagem de peso
seco. Letras distintas indicam diferenças significativas entre si, pelo teste de Tukey
(p<0,05).
Tratamento
(cm/s)
0,028
0,056
0,112
0,223
NT (% PS)
PT (%PS).
6,33±3,36
4,89±4,08
8,81±1,84
5,66±4,07
0,27±0,13a
0,20±0,51a
0,60±0,48b
1,28±0,48c
Discussão:
Pôde-se constatar que houve relação positiva entre velocidade de corrente e
ganho de biomassa de P. stratiotes, ou seja, quanto maior a velocidade de corrente
maior o ganho de biomassa. Nos tratamentos com maior velocidade de corrente
(0,112cm/s e 0,223cm/s) foram observados os maiores ganho de biomassa, diferindo
significativamente entre si (p<0,05) e dos outros tratamentos com menores velocidades
de corrente.
Resultados similares foram obtidos por Madsen & Sondergaard (1983). Estes
autores trabalharam com a macrófita aquática emergente Callitriche cophocarpa e
17
observaram uma relação positiva entre a taxa de crescimento de brotos com velocidades
de corrente. Outro estudo desenvolvido por Power (1996) também observou relação
positiva entre a velocidade de corrente e o crescimento de macrófitas aquáticas. Este
estudo foi desenvolvido com a macrófita aquática emergente Zizania texana e foi
observado que o tamanho das folhas e a densidade dos estames foram maiores com
velocidades de corrente mais alta (40 a 49cm/s). Por outro lado, estudos desenvolvidos
por Chambers et al. (1991) no rio Bow em Alberta (Canadá), observaram uma
correlação negativa entre biomassa e a velocidade de corrente (10 a 100cm/s). Nilsson
(1987) e Biggs (1996) observaram a relação de diminuição da abundância de macrófitas
aquáticas submersas com o aumento da velocidade de corrente. Madsen et al. (1993)
também observaram que altas velocidades de corrente inibem o crescimento e a
fotossíntese de macrófitas aquáticas submersas. Estes autores testaram oito espécies que
apresentaram declínio na fotossíntese e aumento da respiração com a velocidade de
corrente variando de 1 a 8cm/s. De fato, a velocidade de corrente pode favorecer ou
desfavorecer o crescimento de macrófitas aquáticas. Os resultados obtidos no presente
trabalho indicaram que o aumento de velocidade favorece o crescimento de P.
stratiotes. É importante destacar que a máxima velocidade utilizada no experimento
(0,223cm/s) é bastante reduzida quando
comparada com
outros
trabalhos.
Provavelmente, a partir de certa velocidade P. stratiotes deve apresentar diminuição de
crescimento devido a danos nas raízes. O efeito de velocidade de corrente também pode
ser diferente dependendo do tipo ecológico e da espécie de macrófita. De acordo com
Gantes & Caro (2001), macrófitas emergentes suportam maiores velocidades por
estarem enraizadas e a maior parte do vegetal permanecer emersa do que as espécies
submersas que podem ter suas folhas danificadas com velocidades relativamente
moderadas.
O maior ganho de biomassa de P. stratiotes nas maiores velocidades de corrente
pode estar relacionado ao aumento da disponibilidade de nutrientes. Outros autores
constataram que concentrações altas de nutrientes correlacionam-se positivamente com
o aumento da taxa de crescimento específico. Reddy & Debush (1985) observaram este
padrão em estudos com Eichhornia crassipes e P. stratiotes. Henry-Silva (2001)
observou um aumento da capacidade suporte e da taxa de crescimento intrínseco para E.
crassipes e P. stratiotes em ambientes com maiores concentrações de fósforo e
nitrogênio. Maiores velocidades de corrente podem interferir também na assimilação de
nutrientes pelos indivíduos de macrófitas aquáticas. Segundo Westlake (1967), o
18
aumento da velocidade de corrente pode proporcionar uma redução da espessura da
camada de difusão entre o ambiente e os tecidos, facilitando a troca de gases e
nutrientes. Além disso, a correnteza proporciona um aumento da disponibilidade de
nutrientes por unidade de tempo e uma constante renovação destes em contato com os
tecidos dos indivíduos (Calow & Petts, 1992). A carga de nutrientes disponibilizada
para os indivíduos de P. stratiotes neste trabalho foi diretamente proporcional à
velocidade de corrente. No presente trabalho observou-se uma relação positiva entre
velocidade de corrente com a capacidade suporte e a biomassa de P. stratiotes. No
tratamento com maior velocidade de corrente a capacidade suporte e a biomassa foram
aproximadamente oito e três vezes maiores, respectivamente, do que o tratamento com
menor velocidade de corrente, enquanto a disponibilidade de fósforo total (carga) foi
oito vezes maior. A maior capacidade suporte pode estar relacionada com a maior
disponibilidade de nutrientes por unidade de tempo para os indivíduos de P. stratiotes,
pela facilitação da assimilação de nutrientes e troca de gases pelas raízes ou estes dois
fatores conjuntamente.
Pode-se concluir que a velocidade de corrente é um fator de grande influência no
crescimento de macrófitas aquáticas flutuantes. O aumento da velocidade de corrente
disponibilizou maior quantidade e renovação de nutrientes, além de proporcionar uma
maior assimilação de nutrientes pelo vegetal. Isto ocasionou um aumento da capacidade
suporte do ambiente e da biomassa de P.stratiotes. Por estes motivos, velocidades de
corrente mais elevada em ambientes naturais podem ocasionar a proliferação indesejada
de espécies de macrófitas aquáticas.
19
Referências Bibliográficas:
Agami, M. & Reddy, K. R. 1990. Competition for space between Eichhornia crassipes
(Mart.) Solms and Pistia stratiotes L. culture in nutrient-enriched water. Aquatic
Botany, v. 38 (2-3): p. 195-208,.
Allen, S. E., Grimshaw, H. M., Parkinson, J. A. & Quarmby, C., 1974. Chemical
analysis of ecological materials. Blackwell Scientific Publications, Oxford.
Biggs, B., 1996. Hydraulic habitat of plants in streams. Regul. Riv. 12, 131–144.
Calow, P & Petts, G. E. 1992. The Rivers handbook: hydrological and ecological
principles. Blackwell Science Ltd, Oxford.
Camargo, A. F. M. & Esteves, F. A., 1995. Biomass and Productivity of Aquatica
Macrophytes in Brasilian Lacustrine Ecossystems. (137 – 149). In: Liminoly in
Brazil (Tundisi, J. G.; Bicudo C. E. M. & Matsumara Tundisi, T; es.) ABD/SBL,
Rio de Janeiro.
Chambers, P.A., Prepas, E.E., Hamilton, H.R. & Bothwell, M.L., 1991. Current velocity
and its effect on aquatic macrophytes in flowing waters. Ecol. Appl. 1 (3), 249–257.
Esteves, F. A., 1980. Die Bedeutung der aquatischen Makrophyten für den
Stoffhaushalt des Schöhsees. III Die anorganischen Hauptbestandteile der
aquatischen Makrophyten. Gewässer u. Abwasser. 66/67: 29-94.
Gantes, H. P. & Caro, A. S. 2001. Environmental heterogeneity and spatial distribution
of macrophytes in plain streams. Aquatic Botany. 70 p. 225-236.
Golterman, H. L.; Clymo, R. S. & Ohstad, M.A.M. 1978. Methods for physical and
chemical analysis of fresh waters. 2 ed. Oxford: IBP. 213p. (Handbook 8).
20
Henry – Silva, G. H. 2001. Utilização de macrófitas aquáticas flutuantes (Eichhornia
crassipes, Pistia stratiotes e Salvinia molesta) no tratamento de efluentes de
piscicultura e possibilidades de aproveitamento da biomassa vegetal.
Jaboticabal, CAUNESP – UNESP, pp. 79 (Dissertação de Mestrado).
Krebs, C.J. 1994. Ecology: The Experimental Analysis of Distribution. and Abundance
Package. Pearson Addison Wesley; 5th edition. p. 816.
Mackreth, F.J.H.; Heron, J. & Taling, J.F. 1978 Water analysis: some revised methods
for limnologists. London: Freschwater Biological Association. 121p. (Scientific
Publication, 36).
Madsen, T.V. & Sondergaard, M., 1983. The effects of current velocity on the
photosynthesis of Callitriche stagnalis Scop.. Aquatic. Botany. 15, 187–194.
Madsen, T. V., Enevoldsen, H. O. & Jorgensen, T. B. 1993. Effects of water velocity
on photosynthesis and dark respiration in submerged stream macrophytes. Plant,
Cell Environ. 16, p.317-322
Murphy, K. J., Robson, T. O., Arsenovic, M. & Van Der Zweerde, W. 1990. Aquatic
weed problems and management en Europe. In: Pieterse, A. H. & Murphy, K. J.
(ed) Aquatic weeds: the ecology and management of nuisance aquatic vegetation.
Oxford University Press, Oxford. P. 295-317.
Nilsson, C., 1987. Distribution of stream-edge vegetation along a gradient of current
velocity. J. Ecol. 75, 513–522.
Power. P 1996. Effects of current velocity and substrate composition on growth of
Texas wildrice (Zizania texana). Aquatic Botany. 55, p. 199-204.
Press, W. H., Teukolsky, S. A., Vetterling, W. T., Flannery, B. P. (1993) Numerical
recipes in C: the art of scientific computing. Cambridge Univ. Press, New York,
994p.
21
Rubim, M. A. L. & Camargo, A. F. M. 2001. Taxa de crescimento específico da
macrófita aquática Salvinia molesta Mitchell em um braço do Rio Preto, Itanhaém,
São Paulo. Acta Limnol. Bras. 13 (1), p. 75-83.
Reddy, K. R. & Debush, W. F. 1985. Nutrient removal potencial of selected aquatic
macrophytes. J. Environ. Qual. 13: 1-8.
Seshavatharam, V., 1990. Tradicional uses and problem of noxious growth. In: Gopal,
B (ed.) Ecology and management of aquatic vegetation in the Indian Subcontinent.
Kluwer Academic Publishers, Dodrecht. 1990, 201-218p.
Thomaz, S. M., Bini, L. M., Souza, M. C., Kita, K. K., Camargo, A. F. M., 1999.
Aquatic Macrophytes of Itaipu Reservoir, Brazil: Survey of Species and Ecological
Considerations. Brazilian Archives of Biology and Technology, 42 (1): 15-22.
Westlake, D.F., 1967. Some effects of lowvelocity currents on the metabolism of
aquatic macrophytes. J. Exp. Biol. 18, 187–205.
Zar, J.H. 1999. Biostatistical analysis. 4°Edition. Prentice-Hal Inc. New Jersey, USA.
22
INFLUÊNCIA DA VAZÃO NA EFICIÊNCIA DO TRATAMENTO
DE EFLUENTES DE VIVEIROS DE CARCINICULTURA COM A
MACRÓFITA AQUÁTICA Pistia stratiotes
Resumo:
Para se avaliar em que intervalo de velocidade de corrente se observa maior
absorção de nutrientes provenientes de efluentes de viveiros de carcinicultura por P.
stratiotes foram utilizadas 12 calhas com 1,50m de comprimento, 0,20m de largura,
0,20m de altura e nível da água mantido a 0,15m, sendo quatro tratamentos com vazões
distintas (0,5; 1,0; 2,0 e 4,0 L/min) com três réplicas cada. O trabalho teve duração de
42 dias. Observou-se uma relação positiva entre velocidade de corrente e eficiência no
tratamento de efluentes provenientes de viveiros de carcinicultura pela macrófita
aquática P. stratiotes nos intervalos de velocidades de corrente testados. Através dos
resultados, pôde-se observar que não houve grandes diferenças entre os tratamentos em
relação a eficiência no tratamento de efluentes originários de tanques de manutenção de
camarões reprodutores da espécie M. rosembergii. Contudo, a assimilação de PT, ganho
de biomassa e o coeficiente de crescimento de P. stratiotes apresentaram uma relação
positiva com a velocidade de nos intervalos de velocidades de corrente testados
compensando a maior carga nutrientes disponibilizados nos tratamentos com maior
velocidade de corrente.
23
Introdução:
A produção de organismos de água doce no Brasil vem se intensificando nas
últimas três décadas (FAO, 1997) e o sistema de produção desses organismos baseiamse na utilização de água de boa qualidade. Os organismos cultivados recebem dietas
com valores protéicos e de nutrientes elevados. Nem toda a ração oferecida é
consumida, principalmente em produções mal manejadas. Pela decomposição, a ração
não consumida libera compostos orgânicos e inorgânicos para a coluna d’água que
juntamente com os excretas dos organismos, modificam as características físicas e
químicas das águas que saem dos tanques de produção.
Os efluentes de tanques aqüícolas possuem grande volume e baixa concentração
de nutrientes quando comparado com efluentes domésticos, que apresentam pequenos
volumes e concentração elevada de nitrogênio e fósforo. Apesar de ser considerado
elevado o valor de diluição dessas descargas de efluentes oriundas da aqüicultura, o seu
lançamento direto nos ambientes límnicos pode resultar acumulação crônica e
eutrofização, com conseqüências ecológicas negativas sobre o ambiente aquático (Boyd,
2003; Redding & Midlen, 1997).
Uma alternativa para o tratamento de efluentes de tanques de aqüicultura é a
utilização de macrófitas aquáticas. É uma técnica de fácil manejo, eficiente e de baixo
custo; segundo Denny (1997) é uma atividade que pode ser integrada, não só na
aqüicultura, como também no tratamento de efluentes domésticos na área rural. Estes
vegetais possuem grande plasticidade fenotípica, reprodução rápida e taxas de
crescimento elevadas (Datta, 1990), além da capacidade de estocar nutrientes. Essas
características tornam as plantas aquáticas de fundamental importância na ciclagem de
nutrientes e no fluxo de energia nos ambientes em que vivem (Camargo & Esteves,
1995). Por estas características, as macrófitas aquáticas possuem um grande potencial
para o tratamento de efluentes. No entanto, poucas pesquisas têm sido desenvolvidas
com o de utilizá-las para minimizar os impactos ocasionados pelos efluentes originários
das atividades de aqüicultura (Ng et al, 1992). Redding & Midlen (1997) empregaram
Rorippa nasturtium-aquaticum, Azolla filiculoides e Elodea nuttali para o tratamento de
efluentes provenientes de tanques de piscicultura e verificaram grande eficiência na
redução de nutrientes.
24
A capacidade de assimilação de nutrientes das macrófitas aquáticas está
diretamente relacionada à taxa de crescimento (Reddy & Debush, 1985). As relações
entre os níveis de nutrientes no ambiente e as taxas de absorção realizadas pelas
macrófitas aquáticas devem ser bem compreendidas, para avaliar a capacidade desses
vegetais na remoção de nutrientes na aqüicultura e nos ecossistemas naturais (Nelson et.
al., 1981).
A taxa de crescimento e a composição dos tecidos das macrófitas aquáticas
dependem de vários fatores, entre os quais citam-se: a quantidade de luz que atinge a
superfície das plantas, a disponibilidade de nutrientes na coluna d’água e no sedimento,
as concentrações de CO2 e O2, pH, a temperatura, o tipo de substrato e a velocidade de
corrente (Calow & Petts, 1992).
A
produção
primária
de
macrófitas
aquáticas
em
águas
correntes,
freqüentemente é maior em relação aos ambientes lênticos (Madsen & Sondergaard,
1983). Com o aumento da velocidade da água pode haver uma redução da espessura da
camada de difusão entre o ambiente e os tecidos, facilitando a troca de gases e
nutrientes (Westlake, 1967). Com maior quantidade de água passando por unidade de
tempo pela macrófita aquática, esta estará exposta a uma constante renovação de
nutrientes que estarão disponíveis para os tecidos (Calow & Petts, 1992).
Nesse contexto, estudos relacionados à influência da velocidade de corrente no
tratamento de efluentes de tanques de aqüicultura devem ser realizados para que se
possa obter uma melhor relação entre a eficiência de absorção de nutrientes pelas
plantas e volume tratado. Este trabalho tem como objetivo avaliar a influência da
velocidade de corrente sobre a eficiência no tratamento de efluentes de tanques de
carcinicultura com a macrófita aquática flutuante Pistia stratiotes.
Materiais e Métodos:
Este trabalho foi desenvolvido no Setor de carcinicultura do Centro de
Aqüicultura da UNESP, Campus de Jaboticabal, SP e teve duração de 7 semanas.
Foram utilizadas 12 unidades experimentais. Cada grupo (3 unidades) possuía
uma vazão distinta, perfazendo 4 tratamentos, a saber:
25
1° grupo
vazão de 0,5 L/min;
2° grupo
vazão de 1,0 L/min;
3° grupo
vazão de 2,0 L/min; e
4° grupo
vazão de 4,0 L/min.
As vazões foram controladas por registros hidráulicos, monitorados diariamente
para a manutenção de vazão constante. As unidades experimentais utilizadas
apresentaram seção retangular de 0,20m de base, 0,25m de altura e 1,5m de
comprimento e o nível d’água foi mantido a 0,15m. A água que abasteceu o
experimento foi proveniente de um viveiro onde são cultivados camarões reprodutores
da espécie Macrobrachium rosenbergii.
Exemplares de P. stratiotes foram coletados em rios da bacia hidrográfica do rio
Itanhaém, localizada no litoral sul do Estado de São Paulo. Os exemplares foram
lavados e acondicionados adequadamente para serem transportadas até o Centro de
Aqüicultura da UNESP – Jaboticabal. Cinco indivíduos de Pistia stratiotes foram
colocados em cada unidade experimental totalizando 60 indivíduos, distribuídos
eqüidistante 0,20m um do outro. O primeiro e último indivíduo foram colocados a
0,25m distante da entrada e saída da calha.
A coleta da água foi efetuada semanalmente na entrada e na saída das unidades
experimentais onde foram determinadas as seguintes variáveis físico-químicas:
temperatura em ºC, potencial hidrogeniônico (pH), turbidez em NTU e condutividade
elétrica da água em µS/cm, com a sonda (Water Quality Checker”, modelo U-10 da
marca Horiba). Em laboratório foram determinadas as concentrações de fosfatos totais
em µg/L (PT) de acordo com o método proposto por Golterman et al. (1978).
Nitrogênio kjeldahl total em mg/L (NT) segundo método descrito por Mackereth et al.
(1978).
Para determinação do peso fresco, cada indivíduo de P. stratiotes foi retirado das
unidades amostrais, retirando o excesso de água, deixando-os escorrendo por 5 minutos
e depois foram pesados, segundo metodologia utilizada por Agami & Reddy (1990). Em
seguida foram retornadas às calhas mantendo a mesma posição durante todo o
experimento. As pesagens foram realizadas em intervalos de três dias.
26
Os valores de peso fresco foram transformados para peso seco através da equação
da reta obtida com a relação entre peso fresco e peso seco de outros indivíduos
coletados da mesma população dos indivíduos utilizados no experimento
y = 0,07059 + 0,0557* x; r2 = 0,994 onde,
y = peso seco (g); e
x = peso fresco (g).
Com os valores de peso seco obtido para os indivíduos utilizados no experimento
foi calculado o coeficiente de crescimento específico em ganho de peso seco segundo a
equação proposta por Jackson (1980):
CCE = (ln PS final – ln PS inicial) onde,
∆t
CCE = Coeficiente de crescimento específico
PS = Peso seco
∆t = Intervalo de tempo do experimento
A composição química de P. stratiotes foi obtida através dos teores de nitrogênio
e fósforo e os valores de biomassa. O método analítico de determinação de nitrogênio
total utilizado foi o de Kjeldahl, proposto por Allen et al. (1974) e adaptado
especificamente para macrófitas aquáticas por Esteves (1980). O teor de fosfato total foi
determinado segunda metodologia descrita em Esteves (1980). Pela diferença entre a
composição química inicial (indivíduos coletados da mesma população que não foram
utilizados nas unidades amostrais) e a composição química final (indivíduos utilizados
nas unidades amostrais), obteve-se a assimilação de nutrientes pelos indivíduos de P.
stratiotes. Os resultados foram expressos em porcentagem de peso seco (% PS) para
ambos.
A carga de nutrientes foi calculada através da fórmula:
C = [N] * Q onde,
C = Carga de nutrientes;
[N] = concentração de nutrientes; e
Q = vazão de cada tratamento.
27
A remoção de nutrientes foi calculada com base na carga de nutrientes, através
da fórmula:
R = A – E onde,
R = carga removida em concentração de nutriente por minuto;
A = carga de nutrientes da água de abastecimento; e
E = carga de nutrientes do efluente após o tratamento por P. stratiotes.
Aos resultados foram aplicadas análises de variância (ANOVA), com intervalo
de confiança de 95%, para posterior realização do teste de Tukey para testar diferenças
significativas na eficiência de remoção de nutrientes nos tratamentos, os valores de
coeficiente de crescimento e os valores de assimilação de nutrientes pela macrófita
aquática P. stratiotes (Zar, 1999).
Resultados:
As características físicas e químicas do efluente proveniente dos tanques de
manutenção de reprodutores de camarões da espécie Macrobrachium rosenbergii que
abasteceram as unidades amostrais apresentaram pouca variação durante as sete
semanas de duração do experimento (tabela 1). Nos tratamentos em que as vazões foram
maiores a carga de nutrientes foi proporcionalmente maior em cada tratamento (tabela
2). A tabela 3 apresenta os valores das variáveis limnológicas da água após passar pelos
sistemas de tratamento com P. stratiotes obtidas durante cada semana do experimento.
Com exceção dos valores de pH e oxigênio dissolvido, as outras variáveis apresentaram
diferenças entre os tratamentos. Os valores de temperatura foram menores nos
tratamentos com menor vazão. Por exemplo, na semana 4 no tratamento com vazão de
0,5L/min a temperatura foi de 26,87 ± 0,87 ºC e no tratamento com vazão de 4,0L/min
foi de 30,33 ± 0,21 ºC. Os valores de turbidez também apresentaram o mesmo padrão
com valores de 57,33 ± 20,33 NTU na terceira semana no tratamento com vazão de
0,5L/min e 91,00 ± 2,00 na mesma semana com vazão de 4,0L/min. Em relação aos
nutrientes, a carga de NT e PT após passarem pelos sistemas com P. stratiotes
apresentaram padrão semelhante às duas variáveis anteriores. Em relação ao NT, podese observar no tratamento com vazão de 0,5L/min na terceira semana, valor da carga
28
que saiu deste sistema foi de 0,24±0,06mg/min, enquanto que na mesma semana no
tratamento com vazão de 4,0L/min a carga de NT foi de 1,49±0,75mg/min. Para os
valores de PT, no tratamento com vazão de 0,5L/min a carga que saiu deste sistema foi
de 39,77±11,86mg/min na sexta semana, enquanto que na mesma semana no tratamento
com vazão de 4,0L/min a carga que saiu deste sistema foi de 186,93±88,14mg/min.
Tabela 1: Valores médios e desvios padrão da água proveniente dos tanques de
manutenção de reprodutores de camarões Macrobrachium rosembergii obtidas durante
cada semana do experimento
Variáveis
Semana 1
Semana 2
Semana 3
Semana 4
Semana 5
Semana 6
Semana 7
Temperatura.
(ºC)
28,3 ± 0,44
25,57 ± 0,06
26,63 ± 0,06
30,23 ± 0,15
26,80 ± 0,10
29,13 ± 0,06
29,37 ± 0,06
pH
8,38 ± 0,02
8,43 ± 0,08
8,66 ± 0,13
8,45 ± 0,19
8,19 ± 0,09
8,70 ± 0,13
7,25 ± 0,01
79,67±10,69
66,33 ± 5,03
70,00± 0,00
70,00 ± 0,00
5,32 ± 0,33
4,39 ± 0,16
0,62 ± 0,29
0,56 ± 0,07
196,23 ± 13,31
232,13 ± 24,09
Turbidez.
58,33 ± 6,43
65,00 ± 1,00 68,00 ± 4,58 73,67 ± 4,04
77,33 ± 9,71
(NTU)
Condutividade
60,00 ± 0,00
60,00 ± 0,00 50,00 ± 0,00 50,00 ± 0,00
70,00±10,00
elétrica (µS/cm)
Oxigênio
dissolvido
3,82 ± 0,33
5,10 ± 0,46
5,44 ± 0,50
4,62 ± 0,19
4,87 ± 0,03
(mg/L)
Nitrogênio Total
0,54 ± 0,19
0,39 ± 0,08
0,68 ± 0,04
0,53 ± 0,03
0,67 ± 0,04
Kjeldahl (mg/L)
Fósforo Total 183,80 ± 34,16 276,47 ± 9,64 288,47 ± 1,70 239,27 ± 7,17 256,77 ± 37,44
PT (µg/L)
Tabela 2: Valores médios e desvio padrão da carga de nutrientes que entraram em cada
tratamento por unidade de tempo.
Variáveis
Nitrogênio Total
Kjeldahl (mg/min)
Fósforo Total - PT
(µg/min)
Tratamento 0,5L/min Tratamento 1,0 L/min Tratamento 2,0L/min
Tratamento 4,0L/min
0,29 ± 0,10
0,58 ± 0,19
1,17 ± 0,39
2,34 ± 0,78
125,22 ± 30,11
250,45 ± 60,22
500,90 ± 120,43
1001,79 ± 240,86
29
Tabela 3: Valores das variáveis limnológicas após passar pelos sistemas de tratamento
com P. stratiotes em cada semana do experimento.
Tratamento Semana
0,5L/min
1,0L/min
2,0L/min
4,0L/min
1
2
3
4
5
6
7
1
2
3
4
5
6
7
1
2
3
4
5
6
7
1
2
3
4
5
6
7
Temp. (ºC)
pH
Turb.(NTU)
OD (mg/L)
25,47±0,67
23,30±0,78
27,57±0,55
26,87±0,86
24,03±0,32
29,33±0,55
29,73±0,68
27,57±0,57
23,97±1,21
29,30±1,00
29,57±0,45
25,70±0,17
29,40±0,44
30,10±1,06
28,13±0,12
25,33±0,12
30,23±0,12
30,10±0,12
25,97±0,06
29,83±0,12
30,40±0,17
28,50±0,10
25,90±0,10
30,27±0,06
30,33±0,21
26,60±0,10
29,43±0,06
30,07±0,06
8,78±0,26
8,31±0,35
8,60±0,58
8,33±0,27
7,99±0,01
9,11±0,20
9,28±0,18
8,85±0,16
8,61±0,05
8,86±0,74
8,63±0,02
7,95±0,02
9,02±0,16
9,06±0,17
8,72±0,20
8,47±0,23
9,83±0,19
8,43±0,18
7,95±0,04
9,10±0,03
8,92±0,06
8,81±0,28
8,14±0,55
9,03±0,23
8,55±0,06
7,95±0,04
8,84±0,10
8,79±0,18
43,00±9,85
58,00±2,65
57,33±20,03
52,33±10,02
46,67±9,50
73,33±4,04
54,67±13,80
59,67±8,02
56,67±24,70
68,33±29,26
59,67±23,46
47,67±1,15
77,00±10,54
53,33±19,55
56,33±7,57
100,33±4,04
98,33±5,51
83,00±7,55
57,00±7,81
82,00±14,18
60,33±7,64
59,00±4,36
100,67±3,79
91,00±2,00
79,67±14,74
53,33±8,50
73,00±13,08
50,67±13,32
4,10±0,52
6,18±0,25
5,29±0,89
5,16±0,07
5,18±0,38
7,42±0,21
7,35±0,80
4,16±0,31
6,50±0,36
6,03±0,81
5,56±0,08
5,40±0,24
6,73±0,25
8,82±0,60
4,93±0,27
5,81±0,36
6,84±0,21
5,60±0,07
5,02±0,09
6,51±0,22
7,07±0,29
4,47±0,18
6,22±0,09
6,71±0,36
5,41±0,26
5,20±0,22
5,72±0,18
5,84±0,91
Nitrogênio
Fósforo Total Total Kjeldahl
PT (µg/min)
(mg/min)
0,13±0,01
38,03±3,45
0,02±0,04
67,82±1,48
0,24±0,06
90,78±4,41
0,15±0,01
57,27±3,65
0,09±0,07
64,90±9,66
0,17±0,01
39,77±11,06
0,14±0,02
48,92±16,08
0,21±0,03
73,43±14,01
0,08±0,02
126,63±9,46
0,43±0,02
160,23±34,03
0,11±0,16
94,50±34,00
0,22±0,11
137,87±9,95
0,33±0,03
6,90±3,69
0,17±0,07
41,17±8,13
0,42±0,04
96,33±51,50
0,08±0,14
197,60±24,01
0,70±0,12
153,93±40,20
0,21±0,41
195,93±28,24
0,10±0,20
242,01±27,79
0,62±0,06
47,27±32,91
0,57±0,14
29,00±22,47
0,39±0,14
186,67±95,33
0,08±0,09
376,53±28,06
1,49±0,75
321,87±23,66
0,84±0,18
264,13±129,23
0,75±0,45
482,80±55,59
1,21±0,03
186,93±88,14
1,13±0,28
14,40±19,20
Em relação a remoção de NT, os tratamentos apresentaram diferenças
significativas (F = 21,74; p>0,05). O tratamento com maior vazão (4,0L/min) foi o que
apresentou maior média de remoção com 0,84mg/min no período do experimento. O
tratamento com vazão de 2,0L/min teve 0,41mg/min em média; o tratamento com vazão
de 2,0L/imn, 0,23mg/min e o tratamento com menor vazão (0,5L/min) teve 0,13mg/min
em média de remoção.
A figura 1 apresenta a remoção da carga de nitrogênio total Kjeldhal (NT). Na
figura 1a é apresentada a remoção NT no tratamento com vazo de 0,5L/min. Este
tratamento iniciou com 0,128mg/min em média de remoção. Na 2ª e 5ª semana foi onde
se observou os menores valores médios de remoção (0,036mg/min e 0,086mg/min,
respectivamente). A maior remoção foi observada na terceira semana com 0,240mg/min
de remoção por este sistema. O tratamento com vazão de 1,0L/min (figura 2b) iniciou o
30
experimento com 0,210mg/min em média de remoção. Na segunda e quarta semana foi
onde se observou os menores valores com 0,084mg/min e 0,145mg/min de remoção,
respectivamente. A maior remoção foi observada na terceira semana com 0,425mg/min
em média. A figura 2c mostra a remoção de NT no tratamento com vazão de 2,0L/min.
Este tratamento iniciou com 0,420mg/min em média de remoção. Na segunda semana
houve uma diminuição na remoção de NT com 0,107mg/min em média. A terceira
semana foi onde se observou a maior remoção com 0,700mg/min. A quarta e a quinta
semana foram semelhantes, com 0,305mg/min e 0,169mg/min em média de remoção. A
sexta semana e a sétima semana houve aumento na carga de remoção atingindo valores
de 0,616mg/min e 0,567mg/min, respectivamente. O tratamento com maior vazão
(figura 2d) apresentou baixa remoção nas duas primeiras semanas com valores de
0,392mg/min e 0,084mg/min em média, respectivamente. Na terceira semana foi onde
se observou a maior remoção deste sistema com 1,493mg/min. A quarta e quinta
semana apresentou valores médios semelhantes com 0,840mg/min e 0,746mg/min,
respectivamente. A sexta e a sétima semana tiveram um ligeiro aumento em relação as
duas semanas anteriores com valores médios de remoção de 1,213mg/min e
1,133mg/min respectivamente.
31
0,30
a
NT (mg/min)
0,24
0,18
0,12
0,06
0,00
1
2
3
4
5
6
7
Semanas
0,5
b
NT (mg/min)
0,4
0,3
0,2
0,1
0,0
1
2
3
4
5
6
7
Semanas
c
0,8
NT (mg/min)
0,6
0,4
0,2
0,0
1
2
3
4
5
6
7
Semanas
2,4
d
NT (mg/min)
2,0
1,6
1,2
0,8
0,4
0,0
1
2
3
4
5
6
7
Semanas
Figura 1: Remoção da carga de NT nos diferentes tratamentos. O ponto indica a
média e as barras desvio padrão. O gráfico “a” corresponde ao tratamento com vazão de
0,5L/min, “b” 1,0L/min, “c” 2,0L/min e “d” 4,0L/min.
32
Em relação a remoção da carga de PT, o padrão foi similar ao padrão observado
para a remoção de NT, com maior remoção para os tratamentos com maiores vazões (F
= 21,61 e p<0,05). A maior média de remoção observada foi de 266,67 µg/min no
tratamento com vazão de 4,0L/min, diferindo significativamente dos demais
tratamentos. O valor de remoção de PT no tratamento com vazão de 2,0L/min só teve
média significativamente maior do que o tratamento de com vazão de 0,5L/min (137,45
µg/min e 58,21µg/min, respectivamente). O valor médio de remoção de PT no período
do experimento para o tratamento com vazão de 1,0L/min foi de 91,53µg/min.
A figura 2 apresenta a remoção de fósforo total (PT). Na figura 2a mostra a de
remoção deste nutriente no tratamento com menor vazão (0,5L/min). Da primeira
semana até a terceira semana houve aumento na remoção, atingindo o maior valor
médio de remoção de 90,78µg/min. Após a quarta semana houve diminuição na
remoção e na sexta semana observou o menor valor médio de 39,77µg/min. Na última
semana o sistema teve um novo aumento de remoção, atingindo média de 48,92µg/min.
O segundo tratamento com vazão de 1,0L/min (figura 2b) apresentou padrão semelhante
ao sistema anterior. O máximo de remoção também foi atingido na terceira semana com
valor médio de 160,23µg/min. Observou-se também uma redução nos valores até a
sexta semana, onde se atingiu o menor valor médio de 6,90µg/min de remoção de PT. O
tratamento com vazão de 2,0L/min (figura 2c) apresentou média de remoção de
96,33µg/min na primeira semana e atingiu maior remoção de 242,07µg/mim em média
na quinta semana. Na sexta e sétima semana, este sistema apresentou uma queda
acentuada na remoção de PT, com menor valor médio de 29,00µg/min (sétima semana).
O último tratamento, representado na figura 2d, de maior vazão (4,0L/min) apresentou
padrão semelhante ao tratamento anterior. A primeira semana iniciou com remoção
média de 186,67µg/min. A maior remoção foi observada também na quinta semana com
valor médio de 482,80µg/min e a menor remoção de PT foi observada na última semana
com valor médio de 47,73µg/min.
33
100
a
90
80
PT (ug/min)
70
60
50
40
30
20
10
0
1
2
3
4
5
6
7
Semanas
200
b
PT (ug/min)
160
120
80
40
0
1
2
3
4
5
6
7
Semanas
280
c
240
PT (ug/min)
200
160
120
80
40
0
1
2
3
4
5
6
7
Semanas
600
d
PT (ug/min)
500
400
300
200
100
0
1
2
3
4
5
6
7
Semanas
Figura 2: Porcentagem de remoção de PT nos diferentes tratamentos. O ponto indica a
média e as barras desvio padrão. O gráfico “a” corresponde ao tratamento com vazão de
0,5L/min, “b” 1,0L/min, “c” 2,0Lmin e “d” 4,0L/min.
34
As Figuras 3A e 3B mostram a assimilação de PT e NT por P. stratiotes. Os
valores de NT não apresentaram diferenças significativas (F = 2,16 e p>0,05) entre os
tratamentos. Em relação aos valores de PT, estes apresentaram diferenças significativas
entre os tratamentos (F = 19,61 e p<0,05). Apenas os dois tratamentos de menor vazão
não apresentaram diferenças significativas entre si (p<0,05). Os outros dois (2,0L/min e
4,0L/min) diferiram significativamente entre si e entre os demais tratamentos.
20
c
A
16
b
PT (%PS)
12
a
8
a
4
0
0,5
1,0
2,0
4,0
2,0
4,0
Tratamentos (L/min)
1,0
0,9
B
0,8
NT (mg/g PS)
0,7
0,6
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0,5
1,0
Tratamentos (L/min)
Figura 3: Assimilação de nutrientes por P. stratiotes nos diferentes tratamentos. As
barras indicam o desvio padrão, o ponto central a média e os círculos indicam os “outliers”. Letras distintas indicam diferenças significativas entre si, pelo teste de Tukey
(p<0,05).
35
A Tabela 4 mostra ganho médio de biomassa e o coeficiente de crescimento
máximo atingido durante o experimento dos indivíduos de P. stratiotes em cada
tratamento. Observa-se que quanto maior a velocidade de corrente maior foi o ganho de
biomassa e maior o coeficiente de crescimento. Apenas os dois tratamentos de menor
velocidade de corrente não apresentaram diferenças significativas entre si (p<0,05). Os
outros dois tratamentos diferiram significativamente entre si e entre os outros
tratamentos.
Tabela 4: Ganho de biomassa e coeficiente de crescimento máximo de P.
stratiotes nos diferentes tratamentos. Letras distintas indicam diferenças significativas
entre as taxas de crescimento (p<0,05).
Tratamento
(cm/s)
0,028
0,056
0,112
0,223
Ganho de
biomassa (g PS)
1,326
1,439
6,256
13,345
Coeficiente de
crescimento máx.
0,055 a
0,057 a
0,096 b
0,149 c
Discussão:
Através dos resultados, pôde-se observar que houve influência da vazão na
remoção de nutrientes de efluentes originários de tanques de manutenção de camarões
reprodutores da espécie M. rosenbergii. A remoção de NT e PT nos tratamentos com
maiores vazões foram significativamente maiores em relação aos tratamentos com
menores vazões. Isto pode estar relacionado a maior carga de nutrientes que entrou nos
sistemas com maior vazão. Com vazões elevadas e menor tempo de detenção hidráulica
nos sistemas de tratamento, a quantidade de água que passa por unidade de tempo pela
macrófita aquática é maior e deste modo as raízes estão expostas a uma constante
renovação de nutrientes que estarão disponíveis para os tecidos possibilitando maior
absorção desses nutrientes (Calow & Petts, 1992). Outro fator que pode estar
influenciando na maior remoção de nutrientes nos tratamentos é a velocidade de
corrente proporcionada por maiores vazões. Maiores velocidades de corrente podem
fazer com que haja uma redução da espessura da camada de difusão entre o ambiente e
os tecidos, facilitando a troca de gases e nutrientes podendo fazer com que os indivíduos
expostos a uma velocidade de corrente mais elevada tenha maior capacidade de
36
assimilação e conseqüente remoção de nutrientes, e maior crescimento (Westlake,
1967).
Alguns autores observaram relação entre maior carga de nutrientes e aumento na
eficiência de sistemas de tratamento com plantas aquáticas. Summerfelt et al. (1999),
trabalhando com a macrófita aquática emergente Vertiveria zizanioides, Benassi (2003)
trabalhando com P. stratiotes e Salvinia molesta no tratamento de efluentes de
aqüicultura e Sakadevan & Bavor (1999) trabalhando com Phragmites australis,
Schoenoplectus validus e Triglochin procera no tratamento de efluentes doméstico e
industrial, observaram que quanto maior a concentração de nutrientes disponíveis, maior
foi a porcentagem de remoção destes nutrientes. Henry-Silva (2001) observou maior
eficiência de remoção de fósforo total em relação à remoção de nitrogênio total no
tratamento de efluentes proveniente de tanques de piscicultura com as macrófitas
aquáticas flutuantes Eichornia crassipes e P. stratiotes. Por outro lado, Sutton & Ornes
(1975), Dunigan et al. (1975) e Aoi & Hayashi (1996), em estudos com a espécie de
macrófita aquática flutuante E. crassipes constataram que esta espécie tem menor
capacidade de remoção de fósforo em relação às formas inorgânicas de nitrogênio.
Apesar da maior remoção da carga de nutrientes observada nos tratamentos com
maiores vazões, a eficiência destes tratamentos não foram maiores. A maior carga de
nutrientes assimilada pelos indivíduos de P. stratiotes nos tratamentos com maior vazão
não compensou a maior carga que entrou nestes sistemas, promovendo apenas o maior
ganho de biomassa e o maior crescimento desses indivíduos. Neste trabalho, a
assimilação de fósforo total por P. stratiotes foi mais influenciada pela vazão do que a
assimilação de nitrogênio total, com maiores valores de assimilação de PT nos
tratamentos com maiores vazões.
Pode-se concluir que a vazão em sistemas de tratamento de efluentes de
aqüicultura com macrófitas aquáticas flutuantes é um fator de grande importância na
remoção de nutrientes. As maiores cargas proporcionadas pelo aumento da vazão, fez
com que houvesse maior remoção de carga de nutrientes. Contudo, a eficiência nos
sistemas com maiores vazões foi menor. A maior remoção e maior assimilação de
nutrientes nos sistemas com maiores vazões apenas proporcionou um maior e mais
rápido crescimento das plantas utilizadas.
37
Referências Bibliográficas:
Agami, M. & Reddy, K. R. 1990. Competition for space between Eichhornia crassipes
(Mart.) Solms and Pistia stratiotes L. culture in nutrient-enriched water. Aquatic
Botany, v. 38 (2-3): p. 195-208,.
Allen, S. E., Grimshaw, H. M., Parkinson, J. A. & Quarmby, C., 1974. Chemical
analysis of ecological materials. Blackwell Scientific Publications, Oxford.
Aoi, T. & Hayashi, T. 1996. Nutrient removal by water lettuce (Pistia stratiotes).
Water Science Technology, 34 (7): 407-412.
Benassi, R.F. 2003. Capacidade de tratamento de efluentes de carcinicultura por
macrófitas aquáticas flutuantes. Pistia stratiotes L. e Salvini molesta D.S. Mitchell.
Jaboticabal, CAUNESP – UNESP, pp. 49 (Dissertação de Mestrado).
Boyd, C. E. 2003 Guidelines for aquaculture effluent management at the farm-level.
Aquaculture, 226, 1-4, 101-112.
Calow, P & Petts, G. E. 1992 The Rivers handbook: hydrological and ecological
principles. Blackwell Science Ltd, Oxford.
Camargo, A. F. M. & Esteves, F. A., 1995. Biomass and Productivity of Aquatica
Macrophytes in Brasilian Lacustrine Ecossystems. (137 – 149). In: Liminoly in
Brazil (Tundisi, J. G.; Bicudo C. E. M. & Matsumara Tundisi, T; es.) ABD/SBL,
Rio de Janeiro.
Datta, S.C. 1990 Ecology of plant population II. Reproduction. In.: Gopal, B. (Ed.).
Ecology and Management of Aquatic Vegetation in the Indian Subcontinent.
Kluwer Academic Publishers, Netherlands: 971-391.
38
Denny, P. 1997. Implementation of constructed wetlands in developing countries. Wat.
Sci. Tech. v. 35, nº5, p. 27-34.
Dunigan, E. P.; Pelan, R. A. & Shamsuddin, Z.H. 1975. The use of water hyacinths to
remove nitrogen and phosphorus from eutrophication waters. Hyacinth control J.
13: 59-62.
Esteves, F. A., 1980. Die Bedeutung der aquatischen Makrophyten für den
Stoffhaushalt des Schöhsees. III Die anorganischen Hauptbestandteile der
aquatischen Makrophyten. Gewässer u. Abwasser. 66/67: 29-94.
FAO. 1997. Aquaculture development.
FA Technical Guidelines for Responsible
Fisheries. nº 5, Rome: FAO.
Golterman, H. L.; Clymo, R. S. & Ohstad, M.A.M. 1978 Methods for physical and
chemical analysis of fresh waters. 2 ed. Oxford: IBP. 213p. (Handbook 8).
Henry – Silva, G. H. 2001. Utilização de macrófitas aquáticas flutuantes (Eichhornia
crassipes, Pistia stratiotes e Salvinia molesta) no tratamento de efluentes de
piscicultura e possibilidades de aproveitamento da biomassa vegetal. Jaboticabal,
CAUNESP – UNESP, pp. 79 (Dissertação de Mestrado).
Mackreth, F.J.H.; Heron, J. & Taling, J.F. 1978 Water analysis: some revised methods
for limnologists. London: Freschwater Biological Association. 121p. (Scientific
Publication, 36).
Madsen, T.V. & Sondergaard, M., 1983. The effects of current velocity on the
photosynthesis of Callitriche stagnalis Scop.. Aquatic. Botany. 15, 187–194.
Nelson, S.G.; Smith, B.D. & Best, B.R. 1981. Kinetics of nitrate and ammonium
uptake by the tropical freshwater macrophyte Pistia stratiotes L. Aquaculture, 24:
11-19.
39
Ng, W.J. et al. 1992. Water quality within a recirculation system for tropical
ornamental fish culture. Aquaculture. 103, 123-134.
Redding, T. & Midlen, A. 1997. The treatment of aquaculture wastewater - A
botanical. Journal of Environmental Management 50, 283-299.
Reddy, K. R. & Debush, W. F. 1985. Nutrient removal potencial of selected aquatic
macrophytes. J. Environ. Qual. 13: 1-8.
Rubim, M. A. L. & Camargo, A. F. M. 2001. Taxa de crescimento específico da
macrófita aquática Salvinia molesta Mitchell em um braço do Rio Preto, Itanhaém,
São Paulo. Acta Limnol. Bras. 13 (1), p. 75-83.
Sakadevan K & Bavor, H. J. 1999. Nutrient removal mechanisms in constructed
wetlands and sustainable water management. Wat. Sci. Tech. 40, 2, 121-128.
Summerfelt, S. T., Adler, P. R.; Glenn, D.M.; Kretschmann, R.N. 1999. Aquaculture
sludge removal and stabilization withn creates wetlands. Aquaculture Engineering,
19, 81-92.
Sutton, D.L. & Ornes, W.H. 1975. Phosphorus removal from static sewage effluent
using duckweed. Journal Environmental Quality. 4:367:370.
Westlake, D.F., 1967. Some effects of lowvelocity currents on the metabolism of
aquatic macrophytes. J. Exp. Bot. 18, 187–205.
Zar, J.H. 1999. Biostatistical analysis. 4°Edition. Prentice-Hal Inc. New Jersey,
USA.
40
Considerações Finais:
Pelos resultados obtidos pôde-se concluir que o crescimento da macrófita aquática
Pistia stratiotes é influenciada pela velocidade de corrente. O aumento da velocidade de
corrente pode disponibilizar uma maior quantidade de nutrientes e uma maior renovação
de nutrientes. Isto ocasiona um aumento na taxa de crescimento específico desses
vegetais e diminuição do tempo de duplicação.
Outra conseqüência que o aumento da velocidade pode trazer é o aumento da
capacidade de suporte do ambiente. Neste trabalho observou-se que no tratamento com
maior velocidade de corrente a capacidade de suporte e o coeficiente de crescimento
intrínseco foram aproximadamente quatro vezes maiores do que o tratamento com
menor velocidade de corrente.
No tratamento de efluentes de viveiros de carcinicultura com a macrófita
aquática flutuante P. stratiotes a velocidade de corrente foi um fator de grande
influência. Pôde-se observar que não houve grandes diferenças entre os tratamentos em
relação a eficiência no tratamento de efluentes originários de tanques de manutenção de
camarões reprodutores da espécie M. rosenbergii. Contudo, a assimilação de PT, ganho
de biomassa e o coeficiente de crescimento de P. stratiotes apresentaram uma relação
positiva com a velocidade de nos intervalos de velocidades de corrente testados.
Observou-se também que a velocidade de corrente influenciou significativamente nos
nutrientes assimilados por P. stratiotes. Conforme o aumento da velocidade de corrente,
maior foi a assimilação e incorporação de fósforo na biomassa de P. stratiotes.
Pelas respostas obtidas neste trabalho, a velocidade de corrente é um fator
importante que deve ser levado em consideração na hora de dimensionar uma estação de
tratamento de efluentes de tanques de aqüicultura com macrófitas aquáticas.
Dependendo das características do efluente que será tratado, a velocidade de corrente
pode ser alterada para tratar maiores quantidades sem perder a eficiência. Contudo,
maiores velocidades de corrente proporcionadas pelo aumento da vazão, faz com que há
um maior e mais rápido crescimento das plantas utilizadas, necessitando de um manejo
mais freqüente dos sistemas de tratamento.
Outra característica que deve ser levada em consideração e como sugestão para
estudos futuros, é que quando se aumenta a vazão para uma maior velocidade de
corrente, há um aumento considerável na quantidade de sedimento no efluente a ser
tratado e este sedimento apresenta considerável concentração de fósforo e nitrogênio.
41
Observou-se que, em média, que a carga de sedimentos gerados no efluente de viveiros
de manutenção de reprodutores da espécie de camarão M. rosembergii é de 21,24
mg/min, sendo que este apresenta, em média, concentração de fósforo de 171,35µg/g e
concentração de nitrogênio de 1,48mg/g. Outra sugestão para estudos posteriores é
avaliar o comportamento da assimilação semanalmente de nutrientes para poder dizer
quanto tempo os indivíduos ou grupos de indivíduos continuam a assimilar os nutrientes
com a mesma eficiência. Para saber qual a real influência da velocidade de corrente no
crescimento e na eficiência no tratamento de efluentes por macrófitas aquáticas
flutuantes serão necessários experimentos que tenham velocidades de corrente distintas
e cargas de nutrientes iguais e vice-versa.
42