PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM TECNOLOGIA AMBIENTAL - MESTRADO
Vanessa Dalla Colletta
AVALIAÇÃO ECOTOXICOLÓGICA DA EFICIÊNCIA DA DETOXIFICAÇÃO DO EFLUENTE TRATADO PELA ESTAÇÃO DE TRATAMENTO DE ESGOTO DA
UNIVERSIDADE DE SANTA CRUZ DO SUL, RS, BRASIL.
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Vanessa Dalla Colletta
AVALIAÇÃO ECOTOXICOLÓGICA DA EFICIÊNCIA DA DETOXIFICAÇÃO DO EFLUENTE TRATADO PELA ESTAÇÃO DE TRATAMENTO DE ESGOTO DA
UNIVERSIDADE DE SANTA CRUZ DO SUL, RS, BRASIL.
Dissertação apresentada ao Programa de Pós-Graduação em Tecnologia Ambiental – Mestrado, Área de Concentração em Gestão e Tecnologia Ambiental, Universidade de Santa Cruz do Sul – UNISC, como requisito parcial para obtenção do título de Mestre em Tecnologia Ambiental.
Orientador: Prof. Dr. Eduardo Lobo Alcayaga
Vanessa Dalla Colletta
AVALIAÇÃO ECOTOXICOLÓGICA DA EFICIÊNCIA DA DETOXIFICAÇÃO DO EFLUENTE TRATADO PELA ESTAÇÃO DE TRATAMENTO DE ESGOTO DA
UNIVERSIDADE DE SANTA CRUZ DO SUL, RS, BRASIL.
Esta Dissertação foi submetida ao Programa de Pós-Graduação em Tecnologia Ambiental – Mestrado, Área de Concentração Gestão e Tecnologia Ambiental, Universidade de Santa Cruz do Sul – UNISC, como requisito parcial para obtenção do título de Mestre em Tecnologia Ambiental.
Dr. Eduardo Lobo Alcayaga
Universidade de Santa Cruz do Sul - UNISC Orientador
Dr. Adilson Ben da Costa
Universidade de Santa Cruz do Sul - UNISC
Dra. Rosane Maria Lanzer
Dedico esta dissertação aos meus pais e irmãs, por todo carinho e compreensão durante minha ausência, necessária para a realização deste trabalho e, principalmente, ao meu amor Ronaldo Verardo, pela força, incentivo, carinho e amor fornecidos neste período.
AGRADECIMENTOS
Embora uma dissertação seja um trabalho individual; muitas pessoas fizeram parte desta para sua concretização. Diante disto, quero expressar os meus sinceros agradecimentos:
Ao Prof. Dr. Eduardo Lobo Alacayaga, pelas críticas e sugestões relevantes feitas durante a orientação deste trabalho.
Aos Professores do Programa de Pós Graduação em Tecnologia Ambiental, pela contribuição em minha formação acadêmica.
Aos colegas da segunda turma do Mestrado em Tecnologia Ambiental, pela amizade e companheirismo durante os estudos.
A equipe do Laboratório de Limnologia da UNISC, pela ajuda e incentivo.
Ao Prof. Dr. Ênio Leandro Machado, pela amizade e dedicação prestadas durante a execução deste trabalho.
Ao bolsista do curso de Química Industrial Cássio Leandro Henn, pela ajuda no processo de tratamento terciário do efluente testado.
Aos amigos que conquistei no decorrer deste período, que revigoraram minha perseverança, incentivando-me a cada minuto. Agradeço principalmente aos amigos que guardarei sempre em meu coração Georgine Schimuneck, Nicole Sehnem, Jocelene Soares, Ana Paula Wetzel, José Guilherme Voos, Adilson Ben da Costa,
Vagner Dambros, Anderson Fávero, Sandra de Oliveira, Mário Dummer, Cristiane Bolzan e Rogério Pereira por estarem ao meu lado em todas as etapas deste período grandioso de minha formação profissional.
A Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior - CAPES, pelo fomento à pesquisa, através da bolsa de mestrado.
Acima de tudo, agradeço pelo inestimável apoio de meu amor Ronaldo Verardo (Bona), que preencheu as diversas falhas que fui tendo por força das circunstâncias, e pela paciência e compreensão reveladas ao longo destes dois anos.
Isso nós sabemos. Todas as coisas são conectadas como o sangue que une uma família... O que acontecer com a terra Acontecerá com os filhos e filhas da terra. O homem não teceu a teia da vida, ele é dela apenas um fio. O que fizer para a teia estará fazendo a si mesmo. Ted Perry (Inspirado pelo Chefe Seattle)
RESUMO
Neste trabalho objetivou-se avaliar a eficiência da detoxificação do efluente tratado pela estação de tratamento de esgotos (ETE) da Universidade de Santa Cruz do Sul (UNISC), utilizando testes ecotoxicológicos. O efluente da UNISC é constituído por águas negras advindos dos sanitários do Campus Universitário, sendo a urina o principal resíduo. A planta de tratamento de esgoto da UNISC é constituída por um Reator Anaeróbio de Fluxo Ascendente e Manta de Lodo (UASB) e Biofiltro Aerado. Além das amostras advindas da ETE, também foram realizados testes com amostras coletadas na ETE e tratadas por Processos Oxidativos Avançados (POA’s), a fim de verificar se os mesmos reduziriam a toxicidade do efluente. As amostras foram tratadas utilizando-se um reator de bancada, com radiação ultravioleta - UV (lâmpada UV germicida, com comprimento de onda de 254 nm), ozônio - O3 (gerador
Radast com capacidade de gerar 2 g h-1 O3), dióxido de titânio - TiO2 (P25, Degussa),
bem como seus conjugados UV/O3, UV/TiO2, O3/TiO2 e UV/O3/TiO2. Os bioensaios
foram realizados com organismos de diferentes níveis tróficos, sendo a alga
Scenedesmus subspicatus representante dos produtores e o microcrustáceo Daphnia magna dos consumidores primários. Seguindo a norma técnica ABNT
12713 (2004) jovens de D. magna foram expostos por 48 horas a diferentes diluições das amostras advindas da ETE e dos POA’s, e uma densidade algácea conhecida de S. subspicatus foi exposta por 72 horas às amostras da ETE, seguindo a norma ABNT 12648 (2005). Para os testes realizados com o efluente bruto e tratado pela ETE sobre D. magna, os resultados indicaram toxicidade mediana aos organismos. Nos testes realizados com amostras tratadas pelos POA’s, os tratamentos com O3, O3/TiO2, UV e UV/O3 demonstraram-se medianamente tóxicas à
D. magna, sendo que os demais tratamentos foram altamente tóxicos para o
microcrustáceo. Os testes com amostras da ETE utilizando a alga S. subspicatus indicaram toxicidade significativa para estes organismos. Realizaram-se, também, análises físico-químicas do efluente bruto e tratado pela ETE, avaliando-se os
parâmetros nitrogênio amoniacal, fósforo total, oxigênio dissolvido, pH, DBO5 e
DQO. O nitrogênio amoniacal demonstrou-se mais alto no efluente tratado pela ETE em relação ao bruto em todas as amostras, passando do limite máximo de 20 mg L-1 estabelecido pelo CONAMA 357/2005 e CONSEMA 128/2006 para a emissão de efluentes nos corpos d’água. Os valores de pH, DBO5 e DQO permaneceram dentro
do permitido pelo CONSEMA 128/2006 para a emissão de efluentes nos corpos d’água. Neste contexto, verifica-se a necessidade de adequação dos processos utilizados na ETE da UNISC, no sentido de adaptar os mesmos (UASB, biofiltro aerado, POA’s) ao tipo particular de efluente gerado no Campus Universitário, pois estes mostraram-se inadequados no processo de detoxificação do efluente em questão, causando toxicidade aos organismos-teste representantes dos níveis tróficos dos produtores e dos consumidores primários.
Palavras-chave: efluente de águas negras, estação de tratamento de esgotos, testes ecotoxicológicos, Scenedesmus subspicatus, Daphnia magna.
ABSTRACT
This study aimed to evaluate the efficiency of the detoxification of the treated effluent from sewage treatment plant (STP) of the University of Santa Cruz do Sul (UNISC) using ecotoxicological tests. The effluent of the UNISC consists sewage arising from health to the University Campus, with the main urine residue. The sewage treatment plant of the UNISC consists of a reactor Upflow Anaerobic Sludge Blanket Reactor (UASB) and Biofilter Aired System (BAS). In addition to stemming the STP samples, tests with samples collected in the STP and addressed by Advanced Oxidation Processes (AOP's) were also performed, in order to verify whether they reduce the toxicity of the effluent. The samples were processed using a reactor of bench with ultraviolet radiation - UV (UV germicidal lamp, with a wavelength of 254 nm), ozone - O3 (Radast generator with a capacity to generate 2 g h-1 O3), dioxide titanium - TiO2
(P25, Degussa), and their combined UV/O3, UV/TiO2, O3/TiO2 and UV/O3/TiO2.
Bioassays were conducted with agencies of different trophic levels, and the algae
Scenedesmus subspicatus representative of the producers and the micro-crustacean Daphnia magna, representative of the primary consumers. Following the technical
standard ABNT 12713 (2004), young D. Magna were exposed for 48 hours to different dilutions of samples stemming from the STP and OAP's, and a known algae density of S. Subspicatus was exposed for 72 hours to samples of STP, following the standard ABNT 12648 (2005). For tests with D. magna, the results showed median toxicity to the raw and treated effluent, not showing efficiency in the treatment. In tests with samples treated by the OAP's, treatment with O3, O3/TiO2, UV and UV/O3
showed up medium toxicity to D. magna, and the other treatments were highly toxic to micro-crustacean. The tests with STP samples of the algae S. Subspicatus indicated significant toxicity to these bodies. There were also physico-chemical analysis of raw and treated effluent by STP, is evaluating the parameters ammoniacal nitrogen, total phosphorus, dissolved oxygen, pH, BOD5 and COD. The
11
in all samples, above the limit allowed by the resolution 357/2005 of CONAMA and resolution 128/2006 of CONSEMA (20 mg L-1). The values of pH, COD BOD5 had
also remained inside of the allowed one for CONSEMA 128/2006 for the issue of effluent water bodies. In this context, there is the need for adequacy of the procedures used in the STP of UNISC, to bring them (UASB, Biofilter Aired System, OAP's) to the particular type of effluent generated in the University Campus, as these have proved inadequate in the process of detoxification of effluent in question, causing toxicity to the bodies-test representatives of trophic levels of producers and primary consumers.
Keywords: black-water effluent, sewage treatment plant, ecotoxicological tests,
LISTA DE FIGURAS
Figura 1. Reator UASB mostrando suas etapas...27
Figura 2. Imagem de um Biofiltro Aerado...29
Figura 3.. Abordagem ecotoxicológica. ...35
Figura 4. Organismo-teste Scenedesmus subspicatus ...40
Figura 5. Organismo-teste Daphnia magna com 24 h de idade (40X). ...42
Figura 6. Mapa de localização do Município de Santa Cruz do Sul, RS, Brasil. ...44
Figura 7. Imagem da grade (1), do equalizador (2) e do reator UASB (3) da estação de tratamento de esgoto da UNISC. ...45
Figura 8. Imagem da parte posterior da ETE, mostrando o reator UASB (1) ao fundo e o biofiltro aerado (2) na parte frontal. ...45
Figura 9. Coleta de amostra tratada no equalizador da ETE da UNISC. ...46
Figura 10. Amostra tratada coletada após o sistema de tratamento da ETE da UNISC. ...47
Figura 11. Lote de cultivo composto de copo de Becker de 2 L com meio M4 contendo de 25 a 30 indivíduos...48
Figura 12. Incubadora para cultivo de Daphnia magna...49
Figura 13. Esquema do teste de toxicidade aguda com Daphnia magna. ...51
Figura 14. Realização de teste de toxicidade com Daphnia magna no laboratório de Ecotoxicologia da Universidade de Santa Cruz do Sul. ...52
Figura 15. Reator de bancada utilizado no tratamento do efluente por POA’s...53
Figura 16. Carta-controle elaborada pelo laboratório de Ecotoxicologia da UNISC para sensibilidade de D. magna ao K2Cr2O7...59
Figura 17. Teste de toxicidade realizado nos meses de agosto e outubro de 2006 com o organismo D. magna. ...60 Figura 18. Teste de toxicidade realizado no mês de junho de 2007 com o organismo
D. magna...61
Figura 19. Teste de toxicidade realizado no mês de julho de 2007 com o organismo
D. magna...61
Figura 20. Teste de toxicidade realizado no mês de agosto de 2007 com o organismo D. magna. ...62 Figura 21. Teste de toxicidade realizado em 04 de setembro de 2007 com o organismo D. magna. ...63 Figura 22. Teste de toxicidade realizado em 26 de setembro de 2007 com o organismo D. magna. ...63 Figura 23. Média da CE(I)50 48h dos ensaios realizados com as amostras bruta, tratada pela ETE e tratadas pelos POA’s...66 Figura 24. Teste de toxicidade realizado em 10 de dezembro de 2007 com o organismo D. magna. ...67 Figura 25. Teste de toxicidade realizado em 13 de dezembro de 2007 com o organismo D. magna. ...67 Figura 26. Teste de inibição de crescimento algal na bancada de incubação. ...71 Figura 27. Teste realizado com amostras bruta e tratada da ETE da UNISC no dia 08 de novembro de 2007. ...71 Figura 28. Teste realizado com amostras bruta e tratada pela ETE da UNISC dia 13 de novembro de 2007. ...72 Figura 29. Testes de toxicidade crônicos com amostras do efluente bruto e tratado da ETE, utilizando S. subspicatus. ...73 Figura 30. Resultados de nitrogênio amoniacal obtidos nas amostras do efluente bruto e tratado pela ETE da UNISC no período de julho a novembro de 2007. A linha horizontal representa o limite de emissão disponíveis na Resolução CONAMA 357/2005 e CONSEMA 128/2006. ...77 Figura 31. Resultados de fósforo total obtidos nas amostras do efluente bruto e tratado pela ETE da UNISC no período de julho a novembro de 2007. ...79 Figura 32. Resultados de oxigênio dissolvido obtidos nas amostras do efluente tratado pela ETE da UNISC no período de julho a novembro de 2007. ...80 Figura 33. Resultados de pH obtidos nas amostras do efluente bruto e tratado pela ETE da UNISC no período de julho a novembro de 2007. A linha horizontal representa o limite de emissão disponíveis na Resolução CONSEMA 128/2006. ....80
Figura 34. Resultados de DBO5 obtidos nas amostras do efluente tratado pela ETE
da UNISC no período de março a agosto de 2007. A linha horizontal representa o limite de emissão disponíveis na Resolução CONSEMA 128/2006. ...81 Figura 35. Resultados de DQO obtidos nas amostras do efluente tratado pela ETE da UNISC no período de março a agosto de 2007. A linha horizontal representa o limite de emissão disponíveis na Resolução CONSEMA 128/2006. ...81
LISTA DE TABELAS
Tabela 1. Níveis de tratamento de esgoto...26 Tabela 2. Escala de toxicidade relativa para CE(I)50 48h (%) com Daphnia magna ...53 Tabela 3. Volume da amostra para preparo das soluções-teste com amostras de águas e efluentes utilizando o meio DIN e amostra não-enriquecida para teste de inibição de crescimento com a alga Scenedesmus subspicatus. ...55 Tabela 4.. Parâmetros e metodologias analíticas utilizadas...57 Tabela 5. Valores de CE(I)50 48h das amostras bruta e tratada pela ETE e das amostras tratadas pelos POA’s nos diferentes dias de coleta, com suas respectivas médias, desvio padrão e coeficiente de variação...65 Tabela 6. Testes de toxicidade com S. subspicatus mostrando a densidade algal inicial e final do controle, a taxa de crescimento e o coeficiente de variação no final dos ensaios, realizados de junho a outubro de 2007. ...70 Tabela 7. Valores de CENO (%) obtidos a partir dos resultados dos ensaios de toxicidade crônica realizados com as amostras do efluente bruto e tratado pela ETE da UNISC nos dias 8 e 13 de novembro de 2007. ...73 Tabela 8. Resultado da caracterização física e química do efluente da ETE da UNISC. ...75
LISTA DE ABREVIATURAS
ABNT Associação Brasileira de Normas Técnicas ASTM American Society for Testing and Materials BAS Biofiltro aerado submerso
BF’s Biofiltros
CE(I)50 Concentração Efetiva Inicial Mediana – concentração da amostra no início do ensaio, que causa efeito agudo a 50% dos organismos em 48h)
CENO Concentração de efeito não observado
CETESB Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental CONAMA Conselho Nacional do Meio Ambiente
CONSEMA Conselho Estadual do Meio Ambiente COT Carbono Orgânico Total
DBO5 Demanda Bioquímica de Oxigênio, 5 dias a 20º C
DIN Deutsches Institut für Normung DQO Demanda Química de Oxigênio ETE Estação de tratamento de esgoto
IBAMA Instituto Brasileiro do Meio Ambiente e dos Recursos Naturais Renováveis ISO International Organization for Standardization
OD Oxigênio dissolvido
OECD Organization for Economic Co-Operation and Development POA’s Processos Oxidativos Avançados
PROSAB Programa de Pesquisa de Saneamento Básico PVC Policloreto Cloreto de Vinila
UASB Reator anaeróbio de fluxo ascendente de manta de lodo UNISC Universidade de Santa Cruz do Sul
SUMÁRIO INTRODUÇÃO... 18 1. OBJETIVOS... 21 1.1 Objetivo geral:... 21 1.2 Objetivos específicos: ... 21 2. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA... 22 2.1 Utilização da água ... 22 2.2 Tratamento de Efluentes... 25
2.2.1 Reatores Anaeróbios de Fluxo Ascendente e Manta de Lodo - UASB ... 26
2.2.2 Biofiltro Aerado ... 28
2.2.3 Processos Oxidativos Avançados (POA’s)... 30
2.2.3.1 Aplicação da radiação ultravioleta (UV)... 31
2.2.3.2 Aplicação de ozônio ... 32
2.2.3.3 Aplicação de dióxido de titânio... 32
2.3 Monitoramento da qualidade da água ... 33
2.3.1 Ecotoxicologia... 34
2.3.2 Monitoramento Ecotoxicológico ... 37
2.3.2.1 Testes ecotoxicológicos utilizando algas... 40
2.3.2.2 Testes ecotoxicológicos utilizando microcrustáceos... 41
3. METODOLOGIA ... 43
3.1 Estação de Tratamento de Esgotos - ETE ... 43
3.2 Amostragem ... 46
3.3 Ensaios Ecotoxicológicos... 47
3.3.1. Cultivo de Daphnia magna ... 47
3.3.1.1 Controle da sensibilidade do organismo-teste Daphnia magna... 50
3.3.1.2 Teste agudo com Daphnia magna ... 50
3.3.1.2.1 Teste utilizando amostras tratadas por Processos Oxidativos Avançados ... 52
3.3.1.3 Processamento dos dados... 53
3.3.2 Cultivo e ensaio com Scenedesmus subspicatus... 54
3.3.2.1 Validação do ensaio... 56
3.3.2.2 Processamento dos dados... 56
3.3.2.3 Controle da sensibilidade do organismo-teste Scenedesmus subspicatus... 56
3.4 Análises físico-químicas... 57
4. RESULTADOS E DISCUSSÃO ... 58
4.1 Ensaios Ecotoxicológicos... 58
4.1.1 Testes de sensibilidade com Daphnia magna ... 58
4.1.1.2 Testes com Daphnia magna ... 59
4.1.2 Teste de sensibilidade com Scenedesmus subspicatus... 69
4.1.2.1 Testes com Scenedesmus subspicatus ... 69
4.2 Análises físico-químicas... 74
CONCLUSÃO ... 82
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS... 84
INTRODUÇÃO
A manutenção do equilíbrio de ecossistemas aquáticos e terrestres encontra-se associada à qualidade de suas fontes de água. A sobrevivência de populações pode ser seriamente comprometida em função do volume e da composição dos resíduos líquidos que são lançados no ambiente sem tratamento adequado.
Mais do que um insumo indispensável à produção e um recurso estratégico para o desenvolvimento econômico, a água é vital para a manutenção dos ciclos biológicos, geológicos e químicos que mantêm em equilíbrio os ecossistemas.
O uso de recursos hídricos e sua conservação é um dos principais desafios do desenvolvimento sustentável, devido ao aumento da população e à falta de controle dos impactos das atividades humanas sobre o espaço natural.
Os ecossistemas aquáticos recebem uma grande variedade e quantidade de poluentes, sejam esses lançados no ar, no solo ou diretamente nos corpos d’água, provocando em muitos casos, impactos irreversíveis.
No Brasil, embora existam diversos sistemas individuais de tratamento e disposição de esgotos implantados, a maioria deles apresenta problemas de funcionamento e não cumprem as suas finalidades de tratabilidade e disposição correta dos esgotos.
O tratamento de efluentes é usualmente classificado através dos seguintes níveis: preliminar, primário, secundário e terciário. O tratamento preliminar objetiva apenas a remoção dos sólidos grosseiros, enquanto o tratamento primário visa a remoção de sólidos sedimentáveis e parte da matéria orgânica. Em ambos predominam os mecanismos físicos de remoção de poluentes. Já no tratamento secundário, no qual predominam mecanismos biológicos, o objetivo é principalmente a remoção da matéria orgânica e eventualmente nutrientes (nitrogênio e fósforo). Neste, são utilizados processos como Reator Anaeróbio de Fluxo Ascendente e
Manta de Lodo (UASB) e Biofiltros Aerados. O tratamento terciário objetiva a remoção de poluentes específicos (usualmente tóxicos ou compostos não biodegradáveis) ou ainda, a remoção complementar de poluentes não suficientemente removidos no tratamento secundário. Neste tratamento, incluem-se os Processos Oxidativos Avançados (POA’s).
Programas de monitoramento são importantes em avaliações de impacto ambiental, pois fornecem informações relevantes a respeito da extensão da poluição, do impacto ambiental provável e da deterioração ou da melhoria gerada numa escala temporal e espacial; permitem avaliar a eficiência de ações mitigadoras adotadas com o propósito de reduzir ou eliminar a origem da contaminação e podem ser utilizados na avaliação de normas ou guias que estejam em vigor, elaborados com fins de proteção ambiental.
A ecotoxicologia é a ciência que estuda o impacto potencialmente deletério de substâncias ou compostos químicos que constituem poluentes ambientais sobre os organismos vivos. Estão inseridos em seus objetivos: avaliar a toxicidade de poluentes em laboratório e no meio ambiente; compreender os mecanismos de ação de substâncias tóxicas e avaliar o risco que substâncias ou compostos químicos tóxicos apresentam para o meio ambiente.
Nos estudos de ecotoxicidade avaliam-se os efeitos causados ao organismo-teste, por meio da exposição de organismos representativos do ambiente às várias concentrações do efluente ou da substância potencialmente tóxica a ser testada, por período determinado. São avaliados os efeitos agudos, onde se observa letalidade e imobilidade, e os efeitos crônicos, em que se observam alterações no crescimento, reprodução e sobrevivência.
Os organismos utilizados em bioensaios são representativos da biota, preferencialmente que sejam de fácil aplicação aos testes. Muitas vezes são selecionados mais de um organismo, abrangendo mais posições dentro da cadeia trófica. Diversos organismos são utilizados como bioindicadores, entre eles as algas, representando os produtores, os microcrustáceos, representantes dos consumidores primários e os peixes, como consumidores terciários.
O efluente do Campus Universitário de Santa Cruz do Sul é composto por águas negras advindas dos sanitários, sendo a urina o principal resíduo, em função da população flutuante média da universidade ser de 10000 alunos por semestre.
Neste contexto, ciente da problemática advinda da poluição aquática, a Universidade de Santa Cruz do Sul (UNISC) instalou em suas dependências uma
planta de tratamento de esgoto a fim de remover nutrientes e matéria orgânica, utilizando os processos UASB e biofiltro aerado. Desta forma, o presente trabalho visa avaliar a eficiência da detoxificação do efluente tratado pela estação de tratamento de esgoto (ETE) da UNISC, através de bioensaios, utilizando produtores e consumidores primários.
1. OBJETIVOS
1.1 Objetivo geral:
Avaliar a eficiência da detoxificação do efluente tratado pela Estação de Tratamento de Esgoto da Universidade de Santa Cruz do Sul, através de bioensaios, utilizando produtores e consumidores primários.
1.2 Objetivos específicos:
• Avaliar a sensibilidade dos organismos Daphnia magna e realizar testes de toxicidade com os mesmos;
• Implementar testes ecotoxicológicos utilizando a alga Scenedesmus
subspicatus;
• Avaliar a eficiência da detoxificação do efluente bruto e tratado por processos aeróbios e anaeróbios pela ETE da UNISC em escala real, utilizando bioensaios;
• Avaliar a eficiência da detoxificação do efluente tratado por processos oxidativos avançados em bancada, utilizando bioensaios;
• Realizar análises físico-químicas dos efluentes bruto e tratado pela ETE da UNISC.
2. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
2.1 Utilização da água
A água constitui um dos compostos de maior distribuição na crosta terrestre. Sua importância para a vida está no fato de que nenhum processo metabólico ocorre sem a sua ação direta ou indireta. Foram suas propriedades anômalas, comparando com outros compostos, que possibilitaram o surgimento da vida na Terra (ESTEVES, 1998).
A manutenção do equilíbrio de ecossistemas aquáticos e terrestres encontra-se associada à qualidade de suas fontes de água. A sobrevivência de populações pode ser seriamente comprometida em função do volume e da composição dos resíduos líquidos que são lançados no ambiente sem tratamento adequado. Os ecossistemas naturais exibem notável resistência e elasticidade para se adequar às perturbações, porque estão naturalmente adaptados a gerar um rápido equilíbrio no sistema; mas no caso de uma perturbação duradoura e com elevadas cargas de produtos, os efeitos maléficos podem ser pronunciados e prolongados, uma vez que os organismos não possuem um período evolutivo de adaptação (ODUM, 1983).
Mais do que um insumo indispensável à produção e um recurso estratégico para o desenvolvimento econômico, a água é vital para a manutenção dos ciclos biológicos, geológicos e químicos que mantém em equilíbrio os ecossistemas. É, ainda, uma referência cultural e um bem social indispensável à adequada qualidade de vida da população. Porém, cada vez mais a água é um recurso escasso em nosso país (CAMARGO et al., 2002).
O uso dos recursos hídricos e sua conservação é um dos principais desafios do desenvolvimento sustentável, devido ao aumento da população e à falta de controle dos impactos das atividades humanas sobre o espaço natural. A legislação
ambiental brasileira foi instituída na década de 1980. Os anos 1990 foram marcados pelo desenvolvimento sustentável no plano mundial e no Brasil (Rio-92 e Agenda 21), pela legislação de recursos hídricos, aprovada em 1997, que mudou a visão dos recursos hídricos de setorial para integrada. O início do novo milênio tem como principal questão a crise da água, identificada pela redução da água, o aumento da demanda e a deterioração por causa da poluição (TUCCI, 2002).
O uso abusivo e descontrolado da água levou à poluição preocupante dos recursos hídricos, em escala mundial, resultando, em muitas regiões, na escassez de água de boa qualidade para a dessedentação dos seres vivos, produção de alimentos e outros usos indispensáveis para a vida (KNIE e LOPES, 2004). É possível observar as inúmeras modificações que os ecossistemas aquáticos vêm sofrendo, na maioria das vezes, decorrentes das atividades humanas em seus mais diferentes aspectos. Os ecossistemas aquáticos recebem uma grande variedade e quantidade de poluentes, sejam esses lançados no ar, no solo ou diretamente nos corpos d’água, ocasionando em muitos casos, impactos irreversíveis.
Segundo Souza (2000), as principais fontes de poluição hídrica no Brasil são as atividades produtivas (agrícolas, de serviço e industriais) e principalmente os esgotos domésticos que despejam cerca de 10 bilhões de metros cúbicos diariamente nos rios e córregos brasileiros, sendo que destes apenas 4% recebem algum tipo de tratamento.
De acordo com Motta (2000) e Souza (2000), a poluição dos recursos hídricos pode provocar muitos problemas, os quais tendem a se agravar, como resultado do uso incorreto que o homem faz da mesma e das atividades que desenvolve em suas margens e na bacia hidrográfica como um todo. As conseqüências da poluição da água podem ser de caráter sanitário, ecológico, social ou econômico, gerando assim o agravamento dos problemas de escassez de água de boa qualidade; elevação do custo do tratamento da água; refletindo-se no preço a ser pago pela população; assoreamento dos mananciais, resultando em problemas de diminuição da oferta de água e de inundações; desvalorização das propriedades marginais; prejuízos aos peixes e a outros organismos aquáticos; desequilíbrios ecológicos; proliferação excessiva de algas e de vegetação aquática, com suas conseqüências negativas; degradação da paisagem; impactos sobre a qualidade de vida da população, onde a utilização da água poluída para o consumo doméstico provoca inúmeras doenças infecciosas no mundo, perfazendo milhões de vítimas e acometendo mais de um bilhão de pessoas a cada ano.
Segundo o Ministério do Meio Ambiente (BRASIL, 2006), 4097 (42%) dos 9848 municípios possuem rede coletora, porém 1383 deles têm estações de tratamento (14% do total). Contudo, apenas 118 realizam desinfecção dos esgotos. Do total de volume coletado de esgotos, apenas 35% recebem algum tipo de tratamento, resultando em cerca de 9.400.000 m3 de esgotos brutos encaminhados diariamente aos corpos de água do país, considerando-se somente aquele coletado por rede. Cerca de 3288 distritos com rede (80%) não possuem qualquer extensão de interceptor, potencialmente provocando a deterioração da qualidade das águas dos corpos receptores situados nas malhas urbanas.
O aumento da urbanização, do uso de produtos químicos na agricultura e das indústrias aumenta o retorno de água contaminada para os rios. A expansão do uso da água sem uma visão ambiental produz deterioração dos mananciais (superficiais e subterrâneos) e a redução da cobertura de água segura para a população (TUCCI, 2002).
Os esgotos domésticos ou domiciliares provêm principalmente de residências, edifícios comerciais, instituições ou quaisquer edificações que contenham instalações de banheiros, lavanderias, cozinhas, ou qualquer dispositivo de utilização da água para fins domésticos (SPERLING, 1996).
O homem mudou as condições químicas, físicas e biológicas de muitos rios que são severamente afetados, ocasionando reduções drásticas nas comunidades aquáticas e até mesmo extinguindo espécies. O uso da água pela agricultura e urbanização interfere muito nas características dos corpos d‘água, alterando a hidrologia e morfologia dos rios. O descarte de efluentes altera o ciclo de minerais dos rios, ocasionando depleção de oxigênio e outros problemas relacionados (ADMIRAAL et al., 2000).
Técnicas avançadas de tratamento de efluentes líquidos exercem um papel fundamental no tratamento e gerenciamento de efluentes domésticos e industriais, com o objetivo de atingir padrões de qualidade sustentáveis para o ambiente aquático, proteção da saúde pública e para reuso e recirculação da água. As técnicas de tratamento convencionais e avançadas consistem de uma combinação de processos físicos, físico-químicos e biológicos para remover sólidos sedimentáveis, em suspensão e dissolvidos, matéria orgânica, metais, ânions, nutrientes e organismos patogênicos. Na ótica do desenvolvimento sustentável, os processos de tratamento de efluentes líquidos devem ser encarados como fluxogramas para recuperação de insumos e energia, e não apenas adequação da
qualidade da água. Esta visão favorece o investimento em tecnologias inovadoras, pois a água adquire valor econômico como alternativa de suprimento de água e diminuição de custos (TESSELE in www.lapes.ufrgs.br/ltm/pdf/Fabiana.pdf)
Segundo Chernicharo (1997), diante do enorme déficit sanitário, aliado ao quadro epidemiológico e ao perfil sócio-econômico das comunidades brasileiras, constata-se a necessidade por sistemas simplificados de coleta e tratamento de esgotos. Como exemplo cita: sistemas individuais de tratamento e disposição de excretante e esgotos (fossa séptica, tanque séptico, filtro anaeróbio), sistema condominial de coleta de esgotos e sistemas coletivos de tratamento de esgotos (lagoa de estabilização, aplicação no solo, tanque séptico com filtro anaeróbio, reator anaeróbio de manta de lodo).
2.2 Tratamento de Efluentes
O tratamento dos esgotos é usualmente classificado através dos seguintes níveis: preliminar, primário, secundário, terciário (Tabela 1). O tratamento preliminar objetiva apenas a remoção dos sólidos grosseiros, enquanto o tratamento primário visa a remoção de sólidos sedimentáveis e parte da matéria orgânica. Em ambos predominam os mecanismos físicos de remoção de poluentes. Já no tratamento secundário, no qual predominam mecanismos biológicos, o objetivo é principalmente a remoção da matéria orgânica e eventualmente nutrientes (nitrogênio e fósforo). O tratamento terciário objetiva a remoção de poluentes específicos (usualmente tóxicos ou compostos não biodegradáveis) ou ainda, a remoção complementar de poluentes não suficientemente removidos no tratamento secundário (SPERLING, 1996).
Tabela 1. Níveis de tratamento de esgoto.
Nível Remoção
Preliminar - Sólidos em suspensão grosseiros (materiais de maiores dimensões e areia)
Primário - Sólidos em suspensão sedimentáveis
- DBO em suspensão (matéria orgânica componente dos sólidos em suspensão sedimentáveis)
Secundário - DBO em suspensão (matéria orgânica em suspensão fina, não removida no tratamento primário)
- DBO solúvel (matéria orgânica na forma de sólidos dissolvidos)
Terciário - Nutrientes - Patogênicos
- Compostos não biodegradáveis - Metais pesados
- Sólidos inorgânicos dissolvidos - Sólidos em suspensão remanescentes Fonte: Sperling (1996).
2.2.1 Reatores Anaeróbios de Fluxo Ascendente e Manta de Lodo - UASB
Nos últimos anos, diversas instituições têm se dedicado a trabalhos de pesquisa fundamental e aplicada na área de tratamento anaeróbio, tendo contribuído significativamente para a evolução e uma maior disseminação da tecnologia de tratamento anaeróbio no Brasil. Em decorrência da ampliação de conhecimento na área, os sistemas anaeróbios de tratamento de esgotos, notadamente os reatores de manta de lodo (UASB), cresceram em maturidade, passando a ocupar uma posição de destaque, não só em nível mundial, mas principalmente em nosso país, face às favoráveis condições ambientais de temperatura (CHERNICHARO, 1997).
O reator de manta de lodo foi inicialmente desenvolvido e aplicado largamente na Holanda. Essencialmente, o processo consiste de um fluxo ascendente de esgotos através de um leito de lodo denso e de elevada atividade (Figura 1). A
estabilização da matéria orgânica ocorre em todas as zonas de reação (leito e manta de lodo), sendo a mistura do sistema promovida pelo fluxo ascensional do esgoto e das bolhas de gás. O esgoto entra pelo fundo e o efluente deixa o reator através de um decantador interno localizado na parte superior do reator. Um dispositivo de separação de gases e sólidos, localizado abaixo do decantador, garante as condições ótimas para a sedimentação das partículas que se degradam da manta de lodo, permitindo que estas retornem à câmara de digestão, ao invés de serem arrastados para fora do sistema. Embora parte das partículas mais leves sejam perdidas juntamente com o efluente, o tempo médio de residência de sólidos no reator é mantido suficientemente elevado para manter o crescimento de uma massa densa de microrganismos formadores de metano, apesar do reduzido tempo de detenção hidráulica (VAN HAANDEL e MARAIS, 1999; CHERNICHARO, 1997).
Figura 1.Reator UASB mostrando suas etapas. Fonte: Chernicharo (1997).
O Reator Anaeróbio de Manta de Lodo (UASB) é uma das formas utilizadas para o tratamento de dejetos de suínos. Este apresenta um grande avanço tecnológico e grande aceitação, além de possuir simplicidade construtiva e baixo
custo operacional. É capaz de suportar altas cargas orgânicas e produzir como subproduto o biogás, composto rico em metano – CH4 (CAMPOS et al., 2005).
Segundo Koetz et al. (1996), o reator UASB foi utilizado para tratamento de efluente de indústria de parboilização de arroz, o qual foi monitorado, avaliando-se a melhor condição de operação e eficiência de remoção de DQO. A remoção média de DQO total foi de 78,4% e de DQO solúvel foi de 83,4%, mostrando ser boa a eficiência na remoção de sólidos orgânicos.
Muitas pesquisas são realizadas também utilizando sistemas UASB seguidos de pós-tratamento a fim de atenuar o potencial poluidor de despejos industriais, como o trabalho desenvolvido por Sampaio et al. (2004), o qual utilizou o reator UASB seguido de reator biológico de leito fixo. Este trabalho demonstrou que o sistema empregado teve excelente desempenho no tratamento do efluente da indústria de beneficiamento de castanha de caju, removendo em média 95% de compostos causadores de DQO e 93% de nitrato.
2.2.2 Biofiltro Aerado
Os biofiltros aerados com leito filtrante (Figura 2) constituem-se, hoje em dia, numa tecnologia madura, originando Estações de Tratamento de Esgotos (ETEs) compactas que podem ser enterradas no sub-solo de estádios esportivos, parques e edifícios em pleno ambiente urbano. Uma das principais vantagens da tecnologia é a possibilidade de gerar estações com baixo impacto ambiental, passíveis de serem cobertas e desodorizadas com relativa simplicidade. Outras vantagens são a compacidade, o aspecto modular, a rápida entrada em regime, a resistência ao choque de cargas, a ausência de clarificação secundária e a resistência à baixas temperaturas do esgoto (GONÇALVES et al., 2001).
No Brasil, associados em série a reatores do tipo UASB, os biofiltros aerados submersos vêm recentemente sendo utilizados como solução para o tratamento de esgotos em pequenos e médios municípios. Com inúmeras simplificações com relação aos processos similares da Europa, novos biofiltros surgidos no Brasil geram ETEs compactas, com baixos custos de implantação, operação e manutenção, que não demandam mão-de-obra qualificada e apresentam baixo consumo energético e produção de lodos (BOF et al., 2001).
Um filtro biológico consiste, basicamente, de um tanque preenchido com material de alta permeabilidade, tal como pedras, ripas ou material plástico, sobre o qual os esgotos são aplicados sob a forma de gotas ou jatos. Após a aplicação, os esgotos percolam em direção aos drenos de fundo. Esta percolação permite o crescimento bacteriano na superfície da pedra ou do material de enchimento, na forma de uma película fixa denominada biofilme. O esgoto passa sobre o biofilme, promovendo o contato entre os microrganismos e o material orgânico. Os biofiltros aerados podem operar com fluxo ascendente ou descendente e, como necessitam de fornecimento de ar para aeração, este é feito através de difusores de bolhas grossas, colocados na parte inferior do filtro e alimentados por sopradores (GONÇALVES et al., 2001).
Figura 2. Imagem de um Biofiltro Aerado. Fonte: Gonçalves et al. (2001).
O biofiltro aerado submerso (BAS) surge como uma promissora alternativa para o tratamento complementar de efluente de reatores UASB. Trata-se de uma modalidade de tratamento cujas principais características são a existência de um leito suporte para a adesão de microorganismos, que pode ser estruturado ou granulado, e de um sistema de aeração por ar difuso (HIRAKAWA et al., 2002; CHERNICHARO et al., 2006).
Uma configuração de ETE associando em série reatores UASB e BFs foi desenvolvida por Gonçalves et al. (1994), tendo sido objeto de pesquisa pela Universidade Federal do Espírito Santo, no âmbito do edital 2 do Programa de Pesquisa de Saneamento Básico (PROSAB), e tendo atingido a escala industrial a
partir de 1997. A configuração proposta elimina a decantação primária, substituindo-a por resubstituindo-atores UASB, que removem cercsubstituindo-a de 70% dsubstituindo-a DBO presente no esgoto. O pós-tratamento do efluente anaeróbio é realizado nos biofiltros aerados, objetivando a remoção de matéria orgânica e de sólidos suspensos remanescentes (GONÇALVES et al., 2001).
Segundo os mesmos autores, os biofiltros atingem diferentes objetivos como: a oxidação de matéria orgânica, a nitrificação secundária ou terciária, a desnitrificação e a desfosfatação físico-química. No Brasil, os biofiltros aerados vêm sendo utilizados basicamente como unidade de pós-tratamento do efluente de reatores UASB, com vistas à remoção de matéria orgânica.
2.2.3 Processos Oxidativos Avançados (POA’s)
A remoção de poluentes orgânicos no ambiente tem sido um grande desafio tecnológico, pois, inúmeras vezes, tecnologias de tratamento convencionais não são eficientes. Por esse motivo tem crescido a busca por tecnologias efetivas para destruí-los. Nos últimos 20 anos os Processos Oxidativos Avançados (POA’s) têm merecido destaque devido à sua alta eficiência na degradação de inúmeros compostos orgânicos e custo operacional baixo. Têm se mostrado uma alternativa no tratamento de águas superficiais e subterrâneas, bem como de águas residuárias e solos contaminados (TEIXEIRA e JARDIM, 2004).
Segundo os mesmos autores, esses processos se caracterizam por transformar a grande maioria dos contaminantes orgânicos em dióxido de carbono, água e ânions inorgânicos, através de reações de degradação, que envolvem espécies transitórias oxidantes, principalmente radicais hidroxila. São processos limpos e não seletivos, podendo degradar inúmeros compostos.
Os radicais hidroxila podem ser gerados através de reações envolvendo oxidantes fortes, como ozônio (O3) e peróxido de hidrogênio (H2O2), semicondutores,
como dióxido de titânio (TiO2) e óxido de zinco (ZnO), e radiação ultravioleta (UV).
Existe uma série de tecnologias de tratamento de efluentes disponíveis no mercado. Entretanto, levando em consideração que as matrizes de interesse são muitas vezes compostas de substâncias com alta toxicidade e que, destruir o poluente é muito mais interessante do que simplesmente transferi-lo de fase, nos
últimos anos os Processos Oxidativos Avançados vêm se difundindo e crescendo (TEIXEIRA e JARDIM, 2004).
Muitos estudos têm demonstrado que os POA’s são capazes de promover a total mineralização de uma grande variedade de contaminantes orgânicos e a inativação de amplo espectro de agentes patogênicos (EMMANUEL et al., 2005; SPERLING, 2005; DANIEL, 2001).
2.2.3.1 Aplicação da radiação ultravioleta (UV)
A fração mais energética do espectro ultravioleta (UV) é comumente usada como bactericida em tratamento de água e ar, permitindo um taxa de desinfecção eficiente pelo emprego de lâmpadas germicidas (254 nm), sem, contudo, eliminar a massa microbiana. A desinfecção com radiação ultravioleta é diferente dos métodos que utilizam produtos químicos, como, por exemplo, o cloro. Sendo assim, não adiciona produtos ao esgoto ou à água, não há residual desinfetante e a ação da radiação só é efetiva enquanto a fonte estiver ligada ou o líquido estiver passando pelo reator fotoquímico. Há dois modelos de fontes de radiação artificiais ultravioleta: as lâmpadas de baixa pressão de vapor de mercúrio e as lâmpadas de média pressão de vapor de mercúrio (CHERNICHARO, 2001; DANIEL, 2001).
A radiação UV pode ser usada individualmente e com muito sucesso na inativação de algas e na inativação de microorganismos patogênicos, pois ela causa um dano no seu DNA, impedindo sua reprodução. Além disso, a radiação UV pode ser usada na destruição de compostos orgânicos em processos de degradação fotoquímicos e fotocatalíticos. Os radicais hidroxila, que são as espécies oxidantes nesses processos, pode ser gerados através da utilização de oxidantes, como ozônio, peróxido de hidrogênio, Fenton, e outros, sem radiação UV. Entretanto, o uso combinado desses oxidantes com UV apresenta uma série de vantagens, aumentando a eficiência dos processos catalíticos (TEIXEIRA e JARDIM, 2004).
2.2.3.2 Aplicação de ozônio
O ozônio é um gás incolor de odor pungente e com alto poder oxidante. Possui forma triatômica do oxigênio e, em fase aquosa, ele se decompõe rapidamente a oxigênio e espécies radicalares. O ozônio também tem sido estudado há muitos anos e a sua utilização tem sido citada em um número cada vez maior de trabalhos, pois é eficiente na degradação de uma grande variedade de poluentes em fase líquida, bem como na remoção de odores em fase gasosa (TEIXEIRA e JARDIM, 2004).
Segundo os mesmos autores, existem dois tipos de reações envolvendo ozônio: direta, onde a molécula de ozônio reage diretamente com outras moléculas orgânicas ou inorgânicas, via adição eletrofílica, e indireta, através de reações radicalares (principalmente .OH). Além disso, existem diversas formas do ozônio gerar radicais hidroxila, dependendo dos coadjuvantes presentes no sistema reacional.
Em se tratando de desinfecção de efluentes, o ozônio é apresentado como excelente neste tipo de processo devido à sua rapidez de ação, ao seu elevado potencial de oxidação-redução, à sua eficiência na inativação de microorganismos e devido à baixa toxicidade encontrada nos efluentes tratados. Além de desinfetar, a ozonização de efluentes secundários reduz a concentração de sólidos suspensos totais pela flotação e pela solubilização. A ação oxidante do ozônio atua sobre as moléculas orgânicas que causam cor. Assim, o efluente desinfetado normalmente tem cor menor que o não desinfetado. Por conseqüência, ocorre redução de demanda bioquímica de oxigênio (DBO5), demanda química de oxigênio (DQO) e
absorbância em comprimento de onda de 254 nm (CHERNICHARO, 2001).
2.2.3.3 Aplicação de dióxido de titânio
De acordo com Teixeira e Jardim (2004), de todos os fotocatalisadores semicondutores mencionados na literatura, o dióxido de titânio (TiO2) é o fotocatalisador mais ativo e o que mais tem sido utilizado na degradação de compostos orgânicos presentes em águas e efluentes. Além disso, nas últimas
décadas, o TiO2 tem sido extensivamente estudado por suas propriedades elétricas, magnéticas e eletroquímicas e, com isso, tem sido utilizado numa variedade enorme de aplicações tecnológicas. Algumas das vantagens do dióxido de titânio são o baixo custo, a não toxicidade, a insolubilidade em água, a fotoestabilidade, a estabilidade química numa ampla faixa de pH, a possibilidade de imobilização sobre sólidos e a possibilidade de ativação por luz solar.
O TiO2 pode ser utilizado na forma de suspensão (lama) ou imobilizado, cada qual com as suas vantagens e desvantagens. Muitos trabalhos têm sido realizados com o intuito de melhor viabilizar o uso dos catalisadores, imobilizando-os em diversas matrizes inertes, o que simplifica seu manuseio e possibilita sua modificação catalítica, em particular pela deposição de pequenas quantidades de metal em sua superfície, diminuindo a recombinação dos elétrons e das lacunas, um dos problemas da fotocatálise heterogênea. No entanto, estando o catalisador imobilizado, os volumes tratados não podem ser grandes, pois a superfície entre ele e a fonte luminosa impede que os fótons emitidos consigam atingir a superfície catalítica (FERREIRA e DANIEL, 2004; DANIEL, 2001).
2.3 Monitoramento da qualidade da água
O monitoramento da qualidade da água inclui tanto o monitoramento físico e químico quanto o monitoramento biológico. Desses dois enfoques, o monitoramento biológico destaca-se basicamente em função de dois importantes argumentos. Primeiro, os organismos apresentam uma resposta integrada ao seu ambiente, e, em segundo, se o que interessa é manter comunidades biológicas saudáveis é muito mais apropriado monitorar as comunidades aquáticas que somente as variáveis físicas e químicas (LOBO e CALLEGARO, 2000).
Nesse sentido, Fonseca (1997) afirma que a decisão por um programa de biomonitoramento através de testes de toxicidade aquática vem corrigir as limitações encontradas no monitoramento apenas físico e químico. Segundo Rebouças et al. (2002), os testes biológicos de toxicidade, também denominados de bioensaios, constituem a base do biomonitoramento da água, definido como determinação dos efeitos de poluentes tóxicos lançados a um corpo d'água sobre a vida aquática,
inclusive com possibilidade de controle sobre a bioacumulação desses poluentes nos tecidos dos organismos vivos.
2.3.1 Ecotoxicologia
A ecotoxicologia focaliza a interação entre química ambiental e biota, destinando efeitos adversos para diferentes níveis da organização biológica. Efeitos tóxicos de compostos na biota e em ecossistemas são estimados em relação a sua química e destinação no ambiente. A biodisposição de químicos, que é dependente de processos biogeoquímicos e fisiológicos, é um importante fator muitas vezes negligenciado em avaliações ecotoxicológicas e do risco ambiental (FENT, 2003).
Segundo Brentano e Lobo (2003), a ecotoxicologia é a moderna ciência que estuda o impacto potencialmente deletério de substâncias ou compostos químicos que constituem poluentes ambientais sobre os organismos vivos. Estão inseridos em seus objetivos: avaliar a toxicidade de poluentes em laboratório e no meio ambiente; compreender os mecanismos de ação de substâncias tóxicas e avaliar o risco que substâncias ou compostos químicos tóxicos apresentam para o meio ambiente.
Bohrer (1995) cita informações que podem ser obtidas através dos testes de toxicologia como: efeitos resultantes das interações de compostos químicos; pode-se estabelecer diluições necessárias para reduzir ou prevenir efeitos tóxicos em águas receptoras; avaliar o impacto dos corpos receptores; e, ainda, determina a persistência da toxicidade.
Outra vantagem é justificada por Schäfer (1984), que identifica dois grupos de fatores que provocam modificações nos sistemas vivos. O primeiro grupo apresenta os efeitos que substâncias naturais (orgânicas e inorgânicas degradáveis) promovem através de uma alteração quantitativa. O segundo grupo representa os efeitos que substâncias tóxicas não degradáveis ou persistentes promovem, por sua presença ou pelo grau de concentração, sendo que este grupo de poluentes é detectado pelas análises ecotoxicológicas.
De acordo com Fernicola et al. (2003), o princípio fundamental da Ecotoxicologia é baseado na análise dos processos de transferência de contaminantes nos ecossistemas e nos efeitos sobre sua estrutura e funcionamento (Figura 3). Os fatores bióticos e abióticos caracterizam os ecossistemas e definem a
base para qualquer abordagem ecotoxicológica. Os contaminantes incluem agentes físicos, químicos e, em alguns casos, biológicos, que podem originar perturbações nos ecossistemas e em seus compartimentos. Os fatores abióticos e bióticos, e os contaminantes, caracterizam-se por diversidade extrema e por formas de inter-relacionamento, resultando uma hipercomplexidade de mecanismos ecotoxicológicos, onde contaminantes trazem, ainda, outra dimensão para a dificuldade de caracterização dos estudos ecológicos.
Figura 3..Abordagem ecotoxicológica. Fonte: Fernicola et al. (2003).
Assim, a ecotoxicologia permite avaliar os danos ocorridos nos diversos ecossistemas após contaminação e também prever impactos futuros, quando da comercialização de produtos químicos e/ou lançamentos de despejos num determinado ambiente (ZAGATTO, 2006).
Os primeiros estudos na área de ecotoxicologia incluíram pesquisas básicas para definir e identificar a biologia e morfologia dos corpos d'água, incorporando investigações sobre como os seres vivos interagem, tratando e reduzindo a poluição orgânica. Forbes, em 1887, foi um dos primeiros pesquisadores a realizar um estudo integrado, classificando os rios em zonas de poluição, baseado nas espécies
Atividades humanas Processos naturais
Fontes de contaminação Ecossistemas Biótopo Fatores abióticos Biótopo Fatores bióticos Conseqüências ecotoxicológicas
tolerantes e sua presença ou ausência nos ecossistemas aquáticos (BRENTANO e LOBO, 2003).
Os primeiros testes de toxicidade com despejos industriais foram realizados entre 1863 e 1917 e somente na década de 1930 foram implementados alguns testes de toxicidade aguda com organismos aquáticos, com o objetivo de estabelecer a relação causa/efeito de substâncias químicas e despejos líquidos. Os primeiros organismos a serem testados foram os peixes, a fim de avaliar a toxicidade de despejos líquidos. Após constatado que algumas espécies de peixes demonstraram maior resistência aos agentes químicos, foram testadas espécies mais sensíveis, de importância econômica e representativos do ambiente aquático, tornando evidente a diferença na sensibilidade das espécies e seu significado ecológico (ZAGATTO, 2006).
Segundo o mesmo autor, na década de 1970, desenvolveram-se pesquisas com ênfase na escolha de organismos sensíveis e representativos do ambiente aquático e no cultivo de organismos em escala laboratorial, visando tornar os testes práticos, confiáveis e reprodutíveis.
Nessa época, pesquisadores americanos observaram que os limites estabelecidos para vários agentes tóxicos isoladamente não poderiam preservar a qualidade da água necessária à manutenção da vida aquática. A partir dessas observações, a Toxicologia Aquática teve seu desenvolvimento acelerado, em função do conhecimento da toxicidade de efluentes líquidos complexos e das interações entre os agentes tóxicos presentes em efluentes e seus efeitos à biota aquática (BERTOLETTI, 1990).
Na década de 1980, foram desenvolvidos ensaios de toxicidade de curta duração com fases mais sensíveis de microcrustáceos e peixes, os quais foram padronizados e estão mundialmente em uso, e fazem parte das exigências legais dos órgãos ambientais em diversos países. Nas décadas de 1980/1990, intesificou-se a implementação dos testes ecotoxicológicos para o estabalecimento de padrões de qualidade da água, e de lançamento de efluentes líquidos no monitoramento da qualidade das águas e na avaliação de nível de periculosidade e de risco de substâncias químicas no ambiente, visando ao controle da poluição hídrica (ZAGATTO, 2006).
Atualmente, vários ensaios de toxicidade já estão padronizados nacional e internacionalmente por associações ou organizações de normalização, como Associação Brasileira de Normas Técnicas (ABNT), Deutsches Institut für Normung
(DIN), International Organization for Standardization (ISO) e Organization for
Economic Co-Operation and Development (OECD).
No Brasil, a Resolução CONAMA nº 357/2005 (BRASIL, 2005), dispõe sobre a classificação e diretrizes ambientais para o enquadramento dos corpos de água superficiais, bem como estabelece as condições e padrões de lançamento de efluentes. Em seu artigo 8º, § 3º, diz que a qualidade dos ambientes aquáticos poderá ser avaliada por indicadores biológicos, quando apropriado, utilizando-se organismos e/ou comunidades aquáticas. Ainda, no mesmo artigo, § 4º, cita que as possíveis interações entre as substâncias e a presença de contaminantes não listados na Resolução CONAMA 357/05, passíveis de causar danos aos seres vivos, deverão ser investigadas utilizando-se ensaios ecotoxicológicos, toxicológicos ou outros métodos cientificamente reconhecidos.
A Resolução CONSEMA nº 129/2006 (RS, 2006) dispõe sobre a definição de critérios e padrões de emissão para toxicidade de efluentes líquidos lançados em águas superficiais do Estado do Rio Grande do Sul. Esta descreve em seu artigo 9º que os efluentes lançados não devem causar efeito tóxico agudo ou crônico a organismos-teste pertencentes a, pelo menos, três níveis tróficos diferentes, de acordo com a vazão de lançamento de cada empresa e tipo de efluente.
2.3.2 Monitoramento Ecotoxicológico
Monitoramento é, segundo a Resolução CONAMA nº 357, artigo 2º, inciso XXV, a medição ou verificação de parâmetros de qualidade e quantidade de água, que pode ser contínua ou periódica, utilizada para acompanhamento da condição e controle da qualidade de água (BRASIL, 2005).
Programas de monitoramento são importantes em avaliações de impacto ambiental, pois fornecem informações relevantes a respeito da extensão da poluição, do impacto ambiental provável e da deterioração ou da melhoria gerada numa escala temporal e espacial; permitem avaliar a eficiência de ações mitigadoras adotadas com o propósito de reduzir ou eliminar a origem da contaminação e podem ser utilizados na avaliação de normas ou guias que estejam em vigor, elaborados com fins de proteção ambiental (RODRIGUES, 2002).
O monitoramento tradicionalmente realizado com a avaliação de parâmetros físicos e químicos pode ser complementado com o biomonitoramento. Os parâmetros biológicos fornecem informações sobre as respostas dos organismos frente a modificações ambientais. Neste sentido, vários são os autores que têm apontado para a necessidade da inclusão do monitoramento biológico para uma real avaliação da qualidade ambiental (LOBO et al., 2006; BRENTANO e LOBO, 2004; FENT, 2003).
Knie e Lopes (2004) afirmam que a análise química é muito limitada. Em geral, os resultados destas análises não permitem uma avaliação dos efeitos das substâncias sobre os seres vivos. Essa lacuna é preenchida pelos métodos biológicos de medição. Além disso, especificamente com os testes ecotoxicológicos, o controle da qualidade das águas ganha outra dimensão. Assim, os bioensaios permitem, geralmente, uma avaliação bastante segura do potencial tóxico de substâncias ou de meios contaminados, permitindo também deduções indiretas do seu risco para o meio ambiente e, com muita cautela, do seu perigo para o homem.
Segundo Azevedo e Chasin (2003), nos estudos de ecotoxicidade avaliam-se os efeitos causados ao organismo-teste, por meio da exposição de organismos representativos do ambiente às várias concentrações do efluente ou da substância potencialmente tóxica a ser testada, por período determinado. São avaliados os efeitos agudos, onde se observa letalidade e imobilidade, e os efeitos crônicos, em que se observam alterações no crescimento, reprodução e sobrevivência.
Os ensaios de toxicidade podem ser utilizados para diversos fins. Para determinar a toxicidade de agentes químicos, efluentes líquidos, lixiviados de resíduos sólidos; estabelecer limites máximos de lançamento de efluentes líquidos em corpos hídricos; avaliar a necessidade de tratamento de efluentes líquidos quanto às exigências de controle ambiental; avaliar a qualidade das águas; avaliar a toxicidade relativa de diferentes substâncias; avaliar a sensibilidade relativa de organismos aquáticos; subsidiar programas de monitoramento ambiental e estimar os impactos provocados em acidentes ambientais (ARAGÃO e ARAÚJO, 2006).
Os organismos utilizados em bioensaios são representativos da biota, preferencialmente que sejam de fácil aplicação aos testes. Muitas vezes são selecionados mais de um organismo, abrangendo mais posições dentro da cadeia trófica. Diversos organismos são utilizados como bioindicadores entre eles alguns exemplos:
Algas - Compondo o fitoplâncton como produtores, as algas transformam a matéria inorgânica em matéria orgânica, e são capazes de responder a efeitos tóxicos de várias substâncias. Pode-se destacar a Chorella vulgaris, Selenastrum
capricornutum, Scenedesmus subspicatus, Skeletonema costatum, como exemplos
destas algas. Devido a sua grande importância, as algas são muito utilizadas em estudos de bioindicação e em ecotoxicologia aquática, onde têm sido empregadas na avaliação da qualidade de corpos d’água e em testes com substâncias químicas (LOBO et al., 2004; CETESB, 1992; IBAMA, 1990; ASTM, 1981).
Bactérias – Os ensaios com as bactérias marinhas Vibrio fischeri foram utilizados desde os anos 70 para determinar a toxicidade de solos e sedimentos, além de meios aquáticos (KNIE e LOPES, 2004).
Microcrustáceos (Daphnia magna e Daphnia pulex) – Compõem o zooplâncton como consumidores primários e secundários, fazem a ligação entre níveis inferiores e superiores da cadeia alimentar. São realizados testes de toxicidade aguda e crônica (KNIE e LOPES, 2004).
Peixes – Fazem parte da comunidade nectônica. Como organismos consumidores, constituem o nível superior da cadeia alimentar. São realizados testes de toxicidade aguda e crônica. Destacam-se como exemplos o Poecilia
reticulada, Hemigrannus marginatus, Brachydanio rerio, e Cheirodon notomelas
(KNIE e LOPES, 2004).
O uso de invertebrados aquáticos (microcrustáceos e rotíferos), algas, bactérias e peixes como bioindicadores juntamente com parâmetros físico-químicos (DBO, DQO, OD, COT, pH e condutividade) são importantes para o biomonitoramento da qualidade e toxicidade de efluentes gerados por indústrias. Estes podem estabelecer um critério de qualidade que determine concentrações permissíveis de poluentes na água e demonstrar a eficiência dos tratamentos empregados pelas indústrias (BAPTISTA et al., 2000).
Segundo Gutiérrez et al. (2001), é importante a determinação da toxicidade de contaminantes orgânicos ou inorgânicos em efluentes que são descarregados nas estações de tratamento, pois assim previnem-se danos a microbiota do tratamento. O impacto potencial dos efluentes é avaliado através de caracterização química e complementado com bioensaios.
Segundo a sua composição, alguns efluentes podem ser tóxicos apenas a alguns tipos de peixes, ou a microcrustáceos ou até mesmo a ambos os organismos. Sendo assim, é recomendável sempre que possível a utilização de mais de uma
espécie para avaliação do efeito de um efluente sobre o ecossistema aquático, logo o organismo mais sensível fornecerá uma maior segurança sobre o impacto que este efluente possa causar no corpo receptor (CETESB, 1992).
2.3.2.1 Testes ecotoxicológicos utilizando algas
Por sua importância fundamental na cadeia trófica dos ecossistemas aquáticos, pesquisas básicas com algas já ocorrem há muito tempo. Como indicadores da poluição aquática, as algas são usadas aproximadamente há 100 anos para avaliar a qualidade hídrica, de efluentes, bem como a periculosidade de substâncias químicas (KNIE e LOPES, 2004).
A comunidade fitoplantônica tem sido frequentemente utilizada como indicadora da qualidade ambiental dos ecossistemas aquáticos, pois, além de ser a base de toda a cadeia trófica, o que lhes confere uma grande importância em nível ecológico, esses organismos figuram entre os mais sensíveis (LOBO et al., 2004; ASSELBORN e DOMITROVIC, 2000; SILVA et al., 2000).
A alga Scenedesmus subspicatus Chodat, 1942 (Chlorophyta, Chlorophyceae) (Figura 4) é uma alga verde planctônica, representante dos produtores primários nos ecossistemas de água doce. Nesta função, as algas são a base do ciclo de vida na água, servindo de alimento para outros organismos. Além disso, destacam-se na manutenção do equilíbrio do ambiente aquático, pois participam dos ciclos biogeoquímicos, especialmente nos de carbono, nitrogênio, fósforo e silício (KNIE e LOPES, 2004).
Figura 4. Organismo-teste Scenedesmus subspicatus Fonte: www.sccap.bot.ku.dk.
2.3.2.2 Testes ecotoxicológicos utilizando microcrustáceos
Daphnia magna e Ceriodaphnia dubia são microcrustáceos utilizados como
indicadores biológicos em estudos e controle da qualidade de água, e usados em ensaios biológicos para a determinação de toxicidade de efluentes (BAPTISTA et al., 2000), resíduos de metais (BRENTANO e LOBO, 2004) e pesticidas (FRELLO, 1998).
Dentre os organismos recomendados para realização de testes ecotoxicológicos, a Daphnia magna tem sido amplamente utilizada nos testes de toxicidade, por serem de fácil manutenção em laboratório e sensíveis a diferentes grupos de agentes químicos (GOLDSTEIN e ZAGATTO, 1991).
O organismo-teste Daphnia magna Straus, 1820 (Figura 5), segundo Ruppert e Barnes (1996), é classificado taxonomicamente no filo Arthropoda, subfilo Crustacea, classe Branchiopoda, ordem Diplostraca, subordem Cladocera. Dentre os microcrustáceos, Daphnia magna é comumente chamada de pulga d’água, e como parte do zooplâncton, ocupa uma importante posição nas cadeias alimentares aquáticas.
Utilizadas como organismos-teste, compõem o zooplâncton como consumidores primários e secundários, fazendo a ligação entre os níveis inferiores e superiores da cadeia alimentar. São facilmente encontradas em lagos e represas de águas continentais (FRELLO, 1998).
Segundo Knie e Lopes (2004), possuem tamanho médio de 5 a 6 mm e se alimentam através da filtração de material orgânico particulado, principalmente de algas unicelulares.
A escolha por Daphnia magna como organismo teste fundamenta-se principalmente por:
• os descendentes são geneticamente idênticos, assegurando uma uniformidade de respostas nos ensaios;
• a cultura em laboratório sob condições controladas é fácil e sem grandes dispêndios;
• manuseio simples;
• a espécie reage sensivelmente à ampla gama de agentes nocivos;
• o ciclo de vida e de reprodução é curto;
Figura 5.Organismo-teste Daphnia magna com 24 h de idade (40X). Fonte: Brentano (2006).
