Filtros de pedra de fluxo horizontal como pós- tratamento ...‡… · pedra após essas lagoas de poderia ser uma alternativa atrativa para a remoção de sólidos em suspensão

UNIVERSIDADE FEDERAL DE PERNAMBUCO

CENTRO DE TECNOLOGIA E GEOCIÊNCIAS

DEPARTAMENTO DE ENGENHARIA CIVIL

PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM ENGENHARIA CIVIL

ÁREA DE TECNOLOGIA AMBIENTAL E RECURSOS HÍDRICOS

Filtros de pedra de fluxo horizontal como pós-

tratamento de lagoa de estabilização: remoção de

sólidos suspensos e cianobactérias

Marcus Vinicius Alves dos Santos

Recife - PE

2014

Filtros de pedra de fluxo horizontal como pós-tratamento de lagoa de

estabilização: remoção de sólidos suspensos e cianobactérias

Recife – PE

2014

Dissertação apresentada ao curso de pós-graduação

do Departamento de Engenharia Civil da

Universidade Federal de Pernambuco como

requisito parcial para obtenção do título de Mestre

em Engenharia Civil.

Área de concentração: Tecnologia ambiental e

Recursos Hídricos.

Orientadora: Prof . Drª.Maria de Lourdes Florencio

dos Santos

Marcus Vinicius Alves dos Santos

UNIVERSIDADE FEDERAL DE PERNAMBUCO

PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM ENGENHARIA CIVIL

A comissão examinadora da Defesa de Dissertação de Mestrado

FILTRO DE PEDRA DE FLUXO HORIZONTAL COMO PÓS-TRATAMENTO DE

LAGOA DE ESTABILIZAÇÃO: REMOÇÃO DE SÓLIDOS E CIANOBACTÉRIAS

defendida por

Marcus Vinicius Alves dos Santos Considera o candidato APROVADO

Recife, 17 de novembro de 2014

Banca Examinadora

___________________________________________

Prof.ª Dr.ª Maria de Lourdes Florencio dos Santos – UFPE (orientadora)

___________________________________________

Prof. Dr. Marcio Gomes Barboza - UFPE

(examinador externo)

___________________________________________

Prof.ª Dr.ª Sávia Gavazza dos Santos Pessôa – UFPE (examinadora interna)

A minha família e a todos que

contribuíram para a realização

deste trabalho.

AGRADECIMENTOS

Aos meus pais Marcos Antônio dos Santos e Nadja Alves dos Santos por ser minha

base, e por sempre demonstrar à importância da harmonia familiar, à educação, o caráter

e o respeito pelo próximo.

A minha querida e amada noiva Helena Albuquerque por ser um dos meus pilares e

presente nesta vitória e de muitas outras que hão de vir.

A minha orientadora professora Lourdinha Florencio por valiosos ensinamentos na vida

acadêmica e profissional e incentivo crucial para realização deste trabalho.

Ao professor Mario Kato por seus valiosos conselhos na vida profissional e acadêmica e

exemplo de dedicação e disciplina.

Aos professores do grupo de Pós-graduação em Tecnologia Ambiental e Recursos

Hídricos pela oportunidade de realização do curso de mestrado, pelos ensinamentos

ofertados nas disciplinas.

Ao meu grande amigo Thorsten pela amizade e ensinamento nas técnicas de biologia

molecular abordada neste trabalho.

Ao professor Renato Molica, por ter nos doado o controle positivo de microcistina para

validação da ferramenta da PCR.

A Elizabeth e Wamberto por ideias envolvidas na elaboração deste trabalho.

Aos técnicos e amigos Ronaldo Fonseca e Danúbia Freitas, que sempre foram ágeis e

disponíveis quando eu precisei de equipamentos e necessidades no laboratório.

Aos meus grandes amigos, Max Diogo, Poliana Januário, Robson Silva que estiveram

presentes comigo nas coletas de campo, nas trocas de conhecimentos sobre as análises

realizadas neste trabalho.

Aos meus amigos do LSA Bruna Alencar, Edécio Souza, Gustavo Trajano, Idayana

Marinho, Jailson Marques, Jucélia Ferreira, Juliana Moraes, Julliana Melo, Larissa

Martins, Laíse Cândido, Lucas Caetano, Luiz Silva, Mariana Silva, Mitsue Nakazawa,

Nathaly Cordeiro, Raphael Andrade, Tayane, Vasconcelos, Renê Benevides, Valéria

Trajano que me ajudaram nas trocas de conhecimentos sobre as análises realizadas neste

trabalho.

Ao amigo Luciano, operador da ETE Rio Formoso. Agradeço imensamente pelo auxílio

prestado.

As secretárias do Grupo de Saneamento Ambiental Tamilys Sandrelle, pela agilidade

com as questões financeiras, e a Andréia Negromonte, secretária do grupo de Pós -

Graduação em Engenharia Civil. Obrigada por “quebrar os galhos” com tanto bom

humor.

Agradeço de coração à “família LSA”. Obrigado por ser parte de minha jornada.

Aos órgãos de fomento: Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e

Tecnológico (CNPq), pela concessão da bolsa para realização da pesquisa, à Fundação

de Apoio ao Desenvolvimento da UFPE (FADE), e ao PRONEX pela concessão de

recursos para realização das viagens a campo.

A COMPESA (gerência regional Mata-Sul) por autorizar a realização dos estudos na

ETE Rio Formoso.

RESUMO

Sistemas de tratamento contendo lagoas de estabilização, maturação ou polimento

podem produzir elevadas densidades de fitoplancton contendo cianobactérias, que são

lançadas nos corpos d’água receptores. Muitas espécies de cianobactérias produzem

cianotoxinas que podem acarretar problemas de saúde pública. A aplicação de filtro de

pedra após essas lagoas de poderia ser uma alternativa atrativa para a remoção de

sólidos em suspensão e, por conseguinte, o fitoplancton. Entretanto, pouco se sabe sobre

a remoção de cianobactérias em filtro de pedra e nem a potencialidade de produção de

toxicidade das mesmas cultivadas nesse ambiente. No presente trabalho, avaliou-se a

eficiência de filtro de pedra de fluxo horizontal na remoção de sólidos e de

cianobactérias e da matéria orgânica residual, através da determinação de parâmetros

físico-químicos. Alem disso foi verificado, por meio e técnicas de biologia molecular, a

presença do gene mcyE, indicador de toxinas produzidas pelo gênero Microcystis sp.

Para isso foram monitorados dois filtros em paralelo durante 230 dias de experimento

com coleta a cada 15 dias. Os resultados revelam que os filtros de pedra eram

semelhantes (teste T) e foram bastante efetivos na remoção da DBO residual,

alcançando no efluente os valores de 5,0±1,4mg.L-1

para ambos os filtros. A eficiência

média de remoção de SST foi 65 % e 66% correspondendo a valores de 33±17,4 e

32±15,3 mg.L-1

para os efluentes dos filtros 1 e 2, respectivamente. Já a remoção média

do número total de células do fitoplâncton foi de 98% para ambos os filtros, com

densidade média de cianobactérias no efluente do filtro 1 de 2.464±766 cel.mL-1

e de

2.448±728 cel.mL-1

para o filtro 2, ficando muito abaixo dos limites preconizados na

resolução Conama 357/05 para as águas doces superficiais. Não foram encontrados os

gêneros específicos do gene mcyE, indicando a ausência de toxinas produzidas

porMicrocystis sp., em todas as amostras analisadas. Pode-se concluir que os filtros de

pedra são eficientes na remoção de sólidos em suspensão e cianobactérias e que, nas

condições estudadas, não favorecem o desenvolvimento de organismos com

potencialidade de produção de toxinas.

Palavras chave: Filtros de Pedra de Fluxo Horizontal. Remoção de Fitoplâncton.

Microcystis. Gene mcyE.

ABSTRACT

Treatment systems containing stabilization ponds, maturation or polishing can produce

high densities of phytoplankton containing cyanobacteria, which are released in the

receiving water bodies. Many species of cyanobacteria produce cianotoxinas that can

cause public health problems. The application of stone filter after these ponds could be

an attractive alternative for the removal of suspended solids and thereafter

phytoplankton. However, little is known for removing cyanobacteria or stone filter and

the yield potential toxicity grown in the same environment. Consequently, the present

study evaluated the efficiency of stone horizontal flow filter in removing solids and

cyanobacteria and residual organic matter, through the determination of

physicochemical parameters. Furthermore it was found by molecular biology techniques

and the presence of the indicator gene mcyE . For this were monitored for two filters in

parallel at intervals of 15 days, a total of 230 days experiment. The results reveal that

the stone filters were similar (t test) and were quite effective in removing residual BOD,

reaching values in the effluent of 5 ± 1.4 mg.L-1

for both filters. Regarding the removal

of solids, the average TSS removal efficiency was 65% and 66% for the filter 1 and 2,

respectively, reaching values of 3 ±17.4 and 32±15.3 mg.L-1

for the filters 1 and 2,

respectively. The mean total number of removal of phytoplankton cells was 98% for

both filters, with a mean density of cyanobacteria in the effluent of the filter 1

2.464±766 cel.mL-1 and 2.448±728-cel.mL filter 2, getting far below the limits

recommended in the Resolution CONAMA 357/05 for surface freshwaters. No gender-

specific mcyE gene, indicating the absence of toxins produced by the genus Microcystis

sp. found. In all samples. It can be concluded that the stone filters are effective in

removing suspended solids and cyanobacteria, and that the studied conditions do not

favor the development of organisms with the potential production of toxins.

Keywords: Filters Stone Horizontal Flow. Removal of Phytoplankton. Microcystis;

mcyE Gene.

LISTA DE FIGURAS

Figura 1 - Localização geográfica da área de estudo ................................................................. 33

Figura 2 - Desenho esquemático do sistema da Estação de Tratamento de Esgoto de Rio

Formoso - PE. .............................................................................................................................. 34

Figura 3 - Localização dos pontos de coleta nos filtros de pedra. .............................................. 37

Figura 4 - Protocolo Amplificação Domínio Bactéria ............................................................... 45

Figura 5 - Protocolo de amplificação do filo Cyanobactéria ...................................................... 46

Figura 6 - Protocolo de amplificação da toxina microcistina. ..................................................... 47

Figura 7 - Precipitação total referente aos meses de monitoramento ......................................... 50

Figura 8 - Variação do pH no afluente, ponto médio dos filtros de pedra e efluente dos filtros de

pedra. ........................................................................................................................................... 52

Figura 9 - Variação da temperatura no afluente, ponto médio dos filtros de pedra e efluente ... 53

Figura 10 - Variação do oxigênio dissolvido no afluente, ponto médio dos filtros de pedra e

efluente dos filtros de pedra. ....................................................................................................... 55

Figura 11 - Variação da condutividade elétrica no afluente, ponto médio dos filtros de pedra e


Figura 12 - Variação da alcalinidade total no afluente, ponto médio dos filtros de pedra e


Figura 13 - Variação da demanda química de oxigênio total no afluente, ponto médio dos filtros

de pedra e efluente dos filtros de pedra. ...................................................................................... 59

Figura 14 - Eficiência da demanda química de oxigênio total em todo período do estudo ...... 59

Figura 15 - Variação da demanda química de oxigênio filtrada no afluente, ponto médio dos

filtros de pedra e efluente dos filtros de pedra. ........................................................................... 60

Figura 16 - Variação da demanda química de oxigênio particulada no afluente, ponto médio dos


Figura 17 - Variação da demanda bioquímica de oxigênio total no afluente, ponto médio dos


Figura 18 - Eficiência da demanda bioquímica de oxigênio total em todo período do estudo. . 63

Figura 19 - Variação da demanda bioquímica de oxigênio filtrada no afluente, ponto médio dos


Figura 20 - Variação da demanda bioquímica de oxigênio particulada no afluente, ponto médio

dos filtros de pedra e efluentes dos filtros de pedra. ................................................................... 65

Figura 21 - Variação de nitrogênio total de Kjeldahl no afluente, ponto médio dos filtros de

pedra e efluente. .......................................................................................................................... 67

Figura 22 - Variação de nitrogênio amoniacal no afluente, ponto médio dos filtros de pedra e


Figura 23 - Variação de nitrito no afluente, ponto médio dos filtros de pedra e efluente dos

filtros de pedra. ............................................................................................................................ 71

Figura 24 - Variação de nitrato no afluente, ponto médio dos filtros de pedra e efluente dos

filtros de pedra. ............................................................................................................................ 72

Figura 25 - Variação de fósforo total no afluente, ponto médio dos filtros de pedra e efluente

dos filtros de pedra. ..................................................................................................................... 74

Figura 26 - Variação de ortofosfato no afluente, ponto médio dos filtros de pedra e efluente dos

filtros de pedra. ............................................................................................................................ 75

Figura 27 - Variação da coloração da turbidez entre o afluente e efluente dos filtros de pedra de

fluxo horizontal. .......................................................................................................................... 76

Figura 28 - Variação de turbidez no afluente, ponto médio dos filtros de pedra e efluente dos

filtros de pedra. ............................................................................................................................ 77

Figura 29 - Variação de Sólidos Suspensos totais no afluente, ponto médio dos filtros de pedra

e efluente dos filtros de pedra. .................................................................................................... 78

Figura 30 - Variação de Sólidos Suspensos voláteis no afluente, ponto médio dos filtros de

pedra e efluente dos filtros de pedra. ........................................................................................... 79

Figura 31 - Variação de número total de células no fitoplâncton encontrado no afluente, ponto

médio dos filtros de pedra e efluente dos filtros de pedra. .......................................................... 80

Figura 32 - Variação temporal dos parâmetros: a) Turbidez (NTU); b) Fitoplâncton total

(Cél.mL-1

); c) pH; d) Temperatura (°C), e) SST (mg.L1), f) Ortofosfato (mg.L

-1) ; g) N.

amoniacal (mg.L-1

), afluente e efluente do Filtro 1 e Filtro 2 na ETE Rio Formoso- PE, no

período de outubro de 2013 a junho de 2014. ............................................................................. 84

Figura 33 - Variação temporal dos parâmetros: a) Temperatura (°C), e) SST (mg.L1), f)

Ortofosfato (mg.L-1

) ; g) N. amoniacal (mg.L-1

), afluente e efluente do Filtro 1 e Filtro 2 na ETE

Rio Formoso- PE, no período de outubro de 2013 a junho de 2014. .......................................... 85

Figura 34 - Relação dos táxons identificados no fitoplâncton durante o período do estudo. ..... 86

Figura 35 - Abundância relativa do fitoplâncton durante o perído do estudo. ........................... 91

Figura 36 - Distribuição relativa média das densidades de cianobactérias no afluente e efluente

do filtro 1 e filtro 2 no período do estudo.................................................................................... 94

Figura 37 - Resultado da PCR com as amplificações das bandas para o domínio Bactéria. ...... 95

Figura 38 - Perfil de bandas de DGGE das amostras de bactérias. ............................................ 96

Figura 39 - Ferramenta da PCR visando à visualização da intensidade das bandas de

cianobactérias .............................................................................................................................. 98

Figura 40 - Perfil de bandas de DGGE das amostras de cianobactérias. ................................. 100

Figura 41 - Bandas recortadas para reamplificação e posterior sequenciamento ..................... 101

Figura 42 - Gel com amplificação do primer mcyE para microcistina realizada nas amostras

durante o período do estudo. ..................................................................................................... 103

LISTA DE TABELAS

Tabela 1 - Dados de projeto do reator UASB e lagoa de polimento da ETE Rio Formoso – PE. . 35

Tabela 2 - Dados de projeto dos Filtros de Pedra Percolador na ETE Rio Formoso – PE. ....... 35

Tabela 3 – Carga orgânica volumétrica (COV) apresentada no filtro 1 ..................................... 36

Tabela 4 – Carga orgânica volumétrica (COV) apresentada no filtro 2 ...................................... 36

Tabela 5 Parâmetros analisados em campo ................................................................................ 38

Tabela 6 Parâmetros de campo analisados em laboratório e seus respectivos métodos

analíticos ..................................................................................................................................... 39

Tabela 7 - Concentração final do DNA encontrada nas amostras durante o estudo no

procedimento da extração e seus respectivos graus de pureza. ................................................... 43

Tabela 8 - Referência das soluções empregadas na PCR. ......................................................... 44

Tabela 9 – Planejamento para a Reação em Cadeia Polimerase (PCR) para Domínio Bactéria44

Tabela 10 - Planejamento para a Reação em Cadeia Polimerase (PCR) para Domínio

Cyanobacteria. ............................................................................................................................. 45

Tabela 11 -– Planejamento para a Reação em Cadeia Polimerase (PCR) para gene microcistina

..................................................................................................................................................... 46

Tabela 12 - Primers utilizados para a PCR ................................................................................. 47

Tabela 13 - Condições para a formação do gradiente para a eletroforese em gel de gradiente

desnaturante para bactéria. .......................................................................................................... 49

Tabela 14 – Condições para a formação do gradiente para a eletroforese em gel de gradiente

desnaturante para cianobactéria. ................................................................................................. 49

Tabela 15 - Referência dos equipamentos utilizados na PCR e DGGE ..................................... 49

Tabela 16 - Resumo estatístico para o pH nos pontos: afluente, ponto médio dos filtros de perda

e efluente dos filtros de pedra. .................................................................................................... 52

Tabela 17 - Resumo dos resultados das variáveis estatísticos para temperatura nos pontos:

afluente, ponto médio dos filtros e efluente dos filtros de pedra................................................. 53

Tabela 18 - Resumo estatístico para o oxigênio dissolvido nos pontos: afluente, ponto médio

dos filtros e efluente dos filtros de pedra .................................................................................... 55

Tabela 19 - Resumo estatístico para a condutividade elétrica nos pontos: afluente, ponto médio


Tabela 20 - Resumo estatístico para a alcalinidade total nos pontos: afluente, ponto médio dos

filtros e efluente dos filtros de pedra ........................................................................................... 57

Tabela 21 - Resumo estatístico para a demanda química de oxigênio total nos pontos: afluente,

ponto médio dos filtros e efluente dos filtros de pedra ............................................................... 59

Tabela 22 - Resumo estatístico para a demanda química de oxigênio filtrada nos pontos:


Tabela 23 - Resumo estatístico para a demanda química de oxigênio particulada nos pontos:


Tabela 24– Resumo estatístico para a demanda bioquímica de oxigênio total nos pontos:


Tabela 25 - Resumo estatístico para a demanda bioquímica de oxigênio filtrada nos pontos:


Tabela 26 – Resumo estatístico para a demanda bioquímica de oxigênio particulada nos

pontos: afluente, ponto médio dos filtros e efluente dos filtros de pedra. ................................... 65

Tabela 27 – Resumo estatístico para nitrogênio total de Kedjhal nos pontos: afluente, ponto

médio dos filtros e efluente dos filtros de pedra ......................................................................... 67

Tabela 28 - Resumo estatístico para nitrogênio amoniacal nos pontos: afluente, ponto médio


Tabela 29 - Resumo estatístico para nitrito nos pontos: afluente, ponto médio dos filtros de

pedra e efluente dos filtros de pedra ............................................................................................ 71

Tabela 30 - Resumo estatístico para nitrato nos pontos: afluente, ponto médio dos filtros e

efluente. ....................................................................................................................................... 73

Tabela 31 - Resumo estatístico para fósforo total nos pontos: afluente, ponto médio dos filtros e

efluente. ....................................................................................................................................... 74

Tabela 32 - Resumo estatístico para ortofosfato nos pontos: afluente, ponto médio dos filtros e

efluente. ....................................................................................................................................... 75

Tabela 33 - Resumo estatístico para turbidez nos pontos: afluente, ponto médio dos filtros de

perda e efluente dos filtros de pedra. ........................................................................................... 77

Tabela 34– Resumo estatístico para sólidos suspensos totais nos pontos: afluente, ponto médio

dos filtros e efluente dos filtros de pedra. ................................................................................... 78

Tabela 35 - Resumo estatístico para sólidos suspensos voláteis nos pontos: afluente, ponto

médio dos filtros e efluente dos filtros de pedra. ........................................................................ 79

Tabela 36 – Resumo estatístico número total de células no fitoplâncton nos pontos: afluente,

ponto médio dos filtros e efluente dos filtros de pedra. .............................................................. 80

Tabela 37 - Relação dos táxons identificados no fitoplâncton do afluente do filtro de pedra de

fluxo horizontal durante o período de amostragem. .................................................................... 87

Tabela 38 -Frequência de ocorrência (%) dos táxons identificados no afluente e efluente na

ETE Rio Formoso- PE, no período de outubro de 2013 a junho de 2014. .................................. 92

Tabela 39 - Amostras utilizadas em seu determinado período e pontos caracterizados na

formação do gel da DGGE para bactéria .................................................................................... 97


formação do gel da DGGE para cianobactéria. ......................................................................... 101

Tabela 41 - Amostras utilizadas no determinado período do estudo e pontos caracterizados na

formação do gel de ureia e formamida para a DGGE A (bactéria) e B (cianobactéria). ........... 102


formação do gel da PCR para microcistina. .............................................................................. 103

LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS

AA - Acrilamida

APS – Persulfato de Amônia

APAC – Agência Pernambucana de Águas e Clima

CONAMA – Conselho Nacional de Meio Ambiente

COMPESA – Companhia Pernambucana de Saneamento

COV – Carga orgânica volumétrica

DBO – Demanda bioquímica de oxigênio

DQO – Demanda química de oxigênio

DGGE – Eletroforese em gel de gradiente desnaturante

DNA – Ácido desoxirribonucleico

EDTA – Sal dihidratado dissódico

ETE – Estação de tratamento de esgoto

IBGE – Instituto Brasileiro de Geografia

NTK – Nitrogênio total de Kjeldahl

OD – Oxigênio dissolvido

PCR – Reação em cadeia da polimerase

pH – Potencial hidrogeniônico

PROSAB – Programa de Pesquisas em Saneamento Básico

RNA – Ácido ribonucleico

SST – Sólidos suspensos totais

SSV – Sólidos suspensos voláteis

TEMED - Tetrametilinediamina

UASB – Upflow Anaerobic Sludge Blanket

UF – Ureia e formamida

SUMÁRIO

1 INTRODUÇÃO................................................................................................................16

2 OBJETIVOS.....................................................................................................................18

2.1 Objetivo Geral..................................................................................................................18

2.2 Objetivos Específicos........................................................................................................18

3 REVSÃO DA LITERATURA.........................................................................................19

3.1 Lagoa de estabilização visando o tratamento de esgotos sanitários.............................19

3.2 Importância para o pós-tratamento de efluentes de lagoas de estabilização..............20

3.3 Filtros de pedra como pós-tratamento de efluentes em lagoa de estabilização..........21

3.4 Fatores que afetam a remoção de algas por filtros de pedra........................................23

3.5 Importância das cianobactérias nos sistemas de tratamento de efluentes..................24

3.6 Biofilme..............................................................................................................................27

3.7 Técnicas da biologia molecular utilizadas nos filtros de pedra....................................28

4 MATERIAIS E MÉTODOS............................................................................................33

4.1 Caracterização da área experimental.............................................................................33

4.1.1 Município de Rio Formoso................................................................................................33

4.1.2 Descrição das unidades de tratamento da ETE – Rio Formoso.........................................34

4.2 Monitoramento do sistema..............................................................................................36

4.3 Variáveis físico-químicas.................................................................................................38

4.3.1 Parâmetros em campo.......................................................................................................38

4.3.2 Análises físico-químicas em laboratório...........................................................................38

4.4 Variáveis biológicas.........................................................................................................39

4.4.1 Análise qualitativa do fitoplâncton...................................................................................39

4.4.2 Análise quantitativa do fitoplâncton.................................................................................39

4.4.3 Densidade específica........................................................................................................40

4.4.4 Riqueza, abundância relativa e frequência de ocorrência.................................................40

4.5 Tratamento estatístico dos dados..................................................................................41

4.6 Ferramentas da biologia molecular aplicadas............................................................41

4.6.1 Extração do DNA Genômico..........................................................................................41

4.6.2 Reação em Cadeia da Polimerase (PCR).........................................................................43

4.6.3 Eletroforese em Gel com Gradiente Desnaturante (DGGE)...........................................48

5 DISCUSSÃO E RESULTADOS..................................................................................50

5.1 Precipitação....................................................................................................................50

5.2 Avaliação do comportamento dos parâmetros físico-químicos.................................51

5.2.1 pH....................................................................................................................................52

5.2.2 Temperatura......................................................................................................................53

5.2.3 Oxigênio dissolvido..........................................................................................................54

5.2.4 Condutividade...................................................................................................................55

5.2.5 Alcalinidade Total............................................................................................................56

5.3 Remoção da matéria orgânica...................................................................................57

5.3.1 Demanda química de oxigênio total, filtrada e particulada..............................................57

5.3.2 Demanda bioquímica total, filtrada e particulada.............................................................62

5.4 Nutrientes........................................................................................................................66

5.4.1 Nitrogênio Total de Kjeldahl (NTK)................................................................................66

5.4.2 Nitrogênio Amoniacal......................................................................................................67

5.4.3 Nitrito...............................................................................................................................69

5.4.4 Nitrato...............................................................................................................................71

5.4.5 Fósforo total......................................................................................................................73

5.4.6 Ortofosfato........................................................................................................................74

5.5 Turbidez e sólidos suspensos........................................................................................76

5.5.1 Turbidez............................................................................................................................76

5.5.2 Sólidos suspensos totais...................................................................................................77

5.5.3 Sólidos suspensos voláteis...............................................................................................78

5.6 Remoção de fitoplâncton................................................................................................79

5.7 Biologia molecular..........................................................................................................94

5.7.1 Bactérias...........................................................................................................................94

5.7.2 Cianobactéria.....................................................................................................................97

5.8 Toxina.............................................................................................................................102

6 CONSIDERAÇÕES FINAIS .......................................................................................105

RECOMENDAÇÕES....................................................................................................107

REFERÊNCIAS............................................................................................................108

APÊNDICE....................................................................................................................122

16

1INTRODUÇÃO

O saneamento básico no Brasil expõe um déficit persistente referente à coleta e

tratamento de esgoto sanitário. O Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística (IBGE),

através dos dados da Pesquisa Nacional por Amostras de Domicílios (IBGE, 2011)

demonstrou que o Brasil avançou pouco na questão da coleta de esgoto nos últimos

anos. De acordo com a pesquisa, o número de domicílios beneficiados pela rede

coletora de esgoto aumentou no país, entre 2009 e 2011, contudo o sistema ainda atende

a apenas 54,9% das residências. Os esgotos sanitários lançados nos corpos hídricos sem

um tratamento adequado podem acarretar problemas com a saúde humana, qualidade da

água para consumo e recreação e estimular a eutrofização por florações de

cianobactérias (CHORUS; BARTRAM, 1999).

Dentre os tipos de tratamento de esgotos aplicados no Brasil, especificamente em

Pernambuco, destaca-se o tratamento de esgotos por lagoas de estabilização por ser

economicamente viável à região em virtude da adaptação ao clima, disponibilidade de

áreas, à redução de custo na simplicidade de manutenção e operação, estabilização da

matéria orgânica presente pela atividade de bactérias aeróbicas e anaeróbicas e grande

eficiência na transformação de matéria orgânica em biomassa algal.

(MARA;PEARSON, 1986; KELLNER; PIRES, 1998; GODOY, 2007; GONÇALVES

2008).

No entanto, os efluentes de lagoas de estabilização apresentam alta turbidez, nutrientes e

sólidos suspensos, com um fitoplancto rico em cianobactérias. Muitas espécies de

cianobactérias são capazes de liberar toxinas (metabólitos secundários) que podem

causar dano à saúde humana, desde dermatite, morte por parada respiratória e problemas

hepáticos (LEFLAVIE; TEM-HAGE, 2007). Dentre as toxinas liberadas pelas

cianobactérias se encontra a microcistina produzidas por algumas espécies do gênero

Microcystis (INDERJIT; DAKSHINI, 1994; CARMICHAEL, 1997; AZEVEDO et al.,

2002;CHRISTIANSEN et. al., 2003). Vale salientar que a toxicidade não é um traço

específico de uma espécie específica, pois muitas espécies contêm cepas tóxicas e não

tóxicas (DITTMAN et al. 1996, PIMENTEL, 2009).

17

Em meados de 2003, ocorreram denúncias ao Ministério Público, relacionada à possível

contaminação do corpo receptor pelo efluente tratado, quando o sistema era composto

por um conjunto de três reatores UASB, seguido de uma lagoa de estabilização. A

companhia Pernambucana de Saneamento (COMPESA), responsável pela

administração da estação de tratamento, executou em meados de 2005 uma reforma na

ETE Rio Formoso para inclusão de um pós-tratamento para a lagoa de estabilização

para remoção de algas por meio de um conjunto de filtros de pedra de fluxo horizontal.

Neste sentido, com a finalidade de monitorar a eficiência do fitoplâncton após o

tratamento pelos filtros de pedra de fluxo horizontal foram feitos estudos anteriores por

Martins (2012), Paiva (2012) e Barbosa (2013) que à aplicação de filtro de pedra após

lagoas de estabilização poderia ser uma alternativa atrativa para a remoção de sólidos

em suspensão e, por conseguinte, o fitoplâncton. Entretanto, pouco se sabe sobre a

remoção de cianobactérias em filtro de pedra, e nem a potencialidade de produção de

toxicidade das mesmas cultivadas nesse ambiente.

Uma técnica da biologia molecular que auxilia na identificação de certos gêneros de

cianobactérias perigosas à saúde humana, por exemplo, é a reação em cadeia da

polimerase (PCR) que têm a sua finalidade de amplificar a sequência alvo através de

protocolos sensíveis e específicos para detecção de determinados microrganismos.

Por conseguinte, a eletroforese em gel de gradiente desnaturante (DGGE), um

mecanismo conveniente para caracterizar comunidades microbianas com alto grau de

complexidade (MUYZER et al., 1993), além de permitir estudos relativamente rápidos

e simples em relação à variabilidade espaço-temporal da determinada população.

Dessa forma, o presente trabalho tem o objetivo dar continuidade aos estudos de pós-

tratamento de lagoas de estabilização por os filtros de pedra de fluxo horizontal iniciado

por Martins (2014), focando a sua eficiência na remoção de sólidos suspensos e

cianobactérias, como também caracterizando o comportamento da comunidade

fitoplanctônica por meio de parâmetros físico-químicos e técnicas da biologia molecular

para presença do gene mcyE como indicador de microcistina.

18

2 OBJETIVOS

2.1 Objetivo geral

Avaliar a remoção de sólidos suspensos e cianobactérias em filtros de pedra de fluxo

horizontal, contemplando a identificação da potencialidade para presença do gene mcyE

indicador de microcistina.

2.2 Objetivos específicos

Determinação da eficiência em cada filtro de pedra estudado em termos dos

parâmetros físico-químicos;

Identificação da potencialidade de produção de toxinas pelas cianobactérias

presentes, por meio da identificação do gene mcyE produtor da toxina (PCR

específica);

Análise do comportamento da comunidade bacteriana e cianobacteriana no

afluente, ponto médio dos filtros e efluente por meio da amplificação do gene

16S rRNA (Técnica de PCR e DGGE);

19

3 REVISÃO DA LITERAURA

3.1 Lagoa de estabilização visando o tratamento de esgotos sanitários

A utilização das lagoas de estabilização é inserida convenientemente em região de clima

tropical, que proporciona uma alta taxa de radiação solar. Deste modo, as condições

climáticas influenciam nas velocidades da fotossíntese por algas e cianobactérias, além

de proporcionar temperaturas ideais a decomposição bacteriana, solubilidade e

transferência de gases.

Lagoas de estabilização são caracterizadas por tratamento predominantemente

biológico, dependente da ação de microrganismos presentes para a depuração da água

residuária. Entretanto a estabilização da matéria orgânica cerca primeiramente por

processos físico-químicos coerente na sedimentação dos sólidos sedimentáveis e

coloidais e na decomposição dos sólidos dissolvidos. Em seguida os processos

biológicos atuarão na etapa derradeira na estabilização da matéria orgânica, tal como, a

degradação anaeróbia dos sólidos sedimentados e a degradação aeróbia ou facultativa

do material dissolvido (FALCO, 2005).

A primeira referência da idealização de uma lagoa de estabilização foi nos Estados

Unidos na cidade de San Antonio, Texas, em 1901 (EPA, 1983).

A Austrália foi precursora nas pesquisas abrangente do uso de lagoas como um sistema

de tratamento de esgotos. O primeiro projeto contemplado foi um sistema mesclado por

uma lagoa anaeróbia seguida de uma facultativa. Essa configuração ficou conhecida

como modelo “australiano” (KELLNER; PIRES, 1998).

No Brasil, em meados da década de 60, foi executado o primeiro sistema de tratamento

de esgotos por lagoa de estabilização em São José dos Campos (SP). Delineado por um

sistema do tipo australiano com duas lagoas em série, a primeira anaeróbia

posteriormente de uma facultativa (JORDÃO; PESSOA, 1995).

A adoção de sistemas de tratamento através de lagoas de estabilização transfigurou-se

em alta aceitabilidade em comunidade de porte pequeno e médio, uma vez que sua

construção e baixo custo operacional concede uma vantagem financeira.

20

Muitos autores contestam as vantagens e desvantagens para o aproveitamento das

lagoas de estabilização como estratégias de recuperação de águas residuárias. Entre os

benefícios estão: à simplicidade na construção, operação e manutenção do sistema;

baixo custo operacional; elevada qualidade microbiológica do efluente final e grande

eficiência da matéria orgânica transformada em biomassa algal (WRIGLEY; TOERIEN,

1990; MIDDLEBROOKS, 1995 e KELLNER; PIRES, 1998).

Contudo, a lagoa de estabilização apresenta algumas desvantagens, tais como: (i)

desprendimento de maus odores quando operadas com sobrecarregas; (ii) alta

concentração de sólidos suspensos (SS); (iii) elevada demanda bioquímica de oxigênio

(DBO) em seu efluente proporcionada pela alta concentração de algas e por fim, (iv)

custo associado à necessidade de grandes áreas (MARA, 2008).

Neste sentido, o efluente da lagoa de estabilização necessita de um polimento.

Diferentes alternativas podem ser empregadas, tais como: filtros de areia, filtros de

pedra e filtros plantados com macrófitas - constructed wetlands (MIDDLEBROOKS,

1995; SAIDAM et al., 1995; JOHNSON;MARA, 2002; PHILIPPI;SEZERINO, 2004).

3.2 Importância para o pós-tratamento de efluentes de lagoas de estabilização

Elevada quantidade de algas e nutrientes, tal como nitrogênio e fósforo, presentes no

efluente de uma lagoa de estabilização sendo liberado ao corpo receptor sem nenhuma

tratamento específico pode provocar o fenômeno da eutrofização em mananciais.

Elevadas densidades de algas no efluente em sistemas de lagoas de estabilização

provoca alarmante preocupação, e a utilização de lagoas de maturação e polimento após

processos de tratamento intensificou a utilidade de controlar as algas no efluente

(CRITES et al., 2006).

De acordo com Branco (1978) próximo a entrada da lagoa de estabilização predominam

os gêneros flagelados, tais como Lepolincis, Chlamydomonas e Phacus. Na região mais

distante da entrada, em que a matéria orgânica demonstra-se degradada, revelam a

dominância das algas verdes (clorofíceas), por exemplo: Chlorella, Chlorococcum,

Actinastrum e Golenkinia e cianobactérias, tal como, o gênero Microcystis.

21

Por estes aspectos relacionados à remoção de algas despejadas em corpos receptores

apresentam discussões motivadas principalmente à problemática da produção e

liberação de toxinas que podem afetar a saúde humana, tanto pela ingestão de água,

consumo de animais contaminados ou ainda pelo contato em atividades de recreação no

ambiente (CHORUS; BARTRAM, 1999).

Problemas aliados ao fornecimento de nutrientes e algas nos efluentes de lagoas de

estabilização sem tratamento evidência a necessidade de adequar o efluente para o

controle e remoção de nitrogênio e fósforo precavendo a introdução de novas espécies

de algas e cianobactérias. Assim, o pós-tratamento de águas residuárias por meio da

filtração com o auxílio de material suporte, tal como pedras para remoção das algas

pode ser uma opção a ser explorada.

3.3 Filtros de pedra como pós-tratamento de efluentes em lagoa de estabilização

Os filtros são arranjos atribuídos por estratos de pedras, expondo granulometria entre 75

a 200 mm (EPA, 2002) e tem como seu principal objetivo a remoção de algas e sólidos

encontrados no efluente de lagoa de estabilização.

Os filtros podem ser de fluxo vertical ou horizontal. Os filtros de fluxo vertical

concebem melhor desempenho em relação aos filtros de fluxo horizontal, contudo a

maioria dos sistemas operacionais delineados é do tipo fluxo horizontal, com o leito de

pedras instalado no final do sistema, após a lagoa de estabilização (EPA, 2002).

Os filtros de pedra com escoamento horizontal associados às lagoas de estabilização,

adotam parâmetros de dimensionamento uma carga aplicada de sólidos em suspensão

em torno de 44gSS.m3

.d-1

e taxas hidráulicas volumétrica variando de 0,30 a

0,50m3

.m3

.d-1

, podendo atingir reduções de 60% para SS e para a demanda química de

oxigênio - DQO (SAIDAM et al., 1995).

A concepção de filtro em pedra foi expandida no início da década de 70 em Kansas,

EUA (EPA, 2002). Foi estudada a remoção de algas por filtros de pedra utilizando dois

filtros com leito de pedra, com profundidade de 1,5 m e diâmetros de 1,30 cm no

primeiro e 2,5 cm no segundo. A taxa de aplicação hidráulica variou de 0,40 m3.m

3.d

-1

até 1,20 m3.m

3.d

-1, no verão e inverno, na devida ordem . Com este conhecimento foi

22

concluído que os filtros de pedra poderiam atender a requisitos de 30 mg.L-1

DBO

(MIDDLEBROOKS, 1988).

Em 1975, na cidade de Veneta, no Estado de Oregon, um filtro de pedra de fluxo

vertical ascendente foi construído para atender uma vazão de 757 m3.d

-1. As

granulometrias das pedras eram de 75 a 200 mm, com percentual de porosidade de 42%.

(EPA, 1983). O filtro apresentou um efluente máximo diário limitado a 20 mg.L-1

em

termos de DBO5 e SS, a taxa de aplicação de 0,30 m3/m

3d

-1, de acordo com EPA

(1983).

Em 1975, outro filtro de pedra foi construído, na Califórnia, Missouri, com uma taxa de

aplicação hidráulica de 0,25 m3.m

3d

-1. O efluente do filtro apresentava uma

concentração média de DBO de 21 mg.L-1

e SS de 22 mg.L-1

, para um afluente com 69

mg.L-1

de SS, segundo EPA (1983).

Middlebrooks (1995), em seu estudo apresentou as principais vantagens as principais

dos filtros de pedras, os custos de construção relativamente baixos e a operação simples.

Problemas de maus odores podem ocorrer, e a vida útil dos filtros e os procedimentos

de limpeza ainda não foram estabelecidos.

Von Sperling et al. (2007), avaliaram a influência de diferentes granulometrias (3 a 10

cm e 8 a 20 cm) e taxas hidráulicas (0,5 e 1,0 m3.m

3.d

-1) em filtros de pedra de

escoamento horizontal integrados dentro de lagoas de polimento. Os autores observaram

que o filtro com menor granulometria demonstrou melhor desempenho, assim como a

menor taxa utilizada, e ressaltaram que após dois anos de funcionamento não houve

colmatação do leito filtrante e a perda de carga nos filtros era desprezível.

Onyeka e Ochieng (2010), em seu estudo argumentaram que os filtros grosseiros de

fluxo horizontal apresentam como principais vantagens: comprimento do filtro ilimitado

e simples layout; grande capacidade de armazenamento de lodo; redução de sólidos da

superfície do meio filtrante; menos sensível a alteração na taxa de filtração.

Os filtros grosseiros (roughing filters) apresentam rocha ou cascalho como material

suporte, sendo utilizado para reduzir níveis de turbidez, tal como filtração lenta ou

filtração por membrana (WTPC, 2004).

23

Segundo Ahsan (1996), apresenta redução de turbidez variando de 70% até 90%. No

estudo de Onyeka e Ochieng (2010) os filtros de pedra grosseiros atingem redução de

sólidos suspensos na faixa de 50 a 70%. A desvantagem está relacionada a

procedimentos de limpeza e às vezes requer uma grande área de terra para o tratamento.

A remoção de sólidos suspensos por filtros grosseiros oferece um tratamento superior

aos métodos básicos de sedimentação e representa uma alternativa atraente para os

métodos convencionais mais caros, tal como o método de coagulação (PATIL et. al.,

2012).

Schnoor (1996) afirma que o parâmetro de sólidos em suspensão é considerado como o

terceiro parâmetro mais importante na caracterização da poluição das águas, precedido

apenas pela demanda bioquímica de oxigênio (DBO) e pelo nitrogênio amoniacal (N-

NH4

+), pois estes sólidos presentes nestas águas acrescentam a demanda de oxigênio,

por conseguinte elevam a turbidez. Proporcionando alteração ao habitat da biota

aquática.

A utilização de filtros de pedra podem representar uma ascensão considerável

naproblemática em relação a produção das algas, assim proporcionando a redução e

adequando efluentes do sistema ao corpo receptor.

A elevada concentração de nitrogênio amoniacal nos efluentes dos filtros de pedra pode

inibir a aplicação deste sistema. Como também os filtros de pedra apresenta produção

de gás sulfídrico durante o verão provocando mau odor quando os filtros tornam-se

anaeróbios (MIDDLEBROOKS,1995).

3.4 Fatores que afetam a remoção de algas por filtros de pedra

O delineamento, os arranjos e altos custos para o tratamento de águas

residuáriasassumem grande importância em relação à remoção das algas planctônicas

encontrados no efluente de uma lagoa de estabilização antes de conduzi-la para o corpo

receptor final (KOTHANDARAMAN; EVANS, 1972).

O fitoplâncton rico em algas e cianobactérias são de suma importância na condução de

vários processos em lagoas de estabilização, já que a sua concentração é mais elevado

do que a de bactérias, deste modo, corroborando que tais lagoas apresentem uma

24

coloração esverdeada. Por esta importância é necessária o conhecimento de sua

ecologia, tal como sua interação com o meio, esclarecendo um entendimento intrínseco

e acessível às práticas de engenharia na parte operacional, assim proporcionando a

redução de custos.

Além disso, a eficiência do tratamento do efluente está intrinsicamente associado às

comunidades das algas presentes (CHRISTENSON; SIMS, 2011; ELAND 2012).

A diversidade das algas em lagoas de estabilização pode ser induzida por fatores

abióticos (temperatura e intensidade luminosa), matéria orgânica, vazão e tamanho da

lagoa. Reynolds (1987) relata que além da temperatura e intensidade luminosa, a

composição de espécies fitoplânctonicas pode ser influenciada por parasitas, herbívoros

e substâncias tóxicas.

Eland (2012), em seu estudo, argumenta em relação à propagação das algas é

indispensável uma carga orgânica relativamente baixa geralmente na faixa de 8 - 40 kg

DBO5/ha.d-1

. “A promoção do desenvolvimento de algas é importante para geração de

oxigênio dissolvido através da fotossíntese, que será utilizado pelas bactérias para

remoção da matéria orgânica” (PAIVA, 2012).

A granulometria da pedra no material suporte poderá afetar na redução das algas nesses

filtros. Alguns autores argumentam efeito do tamanho da pedra podem estar relacionado

ao fator da taxa hidráulica (MIDDLEBROOKS, 1988; SAIDAM et al., 1995; VON

SPERLING et al., 2007).

De acordo com Short (2008), as espécies de algas mais encontradas em lagoas de

estabilização são a Chlorella, Chlamydomonas e Scenedesmus reduz o polimento de

efluentes de lagoas, em consequência ao pequeno tamanho diminuto (3 a 30 μm) e

elevadas concentrações dessas espécies.

3.5. Importância das cianobactérias nos sistemas de tratamento de efluentes

A elevada potencialidade das atividades antropogênicas e má condução dos recursos

hídricos tem evidenciado a aceleração da eutrofização dos ambientes aquáticos,

resultando a proliferação excessiva das algas e cianobactérias, assim evidencia a

25

deterioração da qualidade da água e por fim, acarretando prejuízos à saúde pública,

ecológico e sócio econômico.

Segundo Gonçalves (2008), além do aumento da matéria orgânica no efluente, alguns

gêneros de cianobactérias são potencialmente produtoras de metabólitos secundários

com ação tóxica, evento que pode acentuar problemas de saúde pública, quando

lançados em corpos hídricos.

O efluente das lagoas de estabilização apresenta como característica alta concentração

de nutrientes (N e P), assim poderá proporcionar condições susceptíveis a florações de

algas e cianobactérias, e consequentemente liberação de suas toxinas (CRUZ et al.,

2005).

“Algumas cianobactérias filamentosas formam células especializadas denominadas

heterocistos, que são arredondadas, geralmente aumentadas e distribuídas de forma

regular ao longo de um filamento” (MADIGAN et al., 2010).

Um terço das espécies de cianobactérias é capaz de fixar o nitrogênio molecular e

muitas delas possuem uma estrutura especial, o heterocisto, que é uma célula

diferenciada e adaptada para este processo (OBERHOLSTER et al., 2003).

O aspecto prejudicial das florações de cianobactérias em um contexto ambiental começa

com uma perda da claridade da água, que suprime macrófitas aquáticas e afetando

negativamente habitat de invertebrados e peixes.

Kuiper-Goodman et al. (1999) descreveu casos de doenças provocadas por cianotoxinas

em humanos no início da década de 30. Tais eventos foram ocorridos após maciças

florações de cianobactérias e foi tratado com sulfato de cobre, o que fez com que às

células apresentassem a lise celular, por fim provocando à liberação das toxinas

intracelulares. Enquanto as toxinas são liberadas em todas as fases de sua vida,

cianobactérias senescentes e aquelas mortas por sulfato de cobre liberam quantidades

excessivas de toxinas que podem ser difíceis de remover por tratamento de água

potável.

Várias mortes ocorreram por causa de cianobactérias em Caruaru no estado de

Pernambuco. A água utilizada na hemodiálise foi contaminada por microcistina e dentre

26

126 pacientes em hemodiálise, 100 apresentaram problemas no fígado e resultando 60

mortes por insuficiência hepática (falência na atividade do fígado) .

Aquino et al. (2011) argumenta que já foi registrada a ocorrência de pelo menos 20

espécies de cianobactérias potencialmente tóxicas, incluídas em 14 gêneros, em

diferentes ambientes aquáticos brasileiros. Esses autores afirmam que a espécie M.

aeruginosa apresenta a distribuição mais ampla no Brasil e Anabaena é o gênero com o

maior número de espécies potencialmente tóxicas (A. circinalis, A. flosaquae, A.

planctonica, A. solitaria e A. spiroides).

As toxinas de cianobactérias, como também conhecidas por cianotoxinas e agrupadas de

acordo com suas propriedades toxicológicas, tais como: hepatoxinas (microcistinas,

nodularinas e cilindrospermopsina), as neurotoxinas (anatoxina) e dermatoxinas

(lipopolissacarídeo-LPS).

Algumas dessas toxinas, que sãocaracterizadas por sua ação rápida, causam a morte de

mamíferos por paradarespiratória após poucos minutos de exposição. As microcistinas,

que são as toxinas mais amplamente distribuídas têm implicado em envenenamento de

animais e humanos causando dano ao fígado, através da inibição fosfatos proteínas do

tipo 1 e 2 A (HANS et al., 2011).

Os lipopolissacarídeos (LPS) formam uma obrigatória parte da parede celular externa

de bactérias gram-negativa incluindo as cianobactérias (WIEGAN; PFLUMACHER,

2005). Esses LPS são endotoxinas pirogênicas, porém, os poucos estudos disponíveis

indicam que os lipopolissacarídeos produzidos por cianobactérias são menos tóxicos

que os de outras bactérias como, por exemplo, Salmonella (CHORUS; BARTRAM,

1999).

Há algumas dúvidas persistentes em relação a possível vantagem adaptativa na

produção de toxinas pelas cianobactérias. Algumas linhas de pesquisas apontam para

uma proteção contra herbivoria do zooplâncton, outras de que as cianotoxinas poderiam

atuar como quelantes de metais pesados, enquanto outros acreditam que elas podem ter

também um papel na comunicação intercelular (MOLICA; AZEVEDO, 2009).

A Portaria Nº 2.914, de 2011, estabelece que em função dos riscos à saúde associados às

cianotoxinas, é proibido o uso de algicidas para o controle do crescimento de microalgas

27

e cianobactérias no manancial de abastecimento ou qualquer intervenção que provoque

a lise das células. Também estabelece que as concentrações de cianotoxinas devam

representar as contribuições da fração intracelular e da fração extracelular na amostra

analisada.

A Resolução CONAMA 357/2005 que dispõe sobre a classificação dos corpos de água

e diretrizes ambientais para o seu enquadramento bem como estabelece condições e

padrões de lançamentos de efluentes apresenta limites para a densidade de

cianobactérias para as águas naturais: Para águas classes I (20.000 cel/mL), II (50.000

cel/ml), e III (100.000 cel/mL).

3.6 Biofilme

São comunidades abrangentes de microrganismos aderidos às superfícies ou associados

com interfaces. Os agrupamentos microbianos são frequentemente compostos de

múltiplas espécies (bactérias, cianobactérias, protozoários), que interagem uma com as

outras e com o ambiente. A arquitetura do biofilme têm profundas implicações na

função dessas complexas comunidades.

O biofilme pode contribuir com grande importância em sequestrar nutrientes, com o

nitrogênio e o fósforo, assim sendo usado no pré-tratamento de águas residuárias. De

acordo com Madigan et al. (2010), os biofilmes retém os nutrientes necessários ao

desenvolvimento microbiano e promovendo a inibição do destacamento das células de

superfícies presentes em sistemas de fluxo corrente.

Em ambientes naturais de areia, solos, sedimentos, os biofilmes apresentam alto

potencial para polir efluentes de tratamentos secundários, contudo, podendo mitigar ou

concentrar certos contaminantes (GULLICKS, 2008).

Para o início da formação do biofilme destaca-se o contato com superfície irregular,

porosa ou provida de interstício. A estrutura interna do biofilme é composta por

aglomerados contendo células e polímeros que preenchem os espaços entre os

aglomerados de microrganismos, canais e poros preenchidos por líquidos.

O escoamento dos esgotos permite o crescimento bacteriano na superfície do material

de enchimento (meio suporte), formando uma película ativa (biofilme), constituídas por

28

colônias gelatinosas de microrganismos (Zooglea) de espessura máxima de 2 a 3 mm

(METCALF; EDDY, 2003). A matéria orgânica e inorgânica é adsorvida pela película

microbiana, ficando retida em um determinado período de tempo suficiente para a sua

estabilização.

Por conseguinte, parte do biofilme excedente é desprendida, podendo elevar a

concentração de sólidos suspensos no efluente final. O fenômeno ocorre devido a uma

conjugação de fatores, tais como, tensão de cisalhamento causada pela velocidade de

escoamento do líquido entre os espaços vazios do meio suporte, grau de estabilização

dos sólidos, relação crescimento da espessura do biofilme e geração de zonas inativas

(MELO et. al., 2003).

Biofilmes nitrificantes utilizados no tratamento de águas residuárias estão se tornando

cada vez mais importante na remoção biológica de nitrogênio, a fim de manter as

descargas de azoto para o ambiente suficientemente baixo (LYDMARK et al.,2006).

Novas e numerosas abordagens e metodologias experimentais têm sido desenvolvidas a

fim de explorar interações metabólicas, agrupamentos filogenéticos e a competição

entre membros dos biofilmes. Para complementar esta ampla visão da ecologia dos

biofilmes, os organismos individuais têm sido estudados com o uso da técnica da

biologia molecular, a fim de identificar genes necessários para o desenvolvimento do

biofilme e para dessecar as rotas regulatórias que controlam a transição do fitoplâncton

para o biofilme.

3.7 Técnicas da biologia molecular utilizadas nos filtros de pedra

Desde meados da década de 80, tem sido possível o estudo da diversidade e ecologia de

microrganismos em ambientes naturais por meio de técnicas de biologia molecular

(HEAD et al., 1998). Estas técnicas fornecem mais autonomia quando se quer estudar a

diversidade de microrganismos associados a específicos ambientes destinando analisar a

estrutura da comunidade microbiana ou ainda a detecção de organismos específicos em

amostras mais complexas (AMANN et al., 2001).

Já os métodos de cultivo são, em maior ou menor extensão, seletivos a grupos

particulares. A etapa preliminar dos métodos moleculares inicia-se por aplicação de

biomarcadores, ou seja, genes que possuem faixas ou regiões altamente conservadas

29

entre organismos distintos e regiões variáveis, específicas de cada um, para detecção e

identificação de microrganismos. As regiões variáveis podem ser consideradas a

impressão digital de um organismo (PACE et al.,1986).

A molécula do RNR ribossomal (RNAr), um biomarcador amplamente utilizado com a

finalidade de expor à identidade dos organismos. O RNAr é parte integrante do

ribossomo, um arranjo celular responsável pela síntese de proteínas que está presente

em todas as células e, por esta significância, é considerado um biomarcador ideal.

A região 16S compõe a diminuta subunidade dos ribossomos presentes em organismos

procariontes, tais como bactérias e cianobactérias. Os diferentes aspectos genéticos do

RNAr 16S têm sido estudados para destacar relações filogenéticas entre os

microrganismos, por conseguinte, tornando perceptível as sondas nucleotídicas

específicas, a identificação de grupos microbianos individuais em habitats naturais

(DEZOTTI, 2011).

Estas técnicas são aplicáveis de modo a identificar os microrganismos não cultiváveis,

como também para se determinar a diversidade genética de comunidades microbianas

(MUYZER et. al.,1993). O gene do RNAr 16S é de extrema importância nos estudos

ambientais, uma vez que está presente em todas as células procarióticas (ARAÚJO,

2001).

A reação em cadeia da polimerase (PCR) foi desenvolvida em 1983 por Kary Mullis,

uma ferramenta muito sensível para a amplificação da informação genética. Em linhas

gerais, esta técnica constitui-se na capacidade de iniciadores específicos (primers), da

qual as regiões delimitadas do DNA de um organismo têm de anelar meramente com a

sequência desejada recorrente da complementariedade das bases.

Os primers são oligonucleotídeos diminutos apresentando de 10 a 20 pares de bases,

concedendo uma hibridização aprimorada com os filamentos opostos da sequência alvo

(par de bases da fita do DNA estudado), e estimular a síntese da sequência-alvo do

DNA complementar com a contribuição da enzima DNA-polimerase. (DEZOTTI,

2011).

Contudo, a enzima é comumente extraída de Thermus aquaticus, uma espécie de

bactéria, que sobrevive em altas temperaturas, ou seja, termofílicas (SAIKI et. al.,

30

1988). A PCR apresenta um destaque por sua aplicação em avaliar a presença de

microrganismos em amostras ambientais sem a necessidade de cultivá-los.

A utilização dessa ferramenta é de suma importância aos sistemas de tratamento de

águas residuárias, principalmente para o estudo de comunidades ou grupos específicos

em EBPR (Enhanced Biological Phosphorus Removal), UASB (Upward-flow

Anaerobic Sludge Blanket), reator em batelada, wetland, lodos ativados, lagoa de

polimento, filtros de pedra com biofilmes (MULLER; SCHADE; LEMMER, 2007;

WILÉN et al., 2007; AHN et al., 2007; SCHATZ et al., 2013).

De acordo com Sivonen (2008), a PCR convencional é um método simples, rápido e

está se tornando bastante viável para detectar cepas potencialmente produtoras de

microcistina em amostras de água.

O estudo de Vaitomaa et al. (2003) visou desenvolver um método para identificar e

quantificar os principais gêneros produtores de microcistinas com ininiciadores mcyE

para Microcystis e Anabaena nos lagos Tuusulanja¨rvi e Hiidenvesi, na Finlândia, pelo

método quantitativo da PCR em tempo real. O resultado encontrado foi que a

Microcystissp. em relação ao número médio de cópias amplificado pelo gene mcyE

eram de 30 vezes mais abundante que os da Anabaena.

Segundo Dezotti(2011) a PCR compreende uma sucessão de três etapas, que consiste

em um ciclo, e que são determinadas por diferentes temperaturas:

Desnaturação térmica da dupla fita de DNA da amostra: servirá de molde,

gerando duas fitas únicas. Esta etapa abarca a uma incubação rápida (de 30 segundos

a 1 minuto), em temperaturas variantes entre 90°C a 95°C;

Hibridização dos primers ou anelamento específico por complementariedade

com a sequência-alvo do DNA pelo resfriamento: o anelamento se dá na posição 5’

de cada fita simples do DNA molde. As temperaturas ideais para esta etapa variam

com o tempo aproximadamente de um minuto.

Amplificação (alongamento) ou extensão dos oligonucleotídeos com o auxílio

da enzima Taq DNA-polimerase realizada em temperatura que depende unicamente

desta enzima em um tempo dependente do tamanho do gene.

31

Após essa etapa pode-se verificar se há presença ou ausência de produtos amplificados,

constatar o tamanho das bases e se há produtos não desejados ou inespecíficos por

eletroforese em gel de agarose ou poliacrilamida. Assim, pode-se confirma se ocorreu

ou não a amplificação.

A técnica da eletroforese em gel com gradiente desnaturante (DGGE) baseia-se na

eletroforese dos fragmentos de DNA, previamente amplificados pela PCR, em gel de

policrilamida com gradiente linear de desnaturação.

A DGGE tem sido amplamente utilizada em estudos de ecologia microbiana por

permitir o estudo filogenético de comunidades de micro-organismos (MUYZER et al.,

1993). Consistindo em um método capaz de gerar impressões digitais - fingerprint

(códigos de barra) de comunidades microbianas.

O princípio da dissociação se baseia na mobilidade eletroforética do DNA em um gel de

policrilamida que é sensível à estrutura secundária da molécula, com respeito à sua

conformação, que pode ser helicoidal, parcialmente desnaturada ou em fita simples.

Os perfis gerados pela técnica de impressão digital (fingerprint) são embasados na

quantidade de bases nitrogenadas (citosina, guanina, adenina e timina) presentes em

proporções diferentes em cada espécie.

Quando o DNA é submetido à eletroforese em condições crescentes de desnaturação

(química ou térmica), os fragmentos permanecem em fita dupla até atingir as condições

necessárias para a desnaturação de domínios da molécula (melting domains). Esses

domínios possuem as características de possuir temperaturas de desnaturação idênticas,

fazendo com o que, determinada temperatura, ocorra à desnaturação completa nesses

domínios, situados de forma intercalada ao longo da molécula (MUYZER et al., 1993).

Os produtos da PCR, que para uma dada reação geralmente constituem fragmentos

possuindo o mesmo tamanho, irão apresentar diferentes padrões eletroforéticos na

DGGE, isto é, diferentes perfis migratórios no gel desnaturante, o que possibilita

diferenciar cada micro-organismo (MUYZER et al., 1993).

A DGGE pode proporcionar importantes conhecimentos e caracterizar as comunidades

microbianas com alto grau de complexidade. Muyzer et al. (1993) argumenta vantagens

32

por esta técnica em inferir, na filogenia dos membros da comunidade, testar a pureza de

linhagens microbianas e monitorar o isolamento de micro-organismos a partir de

diversas amostras.

A técnica de DGGE ainda permite a excisão das bandas nos géis para o seqüenciamento

dos fragmentos do DNA contidos nas bandas. Os códigos de barras obtidas pela técnica

DGGE, quando associado ao seqüenciamento de bandas e análise filogenética, vem

sendo bastante empregado nos estudos da diversidade estrutural da comunidade

microbiana e no posicionamento filogenético de seus membros (MUYZER; SMALLA,

1998).

Contudo, certos obstáculos podem ser apresentados por esta técnica, por exemplo,

sequencias muito grande podem não ser separadas de modo eficiente. O produto da

PCR não podem passar de 500 pb, fato que pode limitar as informações para inferências

filogenéticas (MUYZER; SMALLA, 1998).

No que se referem à microbiologia ambiental, em particular, a DGGE vem sendo

largamente empregada como ferramenta para obtenção de perfil de populações

microbianas complexas sem a necessidade de cultivá-las (MUYZER; SMALLA, 1998).

33

4 MATERIAIS e MÉTODOS

4.1 Caracterização da área experimental

4.1.1 Município de Rio Formoso

O município de Rio Formoso-PE, podendo ser observado na Figura 1, está situado a

08°39’50’’ de latitude sul e 35°09’32’’ de longitude oeste, distando 81 km da sua

capital, Recife. Limita-se ao norte com o município de Sirinhaém, ao Sul e leste com

Tamandaré, e a oeste com Gameleira. O município apresenta clima tropical, do tipo

AS’, de acordo com a classificação de Köppen. Os meses mais chuvosos são maio,

junho e julho, sendo os mais secos, outubro, novembro e dezembro apresentando uma

precipitação média anual de 2.788 mm. A temperatura média anual é de 24º C,variando

entre a mínima de 18º C e a máxima de 32º C. A vegetação é floresta sub - perenifólia.

Possuiárea de 239, 814 km², com população estimada de 22. 060 segundo IBGE (2010).

Figura 1 - Localização geográfica da área de estudo

Fonte: Adaptado de Adaptada da Companhia Pernambucana de Saneamento (COMPESA). apud

Martins (2012)

34

4.1.2 Descrição das unidades de tratamento da ETE – Rio Formoso

A Estação de tratamento de esgoto do município de Rio Formoso é constituída por:

tratamento preliminar (gradeamento e caixa de areia), três reatores do tipo UASB

(Upflow Anaerobic Sludge Blanket), leitos de secagem, uma lagoa de estabilização e

um conjunto de dois filtros de pedra, com o esquema ilustrado na Figura 2. O sistema

atende a uma população de 15.830 habitantes do município de Rio Formoso-PE. As

principais características dos reatores UASB e da lagoa de polimento estão descritos na

Tabela 1.

Figura 2 - Desenho esquemático do sistema da Estação de Tratamento de Esgoto de Rio

Formoso - PE.

Fonte: Adaptada da Companhia Pernambucana de Saneamento (COMPESA).

35

Tabela 1 - Dados de projeto do reator UASB e lagoa de polimento da ETE Rio Formoso – PE.

Dados do Projeto Reator UASB

(3 unidades)

Lagoa de Polimento

Comprimento (m) 12 167

Largura (m) 6 110

Profundidade útil(m) 4,5 1,5

Área (m2) 186 14110

Volume (m3) 984 28.050

Vazão m3.d

-1 504 504

Tempo de detenção hidráulica (dias) 0,3 8

Fonte: Companhia Pernambucana de Saneamento (COMPESA).

O efluente da lagoa de estabilização segue por gravidade, via tubulação de 250 mm,

para uma caixa de distribuição. Em seguida, o efluente é distribuído aos dois filtros de

pedra através de uma tubulação de 150 mm. O fluxo do líquido é do tipo escoamento

horizontal no interior dos filtros, sendo o material suporte constituído de seixos e pedras

britadas com granulometrias distintas (3 a 10 cm), classificadas como brita três

comercial, brita quatro comercial e pedras de mão comercial. A saída do efluente

filtrado se dá através de canalículos com diâmetro de 28 mm.

Após a reunião do efluente de cada filtro, por meio de tubos coletores, uma tubulação de

250 mm interliga os filtros à elevatória final. Por fim, após a saída deste ponto, o

efluente é conduzido para o Rio Formoso, nas imediações da ponte da BR-101. As

principais características dos filtros de pedra estão podem ser visto na Tabela 2.

Tabela 2- Dados de projeto dos Filtros de Pedra Percolador na ETE Rio Formoso – PE.

Dados do Projeto – Filtros de Pedra

Comprimento (m) 120

Largura (m) 30

Altura do Leito (m) 0,5

Volume (m3) 1980

Número de filtros (unidade) 2

Vazão Média do Filtro (m3.d

-1) 504

Taxa de aplicação hidráulica (m2/m

3.d

-1) 30

Tempo de Detenção Hidráulica (d) 3

Fonte: Companhia Pernambucana de Saneamento (COMPESA).

36

A carga orgânica volumétrica média apresentada neste trabalho pode ser observada na

Tabela 3 e 4 abaixo.

Tabela 3 – Carga orgânica volumétrica (COV) apresentada no filtro 1

Parâmetros Afluente Meio do Filtro 1 Efluente do Filtro 1

DBO (kg.DBO/m3.d

-1) 0,000191 0,000102 0,0000513

NTK (kg.NTK/m3.d

-1) 0,000107 0,0000886 0,0000700

N-NH4+ (kg.N-NH4

+/m

3.d

-1) 0,0000746 0,0000746 0,0000560

Tabela 4– Carga orgânica volumétrica (COV) apresentada no filtro 2

Parâmetros Afluente Meio do Filtro 2 Efluente do Filtro 2

DBO (kg.DBO/m3.d

-1) 0,000191 0,0000980 0,0000561

NTK (kg.NTK/m3.d

-1) 0,000107 0,0000889 0,0000701

N-NH4+ (kg.N-NH4

+/m

3.d

-1) 0,0000746 0,0000501 0,0000561

4.2 Monitoramento do sistema

O monitoramento do sistema foi realizado em intervalos de 15 dias, a primeira coleta foi

realizada no dia 23 de outubro de 2013 e a última coleta foi realizada 10 de junho de

2014 totalizando 230 dias de experimento. Os pontos de coleta foram identificados

conforme a Figura 3.

A quarta coleta, realizada no dia 18 de dezembro de 2013 e décima terceira coleta que

foi realizada no dia 21 de maio de 2014 foram realizados em dias chuvosos. Os filtros

de pedra nos ponto 3 do filtro 1 (ponto localizado a 90 m do afluente do filtro 1) e Ponto

5 (ponto médio do filtro 2 a 60 m do afluente) e ponto 6 (ponto localizado a 90 m do

afluente), apresentaram-se inundados (“afogados”), podendo ser observado no anexo.

Nestes determinados dias, estes pontos não foram coletados, já que não demonstrariam

os resultados reais físico-químicos e biológicos do sistema.

37

Figura 3 - Localização dos pontos de coleta nos filtros de pedra.

Os pontos no estudo foram denominados: afluente do filtro (AF), ponto situado na caixa

de distribuição do efluente da lagoa de estabilização; pontos um (P1 ) e quatro (P4),

pontos situados a 30 m do ponto AF; pontos dois (P2) e cinco (P5), pontos medianos do

filtro - 60m do ponto AF; pontos três (P3) e (P6), pontos situados a 90m do ponto AF e

por fim, pontos do efluente do filtro 1 (EF1) e efluente do filtro 2 (EF2).

Para o estudo de biologia molecular, foram utilizados os pontos: afluente do filtro (AF),

Ponto 2 (ponto médio do filtro 1) e efluente da caixa (EC). O filtro 1 em período

chuvoso deste determinado estudo não apresentou o ponto médio “afogado”, deste

modo foi possível abordar o estudo em relação a dinâmica da população dos

microrganismos ao longo do tempo (período de estiagem x período chuvoso), contudo o

filtro 2 apresentou o Ponto 5 (ponto médio do filtro 2) “afogado” em todas coletas no

período chuvoso, deste modo impossibilitando as análises deste determinado ponto.

As coletas nos pontos AF (afluente) e EC (efluente da caixa de união) foram realizadas

em um recipiente plástico com auxílio de corda. Nos pontos dentro dos filtros de pedra,

a medição dos parâmetros de campo in loco em tubos de PVC perfurados de 30 cm de

altura inseridos no material suporte realizado em trabalho anterior por Martins (2012).

A coleta das amostras foram realizadas com o auxílio de um béquer plástico de 100 mL.

As amostras coletadas foram acondicionadas em frascos de polietileno, e armazenadas

em caixa térmica com gelo, evitando qualquer interferência do meio.

Em relação às análises quali-quantitativa do fitoplâncto, em cada coleta foram coletadas

duas amostras de cada ponto, uma preservada com lugol acético (destinada à análise

38

quantitativa) e outra sem qualquer tipo de preservação para análise qualitativa

(características dos organismos, de forma a contribuir para a identificação).

Todas as amostras foram transportadas para o Laboratório de Saneamento Ambiental

(LSA) da Universidade Federal de Pernambuco, aproximadamente 81 km do município

de Rio Formoso, sendo executados os métodos de coleta em tempo para realização das

análises e preservação preconizada pelo Standard Methods for the Examination of

Water and Wastewater APHA-AWWA-WPCF (2005).

4.3 Variáveis físico-químicas

4.3.1 Parâmetros em campo

Os parâmetros de campo foram mensurados “in loco” e auxiliado por multiparâmetro

(marca HACH, modelo 40 D) e turbidímetro (marca HACH, modelo 2100 P). Os

parâmetros analisados com seus respectivos métodos analíticos encontram-se

referenciados na Tabela 5.

Tabela 5 - Parâmetros analisados em campo

Parâmetro Método Analítico

Oxigênio Dissolvido (mg.L-1

) Eletrométrico

Condutividade Elêtrica (μs/cm) Eletrométrico

Potencial Hidrogênico (pH) Eletrométrico

Temperatura (°C) Eletrométrico

Turbidez (NTU) Turbidímetro

4.3.2 Análises físico-químicas em laboratório

As análises físico-químicas foram realizadas e embasadas pelo Standard Methods for

the Examination of Water and Wastewater APHA-AWWA-WPCF (2012). Para a

determinação da demanda química de oxigênio particulada foi utilizada membrana de

fibra de vidro (porosidade de 1,2 µm). Para determinação das formas dissolvidas

(ortofosfato) foram realizadas filtrações com bomba a vácuo em membranas de fibra de

acetato de celulose (poro de 0,45 μm). Em relação à determinação a formas dissolvidas

de nitrito e nitrato foram realizados os mesmos procedimentos para determinação do

ortofosfato, contudo após as filtrações às amostras foram adicionadas nos tubos

apropriados (vials) de 5 mL, posteriormente inseridos no cromatografo de íons. A

Tabela 6 apresenta os parâmetros analisados, com seus métodos analíticos.

39

Tabela 6- Parâmetros de campo analisados em laboratório e seus respectivos métodos

analíticos

Análises Unidade Métodos Analíticos

Alcalinidade mgCaCO3.L-1

Potenciométrico

DQO (total, filtrada e particulada) mgO2.L-1

Colorimétrico

DBO (total, filtrada e aprticulada) mgO2.L-1

Manométrico (Oxitop)

Fósforo total mgP-PO4-3

.L-1

Vanadato-molibdato

Ortofosfato mgP-PO4-3

.L-1

Vanadato-molibdato

Nitrogênio total mgN-NH4+.L

-1 Macro-Kjedhal

Nitrito mg NO2-.L

-1 Íons

Nitrato mg NO3- .L

-1 Íons

Nitrogênio amoniacal mgN-NH4+.L

-1 Titulométrico

Sólidos suspensos (total, fixo e volátil) mgSST.L-1

Gravimétrico

4.4 Variáveis biológicas

4.4.1 Análise qualitativa do fitoplâncton

Análise qualitativa do fitoplâncton utilizou-se um microscópio óptico binocular da

marca Leica-DME equipado com objetiva de 10, 20, 40 e 100 vezes e ocular de

medição acoplada. Foram confeccionadas lâminas para cada amostragem, com o

material vivo e outro com material preservado com lugol acético. A visualização do

material com a objetiva, de 100 vezes, nas determinadas lâminas foi adicionado o óleo

de imersão,

Em relação às características citomorfológicas e estruturais foram medidas as dimensões

de 30 organismos das espécies mais abundantes e 10 para as espécies pouco frequentes,

utilizando equipamento BEL view 7.1 photonics, acoplado ao microscópio. O mesmo

foi utilizado para fotodocumentação dos organismos.

A bibliografia especializada para a identificação das algas seguiu os seguintes sistemas

de classificação: cianobactérias (Chroococcales) – Komárek & Anagnostidis (2000);

(Oscillatorialles) – Anagnostidis; Komárek (1988); Euglenophyta - Bourrely (1981) e

Chlorophyta – Bicudo e Menezes (2005).

4.4.2 Análise quantitativa do fitoplâncton

Em relação à contagem das células fitoplanctônicas foi utilizado o método de Utermöhl

(1958), usando microscópio invertido Feldmann Wild Leitz, modelo Invert 1500, com

contraste de fase.

40

A quantificação das células (cel.mL-1

) foi realizada por meio de técnicas de transectos

padronizados no sentido vertical e horizontal. Posteriormente, o microscópio invertido

foi calibrado com o auxílio de uma lâmina micrométrica (câmeras de sedimentação de 2

e 5 mL.)

As cianobactérias filamentosas por apresentarem elevados números no período do

estudo, contaram-se as células dos primeiros trinta filamentos no transecto, assim foi

calculada a média de células para cada espécie, multiplicando pelo número de

filamentos contados. Contudo, os demais, unicelulares e coloniais, foi aplicado método

comum de contagem.

4.4.3 Densidade Específica

A densidade específica do fitoplâncton foi calculada seguindo o trabalho de Villafañe e

Reid (1995) e expressa em células.mL-1

D = 𝑁 𝑉𝑐⁄

sendo, Vc = 𝐴𝐶 𝑥 𝑉𝐴𝑡⁄

Onde:

D: Densidade específica (cel.mL-1

)

N: Número de células contadas

Vc: Volume contado (mL)

Ac: Área contada

V: Volume da amostra (volume sedimentado na câmara de Utermohl)

At: Área total da câmara de contagem

4.4.4 Riqueza, abundância relativa e frequência de ocorrência

Riqueza: Condizem ao número de táxons de gênero ou espécie presentes na amostra.

Abundância relativa: Indica a representatividade de cada táxon, seguindo as

recomendações de Lobo e Leighton (1986), utilizou-se a fórmula: A= n x 100/ N, onde,

n = n° de indivíduos de cada táxon; N = no total de indivíduos de todos os táxons.

Foram estabelecidos os seguintes critérios:

41

X > 50 % ........................................... Dominante

≤ 50 e > 30 % ................................ Abundante

≤ 30 e > 10 % ................................ Pouco abundante

≤ 10 % ........................................... Rara

Frequência de Ocorrência: Indica quanto o táxon esteve presente nas amostras

analisadas deste trabalho. Foi calculada de acordo com a metodologia de Mateucci e

Colma (1982), pela fórmula: F = P x 100/ p, onde, P = no de amostras contendo a

espécie; p = no total de amostras examinadas, sendo estabelecidos os seguintes critérios:

X > 70% ................................. Muito frequente

> 40 % e ≤ 70% .......... .................. Frequente

> 20% e ≤ 40%...................... Pouco frequente

< 20% ............................................. Esporádica

4.5 Tratamento estatístico dos dados

Para o tratamento estatístico dos dados foi utilizada planilha eletrônica (EXCEL). Para

estatística descritiva foram utilizando gráficos Box and Whiskers e tabelas, para analisar

as médias e as variâncias entre os dados obtidos. Foi realizado também correlação de

Pearson (valor de r) em relação ao pH e nitrito encontrado no afluente e respectivos

efluentes dos filtros de pedra, como também ao número de células de fitoplâncton

encontrado no afluente e efluente dos respectivos filtros de pedra e respectivos

parâmetros físico-quimicos, tal como temperatura, turbidez, sólidos suspensos totais,

nitrogênio amoniacal e ortofosfato, aplicado com nível de confiança de 95 %. Em

relação a similaridade entre os efluentes dos filtros de pedra de fluxo horizontal, foi

realizado o teste com duas amostras em par para médias para os parâmetros de DBO

Filtrada, sólidos suspensos totais e número total de fitoplâncton.

42

4.6 Ferramentas da biologia molecular aplicadas

4.6.1 Extração do DNA Genômico

A extração do DNA foi realizada pelo Kit comercial Power Soil TM

DNA Isolation Kit

MO BIO laboratórios. Inc. As amostras para esta análise foram coletadas no filtro de

pedra 1, já que apresentou-se em melhor condição na época do estudo. Para adequar a

amostra ao método de extração, é necessário que ocorra uma filtração de 100 mL da

amostra por uma membrana de 0,22 µm (filtro de membrana de mistura de ésteres), com

a finalidade de reter os microrganismos. Em seguida esta membrana é recortada em

diminutos tamanhos. Na sequência com um auxílio de uma pinça, os diminutos

tamanhos da membrana são colocados nos tubos PowerBead para o início da extração

do DNA .

Após a conclusão da extração, o procedimento seguinte é a quantificação do DNA,

através do espectrofotômetro (Nanodrop) aplicando-se 1µL da amostra no aparelho

resultando a concentração final do DNA, podendo ser observado na Tabela 7. Após a

quantificação, DNA é guardado em um compartimento a - 20°C.

43

Tabela 7 - Concentração final do DNA encontrada nas amostras no filtro de pedra 1 de fluxo

horizontal durante o estudo no procedimento da extração e seus respectivos graus de pureza.

Datas Amostras ng.µL-1

A260/280 A260/230

02 Dez. 2013 Afluente 21,6 2,09 0,94

02 Dez. 2013 Ponto médio do filtro 14,9 1,95 0,81

02 Dez. 2013 Efluente 15,4 2,07 0,65

18 Dez. 2013 Afluente 17,7 2,23 0,79

18 Dez. 2013 Ponto médio do filtro 19,6 2,06 0,79

18 Dez. 2013 Efluente 15,3 1,91 0,83

16 Jan. 2014 Afluente 23,9 2,03 0,90

16 Jan. 2014 Ponto médio do filtro 11,0 1,90 0,53

16 Jan. 2014 Efluente 7,6 1,96 0,62

21 Mai.2014 Afluente 14,3 2,42 0,76

21 Mai. 2014 Ponto médio do filtro 13,5 2,18 0,70

21 Mai. 2014 Efluente 8,4 2,47 0,49

10 Jun. 2014 Afluente 11,5 1,84 0,51

10 Jun. 2014 Ponto médio do filtro 11,4 2,04 0,51

10 Jun. 2014 Efluente 9,4 1,94 0,48

A260/280 e A260/230→ Fator de Purificação

4.6.2 Reação em Cadeia da Polimerase (PCR)

Os tampões utilizados na técnica da Reação em Cadeia da Polimerase (PCR) podem ser

visto abaixo:

TE (Tris-EDTA) → 10 mM Tris-HCl y 1,0 mM EDTA, pH 7,5 – 8,0;

TAE (Tris-Acético-EDTA) → 80 mM Tris base, 2,0 mM EDTA, 40 mM

Acetato de sódio, pH 7,4;

As soluções e modelos empregadas na técnica da PCR podem ser observadas na tabela

8 abaixo:

44

Tabela 8 -Referência das soluções empregadas na PCR.

Soluções Modelo

Tampão de reação 10x Invitrogen (Life Technologies)

Mg+2

Invitrogen (Life Technologies)

DNTPs New England Biolabs (N04465)

BAC 968F - GC; BAC 1392R Invitrogen (Life Technologies)

CYA 359F - GC; CYA 781R (a)

e CYA 781R(b)

Invitrogen (Life Technologies)

mcyE 2F ; MicmcyE 8R Invitrogen (Life Technologies)

Taq. Polimerase Platinum Taq DNA polymerase Invitrogen (Life

Technologies)

Antes das extrações foi feito o planejamento e os cálculos das determinadas soluções

para amplificar o DNA. As concentrações e volumes das reações de PCR estão

apresentados na Tabela 9. As extrações obtidas para as amostras analisadas foram

submetidas à amplificação pela técnica da PCR utilizando diferentes iniciadores

(primers) para bactéria.

Tabela 9– Planejamento para a Reação em Cadeia Polimerase (PCR) para Domínio Bactéria

Solução Concentração por reação (X1) Concentração estoque (X16)

10 x Buffer (tampão) 5,0 µL 80 µL

Mg+2

50 mM 2,0 µL 32 µL

dNTPs 10 mM 1,0 µL 16 µL

968F-GC 2,0 µL 32 µL

1392R 2,0 µL 32 µL

DNA 10 ng/µL 1,5 µL 24 µL

Taq polim. 5U/ µL 0,2 µL 3,2 µL

Água ultra-pura 36,3 µL 580,8 µL

Volume final 50,0 µL 800 µL

Deste modo foi elaborado um protocolo ideal para a amplificação, podendo ser

visualizado na Figura 4.

45

Figura 4 - Protocolo Amplificação Domínio Bactéria

As concentrações e volumes das reações de PCR para amplificação dos primers para as

cianobactérias estão apresentados na Tabela 10.

Tabela 10 - Planejamento para a Reação em Cadeia Polimerase (PCR) para Domínio

Cyanobacteria.


10 x Buffer (tampão) 5,0 µL 80 µL

Mg+2

50 mM 2,0 µL 32 µL

dNTPs 10 mM 1,0 µL 16 µL

359F-GC 2,0 µL 32 µL

781R (a)* 1,0 µL 16 µL

781R (b)* 1,0 µL 16 µL




Volume final 50,0 µL 800 µL

781R (a)* → Primer Reverse para cianobactéria filamentosa

781R (b)* → Primer Reverse para cianobactéria colonial

Com este propósito foi elaborado um protocolo ideal de acordo com o trabalho de

Vaitomma et al. (2003) para a amplificação, podendo ser visualizado na Figura 5.

46

Figura 5 - Protocolo de amplificação do filo Cyanobactéria

As concentrações e volumes das reações de PCR para amplificação dos primers para o

gene microcistina estão apresentados na Tabela 11.

Tabela 11– Planejamento para a Reação em Cadeia Polimerase (PCR) para gene microcistina


10 x Buffer (tampão) 2,5 µL 42,5 µL

Mg+2

50 mM 1,0 µL 17 µL

dNTPs 10 mM 0,5 µL 8,5 µL

mcyE-F2 1,0µL 17 µL

MicmcyE-R8 1,0 µL 17 µL




Volume final 25,0µL 425 µL

Deste modo foi elaborado um protocolo ideal para a amplificação, podendo ser

visualizado na Figura 6.

47

Figura 6 - Protocolo de amplificação da toxina microcistina.

Todos os pares de primers utilizados para as amplificações neste trabalho podem ser

observados na Tabela 12.

Tabela 12 - Primers utilizados para a PCR

Primers Sequência (5’ → 3’) Referência

Bacteria

BAC 968F a- GC AACGCGAAGAACCTTAC Heuer & Smalla 1997

BAC 1392R ACGGGCGGTGTGTRC Brosius et al. 1981

Cianobacteria

CYA 359Fa - GC GGG GAA TYT TCC GCA ATG GG Nübel et al. 1997

CYA 781R (a) GAC TAC TGG GGT ATC TAA TCC CAT T Nübe et al. 1997

CYA 781R (b) GAC TAC AGG GGT ATC TAA TCC CTT T Nübel et al. 1997

Microcistina

mcyE-2F GAA ATT TGT GTA GAA GGT GC Vaitomaa et al. 2003

Mic mcyE-8R CAA TGG GAG CAT AAC GAG Vaitomaa et al. 2003

a- É necessário utilizar sequência rica em GC unida ao extremo 5’ do primer: 5’-CGC CCG CCG

CGC CCC GCG CCC GTC CCG CCG CCC CCG CCC GCC-3’ para os resultados na DGGE.

Se o resultado for positivo, pode-se verificar pela presença de bandas no gel, entretanto

se o resultado da PCR for negativo, é verificado pela ausência de bandas no gel, e

implica que o gênero ou a espécie investigada estava ausente na amostra, ou estava

abaixo do limite da detecção da técnica.

48

4.6.3 Eletroforese em Gel com Gradiente Desnaturante (DGGE)

Procedimentos para preparar soluções de acrilamida e bis-acrilamida

Stack (AA:BA)

a) 37,5 g de Acrilamida (AA);

b) 1,0 g de Bis-acrilamida (BA);

c) Levar até 96,3 mL com água

AA:BA + 80% de uréia e formamida (UF) → (8% de AA e 80% de UF)

a) 32 mL de formamida (deionizada);

b) 33,6 g de uréia;

c) 2 mL de TAE (50x);

d) 15 mL de acrilamida (40%);

e) Levar até 100 mL com água;

f) Filtrar com auxílio de uma mebrana de porosidade de 45 µm.

AA:BA + 0% de ureia e formamida (UF) → (8% de AA e 0% de UF)

a) 15 mL de acrilamida (40%);

b) 2 mL de TAE (50x);

c) Levar até 100 ml com água;

d) Filtrar com auxílio de uma mebrana de porosidade de 45 µm.

Os produtos da PCR foram submetidos a uma eletroforese em gel de gradiente

desnaturante (DGGE), ao qual foi realizado pelo método descrito por Muyzer et. al.

(1993). As condições de gradiente para a formação do gel para bactéria apresentou uma

variação de 40% até 60% de ureia e formamida (UF) e 8% de acrilamida (AA),

enquanto as condições de gradiente para a formação do gel para cianobactéria

apresentou uma variação de 55% até 70%. As diferenças nas condições foram utilizadas

com o objetivo de evitar problemas operacionais. As condições para a formação do

gradiente pode ser visto na Tabela 13 e 14.

49

Tabela 13 - Condições para a formação do gradiente para a eletroforese em gel de gradiente

desnaturante para bactéria.

Condições AA e UF

0%

AA e UF

80%

APS

(10%)

TEMED Volume final

(Vf)

Alta 3,5 mL 10,5 mL 100 µL 10 µL 14 mL

Baixa 7 mL 7 mL 100 µL 10 µL 14mL

Stacking 8 mL ------------ 50 µL 5 µL 8 mL

Tabela 14 – Condições para a formação do gradiente para a eletroforese em gel de gradiente

desnaturante para cianobactéria.

Condições AA e UF

0%

AAe UF

80%

APS

(10%)

TEMED Volume final

(Vf)

Alta 1,75 mL 12,25 mL 100 µL 10 µL 14 mL

Baixa 9,625 mL 4,375 mL 100 µL 10 µL 14mL

Stacking 8 mL ------------ 50 µL 5 µL 8 mL

As condições de eletroforese foram otimizadas para uma temperatura de T = 60°C,

voltagem = 250 V e tempo de corrida de 5 horas. Os gradientes foram gerados usando

um formador de gradientes de duas câmeras com agitação magnética na câmera de

saída. O tampão de corrida foi o TAE.

Após a formação do gel cora-se o mesmo em brometo de etídio (0,5 µg/mL) e observa-

se com o auxílio de um transiluminador UVP de luz ultravioleta (UV). As imagens dos

géis foram registradas por um sistema de captura de imagem L – PIX – ST Loccus do

Brasil. Os marcadores de peso molecular utilizados foram 1 kb plus DNA ladder e o

100 pb DNA ladder.

As referências dos equipamentos utilizados nas técnicas da PCR e DGGE podem ser

observadas na Tabela 15.

Tabela 15 - Referência dos equipamentos utilizados na PCR e DGGE

Equipamentos Modelo

Kit de extração do DNA PowerSoilTM

DNA Isolation Kit (MOBIO)

Centrifuga 351R (MPW)

Vortex Genie 2

Termociclador My cycler (Bio Rad)

Transiluminador UVP

Capturador de Imagens L-Pix-St (Loccus dos Brasil)

Espectrofotômetro Nanodrop 2000 (Thermo scientific)

Pipetas automáticas Labmate Soft (HT polonia)

DGGE Universal mutation detection system (DCODETM

)

50

Após a realização da técnica da DGGE foram recortadas as melhores bandas e

enumeradas, como pode ser observado na Figura 07 e Tabela 16. Posteriormente, os

diminutos pedaços de gel de acrilamida com as bandas foram colocadas em tubos de

eppendorf e adicionou-se 50 µL de água ultra limpa (mili-q). Em seguida, os tubos de

eppendorf com as bandas foram colocados em banho-maria à temperatura de 50°C

durante 40 minutos, com o objetivo de posteriormente de reamplificá-las, e assimenviá-

las para sequenciamento.

5 DISCUSSÃO E RESULTADOS

5.1 Precipitação

A região Nordeste apresenta as estações do ano dividas em dois períodos distintos: um

chuvoso e o outro de estiagem, contudo visto não se observam mudanças relevantes de

temperatura e de outras variáveis meteorológicas ao longo do ano.

A Figura 7 apresenta os valores referentes à precipitação total durante os meses de

estudo. Constatou-se que durante o período amostral (9 meses), os meses mais chuvosos

foram março, abril, maio e junho de 2014. Nesses meses foram registrados elevados

índices pluviométricos. O mês de janeiro de 2014 apresentou menor índice

pluviométrico o durante o estudo.

Figura 7 - Precipitação total referente aos meses de monitoramento

Fonte: Agência Pernambucana de Águas e Clima - APAC (2014)

4,2 0 0 0 26,5 0 0 0 0 0 2 0 0 5 0

20

40

60

80

100

120

140

Precipitação (mm) Precipitação no dia de coleta

51

Segundo a Agência Pernambucana de águas e Clima (APAC, 2014), nas regiões da

Zona da Mata e do Litoral de Pernambuco, o período mais seco corresponde aos meses

de dezembro, janeiro e fevereiro. O mês de fevereiro é considerado como sendo o mês

de fechamento do período, neste mês podem acontecer chuvas ocasionais. O período

chuvoso ocorre, em geral, de junho a setembro.

5.2 Avaliação do comportamento dos parâmetros físico-químicos

5.2.1 pH

A média do pH observada no afluente foi de 8 sendo observado um valor máximo de

8,4 e um valor mínimo de 7,3, podendo ser observado na Figura 8 e Tabela 16. O valor

alto encontrado no afluente (efluente da lagoa de estabilização) pode estar associado às

condições das atividades fotossintéticas na lagoa de estabilização, em que as algas

consomem o CO2 da acidez carbônica do esgoto, assim influenciando diretamente no

aumento dos íons da hidroxila (OH-) podendo ser observado na equação 5.1 e 5.2.

Os carbonatos e hidroxilas podem aparecer em águas onde ocorrem florações de algas

(eutrofizadas), sendo que em período de intensa insolação o saldo da fotossíntese em

relação à respiração é grande e a retirada de gás carbônico provoca elevação de pH para

valores que chegam até atingir 10 unidades. (PIVELLI, 2000)

CO2 + CaCO3 +H2O ↔ Ca(HCO3)2 (Eq. 5.1)

HCO3- ↔ CO2 + OH

- (Eq. 5.2 )

De acordo com PROSAB (2005), a remoção de CO2 ocorre principalmente pela

atividade fotossintética do fitoplâncton que retira da acidez carbônica presente no meio

líquido, ao qual é um elemento essencial para seu metabolismo.

No efluente do filtro 1, a média do pH foi de 7,5 sendo observado um valor máximo de

7,6 e um valor mínimo de 7,5. No efluente do filtro 2, o pH médio visualizado foi de

7,5. O valor máximo foi de 7,6 enquanto, o valor mínimo foi de 7,4. O valor do pH

nessas condições atendem às condições dos sistemas biológicos aquáticos, já que o meio

deve ter premissas ideais de pH entre 6,5 até 8,5, para a manutenção da vida aquática.

52

Valores de pH inadequados podem ser influenciados pela comunidade algal por

tamponamento pelo consumo de gás carbônico (principal fonte natural de acidez da

água) podem afetar a taxa de crescimento dos microrganismos e a remoção de nutrientes

(METCALF; EDDY, 2003).

De acordo com a legislação vigente (CONAMA 357/05), o pH deve estar em 5 até 9

para atender ao corpo receptor de classe 2.

Figura 8 - Variação do pH no afluente, ponto médio dos filtros de pedra e efluente dos filtros de

pedra.

Tabela 16 - Resumo estatístico para o pH nos pontos: afluente, ponto médio dos filtros de perda

e efluente dos filtros de pedra.

Estatística N° de dados Mínimo Máximo Média Desvio Padrão

Afluente 14 7,3 8,4 7,9 0,3

P2 14 7,3 7,8 7,5 0,2

P5 12 7,2 7,9 7,6 0,2

Ef. Filt. 1 14 7,5 7,6 7,6 0,1

EF. Filt. 2 14 7,4 7,6 7,6 0,1

5.2.2 Temperatura

A temperatura apresentada no período do estudo em certos dias apresentou-se por

médias elevadas em alguns pontos. No afluente a temperatura média foi de 30°C sendo

observado um valor máximo de 31°C e 28°C para o valor mínimo, podendo ser

observado na Figura 9 e Tabela 17. A temperatura é diretamente proporcional às

velocidades das reações químicas podendo provocar o recrudescimento microbiológico

do meio.

5

6

7

8

9

Afluente Ponto 2 Ponto 5 EF. Filtro 1 EF. Filtro 2

pH

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75% limite CONAMA 430/11 Méd

53

Valores altos de temperatura no afluente podem estar associados ao clima quente e a

alta taxa de insolação encontrada na lagoa de polimento, deste modo temperatura alta

aliada à disponibilidade de nutrientes pode acelerar o crescimento de florações de

cianobactérias perigosas, assim necessitando o seu polimento para adequá-lo para o

envio ao corpo receptor.

Enquanto no efluente do filtro 1, como também no efluente do filtro 2 a temperatura

média observada foi de 29°C. As temperaturas observadas nos efluentes atendem a

legislação vigente (CONAMA 430/11) ao lançar no corpo receptor.

De acordo com Saidam et. al. (1995), a temperatura é o parâmetro que mais influência

na sedimentação das algas nos filtros de pedra. Lançamentos de efluentes com

temperaturas altas no corpo receptor podem resultar em redução da viscosidade e,

portanto, diminui a força de atrito entre a água e a superfície do fitoplâncton.

Figura 9 - Variação da temperatura no afluente, ponto médio dos filtros de pedra e efluente

Tabela 17 - Resumo dos resultados das variáveis estatísticos para temperatura nos pontos:

afluente, ponto médio dos filtros e efluente dos filtros de pedra.


Afluente 14 28 31 30 1,0

P2 14 27,8 33 29,2 1,4

P5 12 28 32 29,5 1,0

Ef. Filt. 1 14 27,2 30,8 28,9 0,9

EF. Filt. 2 14 27 30 29 0,7

22

27

32

37

Afluente Ponto 2 Ponto 5 Ef. Filtro 1 Ef. Filtro 2

°C

Temperatura


54

5.2.3 Oxigênio dissolvido

Os níveis de oxigênio dissolvido no afluente apresentaram grande variação, o valor

médio foi de 4±0,9 mgO2.L-1

,sendo 5,8 mgO2.L-1

valor máximo e 2,4 mgO2.L-1

o valor

mínimo, podendo ser observado na Figura 10 e na Tabela 18.

A variação desse parâmetro no afluente pode estar associada à intensidade solar

proporcionando uma alta atividade fotossintética pelas algas e cianoabctérias presentes

na lagoa de estabilização.

Nos filtros de pedra, os valores de oxigênio são baixa em relação á legislação vigente. A

redução do oxigênio pode está associado ao consumo de oxigênio por bactérias com a

finalidade de degradar a matéria orgânica. Contudo, no efluente de cada filtro de pedra

apresenta recuperação desse gás, com a concentração média 5 mg.L-1

de O2 para ambos

os filtros.

Os valores máximos foram de 6,0 mgO2.L-1

para o efluente do filtro 1 e 6,2 mgO2.L-1

para o efluente do filtro 2. Os valores mínimos de oxigênio de dissolvido foram de 4,1

mgO2.L-1

para os efluentes do filtro 1 e filtro 2.

O aumento da concentração de oxigênio pode ter acontecido pela reaeração (produção

exógena) por ação da turbulência do fluxo no efluente ou por ação endógena por

organismos autotróficos, tais como, as cianobactérias. Os valores apresentados no

efluente na caixa de união posteriormente lançada ao corpo receptor atende a legislação

vigente (Resolução CONAMA 357/05).

A concentração de oxigênio dissolvido pode também contribuir para a remoção das

bactérias patogênicas devido à sensibilidade apresentada por algumas espécies

microaerofílicas Helicobacter pylori e Campylobacter jejuni (ROWAN et al., 2003;

LYDMARK et al., 2006).

55

Figura 10 - Variação do oxigênio dissolvido no afluente, ponto médio dos filtros de pedra e

efluente dos filtros de pedra.

Tabela 18 - Resumo estatístico para o oxigênio dissolvidonos pontos: afluente, ponto médio dos

filtros e efluente dos filtros de pedra


Afluente 14 2,4 5,8 4,0 0,9

P2 14 0,7 6,6 4,1 1,6

P5 12 2,6 6,8 4,3 1,1

Ef. Filt. 1 14 4,1 6,0 5 0,4

EF. Filt. 2 14 4,1 6,2 5 0,4

5.2.4 Condutividade

As condutividades médias nos pontos não apresentaram grande diferença nos filtros de

pedra, podendo ser observado na Figura 11 e Tabela 19. Em relação ao filtro 1, a

condutividade média no afluente para ambos os filtros foi de 1242 μs/cm, enquanto para

o filtro 1 a média do efluente foi de 1130 μs/cm e para o efluente do filtro 2 foi de 1137

μs/cm.

Segundo Esteves (2011), os valores da condutividade elétrica em regiões tropicais nos

ambientes aquáticos estão mais relacionados com as características geoquímica,

condição climática e influência antrópica da região.

Queiroz (2001), estudando remoção de sólidos em filtros de pedra durante o estudo

realizado entre os meses de agosto até outubro de 2010 encontrou valores de

condutividade média no efluente de 1.146 µs/cm.

012345678


mg.L

-1

Oxigênio Dissolvido


56

Figura 11 - Variação da condutividade elétrica no afluente, ponto médio dos filtros de pedra e


Tabela 19 - Resumo estatístico para a condutividade elétricanos pontos: afluente, ponto médio

dos filtros e efluente dos filtros de pedra


Afluente 14 980 1427 1242 137

P2 14 940 1384 1188 143

P5 12 957 1331 1180 135

Ef. Filt. 1 14 932 1321 1130 104

EF. Filt. 2 14 930 1326 1137 92

5.2.5 Alcalinidade Total

A alcalinidade média do afluente demonstrada em ambos os filtros de pedras foi de 147

mgCaCO3.L-1

, podendo ser observada na Figura 12 e Tabela 20. A média no efluente do

filtro 1 foi de 163 mgCaCO3.L-1

, enquanto para o filtro 2 foi de 162 mgCaCO3.L-1

.

De acordo com o trabalho de Oliveira (2010), elevados valores de alcalinidade podem

estar associados a reações de amonificação ou mineralização do nitrogênio orgânico,

deste modo disponibiliza amônia e carbono inorgânico ao meio.

O possível aumento da alcalinidade ao passar ao longo dos filtros de pedra e seus

respectivos efluentes podem também ser influenciada pela característica do material

suporte (brita) pelo desgaste do calcário ao longo do tempo.

No estudo Martins (2012), argumenta-se que este aumento pode ser decorrente da

degradação da biomassa algal. Após a morte das algas a amônia (NH3) é liberada ao

800

1000

1200

1400

1600


μs/

cm

Condutividade

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75% limite max Méd

57

meio e reage com a água poderá resultar aumento dos íons de nitrogênio amoniacal

(NH4+) e hidroxila (OH

-), podendo ser observado na equação 5.3.

NH3 + H2O → NH4+ + OH

- (Eq.5.3)

Figura 12 - Variação da alcalinidade total no afluente, ponto médio dos filtros de pedra e


Tabela 20 - Resumo estatístico para a alcalinidade totalnos pontos: afluente, ponto médio dos

filtros e efluente dos filtros de pedra


Afluente 14 110 170 147 21

P2 14 96 192 159 24

P5 12 95 177 156 23

Ef. Filt. 1 14 91 196 163 16

EF. Filt. 2 14 92 188 162 15

5.3 Remoção da matéria orgânica

5.3.1 Demanda química de oxigênio total, filtrada e particulada

As concentrações da demanda química de oxigênio (DQO) total média observada no

afluente para ambos os filtros foi de 127 mgO2.L-1

enquanto para o efluente do filtro 1

foi de 27 mgO2.L-1

e para efluente do filtro 2 foi de 28 mgO2.L-1

. A redução da DQO ao

passar pelos filtros de pedra estar relacionada pela redução da matéria orgânica devido à

oxidação de compostos orgânicos ou pela remoção da biomassa presente no afluente do

filtro de pedra.

0

50

100

150

200

250


mg

.L-1

Alcalinidade Total


58

O parâmetro da demanda química de oxigênio (DQO) total visa medir o consumo de

oxigênio que ocorre durante a oxidação química de compostos orgânicos

(biodegradáveis e não biodegradáveis) presentes.

A respiração aeróbia bacteriana está associada à oxidação de compostos orgânicos para

obtenção de energia celular, onde o oxigênio é utilizado com aceptor de elétrons e o

dióxido de carbono é liberado no processo (ESTEVES, 2011). Os filtros de pedras

promoveram grande remoção da matéria orgânica, podendo ser observada na Figura 13

e Tabela 21.

Segundo Metcalf e Eddy (2003), o esgoto sanitário é classificado como forte quando

apresenta a DQO a partir de 800 mg.L-1

e fraco na faixa de 120 até 250 mg.L-1.

Portanto o esgoto que chega da lagoa de estabilização para ser tratado pelo filtro de

pedra é considerado baixo.

A eficiência média de remoção da demanda química de oxigênio total para o filtro 1 foi

de 79 %, enquanto o filtro 2 apresentou remoção média de 78 % para demanda química

de oxigênio total. As eficiências observadas no período do estudo podem ser observadas

na Figura 14. Foi observado redução da eficiência da DQO em coletas que houve chuva.

ANDRADA (2005), estudando filtros de pedra (brita 3) após uma lagoa na ETE Arruda,

localizada na região de Sabará em Belo Horizonte, no período de 21/10/2004 até

30/06/2005 totalizando 8 meses de experimento, percebeu uma redução na concentração

média da DQO Total de 203 mgO2.L-1

para 97 mgO2.L-1

, produzindo um efluente de boa

qualidade em termos de DQO total.

De acordo com Martins (2012), a remoção de DQO Total nos filtros de pedra também

pode estar associada à presença de cianobactérias, que no escuro podem apresentar um

metabolismo heterotrófico consumindo a DQO Total (BASTOS et al., 2004).

59

Figura 13 - Variação da demanda química de oxigênio total no afluente, ponto médio dos filtros

de pedra e efluente dos filtros de pedra.

Tabela 21 - Resumo estatístico para a demanda química de oxigênio totalnos pontos: afluente,

ponto médio dos filtros e efluente dos filtros de pedra


Afluente 14 83 217 127 31

P2 14 46 132 73,7 20

P5 12 22 137 72 25

Ef. Filt. 1 14 12 89 27 21,7

EF. Filt. 2 14 10 90 28 21,0

Figura 14 - Eficiência da demanda química de oxigênio total em todo período do estudo

A demanda química de oxigênio filtrada (DQO filtrada), observada no afluente obteve

uma média de 32 mgO2.L-1

em ambos os filtros. O efluente do filtro 1 apresentou o

resultado médio de 15 mgO2.L-1

, enquanto filtro 2 o resultado médio foi de 14 mgO2.L-

1,podendo ser observada na Figura 15 e Tabela 22. A eficiência média de remoção da

0

50

100

150

200

250


mg

.L-1

Demanda Química de Oxigênio Total


0

20

40

60

80

100

0 50 100 150 200 250

mg.L

-1 d

e O

2

Dias de Experimento

Eficiência Demanda Química de Oxigênio Total

Eficiência F1

Eficiência F2

60

demanda química de oxigênio filtrada para o filtro 1 foi de 54 %, enquanto o filtro 2

apresentou remoção média de 52 % de demanda química de oxigênio filtrada.

Andrada (2005) realizando pesquisa no mesmo sistema de filtros contribuíram na

remoção complementar da DQO Filtrada no filtro 1 de 61 mg.L-1

de O2 e no filtro 2 de

65 mg.L-1

de O2 com eficiências médias de 68% e 60%, respectivamente.

Humberto (2011) observou um aumento de concentração média de DQO Filtrada de 63

mgO2.L-1

na lagoa facultativa para 123 mgO2.L-1

para o filtro de pedra.

Figura 15 - Variação da demanda química de oxigênio filtrada no afluente, ponto médio dos

filtros de pedra e efluente dos filtros de pedra.

Tabela 22 - Resumo estatístico para a demanda química de oxigênio filtradanos pontos:

afluente, ponto médio dos filtros e efluente dos filtros de pedra


Afluente 14 6 48 32 12

P2 14 8 38 27 8

P5 12 5 38 24 10

Ef. Filt. 1 14 5 21 14 5

EF. Filt. 2 14 5 24 15 6

A demanda química de oxigênio particulada (DQO Particulada), apresentou um


para o afluente em ambos os filtros, podendo ser

observada na Figura 16 e Tabela 24. O efluente médio do filtro 1 obteve um resultado

médio de 8 mgO2.L-1

, por conseguinte o efluente do filtro 2 apresentou o valor de 9

05

10152025303540455055


mg

.L-1

Demanda Química de Oxigênio Filtrada


61

mgO2.L-1

. A eficiência média de remoção da demanda química de oxigênio particulada

para ambos os filtros foi de 91% para o filtro 1 e 90 % para o filtro 2, respectivamente.

Andrada (2005), os filtros de pedra realizaram uma excelente remoção de DQO

particulada no sistema. O Filtro 1 reduziu a concentração média de DQO particulada de

146 mgO2.L-1

para 42 mgO2.L-1

, apresentando uma eficiência média de 71%. No Filtro

2, esta redução foi de 113 mgO2.L-1

para51 mgO2.L-1

, apresentando uma eficiência

média de 54%.

Figura 16 - Variação da demanda química de oxigênio particulada no afluente, ponto médio dos


Tabela 23 - Resumo estatístico para a demanda química de oxigênio particuladanos pontos:



Afluente 14 47 176 93 31

P2 14 22 95 47 19

P5 12 6 64 41 18

Ef. Filt. 1 14 0 23 8 7

EF. Filt. 2 14 0 21 9 5

A legislação 357/05 e 430/11 não preconiza padrões para o lançamento de DQO Total,

Filtrada e Particulada. Estabelece que para a determinação da carga poluidora seja

utilizada a DBO, que será o parâmetro a ser apresentado.

020406080

100120140160180200


mg

.L-1

DQO Particulada


62

5.3.2 Demanda Bioquímica Total, Filtrada e Particulada.

As concentrações da demanda bioquímica de oxigênio (DBO) total observada no

afluente para ambos os filtros foi de 41 mgO2.L-1

enquanto para o efluente do filtro 1 foi

de 11 mgO2.L-1

e para efluente do filtro 2 foi de 12 mgO2.L-1

, podendo ser observada na

Figura 17 e Tabela 24.

A eficiência média de remoção da demanda bioquímica de oxigênio total para o filtro 1

foi de 72 %, enquanto o filtro 2 apresentou remoção média de 69 % de demanda

bioquímica de oxigênio total. As eficiências observadas no período do estudo podem ser

observadas na Figura 18.

Humberto (2011) verificou que não ocorreu remoção na DBO Total. Os valores médios

obtidos foram 56 mgO2.L-1

na lagoa facultativa e 69 mgO2.L-1

no filtro de pedra.

A Resolução CONAMA N° 430 de 2011 estabelece que a Demanda Bioquímica de

Oxigênio - DBO5 dias, 20°C, para efluentes oriundos de sistemas de tratamento de

esgotos sanitários deve ser no máximo de 120 mgO2.L-1

. A ETE Rio Formoso atendeu

aos requisitos durante ao período de estudo com concentração média em seus efluentes

de 12 mgO2.L-1

. Entretanto o afluente dos filtros de pedra sendo oriundas de lagoa de

polimento, as suas concentrações, atendem à legislação pertinente antes mesmo de

passar pelo tratamento terciário.

63

Figura 17 - Variação da demanda bioquímica de oxigênio total no afluente, ponto médio dos


Tabela 24– Resumo estatístico para a demanda bioquímica de oxigênio total nos pontos: afluente, ponto

médio dos filtros e efluente dos filtros de pedra.


Afluente 14 21 58 41 13

P2 14 13 32 22 5

P5 12 14 30 21 6

Ef. Filt. 1 14 3 18 11 4

EF. Filt. 2 14 6 20 12 4

Figura 18 - Eficiência da demanda bioquímica de oxigênio total em todo período do estudo.

A demanda bioquímica de oxigênio filtrada (DBO filtrada), observada no afluente

obteve uma média de 12 mgO2.L-1

em ambos os filtros. O efluente do filtro 1 apresentou

0

50

100


mg

.L-1

Demanda Bioquímica de Oxigênio Total


0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

0 50 100 150 200 250

%

Dias de Experimento

Eficiência da Demanda Bioquímica de Oxigênio Total

Eficiência F1

Eficiência F2

64

o resultado médio de 5 mgO2.L-1

, enquanto filtro 2 o resultado médio foi de 4 mgO2.L-1

,

podendo ser observada na Figura 19 e Tabela 25. A eficiência média de remoção da

demanda bioquímica de oxigênio filtrada para o filtro 1 foi de 56 %, enquanto o filtro 2

apresentou remoção média de 58 %.

Humberto (2011) verificou que não ocorreu remoção na DBO Filtrada. Os valores

médios obtidos foram 19 mgO2.L-1

na lagoa facultativa, e 20 mgO2.L-1

no filtro de pedra

e plástico.

O resultado para o Teste t entre as 14 observações dos efluentes dos filtros de pedra foi

de (t= 0,843). Significa que as médias dos valores não diferem entre os tratamentos, ou

seja, os filtros de pedra para este parâmetro são semelhantes.

Figura 19 - Variação da demanda bioquímica de oxigênio filtrada no afluente, ponto médio dos


Tabela 25-Resumo estatístico para a demanda bioquímica de oxigênio filtrada nos pontos:



Afluente 14 4 18 12 4

P2 14 3 11 8 2

P5 12 3 13 8 3

Ef. Filt. 1 14 3 8 5 1

EF. Filt. 2 14 2 7 4 1

A demanda bioquímica de oxigênio particulada (DBO Particulada), apresentou um


para o afluente em ambos os filtros. O efluente médio

do filtro 1 obteve um resultado médio de 7 mgO2.L-1

, enquanto para o efluente do filtro

0

5

10

15

20

25


mg

.L-1

Demanda Biquímica de Oxigênio Filtrada


65

2 também foi de 7 mgO2.L-1

, podendo ser observada na Figura 20 e Tabela 26. A

eficiência média de remoção da demanda bioquímica de oxigênio particulada para

ambos os filtros foi de 76 %.

Andrada (2005)O Filtro 1 (brita 3), após a Lagoa 3, reduziu a concentração média de

DBO particulada de 28 mgO2.L-1

para 13 mgO2.L-1

, produzindo um efluente com

excelente qualidade em termos de DBO particulada, apresentando uma eficiência média

de 53%.

O Filtro 2 (pedra de mão), após a Lagoa 4, apresentou desempenho inferior, como se

poderia esperar em virtude da maior granulometria, mas ainda assim satisfatório, com

concentrações médias afluentes e efluentes de 23 mgO2.L-1

e 17 mgO2.L-1

,

respectivamente apresentando uma eficiência média de 26% (ANDRADA, 2005).

Figura 20 - Variação da demanda bioquímica de oxigênio particulada no afluente, ponto médio

dos filtros de pedra e efluentes dos filtros de pedra.

Tabela 26– Resumo estatístico para a demanda bioquímica de oxigênio particulada nos pontos:



Afluente 14 7 50 30 15

P2 14 2 25 13 5

P5 12 3 23 13 5

Ef. Filt. 1 14 3 13 7 7

EF. Filt. 2 14 3 13 7 3

05

1015202530354045505560


mg

.L-1

Demanda Bioquímica de Oxigênio Particulada


66

5.4 Nutrientes

5.4.1 Nitrogênio Total de Kjeldahl (NTK)

A média encontrada no afluente para ambos os filtros em relação ao parâmetro do

nitrogênio total de Kjeldahl (NTK) foi de 23 mgN-NTK.L-1

. Nos filtros de pedras (60

m), as concentrações médias para o filtro 1 e 2 foi de mgN-NTK.L-1

, podendo ser

observada na Figura 21 e Tabela 27. A eficiência média de remoção do nitrogênio total

de Kjeldahl para ambos os filtros foi de 35 %.

De acordo com Medeiros (2011)maiores relações DBO:NTK favorecem a

predominância da biomassa heterotrófica no biofilme em virtude da maior taxa de

crescimento específico e fluxo de síntese apresentado por estes microrganismos. O

resultado estatístico de Pearson para o parâmetro NTK em relação à DBO apresentou

uma correlação positiva bem fraca para o afluente (r = 0,00), esse valor baixo poder

estar relacionado por condições instáveis de nitrito encontrado em efluente de lagoa de

estabilização.

O efluente do filtro 1, apresentou uma correlação positiva fraca (r = 0,208), entretanto

para o efluente do filtro 2, observou-se uma correlação positiva moderada (r = 0,565).

Este resultado corrobora com a possível nitrificação em biofilmes crescidos no material

suporte do filtro de pedra de fluxo horizontal.

O aumento no efluente dos filtros de pedra pode estar relacionada à presença de archaea

oxidadora de amônia (AOA)em condição de baixo oxigênio (PARKet al., 2006) no

sedimento dos filtro de pedra, já que o fitoplâncton aderido ao material suporte perdem

sua vitalidade em áreas sombreadas, e posteriormente sendo sedimentado, deste modo

favorecendo a oxidação do nitritoa nitrato em condições anóxicas (MADIGAN, 2010).

Como também, desnitrificação anóxica do nitrato para nitrogênio molecular por

organismos heterotróficos (Grady et al., 1999).Neder et al. (2000), em estudo

preliminares do desempenho de uma ETE – Piloto em Brasília-DF por meio de processo

naturais, obtiveram, no filtro de pedra, 14% de remoção de NTK Total, com efluente de

52 mgN-NTK.L-1

. A taxa de aplicação de 0,23 m3/m

3.d.

67

Queiroz (2001) avaliou em escala piloto desempenhos naturais de tratamento na

remoção de SS de efluentes de lagoas de estabilização. Uma alternativa foi a utilização

destas lagoas de alta taxa seguido por um filtro de pedra, constituído por um tanque,

medindo 15 m de comprimento por 3,8 m de profundidade, com sentido de fluxo

horizontal. A taxa de aplicação hidráulica foi de 0,024 m3/m

2.d

As concentrações de NTK nos afluentes foram 70 mgN-NTK.L-1

, enquanto para os

efluentes foram de 60 mgN-NTK.L-1

, apresentando uma eficiência de remoção de 14%,

de acordo com QUEIROZ (2001).

Figura 21 - Variação de nitrogênio total de Kjeldahl no afluente, ponto médio dos filtros de

pedra e efluente.

Tabela 27– Resumo estatístico paranitrogênio total de Kedjhal nos pontos: afluente, ponto

médio dos filtros e efluente dos filtros de pedra


Afluente 14 17 28 23 3

P2 14 13 23 19 3

P5 12 13 24 19 3

EF. Filt. 1 14 10 19 15 3

EF. Filt. 2. 14 9 20 15 3

5.4.2 Nitrogênio Amoniacal

As concentrações médias no afluente, efluente do filtro 1 e efluente do filtro 2 foram 16

mgN-NH4+.L

-1, 12 mgN-NH4

+.L

-1e 12 mgN-NH4

+.L

-1, respectivamente apresentando

uma eficiência de remoção média de 25%, podendo ser observado na Figura 22 e Tabela

28. A Resolução CONAMA N° 357 de 2005 estipulava o padrão de lançamento para N

0

5

10

15

20

25

30

35


mg.L

-1

Nitrogênio Total de Kjeldahl


68

amoniacal como sendo de 20 mg.L-1

, entretanto o padrão foi suspenso. A legislação

ambiental CONAMA N° 430 de 2011 não estabelece padrão máximo para lançamento

de nitrogênio amoniacal para efluentes de sistemas de tratamento de esgotos sanitário.

Nos filtros de pedra, em alguns pontos ocorreram aumentos das concentrações de

nitrogênio amoniacal. Pontos próximos ao afluente podem ter certo aumento devido à

amonificação do nitrato precedente do afluente, outro fator importante é a ureia

(CO[NH2]2) que é um composto presente em sedimentos encontrados no fundo da lagoa

de estabilização oxidada com o líquido no sistema pode resultar no aumento da amônia,

podendo ser observado na equação 5.4.

NH2 ─ CO ─ NH2 + H2O → 2NH3- + CO2 (Eq. 5.4)

. A amônia é o produto final da mineralização aeróbica do nitrogênio orgânico

dissolvido e particulado e pode ser gerado por atividade de organismos heterotróficos.

Por conseguinte, ao passo que as algas ficam aderidas ao material suporte e

posteriormente a morte celular pode haver à liberação do íon amoniacal por

decomposição da biomassa algal.

No meio aquático, especialmente quando o pH é básico o íon amônio instável se

transforma em amônia. Esteves (2011) no meio aquático em sistemas apresentando pH

entre ácido e neutro a amônia formada demonstra-se instável, sendo convertida por

hidratação a íon amônio, podendo ser observado na equação 5.5.

NH3+ H2O → NH4+ + OH

- (Eq. 5.5)

Sabe-se que atualmente a principal forma inorgânica de nitrogênio utilizável

metabolicamente com menor custo energético por produtor primário é o nitrogênio

amoniacal.

Mara e Johnson (2006) estudaram, em escala piloto dois filtros de pedra em paralelo,

com a finalidade de remover nitrogênio amoniacal. Um filtro de pedra apresentava-se

aerado, enquanto o outro estava sem suprimento de oxigênio.

Os resultados mostraram que no filtro aerado apresentou a média de 5 mg.L-1

de

nitrogênio amoniacal, apresentando uma remoção de 32%, contudo o filtro não aerado

69

apresentou um aumento significativo na concentração. Mara e Johnson Op. cit. (2006)

que pode ser devido à amonificação de nitrogênio orgânico atribuído a biodegradação

das algas.

Estudos recentes têm mostrado que a fixação de nitrogênio (N2) não tem atendido a

demanda fitoplanctônica (SCOOT, 2010; PAERL et al., 2010), por várias razões, tais

como (a) fixação de nitrogênio tem alta exigência de energia, (b) a produção de

oxigênio por fotossíntese em florações pode inibir o processo anaeróbio, (c) a mistura

por turbulência e o vento são fatores que podem atrapalhar a fixação do nitrogênio

(MOISANDER et al., 2002).

Figura 22 - Variação de nitrogênio amoniacal no afluente, ponto médio dos filtros de pedra e


Tabela 28 - Resumo estatístico para nitrogênio amoniacal nos pontos: afluente, ponto médio

dos filtros e efluente dos filtros de pedra.


Afluente 14 12 23 16 3

P2 14 10 20 16 2

P5 12 10 19 15 3

Ef. Filt. 1 14 8 18 12 2

EF. Filt. 2 14 7 19 12 3

5.4.3 Nitrito

O afluente apresentou um valor médio de nitrito de 0,09 mg NO2.L-1

para ambos os

filtros de pedra.Esse baixo valor pode estar relacionado por ser o efluente de uma lagoa

0

5

10

15

20

25

Afluente Ponto 2 Ponto 5 EF. Filtro 1 EF. Filtro 2

mg

.L-1

Nitrogênio Amoniacal

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75% Limite CONAMA 430/11 Méd

70

de estabilização, onde o nitrito se apresenta de uma forma muito instável, com

possibilidade de ser oxidado a nitrato ou reduzido diretamente a N2.

O efluente do filtro 1 apresentou uma valor médio de 0,3 mg NO2.L-1

, enquanto o

efluente do filtros 2, o valor médio apresentado foi de 0,2 mg NO2.L-1

, Podendo ser

observada na Figura 23 e Tabela 29. O aumento da concentração média nos efluentes dos

filtros de pedra pode ser explicado pela oxigenação do mesmo, possibilitando a nitrificação.

É importante ressaltar que a nitrificação é responsável pelo decréscimo de pH pois gera

como produto final íons de H+, e esse decréscimo depende da capacidade de

tamponamento no meio. A nitrificação é um processo predominante aeróbico, e como

tal, só ocorre onde há oxigênio.

Neste intuito o resultado da correlação do pH e nitrito em relação ao afluente foi fraca

positiva (r = 0,400). Em contra partida, o resultado para correlação do efluente do filtro

1 foi muito forte positiva (r = 0,866), enquanto para o efluente do filtro 2, o resultado

foi fraca positiva (r = 0,493).A oscilação das taxas de nitrificação em função do pH em

arranjos de biomassa aderida pode ter um performance distinta. Em tal caso pode estar

agregado ao perfil experimental na pesquisa de Barnes e Bliss, (1983).

De acordo com AHN (2006) propõemque as circunstâncias operacionais proporcione

um pHsuperior a 7,0 no valor reacional, tendo em consideração a atenuação da taxa de

nitrificação com pH abaixo de 7,0.

De acordo com Metcalf; Eddy (2003) a alcalinidade residual mínima para nitrificação

em sistemas como biofilmes: x ˃ 45 mg.L-1

(observado) e 50 mg.L-1

(recomendado). O

oxigênio é considerado o principal fator limitante para a atividade de nitrificação, e a

profundidade de penetração de oxigênio geralmente se correlaciona bem com zonas de

alta taxa de nitrificação em biofilmes nitrificantes (GIESEKE et al., 2005).

As bactérias nitrossomonas (N. europaea, N. oligocarbogenes, Nitrosolobus, Nitrospira

e Nitrosococcus) poderão converter o nitrogênio amoniacal a nitrito, e posteriormente as

nitroabacter (N. agilis e N. winogradski) irão oxidar o nitrito a nitrato, podendo ser

observado nas seguintes equações abaixo:

71

(Nitrosomonas) 2 NH4+ + 3 O2→ 2 NO2

- + 4 H

+ + 2 H2O (Eq. 5.6)

(Nitrobacter) 2 NO2- + O2 → 2 NO3

- (Eq. 5.7)

De acordo com Metcalf e Eddy (2003) o gênero Nitrossomonas sp. requerem 3,43 mg

de O2 para cada miligrama de nitrogênio amoniacal oxidado a nitrito. A oxidação do

nitrito a nitrato pelo gênero Nitrobacter sp.demandar 1,14 mg de O2, que totaliza 4,57

mg de O2 para o processo global de nitrificação.

As bactérias nitrificantes podem desempenhar um importante papel ecológico no ciclo

donitrogênio, convertendo a amônia a nitrato.

-

Figura 23 - Variação de nitrito no afluente, ponto médio dos filtros de pedra e efluente dos

filtros de pedra.

Tabela 29 - Resumo estatístico para nitrito nos pontos: afluente, ponto médio dos filtros de

pedra e efluente dos filtros de pedra


Afluente 14 0,01 1,0 0,1 0,1

P2 14 0,06 0,2 0,1 0,3

P5 12 0,1 0,3 0,2 0,2

Ef. Filt. 1 14 0,1 0,4 0,3 0,1

EF. Filt. 2 14 0,1 0,38 0.2 0,1

5.4.4 Nitrato

O afluente apresentou um valor médio de 1, mgNO3.L-1

. Já o efluente do filtro 1ª

concentração média foi de 1,9 mgNO3.L-1

e 1,8 mgNO3.L-1

para o filtro 2,

0

0

0

0

0

1

1


mg

.L-1

Nitrito


72

respectivamente, podendo ser observado na Figura 24 e Tabela 30 Com relação ao

processo de transformação e remoção do nitrogênio pode-se dizer que as bactérias do

gênero Nitrossomonas e Nitrobacter são as principais responsáveis pela formação do

nitrato a partir do amônio.

Segundo Panio; Middlesbrooks (1982), devido à baixa concentração de nitrito e nitrato

encontrada no efluente das lagoas, a nitrificação nesse tipo de sistema terá uma

contribuição insignificante.

A nitrificação autótrofa aeróbia ocorre principalmente pela ação de bactéria oxidante de

amônio e bactéria oxidante de nitrito. As bactérias oxidantes de amônio pertencem ao

grupo litoautótrofo, ou seja, utiliza como fonte de energia o amônio e dióxido de

carbono como fonte de carbono. Contudo, a maioria das bactérias oxidante de nitrito

também considerada litoautotróficas, utiliza nitrito como fonte de energia e dióxido de

carbono como fonte de carbono (HUMBERTO, 2011).

O gênero Nitrobacter pertencente ao grupo de bactérias oxidantes de nitrito, e estão

agrupadas na sub-divisão α-proteobacteria. Esses organismos são responsáveis pela fase

de transformação do nitrito em nitrato. Essa transformação é possível graças a uma

enzima produzida por elas, a nitrito oxidutase(ASSUNÇÃO, 2009).

Figura 24 - Variação de nitrato no afluente, ponto médio dos filtros de pedra e efluente dos

filtros de pedra.

0

1

2

3

4


mg.L

-1

Nitrato


73

Tabela 30 - Resumo estatístico para nitrato nos pontos: afluente, ponto médio dos filtros e

efluente.


Afluente 14 1,0 1,3 1,2 0,1

P2 12 0,94 2,0 1,4 0,1

P5 12 0,73 1,4 1,2 0,1

Ef. Filt. 1 14 1,7 2,1 1,9 0,1

EF. Filt. 2 14 1,6 2,0 1,8 0,1

5.4.5 Fósforo total

A concentração média do afluente foi de 3,3 mgP-PO4-3

.L-1

, enquanto o efluente do

filtro 1 apresentou 2,5 mgP-PO4-3

.L-1

e o filtro 2 também apresentou valor de 2,6 mgP-

PO4-3

.L-1

, podendo ser observada na Figura 25 e Tabela 31. A remoção média

apresentada pelos filtros de pedra foram de 25 % para o filtro 1 e 23 % para o filtro 2.

Os filtros de pedra apresentaram uma baixa remoção, o que já era esperado visto que os

filtros de pedra não têm essa finalidade.

Martins (2012) afirma que o desempenho do filtro na remoção de fósforo, embora não

significativo, pode ocorrer provavelmente por processos físicos de retenção no meio

filtrante ou precipitação química dos fosfatos. No estudo de Saidam et al. (1995)

obtiveram resultados de remoção de 24%, 35% e 46% para os três sistemas de filtro de

pedra avaliados para o polimento de uma lagoa de estabilização.

A concentração de alta de fósforo no corpo receptor é um dos fatores propícios ao

florescimento de cianobactérias nos corpos d’águas. De acordo com Dowing et al.,

(2001) o enriquecimento do fósforo em relação ao enriquecimento do nitrogênio pode

favorecer o desenvolvimento de cianobactérias, especialmente as fixadoras de

nitrogênio que podem suprir suas próprias necessidades de nitrogênio por converter por

ação enzimática e biológica nitrogênio atmosférico (N2) para amônia (NH3).

De acordo com os estudos de Sukeniki et al. (1985), a assimilação biológica de fósforo

pelos organismos fitoplanctõnicos é realizado de forma mais proveitosa na faixa de pH

entre 8,5 até 10. Contudo a faixa do pH neste estudo esteve entre 8,0 até 7,4.

A legislação ambiental CONAMA N° 430 de 2011 não estabelece padrão máximo para

lançamento de fósforo para efluentes de sistemas de tratamento de esgotos sanitário.

74

Figura 25 - Variação de fósforo total no afluente, ponto médio dos filtros de pedra e efluente

dos filtros de pedra.

Tabela 31 - Resumo estatístico para fósforo total nos pontos: afluente, ponto médio dos filtros e

efluente.


Afluente 14 2,9 3,8 3,3 0,3

P2 14 2,8 3,4 3,1 0,2

P5 12 2,8 3,4 3,2 0,2

Ef. Filt. 1 14 1,8 3,3 2,5 0,4

EF. Filt. 2 14 2,0 3,2 2,5 0,4

5.4.6 Ortofosfato

A concentração média do afluente foi de 1,7 mgP-PO4-3

.L-1

, enquanto o efluente do

filtro 1 apresentou 1,8 mgP-PO4-3

.L-1

e o filtro 2 foi de 1,9 mgP-PO4-3

.L-1

, podendo ser

observada na Figura 26 e Tabela 32. Como se pode observar houve aumento de

ortofosfato depois de passar pelos filtros de pedra. Martins (2012) argumenta que o

aumento pode ter sido ocasionado pela remineralização anaeróbia.

As cianobactérias podem ser consideradas como um sistema hospedeiro alternativo por

apresentar seu requisito mínimo de nutrientes e natureza fotoautotrófica para a produção

do polihidroxibutirato (PHB) (SUNDARAMOORTHY et al., 2013).

0

1

2

3

4

5


mg

.L-1

Fósforo Total


75

As cianobactérias têm um mecanismo para armazenamento de fosfato

predominantemente na forma de polifosfato e durante a deficiência do fosfato contém a

escassez por romper as cadeias π do polifosfato.

Outra estratégia apresentada por estes microrganismos por competição ao ortofosfato é

a capacidade de assimilar o elemento além de sua necessidade momentânea, fenômeno

chamado de consumo luxuriante (luxury consumption ou luxury uptake), quando o

fosfato é abundante no meio aquático. (SIGGE, 2005).

Cianobactérias filamentosas que apresentam até 20 divisões celulares em condições de

limitação extrema por fósforo, os grânulos de polifosfato podem fornecer a sustentação

necessária (SIGGE, 2005) visando o ganho de competitividade entre outros

microrganismos.

Figura 26 - Variação de ortofosfato no afluente, ponto médio dos filtros de pedra e efluente

dos filtros de pedra.

Tabela 32 - Resumo estatístico para ortofosfatonos pontos: afluente, ponto médio dos filtros e efluente.


Afluente 14 1,0 3 1,7 0,6

P2 14 1,2 2,5 1,7 0,3

P5 12 1,1 2,8 1,8 0,5

Ef. Filt. 1 14 1,2 2,8 1,8 0,5

EF. Filt. 2 14 1,2 2,7 1,9 0,4

0

1

2

3

4


mg

.L-1

Ortofosfato


76

5.5 Turbidez e Sólidos Suspensos

5.5.1Turbidez

Em relação à turbidez, a concentração média do afluente foi de 120 NTU, enquanto para

os ambos efluentes dos filtros de pedra, a remoção média da turbidez foi de 5 NTU. A

remoção média apresentada pelos filtros de pedra foi de aproximadamente 96 %

podendo ser observada na Figura 27 e Figura 28 e Tabela 33.

Resultados entre turbidez e sólidos suspensos totais estão interligados, já que a turbidez

é a alteração da penetração da luz pelas partículas em suspensão.

Altos valores de turbidez podem afetar diretamente a entrada de luz na água, e

sucessivamente o crescimento de cianobactérias, já que captam a energia luminosa e a

transforma em energia química através do processo da fotossíntese. Os valores altos de

turbidez e sólidos suspensos totais podem estar associados aos períodos de chuvas. A

eficiência da turbidez pode está relacionada à decomposição das algas no material

suporte.

Figura 27 - Variação da coloração da turbidez entre o afluente e efluente dos filtros de pedra

de fluxo horizontal.

77

Figura 28 - Variação de turbidez no afluente, ponto médio dos filtros de pedra e efluente dos

filtros de pedra.

Tabela 33 - Resumo estatístico para turbidez nos pontos: afluente, ponto médio dos filtros de

perda e efluente dos filtros de pedra.


Afluente 14 90 142 120 16

P2 14 28 66 49 10

P5 12 30 56 41 8

Ef. Filt. 1 14 2 8 5 3

EF. Filt. 2 14 3 8 5 2

5.5.2 Sólidos Suspensos Totais

A concentração média do afluente foi de 95 mgSST.L-1

, enquanto o efluente do filtro 1

apresentou o valor médio de 33 mgSST.L-1

e o filtro 2 apresentou valor médio de foi de

32 mgSST.L-1

, podendo ser observada na Figura 29 e Tabela 34. O filtro de pedra 1

apresentou uma remoção média de 65 % para sólidos suspensos totais, enquanto o filtro

2 apresentou uma remoção média de 66 % de sólidos suspensos totais.

Nos filtros de pedra, não houve uma grande variação, deste modo foram obtidos

resultados satisfatórios de remoção de sólidos suspensos no sistema.

Os resultados de remoção de SST apresentados por Von SPERLING et al. (2007)estiveram

entre 36% e 75%, para filtros de escoamento horizontal, com despejo doméstico.


de (t = 0,744), significa que as médias dos valores não diferem entre os tratamentos, ou

seja, os filtros de pedra para este parâmetro não apresentaram diferenças significativas.

0

20

40

60

80

100

120

140


NT

U

Turbidez


78

De acordo com Uhlmann (1980) a qualidade do efluente de lagoas de estabilização pode ser

amplamente relacionada à relativa instabilidade ecológica desses ambientes, bem como a

sua elevada sensibilidade às mudanças de condições meteorológicas do local.

Quanto maior for à densidade de algas, melhor a eficiência na remoção de nutrientes

(LAU et al., 1995). A remoção das algas em filtros de pedra é diretamente influenciada

pelo aumento da altura útil do leito de perlocação, através da redução do risco de

multiplicação destes organismos nas camadas mais profundas do material suporte.

Figura 29 - Variação de Sólidos Suspensos totais no afluente, ponto médio dos filtros de pedra

e efluente dos filtros de pedra.

Tabela 34 – Resumo estatístico para sólidos suspensos totais nos pontos: afluente, ponto médio

dos filtros e efluente dos filtros de pedra.


Afluente 14 60 149 95 31

P2 14 8 88 55 19

P5 12 8 97 54 21

Ef. Filt. 1 14 5 64 33 17

EF. Filt. 2 14 4 58 32 15

5.5.3 Sólidos suspensos voláteis

O valor médio apresentado no afluente foi de 46 mgSSV.L-1

. O valor apresentado para o

efluente do filtro 1 foi de 13 mgSSV.L-1

, enquanto para o efluente do filtro 2 foi de 11

mgSSV.L-1

, podendo ser observado na Figura 30 e Tabela 35. A remoção média de

sólidos suspensos voláteis apresentada pelo filtro 1 foi de aproximadamente 72 %,

enquanto para o filtro 2 a remoção média de sólidos suspensos voláteis apresentada foi

de 76 %.

0

20

40

60

80

100

120

140

160


mg

.L-1

Sólidos Suspensos Totais


79

Figura 30 - Variação de Sólidos Suspensos voláteis no afluente, ponto médio dos filtros de

pedra e efluente dos filtros de pedra.

Tabela 35 - Resumo estatístico para sólidos suspensos voláteis nos pontos: afluente, ponto

médio dos filtros e efluente dos filtros de pedra.


Afluente 14 12 88 46 21

P2 14 6 68 27 14

P5 12 5 61 24 13

Ef. Filt. 1 14 1 46 14 10

EF. Filt. 2 14 1 43 11 9

5.6 Remoção de fitoplâncton

A Figura 31 mostra a variação do número total de células do fitoplâncton nos pontos de

amostragem. O valor médio observado no afluente foi de 112.200 de cél.mL-1

. O

efluente do filtro 1 apresentou o valor médio de 2.464 de Cél.mL-1

, enquanto o efluente

do filtro 2 apresentou um valor médio de 2.248 de Cél.mL-1

,podendoser observado na

Tabela 36. .Este resultado demonstra como o sistema de filtro de pedra foi eficaz na

remoção do fitoplâncton apresentando uma eficiência média de redução de número total

de células de aproximadamente de 98 %.


de (t = 0,195), significa que as médias dos valores não diferem entre os tratamentos, ou

seja, os filtros de pedra para este parâmetro não apresentaram diferenças significativas.

0

20

40

60

80

100


mg

.L-1

Sólidos Suspensos Volaétis


80

Figura 31 - Variação de número total de células no fitoplâncton encontrado no afluente, ponto

médio dos filtros de pedra e efluente dos filtros de pedra.

Tabela 36– Resumo estatístico número total de células no fitoplâncton nos pontos: afluente,

ponto médio dos filtros e efluente dos filtros de pedra.


Afluente 14 96.110 138.420 112.000 13.541

P2 14 8.538 11.700 10.565 704

P5 12 6.515 12.510 9.678 1.598

EF. Filt. 1 14 1.068 3.873 2.464 766

EF. Filt. 2 14 1.119 3.465 2.448 728

Alguns autores (Stutz-Mc Donald & Williamson, 1979; Agust & Sánchez,

2002)argumentam que a remoção do fitoplâncton podem está relacionada por

sedimentação, perda da vitalidade celular ocasionada áreas sombreadas e escuras. Os

filtros de pedra apresentam estas áreas sombreadas no que se refere ao material suporte

dispostas no sistema.

O resultado do teste estatístico de Pearson para o parâmetro de temperatura em relação

ao fitoplâncton apresentou uma correlação positiva bem fraca (r = 0,098) para o

afluente. O efluente do filtro 1, apresentou uma correlação positiva bem fraca (r =

0,046), entretanto para o efluente do filtro 2, observou-se uma correlação positiva forte

(r = 0,748). Este resultado pode estar relacionado com a redução do fitoplâncton no

efluente, já que a temperatura é reconhecida como um parâmetro que pode influenciar

na. Temperaturas próximas a 25° C, a taxa de fitoplâncton de água doce geralmente

eucariótica estabiliza ou diminui, enquanto as taxas de crescimento de muitas

cianobactérias aumentam, proporcionando uma vantagem competitiva (PAERL;

HUISMAN, 2009).

1,E+03

4,E+04

8,E+04

1,E+05


Cél

. m

L-1

N° Total de Célualas do Fitoplâncton

25% 50% 90% 10% Mín Máx 75% Méd

81

Stutz-Mcdonald; Williamson (1979) constataram que as taxas de afundamento das algas

aumentam exageradamente com a temperatura, entretanto o fator de aumento da taxa de

afundamento não pode ser explicado pelo efeito da temperatura sobre a viscosidade da

célula.

A temperatura mais elevada diminuirá a viscosidade da água de superfície e aumentará

a difusão de nutrientes para a superfície da célula, um processo importante quando há

competição por nutrientes entre espécies (PEPERZARK, 2003).

Por estas razões, geralmente conclui-se que florações de cianobactérias podem aumentar

em distribuição e intensidade, quando as temperaturas globais sobem (PAERL;

HUISMAN, 2009).

A correlação entre fitoplâncton e pH no afluente apresentou-se positiva fraca (r =

0,319). No efluente do filtro 1, a correlação apresentou-se positiva fraca (r = 0,316) e

para o efluente do filtro 2, a correlação apresentou-se também positiva fraca (r = 0,101).

O resultado apresentado no afluente corrobora com valores altos de pH pelas condições

abióticas encontradas na lagoa de estabilização. De acordo com Mara e Pearson (1992),

devido à baixa entrada de matéria orgânica na lagoa, há uma menor produção de CO2

nos processos de degradação da matéria orgânica. Em contrapartida, existe um elevado

consumo de CO2 a partir da atividade fotossintética, gerando um saldo negativo de CO2

na massa líquida.

Essa retirada de acidez carbônica, favorece a elevação de pH e possibilita a mudança de

fase da amônia, passando de sua forma iônica (NH4+) dissolvida no meio para forma

livre (NH3) que é gasosa.

A correlação encontrada nos efluentes dos filtros de pedra de fluxo horizontal pode estar

relacionada à nitrificação, pois é responsável pelo decréscimo de pH, já que gera como

produto final íons de H+, e esse decréscimo depende da capacidade de tamponamento

do meio (METCALF;EDDY 2003).

A correlação entre fitoplâncton e sólidos suspensos totais no afluente apresentou-se

positiva fraca (r = 0,156). No efluente do filtro 1 a correlação apresentou-se positiva

82

bem fraca (r = 0,085) e para o efluente do filtro 2, a correlação demonstrada foi positiva

fraca e (r = 0,122).

Este resultado pode estar relacionado a problemas operacionais nas coletas de período

chuvoso, já que o filtro de pedra encontrou-se alagado em alguns pontos. (Anexo)

Como discutido anteriormente, os filtros de pedra promoveu uma boa remoção média de

sólidos suspensos totais, já que existe uma grande densidade de algas no afluente, e

posteriormente esta densidade perde sua vitalidade em ambientes sombreados pela ação

do material suporte, sendo assim mais facilmente adsorvido por este.

Em relação a fitoplâncton e turbidez, a correlação do afluente manteve-se positiva

moderada (r = 0,567). Em relação ao efluente do filtro 1, o resultado da correlação

apresentou-se forte positiva (r = 0,834) e filtro 2 apresentou-se positiva moderada (r =

0,591), respectivamente. Este parâmetro é um indicador de presença algal e pode estar

relacionada com a decomposição das algas por ação do material suporte. Como foi

discutido anteriormente, as algas perde sua vitalidade em áreas sombreadas

proporcionada pelo material suporte. O colapso das vesículas de gás em florações de

cianobactérias por pressão provoca uma diminuição da turbidez (PORAT et al., 1999).

A diminuição da turbidez é proporcional à quantidade de vesículas de gás em colapso

(WALSBY, 1994).

A correlação apresentada pelo ortofosfato no afluente foi positiva bem fraca para o

afluente (r = 0,063), enquanto para o efluente do filtro 1 foi positiva moderada (r =

0,536) e para o efluente do filtro 2 a correlação foi positiva fraca (r = 0,321). O aumento

no efluente pode corroborar com a informação que cianobactérias podem utilizar o

polifosfato durante a deficiência do fosfato.

Este resultado pode corroborar com informações discutidas anteriormente, em relação

as cianobactérias (Planktothrix, Pseudonabaena,) filamentosas que apresentam até 20

divisões celulares em condições adversas de fósforo, como também, a estratégia de

assimilar tal elemento, além da sua necessidade momentânea (consumo luxuriante).

Em muitos sistemas de água doce, tal como lagoa de estabilização, o fósforo é um fato

limitante (SHCHINDLER, et al., 2008). As cianobactérias apresentam uma superação

neste fator limitante por dois mecanismos: (a) produzem fosfatos por enzimas que

83

hidrolisam de solutos orgânicos, e me seguida são realizadas por elas (COELMAN,

1992); (b) as cianobactérias tem acapacidade de sequestrar o fósforo intracelular

(HEALEY, 1982).

Cianobactérias podem ser capazes de dominar tanto em condição de baixa ou alta

concentração de fósforo. De acordo com Posselt et al. (2009), em baixas condições de

nutrientes com elevada afinidade por fósforo lhe permite competir com outro

fitoplâncton.

Em relação ao afluente, a correlação do nitrogênio amoniacal foi positiva fraca com o

valor de (r = 0,170). Em relação ao efluente do filtro 1, o valor de r (r = 0,336) e para o

efluente do filtro 2 (0,289), deste modo o a correlação do nitrogênio amoniacal foi

positiva fraca para ambos efluentes dos filtros de pedra. Este resultado pode estar

influenciadoao passo que as algas ficam aderidas ao material suporte e posteriormente

havendo a morte celular poderá resultar na liberação do íon amoniacal por

decomposição da biomassa algal.

Formas inorgânicas de nitrogênio, principalmente nitrogênio amoniacal e nitrato são

preferencialmente assimiladas por fitolâncton, embora nitrogênio orgânico dissolvido

possa aparecer ocasionalmente (CAREY et al., 2012).

A utilização de nitrogênio gasoso (N2) via fixação do nitrogênio é energeticamente caro

por causa da sua exigência de quebrar a ligação tripla entre moléculas de nitrogênio

durante a formação do amônio e para a manutenção da enzima nitrogenase, essencial

para haver a catalise na ação. (CAREY et al., 2012).

A variação temporal dos parâmetros fitoplâncton total (Cél.mL-1

), temperatura (°C),

sólidos suspensos totais (mg.L1), turbidez (NTU), nitrogênio amoniacal (mg.L

-1) e

ortofosfato (mg.L-1

), afluente e efluente dos filtros podem ser observado na Figura 32 e

33.

84

Figura 32 - Variação temporal dos parâmetros: a) Turbidez (NTU); b) Fitoplâncton total

(Cél.mL-1

); c) pH; d) Temperatura (°C), e) SST (mg.L1), f) Ortofosfato (mg.L

-1) ; g) N.

amoniacal (mg.L-1

), afluente e efluente do Filtro 1 e Filtro 2 na ETE Rio Formoso- PE, no

período de outubro de 2013 a junho de 2014.

0

50

100

150

0 50 100 150 200 250

NTU

Dias de experimento

Afluente

Efluente F1

Efluente F2

0

50000

100000

150000

0 50 100 150 200 250

Cé

l.m

L-1

Dias de experimento

Afluente

Efluente F1

Efluente F2

7

7,5

8

8,5

0 50 100 150 200 250

pH

Dias de experimento

pH

Afluente

Efluente F1

Efluente F2

b)

a)

c)

85

Figura 33 - Variação temporal dos parâmetros: a) Temperatura (°C), e) SST (mg.L1), f)

Ortofosfato (mg.L-1

) ; g) N. amoniacal (mg.L-1

), afluente e efluente do Filtro 1 e Filtro 2 na

ETE Rio Formoso- PE, no período de outubro de 2013 a junho de 2014.

26

28

30

32

0 50 100 150 200 250

°C

Dias de experimento

Afluente

Efluente F1

Efluente F2

0

50

100

150

0 50 100 150 200 250

SST

Dias de experimento

Afluente

Efluente F1

Efluente F2

0

1

2

3

4

0 50 100 150 200 250

PO

4-3

Dias de experimento

Afluente

Efluente F1

Efluente F2

0

5

10

15

20

25

0 50 100 150 200 250

N-N

HH

4+

Dias de experimento

Afluente

Efluente F1

Efluente F2

d)

g)

e)

f)

86

Foram identificados 25 táxons pertencentes a quatro divisões: Chlorophyta (16 táxons),

Cyanophyta (6 táxons), Euglenophyta (2 táxons) e Bacillariophyta (2 táxons), podendo

ser observada na Figura 34. As Chloropytas representaram a divisão com maior número

de táxons (60%), seguidas das Cyanophytas (24%), das Euglenophytas (8%) e

Bacillariophyta (8%), podendo ser observado na Figura 34. O predomínio de

Chloropytas e Cyanobacterias já foi registrado em lagoas de estabilização (CRUZ,

2005). A lagoa facultativa da ETE Barbalha manteve uma coloração esverdeada durante

o ano e foi representada por 22 táxons fitoplanctônicos, distribuídos nas seguintes

divisões: Cyanophyta (Sete), Euglenophyta (Quatro), Bacillariophyta (Um) e

Chlorophyta (Dez). Esta última apresentou uma maior ocorrência de táxons com 45%,

seguida de Cyanophyta 32%, Euglenophyta 18% e Bacillariophyta 5% (AQUINO et al.,

2011).

Figura 34 - Relação dos táxons identificados no fitoplâncton durante o período do estudo.

A relação total dos táxons identificados no sistema de filtros durante o período de

estudo estão apresentandos na Tabela 37. Devido à complexidade de alguns detalhes

para realizar a identificação do fitoplâncton, alguns táxons foram identificados apenas

em nível de gênero.

Cyanobacteria 24%

Chloropyta 60%

Euglenophyta 8%

Bacillariophyta 8%

Representação dos Taxons no Estudo

87

Tabela 37 - Relação dos táxons identificados no fitoplâncton do afluente do filtro de pedra de

fluxo horizontal durante o período de amostragem.

Chlorophyta Cyanophyta

Coelastrum astroideum de Notaris

Coelastrum microporum Nãgeli

Chlamydomonas sp.

Closteriopsis acicularis (Chodat) J.

H. Belcher & Swale

Desmodesmus sp.

Desmodesmus protuberans (Fritsch

&M. F. Rich E. Hegewald

Golenkia sp.

Lepocinclis sp.

Keratococcus sp.

Monoraphidium contortum (Thuret)

Komàrková-Legnerová

Monoraphidium circinale (Nygaard)

Nygaard

Monoraphidium arcuatum

(Korshikov) Hindák

Scenedesmus acuminatus

(Lagerheim) Chodat

Tetraedron sp.

Arthrospira sp.

Merismopedia tenuissima Lemmermann

Microcystis aeruginosa (Kützing) Kützing

Pseudanabaena catenata Lauterborn

Planktothrix mougeotii (Gomont) Komárek &

Anagnostidis

Euglenophyta

Phacus sp.

Phacus Tortus (Lemmermann) Skvortzov

Bacillariophyta

Nitzschia sp.

Navicula Lanceolata Ehrenberg

O gênero mais abundante de cianobactérias no afluente foi a Planktothrix mougeotii,

apresentando uma abundância média de aproximadamente 40%. Outros gêneros

apresentaram certo destaque, tal como a Microcystis aeruginosa (7%) e a Merismopedia

tenuissima (6%), podendo ser observado na Figura 35.

As condições advesas para o fitoplâncton apresentado pelo material suporte e o fluxo

horizontal encontrados nos filtros de pedra proporcionaram uma elevada redução

fitoplancton por tais microrganismos apresentarem distintas formas, proporcionando

adsorção pelo material suporte.

Após a passagem pelo sistema de filtros de pedra, a cianobactéria Merismopedia

tenuissima continuou muito frequente (MF), enquanto que as cinaobactérias Artrospira

sp., Microcystis aeruginosa, Planktothrix mougeotii, esteve pouco frequente (PF). De

acordo com Short (2008), a velocidade da sedimentação de partículas em suspensão

aumenta com o tamanho. Sendo assim, uma célula de tamanho menor confere a

desvantagem de diminuir a velocidade de sedimentação. Este fato pode explicar a

frequência das espécies no efluente, visto que a Merismopedia tenuissima possui células

muito pequenas (1,5 a 2,0 µm de diâmetro) quando comparadas com as outras espécies.

88

Após a passagem pelos filtros de pedra foi observado nos respectivos efluentes que a

espécie Merismopedia tenuissima apresentou-se como mais abundante para o efluente

do filtro 1 (37%) e (36%) para o filtro 2. A espécie Planktothrix mougeotii apresentou

uma abundância média de 16% para ambos os efluentes dos filtros de pedra. A

Microcystis aeruginosa apresentou uma abundância média de aproximadamente 12%

para ambos efluentes dos filtros de pedra.

Então, após o tratamento pode-se notar que no efluente continha cianobactérias, contudo

os determinados gêneros não apresentaram gene produtor de toxina.Um fator importante

apresentado pela Planktothrix mougeotii apresentar-se mais abundante no afluente pode

ser à fototaxia de sua mobilidade em direção à luz, deste modo proporcionando uma

vantagem competitiva em relação a outros microrganismos.

Outro fator importante em relação ao grande volume de cianobactérias filamentosas no

afluente pode estar associado ao fator de indução de hormogonia (hormogonia-inducing

fator – HIF), ou seja, reprodução assexuada por fragmentação dos tricomas

(hormogonia), que ocorre quando filamentos “quebram-se” em alguns pontos e dá

origem a vários fragementos pequenos chamados de hormogônios, que através das

divisões de suas células dando origem as novas cianobactérias filamentosas, tal como,

as cianobactérias Anabaena, Nostoc,Planktothrix, Pseudoanabaena

(CAMPBELL;MEEKS, 1989).

Outro exemplo de vantagem competitiva no ambiente é a vesícula de gás favorecendo

assim, um ajuste vertical de seu posicionamento em uma coluna de água, onde a

intensidade luminosa é ótima à fotossintese.

A espécie filamentosa Planktothrix é adaptada às condições de baixa luminosidade e

especialmente as variações vermelhas que contém o pigmento ficoeritrina muitas vezes

dominantes em florações no metaliminion, a camada limite formada pela termoclina

(HALSTVEDT, 2008).

As vantagens aliadas à regulação na flutuabilidade pode proporcionar redução na perda

por sedimentação em camadas melhor iluminadas, acesso ao fornecimento de nutrientes

disponível em camadas mais profundas. A Planktothrix pode competir eficientemente

com algas planctônicas e outas cianobactérias através da sua flutuabilidade em uma

89

coluna de água estratificada, e assim, uma importante posição entre a relação de

nutrientes e luz (HALSTVEDT, 2008).

Em relação à dinâmica observada por estes determinados gênros após o tratamento pelo

filtro de pedra pode estar associada por tais microrganismos ficarem retidos pelo

material suporte por apresentarem morfologia e tamanho diferente, já que a

Merismopedia tenuissima apresenta tamanho diminuto em relação à Planktothrix

mougeotii eMicrocystis aeruginosa.

Componentes amorfos mucilaginosos é uma parte importante da estrtura da parede

celular em algase cianobactérias. A ocorrencia de micro-algas e cianobactérias

mucilaginosas, tais como os gêneros Merimospedia e Microcystis, é enfatizada pela

separação das células dentro da colônia. Estes agregados não estão limitadas pelo

tamanho, uma vez que os metabólitos são capazes de difundir-se a partir de células

individuais através da matriz mucilaginosa (RAI et al., 2003).

Muitas microalags apresentam estratégias para evitar à bioacumulação por zooplancton

através do tamanho maior (dimensão linear axial) em colônias, por exemplo, os gêneros

Anaabena, Microcystis (SIGEE, 2005).

Algas e cianobactérias também são capazes de modular o tamanho a partir das

condições ambientais, assim adaptando os seus parâmetros funcionais, tais como: i)

absorção de luz, o controle do tamanho das colônias de Microcystis aeruginosa

(ROBARTS; ZOHARY, 1984); ii) capacidade competitiva em geral, ao qual o tamanho

médio do fitoplancton tende aumentar com o tamanho da biomassa na comunidade

(DUARTE et al.1990); iii) as condições de alta turbulencia leva a populações de

microalgas apresentar tamanhos pequenos, tal como os gêneros Merimospedia e

Microcystis (STEINBERG;GELLER, 1993).

Uma camada exterior de mucilagem aumenta o tamanho global e confere uma química

de superfície distintiva as células das algas. A mucilagem tem um papel fundamental na

morfologia destes microrganismos e possui importantes implicações ecológicas nos

ciclos biogeoquímicos. Memos as algas consideradas não mucilaginosas tipicamente

têm uma camada de superfície de material polissacarídeo.

90

O efeito da superficie em mucilagem é ocasionado pela taxa de afundaemnto na coluna

de água através da equação de Stokes abaixo.

𝜈s = 2gr2(𝜌 – 𝜎) (9𝜂)-1 (Eq. 5.7)

Onde, 𝜈s é a velocidade terminal da particula (m.s-1

), g é a aceleração gravitacional

(m.s-2

), 𝜂 é o coeficiente de viscosidade do meio do líquido (kg.m.s-1

), 𝜌 e 𝜎 são as

densidadesda partícula e o meio líquido, respectivamente (kg.m.s-3

), e r é o raio da

partícula (m)

Ao qual a taxa de sedimentação dependerá do equilibrio entre o aumeto da taxa de

sedimentação e diminuição da taxa de densidade.

Alguns autores relatam que cianobactérias de tamanho pequeno, tal como,

Merismopedia sp.desenvolvem melhor na presença do íon amônio e apresentam elevada

capacidade de absorção de CO2 e de nutrientes (STEWART e HESSAMI, 2005).

De acordo com Dunck et al. (2013) a espécie Merismopedia sp.pode dominar ambientes

por determinada características, tais como, a capacidade de permanecer em suspensão

na coluna de água por meio da bainha de mucilagem, apresentando baixa velocidades de

decantação. Segundo Kruk et al. (2010) a espécie Merismopedia são ótimas coletoras de

luz, desenvolvem-se em baixas concentrações de nutrientes e têm baixas de decantação.

91

Figura 35 - Abundância relativa do fitoplâncton durante o perído do estudo.

Em relação à frequência de ocorrência do fitoplâncton na Tabela 38, no

afluente,Merismopedia tenuissima, Planktothrix mougeotii a foram muito frequentes

enquanto que Microcystis aeruginosa, Artrospira sp. Tetraedron sp. e Phacus tortus

foram frequentes. Em estudo sobre cianobactérias realizado por Aquino et al. (2010) no

semi-árido nordestino, a espécie Planktothrix isothrix esteve representada como muito

frequente, assim como também foi identificada a elevada ocorrência Microcystis

aeruginosa e Merismopedia trolleri. Os autores concluíram que em lagoas de maturação

as condições são mais favoráveis para o desenvolvimento de cianobactérias.

No estudo da avaliação da comunidade fitoplanctonica da lagoa facultativa da ETE

Mangabeira realizado por Oliveira (2010), as espécies Planktothrix agardhii,

Merimospedia tenuissima,Chroococcus distans e Synechocystis aquatilis foram muito

frequentes na região afluente da lagoa, enquanto na região de saída, somente a

Planktothrix agardhii,e a Merimospedia tenuissima também se apresentaram muito

frequente.

Na avaliação da cianobactéria em efluentes de um sistema combinado de lagoas de

estabilização (duas lagoas facultativas e uma de maturação) seguida por decantador de

algas e tanque de contato de cloro no trabalho realizado por Godoy (2007) realizado na

05

1015202530354045

Art

hro

spir

a sp

.

Lim

no

thri

x

Me

rism

op

edia

ten

uis

sim

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Mic

rocy

stis

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sa

Pse

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Pla

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Ch

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sp

.

Clo

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Go

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p.

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sp.

Monoraphidium…

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no

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cin

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Monoraphidium…

Scen

ede

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Tetr

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ron

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.

Ph

acu

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.

Ph

acu

s To

rtu

s

Nit

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ia s

p.

Nav

icu

la L

ance

ola

ta

Abundância Relativa

Afluente (%)

Efluente do Filtro 1 (%)

Efluente do Filtro 2 (%)

92

ETE da Riviera de São Lourenço, Bertioga-SP, demonstrou que as espécies mais

presentes ao longo do sistema foram Planktothrix sp. (90 a 100 %) e Merismopedia sp.

(5 a 67 %), as quais foram predominantes durante todo o período de estudo. O referido

autor também observou que Planktothrix sp. possui a maior capacidade de permanecer

no sistema com melhor resistência a remoção, enquanto as demais espécies encontradas

(Microcystis sp., Phormidium sp., Chroococcus sp., Pseudanabaena sp. Aphanocapsa

sp.) foram removidas até o decantador de algas.

Tabela 38 -Frequência de ocorrência (%) dos táxons identificados no afluente e efluente na

ETE Rio Formoso- PE, no período de outubro de 2013 a junho de 2014.

Frequência de Ocorrência (%)

Táxons Afluente

(FO%) Categoria

Efluente Caixa

(FO%)

Categoria

Cyanophyta

Arthrospira sp. 50 F 35 PF

Limnothrix 35 PF 28 PF

Merismopedia tenuissima 100 MF 85 MF

Microcystis aeruginosa 42 F 42 PF

Pseudanabaena catenata 35 PF 21 PF

Planktothrix mougeotii 85 MF 35 PF

Chlorophyta

Chlorococcum sp. 21 PF 0 -

Coelastrum astroideum 28 PF 0 -

Coelastrum microporum 14 E 7 E

Chlamydomonas sp. 42 PF 0 -

Closteriopsis acicularis 35 PF 0 -

Desmodesmus sp. 50 F 0 -

Desmodesmus opoliensis 71 MF 28 PF

Golenkia sp. 28 E 14 E

Lepocinclis sp. 14 E 7 E

http://www.algaebase.org/browse/taxonomy/?id=7051

http://www.algaebase.org/browse/taxonomy/?id=77536

93

Keratococcus sp. 14 E 7 E

Monoraphidium arcuatum 14 E 7 E

Monoraphidium circinale 21 PF 7 E

Monoraphidium

contortum 28

PF

7

E

Scenedesmus acuminatus 35 PF 0 -

Tetraedron sp. 57 F 0 -

Euglenophyta

Phacus sp. 35 PF 0 -

Phacus Tortus 50 F 0 -

Bacillariophyta

Nitzschia sp. 21 PF 0 -

Navicula lanceolata 28 PF 0 -

(i) E – Esporádico; (ii) PF – Pouco frequente; (iii) F – Frequente; (iv) MF – Muito frequente

O decaimento das células de fitoplâncton durante a passagem no filtro de pedra foi bem

importante. Nos pontos médios dos filtros de pedra as quantidades encontradas de

fitoplâncton foram em média de 10.000 cél..mL-1

, assim atendem os limites

preconizados pela legislação CONAMA 357 de 2005 para águas de classe II (50.000

cél.mL-1

). De acordo com Martins (2012), à densidade de fitoplâncton total, e usando

como comparação aos padrões para cianobactérias da legislação vigente, conclui-se que

essas quantidades refletem números positivos, visto que estão bem abaixo do permitido

pela legislação no que tange o limite de cianobactérias no despejo de rios de classe II.

A densidade média da distribuição das cianobactérias dominantes no afluente e

efluentes do filtro de pedra 1 e filtro de pedra 2 foram parecidas, podendo ser

observado na Figura 36. A Merismopedia tenuissima (63 %), Planktothrix mougeotii (30

%), Microcystis aeruginosa (7 %) apresentaram maior resistência à remoção ao

tratamento nos dois filtros de pedra.

94

Figura 36 - Distribuição relativa média das densidades de cianobactérias no afluente e

efluente do filtro 1 e filtro 2 no período do estudo.

5.7 Biologia molecular

5.7.1 Bactérias

No presente estudo observou que a técnica da reação em cadeia da polimerase (PCR) foi

positiva para as amplificações das bandas em relação ao domínio bactéria, podendo ser

95

observado na Figura 37. A PCR realizada para bactérias teve a finalidade de

posteriormente certificar se há ou não presença bactérias nitrificantes no período do

estudo, para o resultado futuro do sequenciamento das determinadas bandas que será

abordado no artigo deste trabalho.

Como também, presença de microrganismos heterotróficos, com ampla distribuição de

taxa bacterina, incluindo Pseudomonas, Bacillus, Thiobacillus, Propionibacterium

(FIRESTONE, 1982). Microrganismos anaeróbios facultativos capazes de utilizar o

oxigênio do nitrato (NO3-) como aceptor de elétron para lidar com baixa oxigenação ou

condições anaeróbias (WRAGE et al., 2001).

Apresentam necessidades nutricionais bastante simples e crescem

quimiorganotroficamente em pH neutro e em temperatura mesofílica, além de

apresentar importância ecológica no solo e na água, sendo provavelmente responsáveis

pela degradação de substrato vegetal e animais em habitats óxicos (MADIGAN et al.,

2010).

Figura 37 - Resultado da PCR com as amplificações das bandas para o domínio Bactéria.

Com o resultado positivo das amplificações na PCR, foi feito um gel de uréia e

formamida para eletroforese em gel de gradiente desnaturante (DGGE) com amostras

96

em período de estiagem e chuvoso, podendo ser observado na Figura 38 com a

finalidade de apresentar uma variação temporal do perfil de bandas.

Houve dinâmica em determinadas populações nas amostras na DGGE (Figura 37) das

bactérias podendo ser influenciadas pelas condições abióticas e bióticas nos filtros de

pedra durante o período do estudo. Em alguns casos foi capaz de observar uma

diminuição no numero de bandas após o tratamento do afluente (10, 13) resultando clara

redução de intensidade nas bandas do efluente (12, 15), o que indica a alta eficiência do

filtro de pedra na remoção de microrganismos.O gel foi confeccionado com amostras no

determinado período do estudo, podendo ser observado na Tabela 39.

Figura 38 - Perfil de bandas de DGGE das amostras de bactérias.

97


formação do gel da DGGE para bactéria

Datas Período Pontos

02 Dez. 2013 Estiagem 1 → Afluente

02 Dez. 2013 Estiagem 2 → Meio do filtro

02 Dez. 2013 Estiagem 3 → Efluente




16 Jan. 2014 Estiagem 7 → Afluente

16 Jan. 2014 Estiagem 8 → Meio do filtro

16 Jan. 2014 Estiagem 9 → Efluente

21 Mai. 2014 Chuvoso 10 → Afluente

21 Mai. 2014 Chuvoso 11 → Meio do filtro

21 Mai. 2014 Chuvoso 12 → Efluente

10 Jun. 2014 Chuvoso 13 → Afluente

10 Jun. 2014 Chuvoso 14 → Meio do filtro

10 Jun. 2014 Chuvoso 15 → Efluente

5.7.2.Cianobactéria

No presente estudo podem-se notar amplificações para cianobactérias nas determinadas

amostras pela técnica da PCR, podendo ser observado na Figura 39. Outro aspecto

importante que possa implicar na redução do fitoplâncton pode estar associado à fixação

destes microrganismos no biofilme encontrado no material suporte, competição por

nutrientes ou apresentar condições aleopáticas.

Aleopátia é um fenômeno biológico que organismos produtores primários utilizam por

competição, assim podem interferir no crescimento de organismos por biomoléculas,

que são conhecidos como metabólitos secundários (MENDES;VERMELHO, 2013).

98

Figura 39 - Ferramenta da PCR visando à visualização da intensidade das bandas de

cianobactérias

A dominância das cianobactérias pode estar relacionada às condições ambientais

encontradas nos filtros de pedra. Algumas algas e cianobactérias utilizam o mecanismo

de aleopátia, um papel fundamental para influenciar quimicamente outros

microrganismos por competição e conquistar determinado espaço rico em luz e

nutrientes. A Atividade aleopática é um fenômeno realizado por produtores primários de

água doce (INDERJIT; DAKSHINI, 1994).

Leflaive; Tem-Hage (2007) argumentam em relação ao contexto de competição com

outros organismos fotoautotróficos, que compostos aleopáticos podem inibir a

fotossíntese, excluir o outro competidor pela ação da decantação ou paralisia e por fim

até levar a morte.

Já no contexto do predador, os compostos aleopáticos em virtude da defesa, seriam

eficientes por envenenamento de herbívoros ou modalidade resistente em outras algas

(LEFLAVIE; TEM-HAGE OP. cit., 2007).

Estes compostos orgânicos (metabólitos secundários) que podem afetar de maneira

positiva ou negativa outros organismos são denominados aleoquímicos. Entre os

aleoquímicos, podem ser observados compostos aleopáticos em anti-algas antibióticos,

99

anti-predadores, anti-fungicos (SMITH; DOAN, 1999) podendo produzir compostos

aleopáticos.

Deste modo poderá ter uma vantagem sobre os seus concorrentes. A inibição do

crescimento ou até mesmo a morte por inibição da fotossíntese é um modo bastante

generalizado para morte de cianobactérias. Compostos aleopáticos de cianobactérias são

geralmente solúveis em solventes orgânicos e insolúveis em águas e tem um peso

molecular baixo. Esta propriedade ajuda a alcançar os tilacóides onde a fotossíntese

ocorre (SMITH; DOAN, 1999).

Um composto não identificado a partir da cianobactéria Microcystis sp. também induz

ao estresse oxidativo no dinoflagelado Peridinium gatunense. Inibe atividade da

anidrase carbônica que simula as condições de limitação de CO2 (SUKENIK et al.,

2002). Na presença da luz, o que pode conduzir à formação de espécies de oxigênio

reativo (ROS) e especialmente H2O2 pode induzir a morte celular programada, é um

processo para fechar a apoptose de células animais e vegetais (VARDI et. al., 1999).

Deste modo, presença de floração aquática densa e tóxica pode resultar um perigo à

saúde humana, além de animais silvestres encontrados no entorno dos corpos d’água e

prejuízos à comunidade circunvizinha que utilizam o recurso hídrico no seu dia a dia.

Com o resultado positivo da amplificação das amostras foi feito a DGGE(Figura 40)

com as amostras em período de estiagem e chuvoso, com a finalidade de avaliar

possíveis diferenças na composição das comunidades das cianobactérias analisadas no

determinado período do estudo. Os padrões das bandas foram idênticos para a maioria

das amostras.

Contudo nas amostras (8, 9) e (11, 12) pode-se notar a eliminação quase por completa

de cianobactérias pelo sistema de tratamento (Figura 35). Na amostra (5, 6) não houve

eliminação de cianobactérias, provavelmente devido à ocorrência das chuvas esporádica

no período de estiagem realizada neste estudo. Deste modo, diminuíram o tempo de

residência do afluente no filtro. As determinadas amostras realizadas durante o período

do estudo podem ser observadas na Tabela 40.

100

Figura 40 - Perfil de bandas de DGGE das amostras de cianobactérias.

Após o resultado da DGGE de bactérias e cianobactérias que houve dinâmica das

populações para os determinados microrganismos durante o período do estudo

realizado. Contudo Na quinta coleta que foi realizada no dia 18 de dezembro de 2013

foi uma semana atípica de forte chuvas, deste modo pode-se notar que as intensidade

das bandas em relação tempo e espaço para o gel de cianobactérias foram mais intensas,

ou seja, a eficiência da remoção destes microrganismos foi reduzida, podendo ser

observado na Figura 39 e Tabela 40.

Deste modo, este resultado das intensidades luminosos provocadas pelo gel da DGGE

corroborar com os resultados de turbidez atípico no dia 18 de dezembro de 2013 com os

parâmetros de turbidez no afluente foi de 115 NTU e nos efluentes dos filtros de pedra 1

e 2 foram 12 NTU e 11 NTU, respectivamente para esta determinada coleta, como

também os resultados de sólidos suspensos totais evidenciaram o resultado 114 mg.L-1

,

enquanto para os efluentes do filtro 1 e filtro 2 foram de 17 mg.L-1

e 15 mg.L-1

,

respectivamente. Por fim, a remoção do número total de células do fitoplãncton, no

afluente o resultado apresentado foi de 103.785 Cél.mL-1

e nos efluentes de dos filtros

de pedra 1 e 2 foram 3.873 Cél.mL-1

e 3.017 Cél.mL-1

, respectivamente.

101


formação do gel da DGGE para cianobactéria.

















Neste intuito, foram enumeradas e recortadas as principais bandas nos géis de bactéria e

cianobactéria, podendo ser observada na Figura 41 e Tabela 41com a finalidade de

reamplificá-las e posteriormente enviá-las para sequenciamento para tais resultados

serem discutidos a ecologia intrinsicamente ligadas às condições abióticas e bióticas

produzidas no artigo futuro.

Figura 41 - Bandas recortadas para reamplificação e posterior sequenciamento

do gel A (bactéria) e gel B (cianobactéria)

102

Tabela 41 - Amostras utilizadas no determinado período do estudo e pontos caracterizados na

formação do gel de ureia e formamida para a DGGE A (bactéria) e B (cianobactéria).


02 Dez. 2013 Estiagem A → Afluente

02 Dez. 2013 Estiagem B → Meio do filtro

02 Dez. 2013 Estiagem C → Efluente

18 Dez. 2013 Estiagem D → Afluente

18 Dez. 2013 Estiagem E → Meio do filtro

18 Dez. 2013 Estiagem F → Efluente

16 Jan. 2014 Estiagem G → Afluente

16 Jan. 2014 Estiagem H → Meio do filtro

16 Jan. 2014 Estiagem I → Efluente

21 Mai. 2014 Chuvoso J → Afluente

21 Mai. 2014 Chuvoso L → Meio do filtro

21 Mai. 2014 Chuvoso M → Efluente

10 Jun. 2014 Chuvoso N → Afluente

10 Jun. 2014 Chuvoso O → Meio do filtro

10 Jun. 2014 Chuvoso P → Efluente

5.8 Toxina

Determinadas algas doces e cianobactérias são mundialmente conhecidas por

produzirem metabólitos secundários, esses compostos diversos são liberados no meio

ambiente durante florações ou ocorrência da lise celular das micro-algas. Entretanto, no

determinado trabalho a amplificação do primer mcyE-F2 e MicmcyE-R8 demonstrou-se

negativa para todas as amostras durante o período do estudo. Contudo no mesmo gel foi

adicionado um controle positivo da espécie Microcystis sp., e este se amplificouna

Figura 42 e Tabela 42.

103

Figura 42 - Gel com amplificação do primer mcyE para microcistina realizada nas amostras

durante o período do estudo.


formação do gel da PCR para microcistina.

















Este resultado corrobora com Paiva (2012) que apesar da existência de táxons

potencialmente produtores de toxinas na ETE-Rio Formoso (Microcystis, Anabaena,

Oscillatoria, Anabaenopsis) e aelevada biomassa de cianobactérias, não foram

detectado presenças de microcistinas-LR, através da análise por HPLC (cromatográfica

líquida de alta precisão).

104

Mbedi et. al. (2005) pesquisando a variabilidade do cluster da sintetase do gene

microcistina no gênero Planktothrix, observou que em todos os produtos de

amplificações das regiões investigadas pelo gene mcyE, mcyB, mcyEG, mcyHA e

mcyCJ não detectaram em nenhuma das linhagens não produtoras de toxina, mas

detectaram em todas as linhagens produtoras de microcistinas.

Pimentel (2009) por meio da detecção específica observou em cepas isoladas e amostras

de lagos com iniciadores mcyE melhores marcadores moleculares para Planktothrix

produtoras de microcistina.

Parâmetros ambientais podem influenciar tanto a produção da toxina (quantidade

intracelular) e a sua liberação no meio ambiente (quantidade extracelular). Geralmente

as toxinas são liberadas para o meio ambiente através da lise celular. No entanto Rapala

et al., (1997), demonstrou que o tempo é o fator mais importante que controla a

liberação de microcistinas em um meio de crescimento, a concentração de toxina foi

aumentada pelo fluxo de luz (acima de 25 µmol m-2

.s-1

) e por adição de nitrogênio.

Em muitos casos, a produção de toxinas em águas doces está negativamente

correlacionada com a concentração de nitrogênio e positivamente com a concentração

de fósforo (RAPALA et al., 1997; KAEBERNICK; NEILAN, 2002). O estudo de

Kaebernick et al. (2000) demonstrou que a transcrição de dois destes genes foi

controlada por luz e iniciando em determinadas intensidades próximas ao limiar, o qual

confirma os resultados de RAPALAet al.,(1997).

105

6. CONSIDERAÇÕES FINAIS

Com base nos resultados obtidos no presente estudo, pode-se concluir que os filtros de

pedra eram semelhantes e foram bastante efetivos na remoção da DBO residual e na

remoção de sólidos em suspensão e cianobactérias e que, nas condições estudadas, não

há favorecimento ao desenvolvimento de organismos com potencialidade de produção

de microcistina. Em sua grande maioria as concentrações médias atenderam à legislação

CONAMA 357/05 e 430/11.

Faz-se a seguir conclusões mais específicas dos resultados obtidos durante o período do

experimento.

Os filtros de pedra promoveram uma excelente remoção da matéria orgânica,

deste modo completando a remoção efetuada pelo reator UASB e pela lagoa

de estabilização. As concentrações médias dos filtros 1 e 2 atenderam aos

padrões de efluentes em corpos d’água pela legislação 357/05, ou seja, o

valor limite de 120 mg.L-1

em termos de DBO.

Os resultados médios foram excelentes em relação à remoção de sólidos

suspensos totais. A eficiência média de remoção de SST foi 65 % e 66% para

o filtro 1 e 2, respectivamente, atingindo os valores de 33±17,4 e 32±15,3

mg.L-1

para os filtros 1 e 2, respectivamente. Os filtros de pedra

apresentaram oscilação elevada durante o período do estudo, que podem ser

explicados pelo desprendimento de algas presentes no material suporte. Vale

salientar que o sólido em suspensão e a DBO são parâmetros fundamentais na

caracterização da poluição dos corpos hídricos;

Em termos de nutrientes, os filtros de pedra apresentaram baixa remoção

média, já que este sistema não tem esta finalidade. Em relação à NTK as

eficiências médias de remoção foram de 35%, alcançando valores de 15±3,0

para ambos os filtros de pedra. No que concerne a NH4+ as eficiências médias

em ambos os filtros foi de 21%, alcançando os valores de 12±2,8 e 12±3,4

mg.L-1

para os filtros 1 e 2, respectivamente. Esta baixa remoção pode ser

explicado pela liberação da amônia após a morte celular das algas

influenciada pelo material suporte.

106

Em relação ao ortofosfato houve aumento nas concentrações no efluente. Este

aumento esta relacionado às cianobactérias, pois elas apresentam estratégias

de concentrar tal nutriente além de sua necessidade momentânea, fenômeno

luxuriante (luxury consumption);

Em termos de remoção de cianobactérias nos filtros de pedra, os resultados

apresentados para remoção média do número total de células do fitoplâncton

foi de 98% para ambos os filtros, e a densidade média de cianobactérias no

efluente do filtro 1 foi de 2.464±766 cel.mL-1

, e para o filtro 2 foi de

2.448±728 cel.mL-1

ficando muito abaixo dos limites da legislação

CONAMA 357/05, que é de 50.000 cel.mL-1

;

As cianobactérias predominaram no afluente, como também no efluente dos

filtros de pedra durante a realização deste estudo. O gênero mais abundante

no afluente foi a Planktothrix mougeotii, podendo ser explicada pela ação da

fototaxia de sua mobilidade em direção à luz, deste modo proporcionando

uma vantagem competitiva em relação a outros microrganismos.

Em relação ao efluente dos filtros de pedra a Merismopedia tenuissima

apresentou-se como mais abundante por apresentar tamanho diminuto (3 – 20

µm) e reduzida velocidade de decantação.

Os resultados da DGGE de cianobactérias apoiaram os dados de contagem de

fitoplâncton. O sistema de tratamento conseguiu ótima eliminação das

cianobactérias no período de estiagem.

No período chuvoso o sistema foi sobrecarregado, assim provocou a redução

da eficiência. Não houve no período do estudo espécies de Microcystis

capazes de produzir microcistina através detecção por PCR especifica. Isso

coincide com resultados das pesquisas realizadas anteriormente na ETE Rio

formoso onde não se detectou microcistina-LR via cromatografia líquida.

107

RECOMENDAÇÕES

Com a finalidade de ampliar as informações em futuras pesquisas nos filtro de pedra

percolador de fluxo horizontal em escala real, recomenda-se:

Investigar se as cianobactérias filamentosas, tal como a espécie Planktothrix

sp., produz microcistina nos filtros de pedra e efluente através de um controle

positivo.

Averiguar outras toxinas, tal como nodularina, cilindrospermopsina, saxitoxina e

anatoxina através dos determinados primers específicos, além de seus

respectivos controles positivos nos filtros de pedra e efluente;

Aprofundar com precisão a rota de nitrificação e desnitrificação nos filtros de

pedra e respectivos gêneros de bactérias presentes neste processo por primers

específicos.

108

REFERÊNCIAS

AGÊNCIA PERNAMBUCANA DE ÁGUAS E CLIMA (APAC) In: www.apac.pe.gov.br

Acesso em 06/08/2014.

AGUSTÍ, S. AND CARMEN SÁNCHEZ, M. Cell viability in natural phytoplankton

communities quantified by a membrane permeable probe. Limnology and Oceanography

47(3): 818–828, 2002.

AHN, Y. Sustainable nitrogen elimination biotechnologies: A review. Process Biochemistry. V.

41, p 1709 – 1721. 2006.

AHN, J.; SCHRODEDER, S.; BEER, M.; MCLROY, S.; BAYLY, R.; MAY, J.; VASILIADIS,

G.; SEVIOUR, R. Ecology of the microbial community removing phosphate from

wastewater under continuosly aerobic conditions in a sequencing batch reactor.Applied

Environmental Microbiology, v. 73, p. 2257-2270, 2007.

AHSAN, T., ALAERTS, G. & BUITEMAN, P. Direct horizontal-flow roughing filtration.

Part II: performance and operational guideline. Aqua, 45:281–191. (1996).

ANAGNOSTIDIS, K. & KOMAREK, J. Modern approach to the classification system of

Cyanophyta, 3: Oscillatoriales. Algological Studies 80(1/4): 327-472, 1988.

ANDRADA J. G. B. Utilização de Filtros Grosseiros para Remoção de Algas Presentes em

Efluentes de Lagoas de Polimento. (Dissertação de mestrado) Universidade Federal de Minas

Gerais (UFMG). Ano de Obtenção, 2005.

AMANN, R.; FUCHS, B. M.; BEHRENS, S.The identification of microorganisms by

fluorescence in situ hybridization.Current Opinion in Microbiology, v. 12, p. 231-236, 2001.

APHA – AMERICAN PUBLIC HEALTH ASSOCIATION.Standard Methods for

examination of water and wastewater.22th ed.. Washington, D.C.: ed. APHA, 2012.

AQUINO, E; OLIVEIRA E; FERNANDES, U & LACERDA, S.FITOPLÂNCTON DE UMA

LAGOA DE ESTABILIZAÇÃO NO NORDESTE DO BRASIL.Braz. J. Aquat. Sci.

Technol., 2011, 15(1):71-77.

ARAÚJO, J. C.; MORTARA, R.; CAMPOS, J. R.; VAZOLLER, R. F.The use of fluorescence

in situ hybridization to evaluate microbial composition of the anaerobic sludge and

biofilms in wastewater treatment systems.OFICINA E SEMINÁRIO LATINO-

109

AMERICANO DE DIGESTÃO ANAERÓBIA, 6., 2000, RECIFE. Anais... RECIFE:

Universidade Federal de Pernambuco, Centro de Tecnologia e Geociências, 2000. V. 1, p. 285-

292.

ASSUNÇÃO F., A., L. Estudo da remoção de nitrogênio, com ênfase na volatilização de

amônia, em lagoas de polimento de efluentes de reatores UASB tratando esgotos urbanos.

(Dissertação de mestrado). Universidade Federal de Minas Gerais – UFMG, 2009.

BARBOSA, S., M., S. Estudo da remoção de nitrogênio em uma lagoa de polimento

tratando esgoto doméstico em escala real. (Dissertação de mestrado). Universidade Federal de

Pernambuco – UFPE, 2013.

BARNES, D.; BLISS, P., J. Biological control of nitrogen in wastewater treatment. London:

E&F. N. Spon Ltd, 1983. 146p.

BASTOS, R., G.; QUEIROZ, M., I.; BENERI, R., L.; ALMEIDA, R., V.; PADILHA, M.

Remoção de nitrogênio e matéria orgânica de efluente da parboilização do arroz por

Aphanothece microscópica nageli na ausência de luminosidade. ABES, v9, n2, p112 – 116.

2004

BICUDO C.E.M. & MENEZES M. Gêneros de algas de águas continentais do Brasil: chave

para identificação e descrições. RIMA, São Carlos, 2005.

BRANCO, S. M. Hidrobiologia aplicada à engenharia sanitária. São Paulo: Companhia de

Tecnologia de Saneamento Ambiental, 1978.

BOURRELLY, P. Les Algues d'eau Douce, Initiation à la systématique.Vol. 2. Les Algues

Jaunes et Brunes. Réimpression revue et augmentée. N. Boubée; Paris, 1981.

BRASIL, Ministério da saúde. Portaria Nº 2.914, de 2011: Dispõe sobre os procedimentos de

controle e de vigilância da qualidade da água para consumo, Brasília. 2011.

BROSIUS, J.; DULL, T., J.; SLEETER, D., D. Gene organization and primary structure of

ribosomal RNA operon from Escherichia coli. J. Mol. Biol., v.148, p. 107-127, (1981).

CAMPBELL, E., L.; MEEKS, J., C. Characteristics of hormogonia formation by symbiotic

Nostoc spp.In responce to the presence of Anthoceros punctatus or its extracellular

products.Appl.& Envir. Microbiol.55, 125-131. (1989)

110

CARMICHAEL, W., W. 1997. The cyanotoxins In: Callow, J. Advances in Botanical Research,

vol. 27. Academic Press, London, p. 211 – 256.

CAREY C. C; IBELINGS W; HOFFMANN E. HAMILTON D. P. BROOKES J. D. Eco-

physiological adaptations that favour freshwater cyanobacteria in a changing

climate.water research 4 6 ( 2 0 1 2 ) 1394 e 1407

CHORUS, I.; BARTRAM, J. Toxic cyanobacteria in water: a guide to public health,

consequences, monitoring and management. London: E & FN Spon, 1999. 416 p.

CHRISTIANSEN, G.; FASTNER, J.; ERHARD, M.; BORNER, T.; DITTMANN,

E.Microcystin Biosynthesis in Planktothix: Genes, Evolution, and Manipulation.Journal of

Bacteriology, Germany, v. 185, n. 2, p.564-572, jan. 2003.

CHRISTENSON, L., SIMS, R., 2011. Produção e colheita de microalgas para tratamento de

águas residuais, os biocombustíveis, ebioprodutos. Biotecnologia Avança 29 (6), 686 e 702.

COLEMAN, J.E., 1992. Structure and mechanism of alkaline phosphatase.Annu. Rev.

Biophys. Biomol. Struct. 21, 441 e 483.

CONSELHO NACIONAL DO MEIO AMBIENTE (CONAMA) RESOLUÇÃO N° 357, DE

17 DE MARÇO DE 2005 Publicada no DOU nº 053, de 18/03/2005, págs. 58-63

CRITES, W. R.; MIDDLEBROOKS, J.; REED, C. Natural Wastewater Treatment

Systems.Taylor & Francis, 2006.

CRUZ, L. S.; DIAS JR., C.; KELLER, R.; CASSINI, S. T. A.; GONÇALVES, R. F. Variações

temporais do fitoplâncton e de parâmetros físico-químico em lagoas de estabilização

facultativas tratando esgotos sanitários em regime de batelada. In: XXIII Congresso

Brasileiro de Engenharia Sanitária Ambiental, ABES (Org.), Campo Grande, MS, 2005.

DEZOTTI M.; SANT’ANNA G. L.; BASSIN J. P. Processo Biológicos avançados para

tratamento de efluentes e técnicas de biologia molecular para o estudo da diversidade

microbiana. 2011. Págs. 268-284.

DITTMANN, E., K. MEIBNER, AND T. BÖNER.Conserved sequences of peptide synthetase

genes in the cyanobacterium Microcystis aeruginosa.Phycologia, v. 35. P. 62-67. 1996

DOWNING JA, WATSON, SB. McCAULEY E. (2001) Predicting cyanobacteria dominance

in lakes. Can J Fish Aquat Sci 58:1905–1908.

111

DUARTE, C. Size plasticity of freshwater phytoplankton: implications for community

structure. Limnology and Oceanography 35: 1846–1851. (1990).

DUNCK, B.; BORTOLINI, J., RODRIGUES, L., RODRIGUES, L., C., JATI, S., TRAIN, S.

Functional Diversity and Adaptative Strategies of Planktonic and Periphytic Algae in

Isolated Tropical Floodplain Lake.Braz. J. Bot (2013) 36(4):257–266.

ELAND L. E., DEVENPORT R.; MOTA C. R. Evaluation of DNA extraction methods for

freshwater Eukaryotic microalgae.water research (2012) p. 355-364

EPA.Design manual - municipal wastewater stabilization ponds. U. S. Environmental

Protection Agency. EPA-625/1-83-015. October, 1983. 327 p.

EPA (2002) Rock Media Polishing Filter for Lagoons (Wastewater Technology Fact Sheet

No. EPA 832-F-02-023). Washington, DC: Office of Water, US Environmental Protection

Agency.

ESTEVES, F.; A. Fundamentos de limnologia. Ed. Interciência, p. 247 – 255. 3° ed.2011

FALCO, P. B. (2005). Estrutura da comunidade microbiana (algas e bactérias) em um

sistema de lagoas de estabilização em duas escalas temporais: nictmeral e sazonal. (Tese de

doutorado). Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo (USP), São Carlos,

p. 137.

FIRESTONE, M., K. Biological desnitrification.In: Steverson, F., J. (Ed.), Nitrogen in

agricultural Soils. Agronomy 22, 289-326.

GIESEKE, A., NIELSEN, J.L., AMANN, R., NIELSEN, P.H., and de BEER, D. (2005) In situ

substrate conversion and assimilation by nitrifying bacteria in a model biofilm.Environ

Microbiol7: 1392–1404.

GODOS, I., BLANCO, S., GARCIA-ENCINA, P.A., BECARS, E., MUNOZ, R., 2009. Long-

term operation of high rate algal ponds for the bioremediation of piggery wastewaters at

high loading rates.Bioresour. Technol. 100, 4332–4339.

GODOY, O., A. Avaliação da presença de cianobactérias em efluentes de sistemas de

esgotos sanitários por lagoas de estabilização associadas a tratamento físico-químicos.

(Dissertação de mestrado). Universidade de São Paulo – USP. 2007.

112

GONÇALVES, E,. A., P. Caracterização da Comunidade Fitoplanctônica e Fatores

Ambientais Correlacionados em Lagoa de Estabilização. (Dissertação de mestrado)

Universidade Federal de Pernambuco de Recife. 2008.

GRADY, C., P., L.; DAIGGER, G.; T.; LIM, H., C. Biological wastewater treatment, second

ed. Marcel Dekker, New York. 1999.

GREEN S. J. A GUIDE TO DENATURING GRADIENT GEL ELECTROPHORESIS

Version 2 – Updated Nov 28 2005

GULLICKS, H.; HASAN, H.; DAS, D.; MORETTI, C. and YUNG-TSE HUNG.Biofilm Fixed

Film Systems. Review journal water, 2008.

HALVSTVEDT, C., B. Dynamics of freshwater cyanobacteria and the bioactive

oligopeptides- role of abiotic environmental factors and population structure.(Dissertation

of doctor).Departament of Biology, Marine Biology Faculty of Mathematics and Natural

Sciences University of Oslo, 2008.

HANS, W., XU, R.; MARK, J.; McCARTHY, GuUANGWEIN Z. Controling harmful

cyanobacterial blooms in a hyper-eutrophic lake Lake Taihu, China: The need for a dual

nutrient (N&P) management strategy. Water Research, v. 45.Pág. 1973 – 1983. 2011.

HEAD, I.M.; SAUNDERS.; J.R., PICKUP, R.W. Microbial evolution, diversity, and ecology:

a decade of ribosomal RNA analysis of uncultivated microorganisms.Microbial Ecology,

v.35, p. 1-21, 1998.

HEALEY, F.P., 1982. The Biology of Cyanobacteria Phosphate. Carr, N.G., Whitton, B.A.

(Eds.). Univ. of California Press, Berkeley, pp. 105 e 124.

HEUER, H. & SMALLA, K. Application of denaturing gradient gel electrophoresis and

temperature gradient gel electrophoresis for studying soil microbial communities. In: van

Elsas JD, Trevors JT, Wellingon EMH (eds) Modern soil microbiology. Marcel Dekker, New

York, p. 353-373, (1997).

IBGE. Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística. Censo demográfico. 2010. Disponível em:

<http://www.ibge.gov.br/cidadesat/topwindow.htm?1>. Acesso em 04 de maio de 2014.

INDERJEI & DAKSHINI K.M.M. (1994) Algal allelopathy. Botanical Review, 61, 28–44.

113

JORDÃO, E., P.; PESSOA, C., A. Tratamento de esgotos domésticos. Rio de Janeiro; ABES,

1995. Cap 17.

HUMBERTO, C., R., J. Pós-tratamento de efluente de lagoa facultativa visando à remoção

de nitrogênio amoniacal. (Tese de doutorado). Escola Politécnica da Universidade de São

Paulo – USP, São Paulo 2011.

KAEBERNICK, M. NEILAN, B.A. Ecological and molecular investigations of cyanotoxin

production. FEMS Microbiology Ecology, 35, 1–9. (2002).

KAEBERNICK, M. NEILAN, B. A., BORNER, T. & DITTIMANN E. (2000) Light and the

transcriptional response of the microcystin biosynthesis gene cluster.Applied and

Environmental Microbiology, 66, 3387–3392.

KELNER, E.; PIRES, E.; C. (1998).Lagoas de estabilização: projeto e operação. Rio de

Janeiro: ABES, cap 1 e 2..

KOMAREK, J. & ANAGNOSTIDIS, K. Cyanoprokaryota. 1. Teil: Chroococcales.

Spektrum, Akademische Verlag (Sübwasserflora von Mitteleuropa; Band 19/1), Berlim, 2000.

KOTHANDARAMAN, V. and EVANS, L. Removal of Algae from Waste Stabilization

Pond Effluents - A State of the Art.Circular 108, Illinois State Water Survey, Urbana, IL

(1972).

KRUK, C.; HUSZAR, M.; PEETERS, E., T., H., M.; BONILLA, S.; COSTA, L.; LURING, M.;

REYNOLDS, C., S.; SCHEFFER, M.A morphological classification capturing functional

variation in phytoplankton.Freshw Biol v. 55, p. 614–627, 2010.

KUIPER-GOODMAN, T.; FALCONER, I.; FITZGERALD, J. Human Health Aspects.Chapter

4, pp. 112- 153. In: Toxic Cyanobacteria in Water: A Guide to Their Public Health

Consequences, Monitoring, and Management .eds. Chorus, I. and Bartram, J. London and

New York. E&FN Spon, 416 p. 1999.

LAU, P.S., Tam, N.F.Y., Wang, Y.S., 1995. Effect of algal density on nutrient removal

from primary settled wastewater. Environ. Pollut. 89, 56–66.

LEFLAVIE, J. & TEM-HAGE, L. Algal and cyanobacterial secondary metabolites in

freshwaters: a comparison of alleopathic compounds and toxins.Special review. Freshwater

Biology (2007) 52, 199–214.

114

LOBO, E. & LEIGHTON, G. Estructuras comunitarias de las fitocenosis planctonicas delos

sistemas de desembocaduras de rios y esteros de la zona central de Chile. Rev. Biol. Mar.,

22(1): 1-29, 1986.

LYDMARK P. MAGNUS L. SÖRENSSON F. HERMANSSON M. Vertical distribution of

nitrifying populations in bacterial biofilms from a full-scale nitrifying trickling

filter.Environmental Microbiology, v.11, p. 2036–2049. 2006.

MADIGAN, M., T.; MARTINKO, J., M.; DUNLAP, P., V.; CLARK, D., P. Microbiologia de

Brock. 12° Ed., p. 465 – 468. 2010

MARA, D. D.; PEARSON, H. W. (1986).Waste stabilization pond research: experimental

methods and data analysis.In: Seminario Regional de investigación sobre lagunnas de

estabilización. Anais… Lima. Centro Panamericano de Ingeniería Sanitaria Y Ciencias del

Ambiente. P. 145-157.

MARA, D. D.; PEARSON, H. W. Waste Stabilization Ponds – Design Manual for

Mediterranean Europe. World Health Organization, Copenhagem, 1992.

MARA, D., D.& JOHNSON, M., L. Aerated rock filters for enhanced ammonia and fecal

coliform removal from facultative pond effluents. Journal of Environmental Engineering

132(4): 574–577, 2006.

MARA, D., D. Waste stabilization ponds: Past, present and future. Desalination and Water

Treatment, 2008.

MARTINS, L., R. Remoção de Fitoplâncton de Lagoa de Estabilização em Filtros de Pedra

de Fluxo Horizontal. (Dissertação de mestrado). Universidade Federal de Pernambuco, Recife

2012.

MATTEUCCI, S.D.; COLMA, A. Metodologia para el estudio de la vegetacion. Washington:

The Genral Secretarial of the Organization of American States, 1982. 167p 1982

MBEDI, S., WELKER, M., FASTNER J., WIEDNER, C. Variability of the microcystin

synthetase gene cluster in the genus Planktothrix (Oscillatoria, Cyanobacteria). FEMS

Microbiology Letters 245 (2005) 299–306.

115

MEDEIROS, M. Pós-tratamento de efluente de lagoa facultativa fotossintética em filtros

biológicos percoladores visando remoção de nitrogênio amoniacal. (Dissertação de

mestrado) Escola Politécnica da Universidade de São Paulo 2011.

MELO, L. F. MARA, D.; HORAN, N. Biofim formation and its hole in fixed film

process.The handbook of water and wastewater microbiology.ELSEVIER, 2003.819 P.

METCALF & EDDY. Inc. Wastewater Engineering – Treatment and reuse, 4aed. New

York, McGraw – Hill Book, 2003.

MIDDLEBROOKS, E. J. (1988). Review of rock filters for the upgrade of lagoon

effluents.Journal of the Water Pollution Control Federation 60 (9), 1657−1662.

MIDDLEBROOKS, E. J. Upgrading pond effluents: an overview. Water Science

&Technology. Vol. 31, n 12. pp 353-368. Ed. IWA Publishing, 1995.

MOLICA, R.; AZEVEDO, S. Ecofisiologia de cianobactérias produtoras de cianotoxinas.

Oecol.Bras., 13(2): 229-246, 2009.

MOISANDER, P., H, Mc CLINTON, E,. PAERL, W. (2002) Salinity effects on growth,

photosynthetic parameters, and nitrogenase activity in estuarine planktonic

cyanobacteria. Microb Ecol 43:432–442

MULLER, E.; SCHADE, M.; LEMMER, H. Filamentous scum bacteria in active sludge

plants: detection and identification quality by conventional activated sldudge microscopy

versus fluorescence in situ hybridization. Water Environmental Research, v. 79., n. 11, p. 2274-

86, 2007.

MUYZER, G.; WALL, E. C.; UITTERLINDEN, A. G. Profiling of complex microbial

populations by denaturing gradient gel electrophoresis analysis of polymerase chain

reactionamplified genes coding for 16S rRNA.Applied and Environmental Microbiology, v.

59, n. 3, p. 695-700, 1993.

MUYZER, G.; SMALLA, K. Application of denaturing gradient gel electrophoresis

(DGGE) and temperature gradient gel electrophoresis (TGGE) in microbial ecology, Mini

review.Antonie van Leeuwenhoek, Dordrecht, v. 73, p. 127-141,1998.

NEDER, D., QUEIROZ, T., SOUZA, M. Utilização de processos naturais para polimento de

efluentes de lagoas de estabilização. Trabalho II-091. In: XXVII Congresso Interamericano de

116

Engenharia Sanitária e Ambiental. Trabalho I-091, 2000, Porto Alegre. Anais. AIDIS –

Associação Interamericana de Engenharia Sanitária e Ambiental, 2000. v. 1, p. 1-7.

NUBEL, U., F.; Garcia, P. and G., Muyzer, 1997. PCR primers to amplify 16S rRNA genes

from cyanobacteria.Applied Environ. Microbiol., 63: 3327-3332.

NUVOLARI, A. (Coordenador). Esgoto Sanitário: coleta, transporte, tratamento e reúso

agrícola. FATEC-SP, CEETEPS, FAT.Ed. Edigard Blucher Ltda. São Paulo, 2003.

OBERHOLSTER, P. J., BOTHA, A. M., AND GROBBELAAR, J. U. Microcystis

aeruginosa: source of toxic microcystins in drinking water.Afr. J. Biotechnol, v. 3, p.159-

168, dec. 2003.

OLIVEIRA, M., S., R. Avaliação da comunidade fitoplanctônica da lagoa facultativa do

módulo III da estação de tratamento de esgoto de Mangabeira. (Dissertação de mestrado).

Escola de Engenharia de São Carlos da Universidade de São Paulo – USP. 2010

ONYEKA, N. and OCHIENG, G. Roughing filter for water pre-treatment technology in

developing countries: A review, International Journal of Physical Sciences, 4(9),455-463

(2010).

PACE, N. R.; STAHL, D. A.; LANE, D. J.; OLSEN, G. J.The analysis of natural microbial

populations by ribosomal RNA sequences. Adv. Microb. Ecol., v. 9, p. 1-55, 1986.

PAERL H., W, & SCOOT, J., T. (2010) Throwing fuel on the fire: synergistic effects of

excessive nitrogen inputs and global warming on harmful algal blooms. Environ Sci

Technol 44:7756–7758

PAERL, H., W. & HUISMAN, J. Climate change: a catalyst for global expansion of

harmful cyanobacterial blooms Eviron. Microb. Rep., 1 (2009), pp. 27–37

PAIVA M. V. C. Avaliação da Comunidade Fitoplanctônica e Eficiência de um sistema de

tratamento de esgotos no litoral de Pernambuco. (Dissertação de mestrado). Universidade

Federal de Pernambuco de Recife. 2012.

PANO, A.; MIDDLEBROOKS, E., J. Ammonia nitrogen removal in facultative wastewater

stabilization ponds.Journal WPFC, v. 54, n. 4, p. 344-351, 1982.

117

PARK, H., D.; WELLS, G., F.; BAE, H.; CRIDLE, C., S.; FRANCIS, C., A. Ocurrence of

ammonia-oxidizing archaea in wastewater treatment plant bioreactors. Appl. Environ. Microb.

72: 5643-5647. (2006).

PATIL, V., B., KULKANIi G.,S. and KORE V.S. Performance of Horizontal Roughing

Filters for Wastewater: A review. International Research Journal of Environment Sciences

Vol. 1(2), 53-55, September (2012).

PEPERZAK, L. Climate change and harmful algal blooms in the North Sea Acta Oecol., 24

(2003), pp. 139–144.

PIMENTEL, J., S., M. Quantificação de Cinabactérias Produtoras de Microcistina no

Reservatório de Furnas (MG), Através da PCR em Tempo Real, E Sua Relação com

Fatores Ambientais.(Dissertação de Mestrado) Universidade Federal de Minas Gerais. 2009.

PORAT R; TELTSCH B; MOSSE A; DUBINSKY Z; WALSBY E. Turbidity Changes

Caused by Collapse of Cyanobacterial Gas Vesicles in Water Pumped From Lake

Kinneret Into The Israeli National Wter Carrier.. Wat.Res. Vol. 33, No. 7, pp. 1634±1644,

1999.

POSSELT, A.J., BURFORD, M.A., SHAW G., 2009. Pulses of phosphate promote

dominance of the toxic cyanophyte Cylindrospermopsis raciborskii in a subtropical water

reservoir.J. Phycol. 45, 540 e 546.

PROGRAMA DE SANEAMENTO AMBINETAL – PROSAB. 2014. Disponível em:

˂http://www.tratamentodeagua.com.br/r10/Lib/Image/art_1168947454_cap-4.pdf.˃ Acesso em:

21 de Maio de 2014.

QUEIROZ, T. R. Remoção de sólidos suspensos de efluentes de lagoas de estabilização por

meio de processos naturais. 2001. (Dissertação de mestrado) Departamento de Engenharia

Civil e Ambiental, Universidade de Brasília, Distrito Federal, 2001.

RAPALA J., SIVONEN K., LYRA C. & NIEMELA S.I. (1997) Variation of microcystins,

cyanobacterial hepatotoxin, in Anabaena spp. as a function of growth stimuli. Applied and

Environmental Microbiology, 63, 2206–2212.

REYNOLDS, C., S. Phytoplankton periodicity: the interactions of form function and

environmental variability.Freshwater Biology, v. 14, p. 111-142, 1984.

http://www.tratamentodeagua.com.br/r10/Lib/Image/art_1168947454_cap-4.pdf

118

ROBARTS, R., D.; ZOHARY, T. Microcystis aeruginosa and underwater light attenuation

in a hypertrophic lake (Hartbeesport Dam, South Africa). Journal of Ecology 72: 1001–

1017 (1984).

ROWAN, A.K., SNAPE, J.R., FEARNSIDE, D., BARER, M.R., CURTIS, T.P., and HEAD,

I.M. (2003) Composition and diversity of ammonia-oxidising bacterial communities in

wastewater treatment reactors of different design treating identical wastewater.FEMS

Microbiol Ecol 43: 195–206.

SAIDAM, M. Y., RAMADAN, S. A., BUTLER, D. Upgrading waste stabilization pond

effluent by rock filters.Wat.Sci.Tech., v. 31, n. 12, pp. 369-378. 1995.

SAIKI, R. K.; GELFAND, D. H.; STOFFEL, S.; SCHARF, S. J.; HIGUCHI, R.; HORN, G.;

MULLIS, K. B.; ERLICH, H.A. Primer-directed enzymatic amplification of DNA with a

termostable DNA polymerase. Science, 239, n°4.839, p 487-491, 1988.

SCHATZ, D.; NAGAR, E.; SENDERSKY, E.; PARNASA, R.; ZILBERMAN, S.; CARMELI,

S.; MASTAI, Y.; SHIMONI, E.; KLEIN, E.; YEGER, O.; REICH, Z.; SCHWARZ, R. Self-

supression of biofilm formation in the cyanobacterium Synechoccus elongates.

Environmental Microbiology (2013) 15(6), 1786–1794.

SCHINDLER, D.,W.; HECKY, R., E.; FINDLAY, D., L.; PAKER, B., R.; PATERSON, M..;

BEATY, G., LYNG, M., KASIAN, M., 2008. Eutrophication of lakes cannot be controlled

by reducing nitrogen input: results of a 37-year whole-ecosystem experiment. Proc. Natl.

Acad. Sci. 105, 11254 e 11258.

SCHNOOR, J. L. Environmental modeling. Fate and transport of pollutants in water, air

and soil.John Wiley & Sons, Inc. New York. 682p. 1996.

SCOOT JT, McCARTHY MJ (2010) Nitrogen fixation may not balance the nitrogen pool in

lakes over timescales relevant to eutrophication management. Limnol Oceangr 55:1265–

1270.

SHORT, M. D. Advanced techniques for the upgrading of waste stabilisation pond

effluent: rock filtration; duckweed; and attached-growth media. Department of

Environmental Health School of Medicine Flinders University, Adelaide, South Australia, PhD

Thesis, December, 2008.

119

SIGGE (2005) Freshwater microbiology: biodiversity and dynamic interactions of

microorganisms in the freshwater environment. Chichester: John Wiley & Sons.

SIVONEN, Karina. Emerging high throughput analyses of cyanobacterial toxins and toxic

cianobactéria. In: HUDNELL, H. K. Cyanobacterial harmful algal blooms: state of the

science and research needs. United States Environmental Protection Agency, USA, v. 619,

2008, Cap 24, p.539-557.

SMITH G.D. & DOAN N.T. (1999) Cyanobacterial metabolite with bioactivity against

photosynthesis in cyanobacteria, algae and higher plants. Journal of Applied Phycology, 11,

337–344.

STEINBERG, C., E., W.; GELLER,W. Biodiversity and Interactions within pelagic

nutrient cycling and productivity. In Biodiversity and Ecosystem Function, (Schulze, E.-D.

and Mooney, H. A., Eds), pp. 43–64. Springer Verlag, Berlin, Germany. (1993).

STEWART, C.; HESSAMI, M., A.A study of methods of carbon dioxide capture and

sequestration – the sustainability of a photosynthetic bioreactor approach.Energy

Conservation and Management, v. 46, p. 403-420, 2005.

STUTZ-MCDONALD, S. E. AND WILLIAMSON, K. J. Settling rates of algae from

wastewater lagoons. Journal of the Environmental Engineering Division, Proceedings of the

American Society of Civil Engineers 105(EE2): 273–282, 1979.

SUNDARAMOORTHY, B.; KADIYALA, G.; BHASKARAN, M.A review on production of

poly β hydroxybutyrates from cyanobacteria for the production of bio plastics. Algal

Research 2 (2013) 278–285

SUKENIKI, A., SCHRODER, W.; LAUER, J,; SHELEF, G.; SOEDER, C. Coprecipitation of

microalgal biomass with calcium and phosphate ions. Water Research, v. 19, n 1, p. 127-

129. 1985.

SUKENIKI, A., ESHKOL, R., LIVNE A., HADAS O., ROM M., TCHERNOV D., VARDI A.

& KAPLAN A. Inhibition of growth and photosynthesis of the dinoflagellate Peridinium

gatunense by Microcystis sp. (cyanobacteria): a novel allelopathic mechanism. Limnology

and Oceanography, 47, 1656–1663. 2002.

UHLMANN, D., 1980. Limnology and performance of waste treatment lagoons.

Hydrobiologia 72 (1/2), 21–30.

120

UTERMOHL, H. Zur vervollkommer der quantitativen phytoplankton methodic.

Mitteilungen Internationale Vereinigung für Theorestiche und Angewandte Limnologie 9: 1-38,

1958

VAITOMAA, J., RANTALA, A., HALINEN, K., ROUHIANEN, L., TALLBERG, P.,

MOKELKE, L. and SINVONEN, K. Quantitative real-time PCR for determination of

microcystin-synthetase E copy numbers of Microcystis and Anabaena in lakes. Appl.

Environ. Microb. 69 (12), 7289–7297. (2003)

VAN DER ZEE, H.; HUIS, J. Rapid and alternative screening methods for microbiological

analysis.Journal of AOAC International, v. 80, p. 934-940, 1997.

VARDI A., BERMAN-FRANK I., ROZENBERG T., HADAS O., KAPLAN A. & LEVINE A.

(1999) Programmed cell death of the dinoflagellate Peridinium gatunense is mediated by

CO2 limitation and oxidative stress. Current Biology, 9, 1061–1064.

VILLAFAÑE, V. REID, F. Metodos de Microscopia para la Quantificacion Del

Fitoplancton. In: Alveal K, Ferrario M, Oliveira E, Sar E (eds) Manual de Métodos

Ficológicos. Universidad de Concepcion. Concepcion, Chile, p. 169-185, 1995.

VON SPERLING, M., ANDRADA, J.G.B. e MELO JÚNIOR, W.R. Coarse filters pond

effluent polishing: comparision of loading rates and grain sizes. Water Science &

Technology. V. 55. n. 11, 2007.

WALSBY, A.E. (1994) Gas vesicles.Microbiol. Rev., 58, 94-144.

WARWICK, R. M. The level of taxonomic discrimination required to detect pollution

effects on marine benthic communities. Marine Pollution Bulletin 19(6): 259–268, 1988.

WIEGAND, C., PFLUGMACHER, S., 2005.Ecotoxicological effects of selected

cyanobacterial secondary metabolites: a short review. Toxicol. Appl. Pharmacol. 203, 201–

218.

WILÉN, B.; ONUKI, M.; HERMANSSON, M.; LUMLEY, D.; MINO, T. Microbial

community structure in activated sludge floc analysed by fluorescence in situ

hybridization and its relation to floc stability. Water Research, v. 42, p. 2187-2193, 2007.

121

World Health Organization. Water Treatment and Pathogen Control (WTPC): Process

Efficiency in Achieving Safe Drinking Water.Edited by Mark W LeChevallier and Kwok-

Keung Au. ISBN: 1 84339 069 8. Published by IWA Publishing, London, UK. 2004.

WOOD, S.A., PRENTICE, M.J., SMITH, K., HAMILTON, D.P., 2010.Low dissolved

inorganic nitrogen and increased heterocyte frequency: precursors to Anabaena

planktonica blooms in a temperate, eutrophic reservoir. J. Plankton Res. 32, 1315 e 1325.

WRAGE, N.; VELTHOF, G., L.; van BEUSICHEM, M., L.; OENEMA, O. Role of nitrifer

denitrification in the production of nitrous oxide. Soil Biology & Biochemistry, v. 33, p.

1723-1732. 2001.

WRIGLET, T. J.; TOERIEN, D. F.(1990) Limnological aspects of small sewage ponds.

Wat.Res., v. 24, n.1, p. 83 – 90.

122

APÊNDICE

Procedimentos e coletas nos filtros de pedra: a) Filtro de pedra em período chuvoso impossibilitando a

coleta em alguns pontos b) Filtros de pedra em coleta na estiagem, c) Monitoramento da vazão na

estiagem d) Efluente do filtro de pedra em período chuvoso, e) Ponto de coleta, f) Monitoramento “In

Loco”.

123

a) Membranas de fibra de vidro para as análises de sólidos suspensos totais e demanda química de

oxigênio filtrada (porosidade 1,2 µm), b) Membrana de fibra de vidro para a análise de ortofosfato

apresentando porosidade de 0,45 µm, c) Afluente e efluente do sistema.

124

Resumo dos Resultados Estatístico

Temperatura x Fitopâncton

Resultados com valor de r a) Afluente do filtro de pedra 1 b) Efluente 1 do filtro de pedra c) Efluente 1

do filtro de pedra 2.

pH x Fitoplâncton

Resultados com valor de r a) Afluente do filtro de pedra 1 b) Efluente 1 do filtro de pedra c) Efluente 1

do filtro de pedra 2.

125

Turbidez x Fitoplâncton

Resultadoscom valor de r a) Afluente do filtro de pedra 1 b Efluente 1 do filtro de pedra c) Efluente 1 do

filtro de pedra 2.

Sólidos Suspensos x Fitoplâncton

Resultados com valor de r a) Afluente do filtro de pedra 1 b Efluente 1 do filtro de pedra c) Efluente 1 do

filtro de pedra 2.

126

Ortofosfato x Fitoplâncton

Resultadoscom valor de r a) Afluente do filtro de pedra 1 b Efluente 1 do filtro de pedra c) Efluente 1 do

filtro de pedra 2.

N. Amoniacalx Fitoplâncton


filtro de pedra 2.

127

pH x Nitrito


filtro de pedra 2.

NTK x DBO


filtro de pedra 2.

128

Teste t

DBO Filtrada

Resultados com valor de t para os efluentes do filtro 1 e 2

Sólidos Suspensos Totais


129

Número Total de Fitoplâncton


Documents

Filtros de pedra de fluxo horizontal como pós- tratamento ...‡… · pedra após essas lagoas de poderia ser uma alternativa atrativa para a remoção de sólidos em suspensão