Amônia não ionizada (N-NH 3 ) - Qualidade da água afluente e nos tanques

5.1 Qualidade da água afluente e nos tanques

5.1.3 Amônia não ionizada (N-NH 3 )

Na Figura 25 pode-se observar que as concentrações de N-NH3 se mantiveram quase que constantes durante todo o período experimental, com valores abaixo dos observados no esgoto afluente aos tanques.

Figura 25– Curvas de amônia não ionizada (N-NH3) do afluente e dos tratamentos experimentais observados no Centro de Pesquisa sobre Tratamento de Esgoto e Reúso de Águas, Aquiraz, Ceará, 2010.

AF: afluente aos tanques; T-01: metade da quantidade da ração e suplementação com 1.500 mg de Vitamina C/kg de ração; T-02: 25% da quantidade da ração e suplemen tação com 1.500 mg de Vitamina C/kg de ração; T-03: metade da quantidade da ração sem suplementação com Vitamina C.

A concentração de amônia livre ou amônia não ionizada (N-NH3) no esgoto

afluente aos tanques apresentou valores elevados, apresentando diferença estatisticamente significativa (p ≤ 0,05) quando comparada aos valores encontrados nos tratamentos experimentais, sendo que estes não apresentaram diferença estatisticamente significativa (p > 0,05) quando comparados entre si.

O esgoto afluente aos tanques apresentou valor médio de amônia não ionizada de 15,26 mg L-1, com valor máximo de 25,20 mg L-1 e mínimo de 0,01 mg L-1. O tratamento 01 apresentou o menor valor médio de amônia livre entre os tratamentos experimentais, com 0,25 mg L-1 de N-NH3, com valor máximo e mínimo de 0,56 mg L-1 e

0,01 mg L-1, respectivamente. O tratamento 02 apresentou um valor médio de N-NH3 de

0,38 mg L-1, com valor máximo de 1,4 mg L-1 e mínimo de 0,01 mg L-1. O tratamento 03 foi o que apresentou o maior valor médio entre os tratamentos experimentais, com 0,43 mg L-1, com valor máximo de 1,68 e mínimo de 0,01 mg L-1 (Tabela 7).

Tabela 7 – Valores médios, desvio padrão, máximo e mínimo de Amônia não ionizada (mg L-1_{) do afluente e}

dos tratamentos experimentais no Centro de Pesquisa sobre Tratamento de Esgoto e Reúso de Águass, Aquiraz, Ceará, 2010.

Amostra Média±desvio padrão Máximo Mínimo

Afluente 15,26 ± 7,85b 25,20 0,01

TE – 01 0,25 ± 0,21a 0,56 0,01

TE - 02 0,38 ± 0,45a 1,40 0,01

TE - 03 0,43 ± 0,55a 1,68 0,01

TE-01: metade da quantidade da ração e suplementação com 1.500 mg de Vitamina C/kg de ração; TE-02: 25% da quantidade da ração e suplementação com 1.500 mg de Vitamina C/kg de ração; TE-03: metade da quantidade da ração sem suplementação com Vitamina C.

No Tratamento 01 ocorreu redução da concentração de N-NH3, em relação ao

esgoto afluente, em 98,36%. No Tratamento 02 obteve-se uma redução de 97,50% e no Tratamento 03 reduziu-se a concentração de amônia em 97,18%.

Boyd e Tucker (1998) recomendam que a concentração de N-NH3 em viveiros

de aquicultura deve se encontrar abaixo de 0,01 mg L-1. Outros pesquisadores comentam que os teores de amônia tóxica para peixes se encontram na faixa de 0,6 a 2,0 mg L-1 (PILLAY, 1992 apud EL-SHAFAI et al., 2004a; BASTOS et al., 2002). El-Shafai et al. (2004a), avaliando a toxicidade da amônia no cultivo de tilápia do Nilo em esgoto doméstico tratado com efluente de reator UASB seguido de lagoas de maturação,

concluíram que a concentração de N-NH3 deve ser mantida inferior à 0,1 mg L-1 nos

tanques de cultivo, sendo que em maiores concentrações não foi observado mortalidade, contudo foi afetada negativamente o crescimento dos peixes cultivados com o aumento da concentração de N-NH3 no meio.

Neste experimento verificou-se que os valores registrados de amônia não ionizada no esgoto afluente aos tanques foram elevados, estando dentro das faixas tóxicas, enquanto nos viveiros de cultivo os valores ficaram abaixo destas faixas, podendo a amônia ter volatizado ou sido convertida dentro dos tanques em outros compostos nitrogenados.

Em ambientes eutrofizados, a amônia livre pode se volatilizar pelo aumento do pH acarretado pelo consumo de CO2 pelas algas (BASTOS et al., 2003), ou ainda pode ser

convertida a nitrato pela nitrificação, fenômeno esse ocasionado com consumo de OD (GROSS; BOYD; WOOD, 2000).

A amônia não ionizada é tóxica não somente para peixes, mas também para todos os organismos aquáticos (BAIRD; BOTTOMLEY; TAITZ, 1979), e a toxicidade desta molécula em peixes é geralmente devido a sua habilidade de se mover através das membranas celulares (COLT, 2006).

A eficiência alimentar e a composição corporal dos peixes são afetadas negativamente pela concentração de amônia não ionizada, onde a principal mudança na composição corporal inclui um aumento do teor de água (RUYET et al., 1997).

Serafini, Zaniboni-Filho e Baldisserotto (2009), avaliando o efeito dos níveis de amônia não-ionizada combinada com o oxigênio dissolvido na sobrevivência de juvenis de Dourado (Salminus brasiliensis), relatam que a toxicidade de NH3 é 2,5 vezes maior a

40% que a 100% de saturação de OD. Nesta mesma referência, é relatado que a mortalidade de peixes ocasionada pelas concentrações letais de NH3 pode ser evitada

quando o OD se encontra próximo a 100% de saturação.

Assim sendo, as concentrações de amônia não ionizada observadas no presente experimento não causaram mortalidade aos organismos cultivados, mas podem ter influenciado nas taxas de crescimento e ganho de peso corporal dos mesmos.

Vale ressaltar que a concentrações de N-NH3 do esgoto afluente aos tanques foi maior que nos tanques de cultivo, podendo a piscicultura ser uma atividade que resulte num polimento deste composto nas suas unidades de produção, melhorando a qualidade do efluente que seria lançado em um corpo receptor.

Por meio da Equação 01 (item 3.2.3) calculou-se a porcentagem média de amônia das amostras analisadas. O esgoto afluente, que teve pH médio de 7,49 e temperatura média de 30,9 °C, apresentou porcentagem de 2,5% de NH3. No Tratamento

01, com pH médio de 9,49 e temperatura de 29,42 °C obteve-se porcentagem média de NH3 de 70,4%. O Tratamento 02 obteve média de 32,0% de NH3, com pH de 8,80 e

temperatura de 28,85 °C, sendo a menor porcentagem entre os tratamentos experimentais. Já o Tratamento 03, com pH e temperatura média de 8,94 e 28,62 °C, respectivamente, apresentou porcentagem média de NH3 de 39,1%.

Estes resultados mostram a íntima relação existente entre o pH e a concentração de N-NH3, sendo que um aumento no valor de pH provoca uma elevação na porcentagem de NH3 da coluna d’água.

Na Tabela 8 estão indicadas as porcentagens médias de N-NH3 no esgoto

afluente aos tanques e dos tanques de cultivo.

Tabela 8 – Porcentagem de N-NH3 no esgoto afluente aos tanques e nos tratamentos experimentais no Centro de Pesquisa sobre Tratamento de Esgoto e Reúso de Águas, Aquiraz, Ceará, 2010.

Amostra pH Temperatura (°C) NH3 (%)

Afluente 7,49 30,90 2,5

TE – 01 9,49 29,42 70,4

TE - 02 8,80 28,85 32,0

TE - 03 8,94 28,62 39,1

Segundo Edward (1992), a fração de amônia não-ionizada e, portanto, a toxicidade da amônia, aumenta com o aumento do pH e da temperatura, que ocorre durante o dia em tanques com grandes concentrações de fitoplâncton.

5.1.4 Oxigênio dissolvido (OD)

Observando a Figura 26 se pode verificar que ocorreram grandes variações nas concentrações de OD nos tanques de cultivo. No esgoto afluente aos tanques não ocorreram grandes variações nas concentrações de OD, contudo os valores foram menores que os observados nos tanques em todo o cultivo.

Figura 26– Curvas de OD do afluente e dos tratamentos experimentais no Centro de Pesquisa sobre Tratamento de Esgoto e Reúso de Águas, Aquiraz, Ceará, 2010.

AF: afluente aos tanques; T-01: metade da quantidade da ração e suplementação com 1.500 mg de Vitamina C/kg de ração; T-02: 25% da quantidade da ração e suplemen tação com 1.500 mg de Vitamina C/kg de ração; T-03: metade da quantidade da ração sem suplementação com Vitamina C.

As concentrações médias de oxigênio dissolvido entre os tratamentos experimentais não apresentaram diferença estatisticamente significativa (p > 0,05), mas entre estes e o esgoto afluente aos tanques houve diferença estatisticamente significativa (p ≤ 0,05).

O Tratamento 01 apresentou valor médio de concentração de OD de 9,04 mg L-

1_{, com valor máximo de 12,77 mg L}-1_{e mínimo de 8,01 mg L}-1_{. No Tratamento 02 a média}

da concentração de OD foi de 7,03 mg L-1, com valor máximo de 11,30 mg L-1 e mínimo de 5,89 mg L-1. Já o Tratamento 03 apresentou concentração média de OD de 6,61 mg L-1, sendo este o menor valor entre os tratamentos experimentais, com valor máximo de 9,67 mg L-1 e mínimo de 4,71 mg L-1 (Tabela 9).

Tabela 9 – Valores médios, desvio padrão, máximo e mínimo do Oxigênio Dissolvido (OD) do afluente e dos tratamentos experimentais no Centro de Pesquisa sobre Tratamento de Esgoto e Reúso de Águas, Aquiraz, Ceará, 2010.

Amostra Média±desvio padrão Máximo Mínimo

Afluente 2,05 ± 0,85b 3,33 1,13

TE – 01 9,04 ± 3,11a 12,77 8,01

TE - 02 7,03 ± 2,72a 11,30 5,89

TE - 03 6,61 ± 2,34a 9,67 4,71

Os valores de oxigênio dissolvido (OD) medidos nos viveiros encontraram-se bem acima dos determinados no afluente. Também se verificou que as concentrações de OD encontraram-se dentro da faixa ótima para o cultivo de tilápia do Nilo.

Boyd e Tucker (1998) relatam que a faixa de OD em viveiros de aquicultura deve se encontrar na faixa de 5,0 a 15,0 mg L-1. Kubitza e Kubitza (2000) comentam que tilápias toleram baixas concentrações de OD na água, contudo, quando ficam frequentemente expostas a essas condições, ficam mais susceptíveis às doenças. Segundo Colt (2006), as concentrações de oxigênio dissolvido devem ser mantidas acima de 5,0 ou 6,0 mg L-1, no entanto algumas espécies toleram bem as concentrações entre 3,0 e 3,5 mg L-1, como o bagre-do-canal.

Santos (2008) observou grandes variações nas concentrações de oxigênio dissolvido nas águas dos tanques de piscicultura abastecidos com esgoto doméstico tratado, contudo sem comprometimento significativo no desenvolvimento dos peixes, com valores médios de OD de 7,6 mg L-1, valores mínimos de 1,79 mg L-1 e máximos de 11,72 mg L-1. Já Pereira e Lapolli (2009), cultivando tilápia do Nilo em esgoto doméstico tratado com uma densidade de 3 peixes m-³, observaram valores máximos e mínimos de 18,7 mg L-1 e 1,6 mg L-1 de OD, respectivamente.

Khalil e Hussein (1997), cultivando tilápia do Nilo e carpa comum (Cyprinus

carpio) em um sistema de tratamento secundário de esgoto, observou valores médios de OD de 8,9 mg L-1. Reidel et al. (2005), avaliando a utilização de efluente de frigorífico tratado com macrófita aquática no cultivo de tilápia do Nilo, observou um incremento na concentração de OD em todos os tratamentos testados, atingindo valores de 5,65 mg L-1 de OD com um tempo de detenção hidráulica de 10 dias de tratamento. Andrade, Felizatto e

Souza (2008), estudando a viabilização da criação de tilápia do Nilo com emprego de esgoto sanitário tratado proveniente de lagoas de estabilização, observaram valores médios próximos de 4,0 mg L-1 de OD.

Alam et al. (2001), verificando o efeito de fatores ambientais nas mudanças sazonais de populações de fitoplâncton em viveiros de água doce, observaram que a concentração de OD foi alta durante o dia e baixa durante o período noturno e início da manhã, independente da profundidade dos viveiros. Janzen, Schulz e Lamon (2008) relatam que a produção fotossintética e a reaeração atmosférica contribuem para o aumento da concentração de oxigênio na água, enquanto que o consumo de oxigênio para a decomposição da matéria orgânica e a respiração realizada pelo ecossistema aquático colaboram para a diminuição da quantidade de oxigênio dissolvido na água.

Organismos aquáticos estão constantemente expostos a diferentes níveis de concentrações de oxigênio, sazonal ou diária (LUSHCHAK; BAGNYUKOVA, 2006). Sob hipóxia, os peixes podem utilizar diversos mecanismos fisiológicos para compensar uma redução no consumo de oxigênio (TRAN-DUY et al, 2008) como redução da taxa metabólica, rearranjo do fluxo sanguíneo, principalmente para o cérebro e coração, e formas eficazes de produção de energia (NILSSON; RENSHAW, 2004).

5.1.5 Demanda Química de Oxigênio (DQO)

A matéria orgânica presente nos corpos d’água e nos esgotos é uma característica de primordial importância, sendo a principal causadora do consumo de oxigênio pelos microrganismos nos seus processos metabólicos de utilização e estabilização da matéria. Um dos parâmetros mais importantes na caracterização do grau de poluição de um corpo d’água é a Demanda Química de Oxigênio (DQO) (VON SPERLING, 2005).

Na Figura 27, pode-se verificar que ocorreram grandes variações nos valores de DQO durante o período experimental, sendo que a maioria das análises dos tratamentos testados apresentou valores acima de 200 mg L-1.

Figura 27– Curvas de OD do afluente e dos tratamentos experimentais no Centro de Pesquisa sobre Tratamento de Esgoto e Reúso de Águas, Aquiraz, Ceará, 2010.

AF: afluente aos tanques; T-01: metade da quantidade da ração e suplementação com 1.500 mg de Vitamina C/kg de ração; T-02: 25% da quantidade da ração e suplemen tação com 1.500 mg de Vitamina C/kg de ração; T-03: metade da quantidade da ração sem suplementação com Vitamina C.

Em somente 04 amostras o efluente das lagoas de estabilização apresentaram concentração menor que 200 mg L-1. No 49° dia de cultivo, todas as amostras analisadas apresentaram elevados valores de DQO, podendo ser consequência da redução da eficiência do tratamento do esgoto nas lagoas ou por condições ambientais, como ocorrência de chuva, que pode provocar turbulência na coluna d’água, que poderia aumentar a concentração de material oxidável na água.

Ao final do experimento, os Tratamentos 01 e 02 apresentaram uma elevação da DQO, sendo estes valores mais elevados que no início do experimento. O Tratamento 03 apresentou uma redução neste parâmetro, com valor menor que no início do experimento.

Pode-se verificar que as reduções de DQO observadas durante o período experimental ocorreram após as biometrias nos tratamentos experimentais, quando se reduzia o volume de água dos tanques em 50%, para facilitar a coleta dos peixes. Com essa troca de água, provavelmente ocorria uma redução dos materiais dissolvidos nos tanques, o que reduzia a DQO dos mesmos.

Os valores médios de DQO entre todas as amostras não apresentaram diferença estatisticamente significativa (p > 0,05). O esgoto afluente aos tanques de cultivo apresentou valor médio de DQO de 194,67 mg L-1, com valores máximos e mínimos de 505,01 mg L-1 e 44,51 mg L-1, respectivamente.

Silva e Silva (1999), avaliando a qualidade de efluentes de lagoas de estabilização da Região Metropolitana de Fortaleza, verificaram DQO de 213 mg L-1 em efluentes de uma série de quatro lagoas.

Neste trabalho, o tratamento 01 apresentou valor médio de DQO de 313,46 mg L-1, com valores máximo e mínimo de 540,51 mg L-1 e 162,44 mg L-1, respectivamente. O tratamento 02 apresentou valor médio de DQO de 287,57 mg L-1, valor máximo de 501,27 mg L-1 e valor mínimo de 134,37 mg L-1. O tratamento 03 apresentou valor médio, máximo e mínimo de DQO de 292,29 mg L-1, 561,17 mg L-1 e 175,55 mg L-1, respectivamente (Tabela 10).

Tabela 10 – Valores médios, desvio padrão, máximo e mínimo da Demanda Química de Oxigênio (DQO) do afluente e dos tratamentos experimentais no Centro de Pesquisa sobre Tratamento de Esgoto e Reúso de Águas, Aquiraz, Ceará, 2010.

No Tratamento 01 ocorreu aumento da DQO em 61,02% em relação aos valores médios do esgoto afluente aos tanques. Já no Tratamento 02 observou-se um aumento em 47,72% da DQO em relação ao efluente das lagoas. Também foi observado um aumento de DQO no tratamento 03, em uma porcentagem de 50,14%.

O aumento nos valores de DQO dos tratamentos experimentais em relação ao afluente pode ser explicado pelo fornecimento de alimento artificial para as tilápias cultivadas, tendo em vista que do total fornecido de ração uma pequena proporção é transformada em matéria viva nos peixes, sendo o restante excretado pelos mesmos, segundo Cyrino et al. (2010).

Entre os tratamentos experimentais, o tratamento 02 apresentou o menor valor médio de DQO, provavelmente porque neste tratamento a quantidade de alimento artificial

Amostra

Média±desvio padrão Máximo Mínimo

Afluente 194,67 ± 157,8a 505,01 44,51

TE – 01 313,46 ± 143,3a 540,51 162,44

TE – 02 287,57 ± 129,8a 501,27 134,37

fornecido aos peixes foi metade da dos demais tratamentos, concluindo-se que o tratamento 02 é o de menor impacto ambiental em relação aos demais tratamentos.

No Estado do Ceará, a utilização de efluentes de origem doméstica em atividades agronômicas, como a aquicultura, deve obedecer ao limite máximo de DQO de 200 mg L-1, segundo a Portaria n° 154/02 da SEMACE (CEARÁ, 2002). No presente experimento, os valores médios de DQO dos tratamentos experimentais ficaram acima do valor estabelecido pelo órgão ambiental competente no estado do Ceará, sendo necessário um tratamento da água dos tanques para que a mesma se enquadre dentro das normas. Outro possível destino da água dos viveiros é a sua reutilização em outras atividades agronômicas, como a irrigação ou a hidroponia.

Felizatto et al. (2000) obtiveram valores médios de DQO de 190,0 mg L-1 no cultivo de tilápia do Nilo em esgoto doméstico tratado oriundo de um sistema de lagoas de estabilização. Andrade, Felizatto e Souza (2008) registraram valores médios de DQO em torno de 125,0 mg L-1. Já Pereira e Lapolli (2009) registraram valores médios desse parâmetro de 163,3 mg L-1 utilizando uma densidade de 03 peixes m-³, sem fornecimento de ração. Nesse mesmo estudo, já avaliando o cultivo de tilápia do Nilo em esgoto tratado em uma densidade de 07 peixes m-³, foi observado valor de DQO de 186,3 mg L-1.

Boyd e Tucker (1998) relatam que a água em viveiros de aquicultura deve possuir faixa de DQO entre 40 e 80 mg L-1, bem menor que as observadas no presente experimento.

No documento Efeitos da suplementação com vitamina C em diferentes níveis de arraçoamento no cultivo de Tilápia do Nilo (Oreochromis niloticos) em esgoto doméstico tratado (páginas 88-97)