SUSANA AURORA PIMENTA DA SILVA - Universidade do Porto

Susana Aurora Pimenta da Silva 

BIORREMEDIAÇÃO EM ÁGUAS RESIDUAIS: remoção de fosfatos utilizando 

microalgas Chlorella vulgaris imobilizadas em meio de alginato de sódio 

Dissertação de Mestrado em Hidrobiologia, apresentado à Faculdade de Ciências da 

Universidade do Porto, para obtenção do grau de Mestre. 

Departamento de Zoologia e Antropologia 

Faculdade e Ciências da Universidade do Porto, 2007

AGRADECIMENTOS: 

Quero manifestar os meus mais sinceros agradecimentos às pessoas que 

contribuíram para que eu alcançasse este patamar. 

Á Professora Natividade, minha Orientadora e Coordenadora de Mestrado, 

que me apoiou nos momentos mais difíceis, na minha convalescença e na minha 

ausência do país. 

Sem o seu apoio teria sido impossível concretizar a Tese e, ao mesmo tempo, 

concretizar o projecto em Angola. 

Ao meu co-Orientador, Amigo, segundo Pai, Mestre José Lopes, que tanto me 

apoiou com um carinho e paciência que não poderia ter encontrado em mais 

ninguém, um ser humano excepcional. 

À minha Directora e grande Amiga Dra. Eugénia Lobo, que sempre acreditou 

em mim e me incentivou continuamente no meu crescimento profissional e pessoal. 

Ao Dr. Rui Pinto, por quem tenho uma grande admiração, Administrador da 

Clínica Sagrada Esperança, e meu Chefe no Projecto em Angola, que me facultou 

as amostras e me deu todo o apoio para concretizar este estudo. 

À Técnica de Laboratório do Departamento de Antropologia e Zoologia, Maria 

Helena Moreira, que pacientemente preparou as soluções-padrão e ajudou na 

realização dos ensaios para a detecção dos fosfatos nas minhas amostras

Ao meu grande Amigo Prof. Brandão, que sempre foi um grande entusiasta 

em relação ao meu trabalho. 

Aos meus colegas do hospital, e aos Amigos que sempre me apoiaram e 

incentivaram a progredir na carreira. 

Finalmente, à minha Família, a quem eu prezo mais na Vida, e que sempre 

me apoiaram, ajudando-me a seguir em frente e a nunca olhar para trás, senão para 

aprender, pois me ensinaram que os erros podem ser, quando os encaramos com 

humildade, alguns dos melhores Mestres para o nosso crescimento como Pessoas. 

Muito obrigada por fazerem parte do meu percurso.... 

E deste percurso fez parte, inopinadamente, um poema que, enquanto me 

debruçava sobre esta investigação e subsequente escrita, me surgia em mente, sem 

qualquer esforço da minha parte. Talvez porque, a par das algas que ajudam a 

purificar não podemos deixar de pensar na existência de muitas outras. Que nos 

atraem o olhar pela sua beleza aparente mas que matam e asfixiam. Estas, pois, as 

palavras que mo diziam:

Eu preciso de palavras novas 

Eu preciso de palavras novas... 

Porque estas com que falo e comunico 

Estão velhas, sujas e cansadas. 

Envelheceram na monótona rotina, 

Dos desencantos do nosso dia-a-dia 

A dizer coisas tão triviais como ontem, hoje e amanhã, 

Tão triviais que nem existem sequer, como sempre e 

nunca, 

Pois ontem já foi hoje e amanhã, e vice-versa, é claro. 

Estão sujas, poluídas pelas mentiras com que 

mascaramos 

As falsidades das pontes de contacto. 

São elas que servem de lianas e seguram as tábuas 

Que nos ligam aos outros 

Sobre o vazio da Vida. 

Só as limpamos dolorosamente 

Na nossa mais profunda intimidade, 

Dentro de nós mesmos, 

Quando já nos sentimos sufocar, 

Como peixes em águas contaminadas 

Pelos desperdícios necessários, 

Mas que nem por isso perdem a sua condição de lixo. 

Mesmo que o rio esteja enfeitado 

Com as algas prolíficas, 

Verdes mas falsas, que não deixam chegar lá baixo, 

A luz do sol que vivifica. 

Estão cansadas de serem outra coisa, múltiplas quase 

sempre, 

De funcionarem como flores ou outros ornamentos, 

A cobrirem sentimentos frios como a indiferença 

Ou a preencher os vazios, aqueles espaços incómodos, 

Quando o nosso coração está morto 

E já não há mais nada para dizer, 

E o silêncio grita e diz da nossa morte e da nossa solidão. 

Essas palavras que já não dizem nada, recuso-as. 

Quero palavras novas, claras e precisas, 

Transparentes e límpidas, 

Que não precisem de nenhum dicionário, 

Valiosas em si mesmas. 

Palavras novas, talhadas na Verdade, como um cristal, 

Tão nítidas que nunca ofereçam dúvidas 

Nem alimentem segundas intenções. 

Mas se um dia tivermos essas palavras novas 

Não será tudo ainda mais difícil? 

(Citação de Maria do Carmo Cruz)

Biorremediação em águas residuais:remoção de fosfatos utilizando microalgas Chlorella vulgaris imobilizadas em meio de 

alginato de sódio 

RESUMO 

A eutrofização de ecossistemas aquáticos é, cada vez mais, uma 

problemática no nosso planeta. Nos processos de eutrofização existe um grande 

aumento de nutrientes, que provocam uma degradação de meios aquáticos, sendo 

que os nitritos e os fosfatos se contam entre os principais nutrientes. Com o 

aumento do crescimento populacional e da sua concentração em grandes 

superfícies industriais, houve necessidade de se definirem novas estratégias para 

remover os poluentes dos ecossistemas, pois que o uso de técnicas químicas de 

remoção daqueles nutrientes tem provocado diversos tipos de poluição 

Actualmente, e tendo como base o principio de que os ecossistemas reagem 

a alterações, quer antropogénicas quer de outra natureza, através dos 

microrganismos, tem-se recorrido à biodegradação pelo recurso à metodologia de 

biorremediação. Esta é uma técnica que utiliza microrganismos para promover a 

degradação de poluentes com intenção de diminuir ou eliminar contaminantes 

ambientais. 

O estudo efectuado foi baseado na técnica de biorremediação aplicada ao 

tratamento de águas residuais de uma Clínica Hospitalar em Luanda (Angola). 

Procedeu-se à remoção de fosfatos das águas residuais (amostra em estudo) por 

imobilização da microalga Clorella vulgaris em meio de alginato de sódio. 

Consideramos que seria de interesse realizar um novo estudo, com um 

controlo mais estreito das variáveis que possam ou não alterar o comportamento das 

microalgas e, consequentemente, a concentração de fosfatos na amostra de águas 

residuais. 

Susana Silva – Faculdade de Ciências do Porto Pág. 5



ABSTRACT 

Eutrofization of aquatic ecosytems is more and more a problematic of our planet to 

be considered. In the eutrofization processes there have been a great increase of 

nutients, which causes degradation of aquatic means, the nitrites and fosphastes 

being among the principal nutrients. As long as there has been an increased 

population growth and their concentration in large industrial areas, it was felt as 

necessary to define new approaches to remove polluantes from the ecosystems, 

since the use of chemical technics to remove those nutrients has been the cause of 

several different types of pollution. 

Nowadays and ased on the principle that ecosystems react to changes, either 

atropogenic or of any other nature, through mirorganisms, biodegradation has been 

being used by means of the bio-remediation methodology. This is an approach that 

uses microorganisms to promote polluents degradation, aiming at reducing or even 

eliminating environmental contaminants. 

This research was based on the bio-remediation apprach apllied to the treatment of 

residual waters of a Clinic in Luanda (Angola) and it consisted of fosphates remotion 

from the residual waters (sample study) by iobilization of the microalga Clorella 

vulgaris in sodium alginato medium. 

At the end of this research we think that it must be of interest to make further studies, 

then in conditions of a narrower control of the variables which may or may not alter 

the behaviour of the microalgae and, as a consequence, the concentration of 

phosfates in residual waters sample. 




RÉSUMÉ 

L'eutrofisation des écosystèmes aquatiques est l’une des questions les plus 

problématiques auxquelles notre planète doit faire face actuellement. Dans les 

processus d'eutrofisation on vérifie une grande augmentation des nutrients, en 

particulier des nitrites et des phosphates, ce qui provoque une dégradation des 

milieux aquatiques. Avec l'augmentation de la population et de sa concentration dans 

les grandes zones industrielles, il a fallu definir de nouvelles stratégies pour retirer 

les polluants des écosystèmes, vu que l'utilisation des techniques chimiques du 

déplacement de ces nutrients a provoqué des différents types de pollution. 

Actuellement, et ayant comme base le principe que les écosystèmes 

réagissent aux changements, soit antropogéniques soit de toute autre nature, à 

travers les microrganismes, on fait appel à la biodégradation utilisant la 

méthodologie de la biorremédiation. C'est une technique qui emploie des 

microrganismes pour favoriser la dégradation des polluants avec l'intention de 

diminuer ou éliminer les contaminants de l’environnement. 

L'étude realisée s’appuie sur la technique de la biorremédiation appliquée au 

traitement de l'eau résiduelle d'une clinique d'hôpital à Luanda (Angola). On a 

déplacé des phosphates des eaux résiduelles (échantillon en étude) pour 

l'immobilisation de la microalgue Clorella vulgaris dans un milieu d'alginat de 

sodium. 

Nous trouvons qu'il serait intéressant de réaliser une nouvelle étude, avec un 

contrôle plus étroit des variables qui peuvent ou non modifier le comportement des 

microalgues et, par conséquent, la concentration de phosphates dans l'échantillon 

d'eau résiduelle 




ÍNDICE 

1-INTRODUÇÃO………………………………….......................13 

1.1-Eutrofização……………….………......................……………….......16 

1.1.1- Fósforo e Fosfatos……......…………………………………..................18 

1.1.2-Concentrações de fósforo em ecossistemas aquáticos..................20 

1.1.3- Remoção do fósforo………………………………................................21 

1.1.3.1- Remoção de fósforo por precipitação química……...........21 

1.2-Biorremediação…………................……………………………….…22 

1.2.1-Condições da biorremediação…….................…………………...........24 

1.2.1.1- Oxidação e redução de contaminantes..........……..............25 

1.2.2- Processos de biorremediação………........…………………...........….25 

1.2.2.1- Biorremediação dos solos…………..............……............….27 

1.2.2.2- Fitorremediação………………….......…..........................…....28 

1.3-Águas residuais versus tratamentos físicos e químicos…........29 

1.3.1-Remoção biológica do fósforo……………………………................….32 

1.4-Remoção do fósforo de águas residuais por meio de 

algas imobilizadas…..........…......................................................34 

1.4.1-Imobilização de algas………………....................……………………….29 

1.4.2-Requisitos básicos para um útil e eficiente sistema de 

algas imobilizadas.........................................................................................36 




1.4.3-Métodos de Imobilização celular……………….................……………41 

1.4.4-Chlorella vulgaris e a remoção de fósforo…………..........…….........46 

1.5-Objectivos…………….................……………………………………..49 

2-MATERIAL E MÉTODOS……..................…………………...50 

2.1-Algas usados neste estudo……………............…………………....50 

2.2-Amostragem de água residual………………………..............….…51 

2.2.1-Frequência de colheitas de amostra, acondicionamento 

e transporte....................................................................................................51 

2.2.2-Equipamento laboratorial...................................................................52 

3-IMOBILIZAÇÃO..................................................................................52 

A-Preparação das microalgas para a imobilização...................................52 

B-Matriz de gel utilizada...............................................................................53 

C-Técnica de imobilização da Chlorella vulgaris.......................................54 

D-Adição das esferas de microalgas à água residual...............................55 

3.1-Princípio da detecção dos fosfatos..............................................57 

4-RESULTADOS......................................................................57 

5-DISCUSSÃO.........................................................................60 




6-CONCLUSÃO.......................................................................53 

7-BIBLIOGRAFIA....................................................................62 




ÍNDICE DE FIGURAS 

Figura 1......................................................................................................................44 

Figura 2......................................................................................................................47 

Figura 3......................................................................................................................55 

Figura 4......................................................................................................................58 

Figura 5......................................................................................................................59 

ÍNDICE DE TABELAS 

Tabela 1.....................................................................................................................37 

Tabela 2.....................................................................................................................40 

Tabela 3.....................................................................................................................57 

Tabela 4.....................................................................................................................58 




1- INTRODUÇÃO 

O grande crescimento da população humana e a sua concentração em 

determinadas áreas constitui, directa ou indirectamente, um dos principais factores 

responsáveis pelo fenómeno da contaminação ambiental. Directamente, em função 

da produção de quantidades cada vez maiores de resíduos (lixos domésticos e 

industriais, esgotos, etc.) e, indirectamente, em função do aumento do consumo 

(Vidotti & Rollemberg, 2004). 

Tem-se observado que o próprio meio ambiente reage a cada intervenção, 

quer benéfica quer maligna, provocada pelo Homem. Assim, e tendo em vista o 

objecto concreto da nossa investigação, verifica-se que são principalmente os 

microrganismos que, nos ecossistemas aquáticos, reagem contra os agentes 

agressores degradando-os, constituindo-se assim como uma arma de defesa 

ambiental, passível de ser potencializada. A utilização e potencialização desta 

capacidade microbiana de degradação de agentes contaminantes denomina-se 

biodegradação, e a metodologia de utilização desta capacidade para remediação 

ambiental designa-se por biorremediação (Korda, 1997; Martins et al., 2003;). 

A biodegradação e a biorremediação estão a ser utilizadas como meios de 

enfrentar e responder à crescente preocupação, tanto a nível social como 

económico e político, com o meio ambiente e com o impacto causado a este pela 

poluição. E dentro deste vasto campo que é a relação Terra-Desenvolvimento- 

Poluição, uma das vertentes que mais atenção tem merecido é a que decorre da 




deposição inadequada de resíduos domésticos e industriais, principalmente de 

resíduos perigosos, por implicar a contaminação dos solos e dos meios hídricos, 

conduzindo à eutrofização de ecossistemas aquáticos (Imbelloni, 2004). 

Já há muitos anos que os métodos de depuração de águas residuais 

dependiam apenas de mecanismos naturais de auto-depuração (lagos, rios, 

ribeiros), para um adequado tratamento e dispersão dos agentes poluentes, dado 

que, comparativamente, se verificavam baixas concentrações de desperdícios. 

Actualmente, e pelas razões já apontadas (concentrações humanas e industriais de 

grande porte) tanto a concentração de poluentes como o volume dos esgotos de 

águas residuais descarregados atingem volumes demasiadamente elevados para 

serem tratados apenas por ecossistemas naturais (Vidotti & Rollemberg, 2004). 

O tratamento de águas residuais, apesar da sua extrema e directa 

importância na saúde pública e ainda do significado de que se reveste sob o ponto 

de vista ecológico, e mesmo estético, entre outros, é, geralmente, visto como uma 

prioridade de menor escala, especialmente em países em desenvolvimento. Este 

facto leva a que a maior parte das águas residuais sejam muito frequentemente 

lançadas próximo de aquíferos, o que vai conduzir à alteração do ecossistema 

aquático, traduzido em eutrofização. 

Os esgotos municipais são os que mais contribuem para a poluição da água natural 

e consequente eutrofização dos aquíferos, pois a maior parte destes esgotos contém 

uma concentração excessiva de fósforo, elemento fundamental nos processos de 

eutrofização, (Shiny et al., 2004). 




De entre as metodologias de remoção de fósforo que têm sido estudadas, no 

âmbito da biorremediação, destaca-se a técnica que faz uso de algas imobilizadas. 

Uma dessas algas, a microalga Chlorella vulgaris, tem sido largamente utilizada em 

muitos estudos no campo do tratamento das águas residuais domésticas, em meio 

imobilizado, para a remoção dos fosfatos e outros nutrientes, (Lustigman et al., 

1994). 

Embora o primeiro estudo conhecido envolvendo algas imobilizadas date de 

1966 (Hiller & Park, 1969), é só na década de oitenta que La Noüe e os seus 

colaboradores aparecem como pioneiros na introdução da tecnologia da 

imobilização de algas para o tratamento de águas residuais, nomeadamente na 

remoção de azoto e fósforo (Chevalier & de la-Noüe, 1985a e 1985b). 

A partir de 1990, mais de 50% dos registos de estudos de algas referem o seu 

uso no tratamento de águas residuais (Shiny et al., 2004). 

Em 1992, um estudo indicava que a Chlorella vulgaris, imobilizada em meio 

de alginato, era mais eficiente na remoção dos nutrientes fósforo e azoto de água 

residual do que quando aquela alga se encontrava livre no mesmo meio. Nesse 

estudo, os autores referem uma remoção de cinco vezes maior de fosfato por 

Chlorella vulgaris quando imobilizada em meio de alginato (Megharaj et al., 1992). 

Dada a necessidade cada vez maior do tratamento das águas residuais, 

tendo em vista a sua reutilização e o decorrente imperativo de remover os fosfatos e 

outros nutrientes, especialmente no âmbito do tratamento das águas residuais 




domésticas, as vantagens oferecidas pelo recurso à microalga Clorella vulgaris, 

nomeadamente em meio imobilizado, são indiscutíveis. Daí a sua utilização em larga 

escala em muitos estudos neste campo (Lustigman et al., 1994). 

1.1-Eutrofização 

A Eutrofização é um processo natural que corresponde ao envelhecimento de uma 

massa de água interior (lago natural, albufeira ou outro reservatório). Este processo 

de envelhecimento encontra-se associado ao enriquecimento dessa massa de água 

em nutrientes (principalmente azoto e fósforo) e à consequente alteração da 

frequência e da diversidade de espécies, de que resulta a diminuição média da 

profundidade do lago, devido à acumulação de sedimentos, podendo mesmo levar 

ao seu desaparecimento, com a posterior transformação em ecossistemas 

terrestres. (Oliveira et al., 1999; Carapeto, 1999). 

Traduz-se pelo desenvolvimento explosivo de populações de algas, 

caracterizando-se, normalmente, pela formação de uma película verde à superfície 

das águas. Este processo, conhecido vulgarmente como “flor de água”, é designado 

na linguagem anglo-saxónica por bloom (Mendes & Oliveira, 2004). 

Em geral, a limitação da produção primária é estabelecida pela relação dos 

teores de fósforo (fosfatos) e azoto. A entrada de nutrientes em águas pouco férteis 

aumenta as taxas de produção primária. Os teores de azoto e fósforo são 

frequentemente relacionados como os principais factores do crescimento e estrutura 




da comunidade fitoplanctónica e ligados à acumulação da biomassa. (Matsuzaki et 

al., 2004). 

Um bloom, fenómeno em águas superficiais que corresponde a uma resposta 

ambiental devida a um excesso de nutrientes, proporciona um desenvolvimento 

vegetal anormalmente importante. É um processo contínuo desde que e enquanto 

existirem os nutrientes que propiciem tal desenvolvimento algal. 

Quando um dos nutrientes falta, (sendo que, normalmente, o primeiro em 

relação ao qual tal acontece em águas doces interiores é o fósforo), verifica-se uma 

paragem no crescimento e a morte da população vegetal. A consequência normal da 

morte da população vegetal é a deposição, no fundo dos ecossistemas aquáticos, da 

matéria orgânica morta. Esta matéria orgânica cria condições de desenvolvimento 

acelerado de organismos heterotróficos decompositores presentes nas águas 

afluentes, levando a uma elevada densidade destes organismos. (Wetzel, 1993; 

Mendes & Oliveira, 2004). 

Uma elevada densidade de organismos decompositores implica um consumo 

de oxigénio correspondentemente elevado e, eventualmente, induz a condições de 

anaerobiose. Deste modo, podem criar-se condições redutoras no fundo do sistema 

aquático, dando-se a eventual libertação de compostos responsáveis por cheiros 

desagradáveis, tais como ácido sulfídrico, metano, e outros, que podem, pelo mau 

cheiro, prejudicar as populações vizinhas. 

Outra consequência frequente de um desenvolvimento algal é a secreção de 

substâncias que degradam a qualidade da água, tornando-a imprópria para uso, 




quer do ponto de vista organoléptico (cor, sabor e cheiro) quer sendo a causa, em 

alguns organismos-alvo, de efeitos tóxicos. Estes fenómenos provocam uma 

degradação e alteração dos sistemas aquáticos que podem comprometer a 

utilização destas águas, tendo em vista a produção de água de consumo humano 

(Mendes & Oliveira, 2004). 

1.1.1-Fósforo (Fosfatos) 

O fósforo encontra-se presente na natureza sob a forma mineral e orgânica, 

constituindo cerca de 0.07% da crusta terrestre. É um elemento essencial à vida e 

não é tóxico para os seres vivos. Porém, o fósforo é o nutriente mineral que mais 

limita a produtividade biológica nas águas e no solo, uma vez que contribui para o 

processo de eutrofização, visto permitir e acelerar a proliferação de organismos 

aquáticos, inclusive de algas produtoras de toxinas, (Massoud, 1992; Wetzel, 1993; 

Mendes & Oliveira, 2004,). 

O fósforo sob a forma de P–PO4 3- é a forma sob a qual, normalmente, se 

encontra dissolvido nas águas superficiais, podendo resultar da biodegradação das 

substâncias orgânicas ou da lixiviação dos solos; contudo, o maior contributo para o 

aparecimento de fosfato decorre de resíduos e efluentes industriais, domésticos e 

agrícolas, (Mackereth et al., 1978; Lévêque, 2002) 

Convém, todavia, salientar que um dos principais fornecedores de fósforo 

provém das águas residuais domésticas, onde se encontra sob a forma de fosfatos 

provenientes dos detergentes, ou como resultado da biodegradação da matéria 




orgânica aí presente. Os fosfatos podem ser utilizados em detergentes como 

agentes de redução da dureza da água. No entanto, este uso deve ser restringido, 

devido à possibilidade de poluição de rios, sapais, e lagoas (Lévêque, 2002; Mendes 

& Oliveira, 2004). 

Geralmente, o fósforo é mais escasso do que os outros nutrientes, tais como 

o azoto e o potássio. Se o sistema florestal não reciclasse o fósforo, este poderia 

tornar-se tão escasso que limitaria o crescimento das plantas da floresta 

Os fosfatos funcionam como índice de capacidade eutrofizante dos nutrientes 

contidos numa massa de água, assumindo o maior interesse no âmbito da gestão 

dos recursos hídricos. Não se trata de um risco sanitário directo, mas sim de uma 

fonte de inconvenientes potenciais, que importa prever e controlar quando 

necessário. 

A principal fonte de fósforo nos ecossistemas aquáticos do nosso país é a 

água de escorrimento superficial das bacias de alimentação. A quantidade de fósforo 

que chega, por esta via, às massas de água, é condicionada pela natureza do solo 

da bacia e pelo tipo de aproveitamento a que está sujeita. Como exemplo comum e 

concreto, a aplicação de fertilizantes na agricultura, a montante da massa de água, é 

um dos factores que pode potenciar o aumento da quantidade de fósforo nas águas 

de escorrimento. 

A urbanização tem um efeito semelhante, na medida em que os esgotos 

domésticos têm, geralmente, teores elevados de fósforo. Daí que muitas massas de 

água a jusante de regiões com mau ordenamento rural e/ou urbano, apresentem, 




com muita frequência, concentrações elevadas deste elemento. Este facto não só 

contribui para a rápida eutrofização daquelas massas de água, como também, se 

não for devidamente equacionado, conduz necessariamente a uma má gestão desse 

recurso que, em muitos ecossistemas, se caracteriza pela sua escassez. (Wetzel, 

1993; Mendes & Oliveira, 2004). 

1.1.2-Concentrações de fósforo em ecossistemas aquáticos 

As concentrações de fósforo alteram-se consoante a sua forma química. Quanto ao 

fósforo inorgânico, as diversas formas de ião ortofosfasto dependem do pH da água. 

Em águas não poluídas, o teor do fósforo situa-se entre 1µg/l e 200mg/l, no caso de 

lagos salgados. Pode, no entanto, dizer-se que, na maior parte das águas naturais, 

as concentrações de fósforo variam entre 10 a 15 µg por litro, nas camadas 

superficiais. 

Nas águas doces superficiais, o teor em fosfatos tem de ser cuidadosamente 

controlado, na medida em que constitui o factor limitante primário dos processos de 

eutrofização, ou seja, do crescimento de algas e de outras plantas interiores. Por 

isso, torna-se conveniente que a concentração dos iões fosfato, expressa em 

fósforo, não ultrapasse 0.01mg/L. ( Mackereth et al 1978; Lévêque, 2002; Mendes & 

Oliveira, 2004). 

O teor em fósforo na água para consumo humano é regulamentado em 

Portugal pelo Decreto-Lei 236/98, que veio substituir o Decreto-lei nº74/9, sendo que 

o valor máximo admitido (VMA) é de 5,0 mg/l. É de referir, contudo, que na actual 




directiva relativa à qualidade da água para o consumo humano, o parâmetro fósforo 

foi eliminado do âmbito dos que deverão ser utilizados no controlo da qualidade da 

água para aquele fim específico, uma vez que outros parâmetros o controlam 

indirectamente, (Mendes et al., 2004). 

1.1.3-Remoção do fósforo 

Os processos de remoção de fósforo das águas residuais podem associar-se em 

dois grupos: processos de remoção por precipitação química e processos 

combinados de remoção de azoto e fósforo por métodos biológicos. 

1.1.3.1- Remoção de fósforo por precipitação química 

O tratamento químico é uma tecnologia vulgarmente usada na remoção do fósforo. 

Esta remoção é feita através da adição de iões de vários metais que formam 

precipitados solúveis. Os iões de metais mais vulgarmente usados são de cálcio, de 

alumínio e de ferro. Também têm vindo a ser usados eficientemente polímeros, em 

conjugação com o alumínio, como adicionantes floculantes. 

Como a precipitação química do fosfato com o cálcio é diferente da precipitação com 

o alumínio e com o ferro, estes dois tipos de precipitação química são considerados 

processos separados. A remoção do fósforo da água residual envolve a 

incorporação do fosfato nos sólidos suspensos totais (SST) com subsequente 

remoção desses sólidos (Metacalf & Eddy, 2003). 




1.2- Biorremediação 

A biorremediação é um processo importante na diminuição ou mesmo eliminação de 

contaminantes ambientais, mineralizando os poluentes e libertando apenas 

substâncias inertes, como dióxido de carbono e água. Existem várias técnicas de 

biorremediação aplicadas a ecossistemas contaminados (Li et al., 1997; Wise et al., 

2000), mas, na sua base, encontra-se a capacidade de determinados seres vivos 

(microrganismos) para degradar poluentes. A biodegradação realiza-se através do 

aproveitamento dos contaminantes pelos microrganismos como fonte de carbono, o 

que permite aos microrganismos biorremediadores produzirem novas células e 

também, por outro lado, abastecer-se de electrões que possibilitem a obtenção de 

energia (Martins et al., 2003) 

Trata-se de um processo que tem por finalidade desintoxificar as águas 

poluídas, o solo ou outros ambientes contaminados utilizando microrganismos 

(fungos, bactérias, algas, etc.) e enzimas. Segundo Martins et al., 2003, a Agência 

de Protecção Ambiental Americana (US-EPA) apresenta como definição genérica de 

biorremediação “o processo de tratamento que utiliza a ocorrência natural de 

microrganismos para degradar substâncias tóxicas perigosas, transformando-as em 

substâncias menos, ou não tóxicas”. 

A biorremediação baseia-se, pois, na degradação microbiana e em reacções 

químicas combinadas com processos de engenharia, de modo que os 

contaminantes sejam transformados, não oferecendo riscos ao ambiente e às 

populações que habitam na circunvizinhança do contaminante (Dua et al., 2002). 




O uso de tecnologias inovadoras no tratamento de contaminantes ambientais 

tem vindo a aumentar, numa tentativa dos diferentes países de limparem 

ecossistemas aquáticos contaminados, contra os mais diversos agentes agressores 

(Bakst, 1991). 

Com os avanços na biotecnologia, a biorremediação tem vindo a ser 

rapidamente desenvolvida no âmbito da descontaminação das águas e restauração 

de solos contaminados, utilizando microrganismos que possuem a capacidade de 

diminuir a concentração de produtos tóxicos e vários poluentes químicos, tais como 

hidrocarbonetos policíclicos aromáticos, bifenis policlorados, componentes de 

nitrosaminas, solventes industriais, pesticidas e metais. 

Por outro lado, também na engenharia genética se têm vindo a dar grandes 

passos que abriram portas para um novo objectivo, ou seja, a “chamada engenharia 

genética de microrganismos” (GEMs-genetically engineered microorganisms), o que 

se pode explicitar nos seguintes termos: em condições desejáveis de 

biodegradação, certos mecanismos ou enzimas são postos em conjunto num único 

hospedeiro com o objectivo de realizar determinadas reacções específicas (Dua et 

al., 2002). 

O uso de algas na recuperação de efluentes contendo espécies metálicas 

apresenta vantagens, tais como o baixo custo da operação e a elevada eficiência na 

remoção dos contaminantes de efluentes muito diluídos, tornando-se, assim, uma 

das técnicas mais utilizadas nos dias de hoje. A avaliação de águas contaminadas 




com poluentes orgânicos, utilizando filamentos de cianobactérias, por exemplo, 

mostrou a capacidade natural destes microrganismos para degradar pesticidas 

alifáticos clorados e outros poluentes (Franklin, 1992; Molnar et al., 2002). 

1.2.1-Condições da biorremediação 

Considerando que a biorremediação é o processo que mais se aproxima de uma 

regeneração natural de efluentes, tem vindo a ser desenvolvido um grande número 

de estratégias para tratamento de locais contaminados. No entanto, as estratégias a 

aplicar têm de ser encontradas de acordo com as condições de cada local 

específico, devendo ser tidos em consideração os seguintes princípios básicos: 

� Carga tóxica do poluente em causa; 

l Existência de microrganismos com capacidade catabólica para degradar o 

contaminante; 

l Acessibilidade dos microrganismos aos contaminantes que vão reduzir; 

l Oportunidade de actividade biológica dos microrganismos redutores do 

contaminante. 

Como todo o ser vivo, os microrganismos necessitam, para a sua 

sobrevivência, de nutrientes, (como fósforo e azoto e outros minerais), e energia. O 

carbono garante a energia e a matéria-prima para que os microrganismos cresçam e 

possam processar os contaminantes (Singh, 2003). 




1.2.1.1- Oxidação e redução de contaminantes 

O que ocorre no processo da biodegradação é a quebra de ligações químicas e a 

transferência de electrões entre o contaminante e o agente biodegradador. A energia 

necessária ao decurso do processo é obtida mediante a catalização das reacções 

químicas, nomeadamente por oxidação ou redução. 

Na oxidação, o contaminante, agora denominado dador, perde electrões, ou 

seja, é oxidado. Na redução, o contaminante agora denominado aceitador, recebe 

electrões, ou seja, é reduzido. A energia decorrente da conjunção desta 

transferência de electrões e carbono do contaminante vai possibilitar a produção de 

mais células. Os contaminantes dadores e os aceitadores de electrões são 

designados por substractos primários. 

Embora a biodegradação decorra, sobretudo, na presença e com consumo de 

oxigénio, existem microrganismos que dele não necessitam. Estamos, então, na 

presença do processo de biodigestão anaeróbia. 

Na biodigestão anaeróbia, são outros componentes inorgânicos que exercem 

o papel de aceitadores, tais como nitratos, sulfatos, metais ou mesmo o CO2. Como 

resultado, os produtos secundários da respiração anaeróbia podem ser formas 

reduzidas de metais, metano, sulfeto de hidrogénio (Martins et al, 2003; Brito et al, 

2004). 

1.2.2-Processos de biorremediação 

De acordo com Martins e et al., 2003, os vários processos de biorremediação são 

adjectivados de acordo com as técnicas utilizadas. Assim: 




O processo de biorremediação pode ocorrer de forma intrínseca, na qual a 

ciência pouco interfere. Neste caso, a biorremediação tem apenas lugar pela 

presença e acção dos microrganismos existentes no local contaminado e o processo 

é denominado “biorremediação in situ” (no local). Já quando a remoção do ambiente 

contaminado é fácil e a quantidade de pouca monta, é preferível remover a parte 

contaminada, a fim de evitar-se o alastramento da contaminação. Neste caso, a 

biorremediação é denominada ex situ (Knapp, 1997) 

Quando há ausência total de interferência da ciência no processo de 

degradação, estamos perante o que designamos por biorremediação intrínseca 

natural. 

Quando a ciência tem participação no processo de biodegradação, como 

acontece, por exemplo, através da recolocação de microrganismos e da criação de 

condições que despoletem a ocorrência de processos muito semelhantes aos 

utilizados pela própria natureza, com a finalidade de fortalecer a acção dos 

microrganismos biodegradadores, estamos perante o que designamos por 

biorremediação intrínseca auxiliada. 

Quando as técnicas utilizam grande quantidade de recursos tecnológicos, 

aliadas a um planeamento meticuloso e extenso, designamo-las por biorremediação 

engenhada. 




1.2.2.1- Biorremediação dos solos 

Existem igualmente várias técnicas de biorremediação aplicadas a ecossistemas 

contaminados. Por exemplo, solos contaminados com hidrocarbonetos possuem 

águas extremamente poluídas, pelo que o recurso à biorremediação se torna 

importante na eliminação ou diminuição daqueles contaminantes, permitindo, assim, 

a renovação e crescimento de plantas neste solos (Li et al., 1997). 

O uso de ciclodextrinas potencializa a degradação de hidrocarbonetos, 

diminuindo o efeito tóxico destes, como poluentes, sobre as plantas (Gruiz, 1996). 

Existem também outros estudos que referenciam o recurso a outros métodos, tais 

como a utilização do Butanol, como biorremediador na biodegradação de 

hidrocarbonetos aromáticos policíclicos em solos contaminados por creosotos 

(Breedveld et al, 2002). 

Algumas relvas, tais como Dactylis glomereata, Bromus inermis, Festuca 

arundinacea, Plhleum pratensee e Panicum virgatum, foram consideradas como 

bons candidatos na biorremediação da atrazina (herbicida) e redução de nitratos (Li 

et al., 1997). A utilização de ciclodextrinas metiladas ao acaso (RAMEB), como 

biorremediadoras, em solos contaminados com diesel (o que os empobrece 

relativamente ao crescimento de plantas), permitiu verificar que a quantidade de 

hidrocarbonetos diminuiu consideravelmente ao serem degradados (Molnár et al, 

2002; Lin et al., 2004). 




1.2.2.2- Fitorremediação 

Esta técnica envolve a descontaminação de zonas contaminadas através de 

processos biológicos pelo recurso à utilização de plantas. Ou seja, a capacidade das 

plantas é usada para remover, acumular ou tornar inofensivos os contaminantes 

ambientais (Singh et al., 2003). 

A fitorremediação pode ser definida como uma selecção específica e 

orientada de espécies de plantas para sequestrar, assimilar, transformar e também 

decompor certos contaminantes. É um processo natural que oferece a possibilidade 

de uma acção eficaz na remediação de solos, sedimentos e sistemas aquáticos 

(Corseuil & Moreno, (1999). 

Por ser um processo natural, a fitorremediação promove um tratamento 

adequado ao meio, a cuja vantagem acresce ainda um custo baixo, quando 

comparado a outras alternativas convencionais de tratamento de resíduos. Mas para 

se obter um rendimento elevado no processo, é necessário que se verifiquem 

determinadas condições que favoreçam a actividade microbiana, tais como: meio 

anóxico, elevado tempo de retenção, actividade enzimática, temperatura e pH 

adequados. Só nestas condições o inóculo activo tóxico poderá ser tratado 

adequadamente (Singh et al., 2003). 




1.3-Águas residuais versus tratamentos físicos e químicos 

A mudança de uma sociedade agrária para uma sociedade industrial foi um dos 

mais importantes factores para uma maior concentração de população em 

determinadas áreas, quer como resultado da localização de matérias-primas quer da 

existência ou proximidade de meios ou condições que facilitem o transporte (locais 

onde existam minas, água em abundância – necessária na indústria têxtil – estradas, 

rios navegáveis, proximidade de portos marítimos, etc). Este fenómeno de 

concentração populacional trouxe consigo o problema do aumento de águas 

residuais (Shiny et al., 2004). À medida que o volume e a complexidade das águas 

residuais foram aumentando, foram igualmente sendo desenvolvidos tipos de 

tratamento adequados no sentido de obter efluentes inofensivos para o meio 

ambiente. 

De um modo geral, os tradicionais tipos de tratamento de efluentes são 

quatro: preliminar, primário, secundário e terciário. A decisão do nível de tratamento 

a atingir depende do tipo de águas residuais a tratar e do tipo e processo de 

produção de efluentes a obter. Pormenorizando cada um dos tradicionais tipos de 

tratamento das águas residuais, temos: 

O tratamento preliminar é constituído unicamente por processos físico- 

químicos. A remoção dos flutuantes é feita através da utilização de grelhas e de 

crivos grossos, e a separação da água residual das areias é realizada pela utilização 

de canais de areia; 




O tratamento primário é constituído por processos físico-químicos. Nesta 

etapa, procede-se ao pré-arejamento, equalização do caudal, neutralização da carga 

do efluente a partir de um tanque de equalização e, seguidamente, procede-se à 

separação de partículas líquidas ou sólidas, através de processos de floculação e 

sedimentação, utilizando um sedimentador primário. As lamas resultantes deste 

tratamento são sujeitas a um processo de digestão anaeróbio num digestor 

anaeróbio ou tanque séptico; 

O tratamento secundário é constituído por processos biológicos seguidos de 

processos físico-químicos. No processo biológico podem ser utilizados dois tipos 

diferentes de tratamento: 

-Aeróbios, em que se pode recorrer, dependendo da característica do efluente, a 

tanques de lamas activadas (o ar é insuflado com arejador de superfície), lagoas 

arejadas com macrófitas, leitos percoladores ou biodiscos; 

- Anaeróbios, em que podem ser utilizadas as lagoas ou digestores anaeróbios. 

O processo físico-químico é constituído por um ou mais sedimentadores 

secundários. Nesta etapa é feita a sedimentação dos flocos biológicos, saindo o 

líquido, depois deste tratamento, isento de sólidos ou flocos biológicos. As lamas 

resultantes deste tratamento são secas em leitos de secagem, sacos filtrantes ou 

filtros de prensa; 

O tratamento terciário é constituído unicamente por processos físico- 

químicos. Nesta fase procede-se à remoção de microrganismos patogénicos através 

da utilização de lagoas de maturação e nitrificação. Finalmente, a água resultante é 




sujeita a desinfecção através da adsorção com a utilização de carvão activado e, se 

necessário, é feito tratamento ao cloro e ao ozono (Cruz (1997). 

No passado, os tratamentos primários e secundário promoviam óptimas 

condições para uma degradação microbiana de desperdícios orgânicos e nutrientes 

inorgânicos, através da promoção de uma intensa mistura e introdução de oxigénio. 

Actualmente, estes tratamentos são considerados pouco eficientes na degradação 

dos nutrientes, pelo que foram sendo substituídos pelo tratamento terciário. Mas 

este processo também tem variabilidade na eficiência, já que depende da 

proximidade do nutriente a ser removido.(Gonzáles et al., 1997). 

Os tratamentos terciários requerem extensos tempos de reacção em 

reactores expansivos e, em alguns casos, o uso de aditivos químicos., o que requer, 

geralmente, grandes custos para serem implementados. Por outro lado, resíduos 

próprios do processo (subprodutos) podem ficar no efluente, o que conduz a uma 

poluição secundária (Gonzáles et al., 1997). 

O tratamento biológico das águas residuais surge, pois, como uma alternativa 

benéfica para impedir a poluição urbana. Por exemplo, sistemas de cultura de 

microalgas têm demonstrado uma versatilidade que lhes permite participar em 

diferentes processos na remoção de poluição, tais como tratamento de águas 

residuais, produção de comida alimentar animal, produção de fertilizantes e 

produção de químicos comuns e específicos (Gonzáles et al., 1997). 




1.3.1-Remoção biológica do fósforo 

A remoção biológica do fósforo tem vindo a ser largamente utilizada desde a década 

de 1980, com bastante sucesso. A principal vantagem na remoção biológica do 

fósforo é a redução de custos químicos e a diminuição da biomassa formada, 

quando comparados com a remoção por precipitação química. 

Na remoção biológica, o fósforo da água efluente é incorporado na biomassa 

das células e, subsequentemente, removido pelo processo cujo resultado são lamas 

(biomassa). Organismos acumuladores de fósforo (OAP) são encorajados a crescer 

e consumir fósforo nos sistemas reactores, cuja configuração promove a competição 

com vantagens dos OAP sobre as outras bactérias, removendo assim o fósforo das 

águas residuais. 

Os processos tradicionais mais comuns utilizados para remoção de fósforo e 

nitrogénio por métodos biológicos são A2/0, Bardenpho Modificado, UCT, UCT 

modificado e VIP (Virginia Iniciative Plant). Pormenorizando um pouco cada um 

destes processos, temos: 

-Processo A 2 /0. É uma modificação do processo A/0. Inclui uma zona anóxica para a 

desnitrificação após a zona anaeróbia. O período de detenção da zona anóxica é de, 

aproximadamente, 1 hora. A zona anóxica é deficiente de oxigénio dissolvido, mas o 

oxigénio sob a forma de nitrato ou nitrito é introduzido pela re-circulação do “licor” 

misturado e nitrificado da secção aeróbia. Podemos esperar deste processo 

concentrações de fósforo efluente menores que 2 mg/l, sem filtração do efluente. 

-Processo Bardenpho Modificado (3 ou mais reactores). No sistema Bardenpho 




Modificado foi adicionada uma zona aeróbia ao sistema Bardenpho convencional 

(zona anóxica + zona aeróbia). O reactor anaeróbio recebe o efluente e o lodo de 

retorno. Se a remoção de nitrito no sistema de Bardenpho não for completa, o ião 

será introduzido na zona anaeróbia, consumindo material rapidamente 

biodegradável e, portanto, da concentração de P que pode ser removido. A idade do 

lodo do processo Bardenpho 5 reactor varia entre 10 a 40 dias (período longo). 

-Processo UCT e UCT modificado. No sistema UCT evita-se a introdução de nitrato 

na zona anaeróbia, transferindo-se lodo da zona anóxica para a zona anaeróbia. Na 

zona anóxica, a concentração de nitrato é mantida baixa através de um controlo da 

taxa de recirculação do primeiro reactor para o reactor anóxico anterior, de tal 

maneira que o nitrato disponível para a desnitrificação na zona anóxica se iguale à 

capacidade de desnitrificação desta. O sistema UCT modificado foi desenvolvido 

para assegurar que não haja introdução de nitrato mesmo quando a concentração 

deste ião e a taxa de desnitrificação variam com o tempo. A zona anóxica é dividida 

em duas partes. O lodo de retorno é descarregado na primeira parte e a segunda 

parte é usada para a desnitrificação de nitrato introduzido com uma recirculação do 

reactor aeróbio para o reactor anóxico imediatamente anterior. Nesta condição, na 

primeira parte da zona anóxica a remoção de nitrato será completa, de modo que 

não haverá introdução do ião para a zona anaeróbia. A zona anóxica será composta 

por 2 reactores e será subutilizada. 

-Processo VIP (Virgínia Iniative Plant). É similar ao A 2 /0 e ao UCT, excepto pelos 

métodos usados para recirculação: o lodo activado de retorno é descarregado no 




início da zona anóxica, juntamente com o retorno nitrificado da zona aeróbia. O “licor 

misturado” da zona anóxica é retornado ao início da zona anaeróbia. Constata-se 

que uma parte da matéria orgânica afluente é estabilizada. 

1.4-Remoção do fósforo de águas residuais por meio de algas 

imobilizadas 

O cultivo de algas em águas residuais oferece vantagens combinadas no tratamento 

de águas residuais e, simultaneamente, na produção de biomassa de algas. Estas 

podem, mais tarde, ser exploradas para complementos proteícos e aditivos 

alimentares (aquacultura, alimento animal e humano), para cosmética, produtos 

farmacêuticos e componentes químicos. 

Em comparação com um sistema inteiramente heterotrófico, como lamas 

activadas de estações de tratamento, a primeira atracção das algas baseia-se na 

necessidade de pouca formação no âmbito da tecnologia para poupar energia, já 

que a produção fotossintética de oxigénio pode substituir o arejamento mecânico. 

Porém, tem limitações. Uma das maiores limitações práticas no tratamento de águas 

residuais com algas é a colheita e separação da biomassa proveniente da descarga 

da água tratada. Contudo, uma eficiente remoção de biomassa de algas é essencial 

para uma boa reciclagem da água residual (Mallick, 2002). 

Têm vindo a ser feitos numerosos esforços para desenvolver uma adequada 

tecnologia para a colheita de microalgas, desde uma simples filtração de areia a 




uma intensa e energética centrifugação. A auto-floculação, isto é, auto-agregação 

pela paragem do arejamento, seguida de decantação, em particular para 

cianobactérias, também tem vindo a ser praticada (Mallick, 2002). 

A imobilização de células de algas para tratamento de águas residuais tem 

sido proposta, por um lado, para circunscrever o problema da cultura e colheita de 

algas em número suficiente, e por outro, para manter a quantidade de biomassa de 

algas para posteriores processos (Jeanfils et al., 1986). 

A utilização de algas imobilizadas tendo em vista a remoção de fósforo é uma 

metodologia muito actual e tem sido frequentemente estudada, dado o seu interesse 

(Tabela 1). 

A aplicação da tecnologia de algas imobilizadas para tratamento de águas 

residuais permite maior flexibilidade no desenho e construção de um bioreactor, 

quando comparado com o sistema convencional de suspensão de algas. Além disso, 

reacções de aceleração aumentam a densidade e a permeabilidade celular, não 

havendo necessidade de lavagens de células, o que permite uma maior estabilidade 

operacional. Estas são vantagens adicionais da utilização de células imobilizadas, 

em comparação com os resultados obtidos quando as algas actuam livres nos seus 

compartimentos (La-Noüe e de-Pauw, 1998). 




1.4.1-Imobilização de algas 

Uma célula imobilizada é definida como uma célula que, por meios naturais ou 

artificiais, é impedida de se movimentar, independentemente dos seus vizinhos, para 

todas as partes da fase aquosa do sistema em estudo. Vários materiais, 

designadamente acrilamidas, copopolímeros, agarose, alginato, gelatina, goma, 

“Kappa-Carrageenan”, poliuterano e gel de álcool polivinil, têm vindo a ser 

desenvolvidos para encapsular ou imobilizar células para vários propósitos. 

Recentemente, foram iniciadas investigações sobre o uso destes compostos para 

imobilização de microrganismos, com o objectivo de serem usados nas diversas 

áreas de solos. 




Tabela 1. 

Lista de estudos de remoção de fósforo e azoto por algas imobilizadas (Mallick, 

2002) 




Os diferentes materiais possuem várias características e vários graus de 

consistência que podem, ou não, ser benéficos, dependendo da aplicação. O meio 

de alginato é o mais frequentemente investigado por ser também o mais utilizado 

nas técnicas de biorremediação. Este meio tem sido usado na remoção de inúmeros 

contaminantes, nomeadamente crómio, cresol, nitrato, pentaclorofenol, fenantreno, 

fosfatos, etc. 

O uso destes materiais no encapsulamento ou imobilização de células permite 

aos microrganismos continuar a sobreviver numa matriz relativamente não tóxica, 

através da qual gases e líquidos se podem difundir. A cápsula da matriz, juntamente 

com os microrganismos, ajuda a diminuir a toxicidade do meio ambiente 

(Brandenberger et al., 1998). 

Podem ser adicionados à cápsula substratos ou componentes para conferir 

vantagens ao inóculo embebido na matriz. A cápsula pode também proteger as 

algas de microrganismos indígenas. Um outro potencial benéfico da tecnologia de 

encapsulamento é a capacidade para criar uma única comunidade que trabalha 

interactivamente para remediar um componente fornecido ou adicionado (Terry et 

al., 2004). 

O emprego de microrganismos inteiros (bactérias, algas ou fungos 

filamentosos) é uma alternativa para a fonte de actividade enzimática, capaz de 

metabolizar um substrato orgânico em presença de um meio de cultura ou num 

ambiente compatível (Terry et al., 2004). 




O uso de gel é um dos mais simples métodos de imobilização. O gel 

proporciona a imobilização em condições suaves para provocar o mínimo de 

alterações aos biocatalizadores durante o processo. O gel é utilizado para melhorar 

os rendimentos das biotransformações, como a imobilização das células viáveis em 

gel de alginato. 

A imobilização de células utilizando gel é uma técnica extensamente utilizada. 

Esta técnica de imobilização de células vem sendo utilizada desde os anos 

cinquenta e é explorada, hoje em dia, para aplicações industriais nos campos 

agrícolas e farmacêuticos (Almeida et al., 2005). 

Têm sido igualmente utilizadas algas imobilizadas em microesferas com 

objectivos diversos, desde biotransformação e biossíntese de materiais até à 

remoção de metais em efluentes, assim como na avaliação da qualidade da água e 

previsão do impacto de substâncias diversas (metais, pesticidas, nutrientes), quer 

ainda em situações de campo ou em meio controlado. As técnicas normalmente 

utilizadas são de execução simples; contudo, deve ser tido em conta que factores 

como a intensidade luminosa, temperatura e pH introduzem variações que dificultam 

a interpretação dos resultados (Terry et al., 2004; La-Noüe & De Pauw, 1998). 

1.4.2-Requisitos básicos para um sistema de algas imobilizadas útil e eficiente 

O tratamento convencional de águas residuais com algas pode ser visto como dois 

componentes de um sistema, algas e água residual. Este sistema inclui interacções 




de factores entre os dois componentes, como efeito da densidade da água, 

alimentação da alga, aclimatização e natureza da água residual. 

A incorporação da tecnologia da imobilização das algas em tratamento de 

águas residuais introduz o componente da interacção de uma matriz de gel e a alga. 

Este componente é o modo como a imobilização afecta as células das algas, 

incluindo mudanças morfológicas, características de crescimento e actividades 

metabólicas da alga. 

Pelo que concerne às algas, temos a considerar a retenção de viabilidade, a 

capacidade de fotossintetizar, a elevada densidade celular, a continuidade de 

produtividade e a baixa perda de células através da matriz. Quanto às propriedades 

de uma matriz ideal de imobilização, ela deverá ser, não tóxica, fototransparente, 

estável em crescimento médio, retentora da biomassa e resistente à disrupção pelo 

crescimento das células (Mallick, 2002; Yum et al., 1997). 

A tabela 2 mostra os principais requisitos para um sistema de imobilização de algas 

útil e eficiente e também as propriedades ideais para uma matriz de imobilização 




Tabela 2.- Requisição básica e útil para algas imobilizadas no sistema e de matrizes de 

imobilização (Mallick, 2002). 

Requisitos para um sistema eficiente 

de algas 

Retenção de viabilidade Não toxicidade 

Capacidade de fotossintetizar Fototransparência 

Propriedades de uma matriz ideal de 

imobilização 

Grande densidade de células Estabilidade em crescimento médio 

Continuidade de produtividade Retenção de biomassas 

Baixa perda de células através da matriz Resistência à disrupção pelo crescimento 

1.4.3-Métodos de Imobilização celular 

das células 

São conhecidos, pelo menos, seis métodos de imobilização celular, que apresentam 

de seguida: 

- Par covalente; 

-Imobilização por afinidade; 

-Adsorção; 

-Confinamento em emulsão de líquido-líquido; 

-Captura por de trás de uma membrana semi-permeável; 

-Armadilha. 

l Par covalente 

O método designado por par covalente é o método mais popular para imobilização 

de enzimas, mas raro para o caso de imobilização de células. A principal 

desvantagem deste processo é que as células vivas são caracterizadas pela sua 




capacidade de se dividirem mesmo no estado imobilizado. 

Os registos reportados nesta área focalizam-se no uso de células mortas, ou então 

em células que vão ser utilizadas num único passo, apenas de conversão catalítica. 

� Imobil 

ização por afinidade 

A imobilização por afinidade é baseada no princípio da afinidade cromatográfica. 

Esta imobilização não envolve exposições reais a químicos, excepto o material 

adsorvente. Contudo, no caso de células o suporte usado para afinidade de 

imobilização necessita de conter algumas estruturas capazes de interagir com as 

estruturas das superfícies das células. Este método é bastante suave e, por isso, é 

especialmente útil para utilizar em estruturas mais voláteis e delicadas. 

l Adsorção 

Em princípio, a adsorção é um método reversível. Isto significa que o suporte pode 

ser recuperado após a desnaturação catalítica. É largamente utilizado com sucesso 

no caso de processos enzimáticos. 

Uma diferença importante entre adsorção de enzimas e adsorção de células é que, 

mais tarde, as enzimas são ligadas por multiligações de agregação, e por isso, 

agregam muito mais fortemente ao adsorvente do que as células. Este 

comportameno leva a uma adsorção mais eficiente mas, por outro lado, a uma maior 

dificuldade de desadsorção. 




l Confinamento em emulsão de líquido-líquido 

O confinamento em emulsão de líquido-líquido demonstra que soluções aquosas de 

dois polímeros solúveis em água se misturam entre si e que a mistura 

frequentemente ficará turva. Há a ocorrência de uma fase de separação da mistura 

depois de algum tempo. 

A composição da fase do sistema, assim como a natureza química das substâncias 

que vão ser separadas, determinam a separação das fases. A fase do sistema de 

partição do material faz-se de acordo com as suas propriedades de superfície: 

moléculas pequenas e sem carga são distribuídas igualmente pelo sistema, 

enquanto que a partição de grandes partículas, tais como as células e os seus 

organelos, resultam, muitas vezes, num enriquecimento de ambas na interface, 

tornando-se também na fase mais volumosa. 

l Captura por detrás de uma membrana semipermeável 

Na captura por detrás de uma membrana semipermeável, as células podem ficar 

retidas pela semi-permeabilidade membranar, que isola os microrganismos do 

volume de líquido. As células podem ser imobilizadas dentro da membrana. Esta é 

uma técnica frequentemente usada na fabricação de biosensores fibra oca (Hollow 

fibre) com organismos confinados de um lado da fibra porosa e substratos e 

produtos solúveis do outro lado, parecem ser praticamente os mais usados. 

Contudo, o crescimento deve ser controlado de forma a prevenir um aumento 

excessivo de biomassa, visto que pode causar pressão e, consequentemente, 

romper a membrana. 




l Armadilha 

A armadilha é, de longe, o método mais utilizado em laboratórios experimentais. 

Existem igualmente já alguns exemplos de processos industriais com base em 

armadilhas de células. 

As armadilhas são baseadas no método de confinamento de células tridimensional 

numa matriz de gel. As células são livres nos seus compartimentos e os poros do 

material permitem que substratos e produtos se difundam de e para as células. 

Vários polímeros sintéticos (acrilamida, poliuretano, polivinil, etc.) e polímeros 

naturais (colágenio, agar, agarose, celulose, alginato, “carrageenan”, etc.), são 

usados para estes propósitos. Para a imobilização de algas, os mais frequentemente 

usados são os géis naturais, como o alginato e o “carrageenan”. 

O gel é geralmente formado através de um biocatalizador de esferas, em que 

as células são adicionadas a uma suspensão aquosa de material geloso. 

Este material vai formar pequenas gotículas que são obrigadas a atravessar uma 

ponteira com um orifício, permitindo cair gota a gota, para depois interagir com uma 

solução salina e formar as referidas esferas de alginato. As gotículas são então 

estabilizadas no biocatalizador de esferas com microrganismos, via polimerização ou 

outro tipo de ligação. 

As gotas de alginato podem ser estabilizadas com iões divalentes, tais como 

o cálcio, enquanto que o meio de “carrageenan” é estabilizado tipicamente com o 

potássio. Esta técnica demonstrou que a energia vibracional, no processo de criação 

das esferas, iria permitir a produção de esferas mono-dispersas. 




Estas técnicas, esquematizadas na Figura1, permitem a produção em larga escala 

de biocatalizadores de esferas, forçando o material de gel através de múltiplas 

ponteiras com orifícios, de forma a formar as esferas (Kaya & Picard, 1995) 

Figura 1 Descrição de um esquema em sectores usado para tratamento de águas residuais utilizando 

algas imobilizadas (1:centrifugação, 2:imobilização, 3: avidez em ar saturado a 100% de humidade, 4 

incubação da água residual (Kaya & Picard, 1995). 




1.4.4-Chlorella vulgaris e a remoção de fósforo 

Há muito que foi verificado que as microalgas livres no seu ambiente natural 

desempenhavam um papel muito importante na depuração das águas residuais 

domésticas, nomeadamente na remoção de fósforo. Mas também foi constatado que 

a eficiência da remoção do fósforo pelas microalgas no estado livre não ultrapassará 

os 20 a 30% (Bashan et al., 2003). Uma melhoria significativa da eficiência na 

remoção de fósforo é conseguida pela imobilização algal. 

A imobilização de algas, designadamente da Chlorella, com vários fins, é 

referida desde 1966 (Hiller e Park, 1969) e desde então os estudos com e sobre 

Chlorella imobilizada continuaram (Jeanfils & Collard, 1983; Robison et al., 1986; 

Bailliez et al., 1988). 

La Noüe et al.,1998, foram os pioneiros na introdução da tecnologia da 

imobilização de algas para o tratamento de águas residuais, nomeadamente na 

remoção de azoto e fósforo. De facto, é a partir de 1990 que cinquenta por cento dos 

registos de estudos de algas referem o seu uso no tratamento de águas residuais 

(La Noüe e De-Pauw, 1998). 

Estudos recentes reportam a utilização de C. vulgaris imobilizada na remoção 

de nutrientes de águas residuais domésticas. Estes estudos referem uma eficiência 

na ordem de 100% na remoção de azoto (N) e de cerca de 95% na remoção de 

fósforo (P) (Tam & Wong, 2000; Lau,et al ,1998a e 1998b). 




Os investigadores tem recorrido à utilização de diferentes meios de imobilização da 

C. vulgaris com vista à melhoria da eficiência na remoção de P mas a imobilização 

de C. vulgaris em meio de alginato tem demonstrado proporcionar maior eficiência 

na remoção de P (Megharaj et al., 1992). 

O alginato de sódio é um polímero linear constituído por monómeros dos ácidos 

manurónico e gulurónico. É produzido por algas e várias bactérias, solidificadas por 

iões de cálcio. É biodegradável e considerado um composto não tóxico (Gentry et 

al., 2004). 

As microalgas imobilizadas podem sequestrar ou fornecer determinadas 

substâncias que podem alterar a viscosidade das esferas. É do conhecimento dos 

investigadores, também, que alguns derivados dos produtos de macroalgas, como é 

o caso do alginato de sódio, possuem tendência para acumular determinadas 

substâncias. Recentemente, os ecotoxicologistas têm feito esforços no sentido de se 

realizarem estudos experimentais “in locu”, evitando assim a manipulação das 

amostras. 

Actualmente, o principal processo comercial de remoção de fosfatos em 

efluentes de águas residuais é a precipitação química com ferro e alumínio, que 

atinge mais de 95% de remoção. 

Na prática, os métodos biológicos de remoção de fosfatos são menos eficientes, 

atingindo apenas uma remoção de 20 a 30% (de-Bashan et al., 2002). 

A Figura 2 mostra um dispositivo de fabrico de esferas de alginato de imobilização 

de algas. 




Figura 2-Esquema de um dispositivo de fabrico de esferas (de-Bashan et al., 2002). 

Dadas as suas características, C. vulgaris, além de ter vindo a ser usada em 

vários estudos como um indicador de poluição ambiental (Lustigman et al., 1994), 

também tem sido estudada tendo em vista a sua eficiência na remoção de N e P de 

águas residuais, designadamente imobilizada em meio de alginato (Megharaj et al., 

1992). 

Em 1992, Megharaj et al. reportaram um estudo comparativo concluindo que 

C. vulgaris imobilizada em meio de alginato era mais eficiente na remoção de P e N 

de água residual que Scenedesmus bijugatus. Os mesmos autores também referem 

que culturas de células imobilizadas de Chlorella vulgaris e C.emersonii em meio de 

alginato removem o fosfato cinco vezes mais rapidamente que as mesmas células 

livres. 




Num estudo de remoção de fosfatos e amónia de águas residuais municipais 

em La Paz, no México, foi feita a combinação de microalgas C. vulgaris com um 

promotor de crescimento bacteriano, Azospirillumbrasilense Cd. Os dois 

microrganismos foram co-imobilizados em pequenas esferas de alginato e o estudo 

revelou que A. brasilense Cd aumentou significativamente o crescimento de C. 

vulgaris quando os microrganismos co-imobilizados foram postos a crescer nas 

águas residuais. A estirpe do tipo A. brasilense Cd foi considerada promotora de 

muitos parâmetros de crescimento de algas unicelulares, como C. vulgaris, e é 

frequentemente utilizada em processos terciários de tratamento de águas residuais 

(Bashan et al, 2003). 

1.5-Objectivos 

- Investigar os processos de remodelação e aplicação de técnicas de imobilização 

em meio de alginato de sódio com microalgas. 

- Aplicação da técnica e avaliação da eficiência da microalga Chlorella vulgaris 

imobilizada em meio de alginato de sódio como forma de tratamento biológico na 

remoção de fosfatos em águas residuais domésticas 




2-MATERIAL E MÉTODOS 

2.1-Algas utilizadas 

De entre as várias técnicas de biorremediação existentes, optou-se pela utilização 

da imobilização da Chlorella vulgaris em meio de alginato de sódio. O método de 

referência de detecção de fosfatos utilizado foi o de Strickland & Parsons (1968). 

Este método colorimétrico utiliza o molibdato vanadato de amónio como corante. 

Chlorella vulgaris é uma espécie pertencente à classe Chlorophycea, ordem 

Chlorococcales, família Chlorellacea e género Chlorella (BDiGPELD - Biblioteca 

Digital Georreferenciada). Estudos recentes, baseados em caracteres bioquímicos, 

fisiológicos e ultraestruturais, juntamente com a filogenia molecular assente na 

sequência 18sRNA completa, têm sugerido que serão quatro as espécies 

pertencentes ao género Chlorella: C. vulgaris, C. lobophora, C. sorokiniana e C. 

kessleri (Hsiuan et al., 2000). 

C. vulgaris é uma alga verde, eucariota, autotrófica e unicelular em condições 

normais de cultura. Tipicamente, tem o tamanho aproximado ao de uma hemácia, 

cerca de 5-6 µm de diâmetro (Boraas et al., 1998). 

Em condições adversas, com dificuldades nutritivas, pode passar da sua 

forma normal unicelular à forma multicelular, formando pequenas colónias estáveis 




de oito células, característica, esta, que é transmitida hereditariamente. Desta forma, 

consegue um diâmetro de cerca de 17 µm, o que lhe permite escapar à ingestão por 

flagelados heterotóficos que se alimentam de partículas de dimensões aproximadas 

das de C. vulgaris unicelular (Boraas et al., 1998). 

Esta microalga é um ser fotoautotrófico, embora não obrigatoramente. 

Contém clorofila a e b. É, frequentemente, simbiótica de muitos outros organismos, 

tais como hidras e esponjas (Lustigman et al, 1994). 

As microalgas usadas foram obtidas de uma amostra gentilmente cedida pelo 

CIIMAR (Centro de Investigação Marinha e Ambiental) e referenciadas como tendo 

crescido em meio Z8 (Anexo). 

2.2-Amostragem de água residual 

A amostra foi recolhida a partir de um tanque para onde convergem e se misturam 

as águas residuais, quer domésticas (cozinha, refeitório e sanitários), quer de 

esgotos de esterilização de material clínico e de radiologia clínica. 

O local de amostragem foi dentro das instalações de uma clínica/hospital de Luanda, 

Angola, a Clínica Sagrada Esperança, que autorizou das amostras, das suas 

instalações. 




2.2.1 – Frequência da colheita de amostra, acondicionamento e transporte 

As colheitas de águas residuais foram realizadas duas vezes, em Novembro e 

Janeiro. Foram colhidas, de cada vez, duas amostras de água 

residual em frascos de polietileno com o volume de cerca de 2 litros . 

Estes frascos foram introduzidos em caixa térmica, para evitar grandes variações de 

temperatura, e assim transportadas até ao Laboratório de Ecologia do Departamento 

de Zoologia e Antropologia da Faculdade de Ciências da Universidade do Porto. 

2.2.2– Equipamento laboratorial 

O equipamento laboratorial utilizado na determinação dos vários parâmetros 

analisados foi: 

� Fotómetro Multiparâmetros de Bancada, Série C200 (HANNA Instruments) 

� Espectrofotómetro Jenway 630 S UV/VIS 

� Balança analítica de 200g de capacidade e 0.1mg de precisão 

� balão de algas 

3- IMOBILIZAÇÃO DAS ALGAS 

A-Preparação das microalgas para a imobilização 

Por cada série de ensaios, após homogeneização da amostra inicial das 

microalgas Chlorella vulgaris, por leve agitação manual do balão contentor, foi 

retirada uma amostra de 50 ml para uma proveta graduada. Fez-se passar esta por 




um filtro de papel e lavou-se três vezes com 50 ml de água destilada, para retirar os 

vestígios do meio de crescimento. 

À massa de microalgas filtradas adicionaram-se 40 ml de água destilada, para 

obter uma suspensão de ± 4x10^10 e 9x10^10 células/mL, de tonalidade 

esverdeada. Desta suspensão, foi retirada uma pequena porção que foi colocada em 

lugol, para avaliação da concentração algal, em câmara de Neubauer. Foram feitas 

seis contagens e foi obtida a média de concentração de 6x10^10 células/mL. 

B-Matriz de gel utilizada 

As características físicas dos geís associadas ao seu comportamento são 

extremamente importantes e têm um papel muito significativo na eficiência e 

fiabilidade do processo de imobilização. A matriz usada para a remediação das 

águas residuais com a Chlorella vulgaris foi o alginato de sódio. 

O meio de alginato de sódio foi preparado a 1,25% com água destilada, isto é, 

a partir de 1,25 gramas de pó alginato de sódio que foram colocados em 100 mL de 

água destilada. 

Neste estudo experimental foram tomados em consideração alguns critérios 

de exclusão da matriz. Os critérios de exclusão aludidos foram: 

� Estabilidade da matriz em meio salino com alto teor de fosfato; 

� Comportamento viscoso versus cadeias de ligação no próprio gel; 

� Não toxicidade da matriz com a respectiva inibição de crescimento de vários 

microrganismos; 

� Propriedade higroscópica e permeabilidade para obter máxima mistura de gel 




(Kaya & Picard 1995). 

E, atendendo às características da matriz, teve-se em conta as vantagens: 

� Simplicidade de preparação do gel 

� Não toxicidade 

� Baixo custo. 

Tendo como desvantagens: 

� Fácil dissolução 

� Desintegração na presença de tampão fosfato 

� Agitação mecânica. 

C-Técnica de imobilização da Chlorella vulgaris 

- Prepararam-se 100 mL de uma solução de endurecimento de cloreto de cálcio a 

1%, com água destilada, num matraz. 

- Noutro matraz, juntaram-se 10 ml da suspensão de microalgas a 50 mL de solução 

de alginato de sódio. 

- Fez-se gotejar a suspensão de algas (diluídas na solução de alginato de sódio) 

através de uma bureta, de modo a formar esferas consistentes e homogéneas. 

Estas iam caindo na solução de cloreto de cálcio referida no ponto 1, com uma 

cadência aproximada de 60 por minuto. 

- À medida que as esferas iam caindo, iam sendo homegeneizadas por agitação 

lenta, por meio de um agitador de placas, para que não se agregassem. 

- As esferas foram deixadas na solução de cloreto de cálcio durante 

aproximadamente 40 minutos, para permitir o seu endurecimento. 




- Após este tempo, as esferas foram filtradas com papel de filtro e foram lavadas 

abundantemente com água destilada, de modo a eliminar resquícios de cloreto de 

cálcio. 

- Este processo foi efectuado 20 vezes, de modo a obter uma igual porção de 

esferas para cada ensaio e controlo, sendo em quatro destas, destinadas aos 

controlos, utilizada apenas a solução de alginato de sódio. 

D-Adição das esferas de microalgas à água residual 

- Foram realizadas quatro séries de quatro ensaios (quatro réplicas) e um controlo 

por série. 

- Cada ensaio e controlos foram realizados em matrazes de 100 mL. Em cada 

matraz foram colocados 50 mL de água residual e (as esferas resultantes de 10 mL 

da suspensão de microalgas a 50 mL de solução de alginato de sódio), no caso dos 

ensaios. Nos controlos, as esferas apenas continham alginato de sódio. 

- Cada matraz foi tapdo com algodão e deixou-se a incubar, na sala de cultivo, a 

22ºC, durante 13 dias com 24h de fotoperíodo. 

- De três em três dias, eram retirados cerca de 10 mL da água residual em 

incubação e era medida a concentração dos níveis de fosfatos. 




Figura 3: esquema de imobilização da microalga Chlorella e Azospirillum brasilense cd (Bashan et 

al., 2003). 




3.1-Princípio da detecção dos fosfatos 

O método utilizado foi de Strickland & Parsons (1968). 

A concentração inicial de fosfatos nas amostras da água residual era de 60 mg/dL. 

Em solução com um ácido forte (ácido sulfúrico), os ortofosfatos formam um 

complexo amarelo com iões molibdato, que pode depois ser reduzido a um 

complexo corado de azul, e medido no espectrofotómetro. Se o agente é o ácido 

ascórbico, a formação da cor azul é acelerada pelo antimónio. Este complexo azul 

tem o máximo de absorvência a 882 nm. 

4-RESULTADOS 

Foram usados dois métodos de determinação de concentração de fosfatos, devido a 

dificuldades técnicas com os reagentes dos fosfatos. 

Na primeira fase utilizou-se o método de Hanna para determinar a 

concentração de fosfatos. Na segunda fase, utilizou-se o método de Strikland. & 

Parsons (1968) 

Na tabela 3 apresentam-se os resultados das médias e desvios padrão das 

concentrações de fosfatos obtidas pelo método de Hanna. 

Na tabela 4 apresentam-se os resultados de médias e desvios padrão das 

concentrações obtidas pelo método de Strickland & Parsons(1968) 




Pela análise dos gráficos da fig. 4 e 5 verifica-se a redução de fosfatos da 

água residual pelas microalgas durante um período de 10 dias a 13 dias 

Verificou-se, pelos dois métodos, um decréscimo da concentração de fosfatos 

ao terceiro dia de incubação das microalgas na água residual em estudo, em cerca 

de 43% (Hanna) e 49% (Strikland & Parsons) 

Observou-se que o controlo, apenas com esferas e água residual, manteve a 

concentração próxima de 45 mg/l de fosfatos. 

Pelo método de Hanna, a concentração de fosfatos desceu no terceiro dia 

para 28.4 mg/l, e no quinto dia para 23.9 mg/l. No sétimo dia desceu até aos 17.38 

mg/dl e no oitavo, décimo primeiro e décimo segundo teve um ligeiro aumento da 

concentração: 22,97, 22.5 e 20.6 mg/l, respectivamente. Ao décimo terceiro dia 

houve novamente um ligeiro decréscimo de concentração para 15.85 mg/l. 

Tabela-3: Média e Desvio Padrão de das concentrações de fosfatos detectadas pelo método de Hanna. 

Média 

D´Padrão 

D1 D2 D3 D4 D5 D6 D7 D8 D 

9 

D10 D11 D12 D13 

50 28,4 23,9 23,9 17,38 22,97 22,5 20,6 15,85 

6,505 1,401 1,27 1,914 4,65 2,475 0,070 0,078 

Controlo da amostra+esferas de alginato de sódio sem microalgas= 45 mg/l 




Fig.4-Gráfico-1:variação dos níveis de remoção de fosfatos pela microalga Chlorella vulgaris ao 

longo dos dias, pelo Método Hanna. 

Pelo método de Srickland & Parsons (1968) a concentração de fósforo desceu 

no terceiro dia para 25.3mg/l, e no quinto dia para 7,87 mg/l. O sétimo dia desceu 

até aos 3.89 mg/l e no décimo dia, manteve praticamente a mesma concentração, 

embora se tivesse verificado mesmo um ligeiro aumento da concentração (3.96 

mg/l). 

Tabela-4: Média e Desvio Padrão de das concentrações de fosfatos detectadas pelo Método de Strickland & Parsons (1968). 

Média 

D´Padrão 

D1 D2 D3 D4 D5 D6 D7 D8 D9 D10 

50 25,3 15,8 7,87 5,22 3,89 3,96 

1,986 3,122 4,071 1,044 1,321 1,534 

Controlo da amostra+esferas de Alginato de sódio sem microalgas= 40mg/L 




Fig.5-Gráfico-2: variação dos níveis de remoção de fosfatos pela microalga Chlorella vulgaris ao 

longo dos dias, pelo Método Strickland & Parsons (1968) 

5-DISCUSSÃO 

As concentrações de fosfatos encontrados nas águas residuais domésticas são 

bastante elevadas (cerca de 50 mg/l), o que pode significar uso exacerbado de 

detergentes, a montante. Consideramos que os valores fornecido pelo método de 

Strickland & Parsons como mais fiáveis, porque este ainda é visto como método de 

referência e utilizado largamente por vários investigadores. 

No processo de detecção de fosfatos pelo método de Hanna, observou-se 

que os níveis de concentração de fosfatos não foram tão baixos como no método de 

Strikland & Parsons (1968). Mas pôde observar-se que houve uma redução 




significativa de fosfatos ao terceiro dia, sendo a remoção mais lenta nos dias 

seguintes e se manteve quase sem variações até ao décimo terceiro dia. 

Uma das hipóteses para a remoção mais demorada nos restantes dias poderá 

dever-se ao facto de ter sido utilizada uma densidade algal de 4,0x106 células/ml. 

A determinação da concentração de fosfatos pelo método de Strikland & 

Parsons (1968) apresentou valores bem mais baixos, embora em valores relativos 

semelhantes ao método de Hanna. Obtiveram-se concentrações de fosfatos 

significativas ao terceiro dia de incubação das águas residuais com a Chlorella 

vulgaris. As concentrações de fosfatos medidas nos dias seguintes foram sempre 

mais baixas até ao décimo dia, que baixaram até 3,96 mg/l de concentração de 

fostato. Pode pôr-se a hipótese de, nesta segunda fase, a remoção ter sido mais 

rápida pelo facto de a densidade algal usada ter sido maior (9.0x106 celulas/ml). 

Deve ser tido em conta o comportamento da microalga, que se revelou 

influenciado pelas condições ambientais em que se encontrava, como, por exemplo 

o fotoperiodo, a temperatura ambiente, a forma de acondicionamento da microalga e 

amostra. Aconteceu que uma das vezes se utilizou papel de prata para tapar o 

matraz, enquanto que num outro ensaio foi utilizado algodão. No caso da utilização 

do algodão de vidro obtiveram-se concentrações mais altas de fosfatos do que no 

caso em que a incubação foi feita com recurso a cobertura de papel de prata. 

Verificou-se ainda que algumas vezes, a falha de corrente eléctrica na sala de 

culturas provocou diferenças de concentrações dos fosfatos entre amostras 

seriadas. 




Outra hipótese possível é a de que as esferas de alginato de sódio contendo 

as microalgas tenham começado a perder a sua estrutura, visto que, segundo 

alguns autores (Lau et al., 1998b), devido à sua natureza ionotrópica, a estabilidade 

mecânica do gel de alginato depende essencialmente das condições iónicas do 

ambiente. Como resultado, a integridade do gel é altamente vulnerável à presença 

de agentes como, por exemplo, o fósforo e citrato. Este tipo de agentes, quando 

ligados a catiões, soltam a matriz de gel e causam a perda de células de gel, que 

acaba por se dissolver, alterando a experiência (Robinson et al., 1986). 

O que acontece alguma frequência, deve-se ao facto de as microesferas de alginato 

roçarem umas nas outras (Kaya & Picard, 1995), levando as microalgas a perder a 

sua capacidade de remover os fosfatos da água residual. 

A variação e a diminuição de capacidades de remoção também podem ser 

devidas à dificuldade de esterilização do alginato de sódio e, portanto, à existência 

de contaminantes que alterem a capacidade das propriedades de gelificação da 

matriz. 

6-CONCLUSÃO 

O estudo de novas alternativas para tratamento de águas residuais e para a remedi- 

ação de sítios contaminados é hoje, e justificadamente, uma actividade em cresci- 




mento. É da experiência de todos nós tomar conhecimento, periodicamente, da exis- 

tência de rios ou lagos, em especial, onde a profusão do crescimento de algas, devi- 

do à alta percentagem de fosfatos, se torna altamente perniciosa, não só porque 

esse crescimento se torna letal para a fauna, por falta de oxigénio, como ainda o 

próprio elemento líquido fica inutilizável aquando a flora se decompõe. 

Por isso e de uma maneira geral, a utilização de processos biológicos torna-se alta- 

mente conveniente, em função da capacidade destes sistemas para tratar grandes 

volumes a um custo mais baixo. É, pois, altamente justificada a relação entre o cres- 

cimento descontrolado dos efeitos poluentes e a necessidade deste aumento mar- 

cante na investigação para criar estratégias para limpar os ecossistemas aquáticos. 

Daí que, cada vez mais, microrganismos tais com o as algas, são agora aceites 

como ferramentas baratas e eficientes para remover muitos poluentes, tais como os 

fosfatos, em águas residuais. 

Foi, portanto, tendo como horizonte esta dupla realidade, o aumento dos fosfatos 

nas águas e a verificação de que as suas consequências poderiam ser minimizadas 

pelo recurso a microrganismos que se perspectivou o principal objectivo deste estu- 

do: a demonstração prática de uma remoção biológica de fosfatos em águas residu- 

ais domésticas, utilizando algas imobilizadas em meio de alginato de sódio. De facto, 

comprovadamente, o tratamento com a microalga Chlorella vulgaris imobilizada 

mostrou reduções significativas na concentração de fosfatos na água residual em 

estudo. 

Mas não podemos deixar de reconhecer que se torna necessário repetir este estudo 

em campo, isto é, em locais de drenagem directa de águas residuais com caracterís- 




ticas semelhantes às das amostras utilizadas, de forma a testar variáveis mais alar- 

gadas. Podemos, contudo, garantir que, de facto, se verificaram variações de con- 

centração de fosfato na amostra em estudo, pelo que consideramos ter atingido o 

principal objectivo. As amostr as, dada a dificuldade do seu transporte para Portugal, 

também foram em número reduzido, o que não facilitou uma melhor interpretação 

dos resultados. 

Seria interessante, de futuro, avaliar também o comportamento algal sob várias con- 

dições ambientais e de acondicionamento. Deve, contudo, ter -se em conta critérios 

rigorosos na escala de microrganismos que possam proliferar num ambiente conta- 

minado e que ao mesmo tempo possua um sistema que lhe per mita metabolizar 

contaminantes (neste caso, os fosfatos). 

Esperamos e desejamos que, com este estudo, se possam fazer outros a uma esca- 

la mais alargada, contribuindo dessa forma para a melhoria da situação da poluição 

ambiental do meio aquático, nomeadamente neste tipo de águas. A realidade está à 

vista de todos e a remediação possível já não é uma miragem. 

Tomar conhecimento desta realidade e das acções para a minimizar com os 

mais baixos custos económicos e ambientais é mais do que necessário: é im- 

perativo! 




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http://www.aqua.brz.net/rep/marinho31.htm - A qualidade da água-Requisitos 

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SUSANA AURORA PIMENTA DA SILVA - Universidade do Porto

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