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CENTRO UNIVERSITÁRIO DO LESTE DE MINAS GERAIS – UNILESTE-MG.
DEPARTAMENTO DE PÓS-GRADUAÇÃO E PESQUISA.
MESTRADO EM ENGENHARIA INDUSTRIAL.
LINHA DE PESQUISA EM AVALIAÇÃO E MITIGAÇÃO DE IMPACTOS
AMBIENTAIS.
CONCENTRAÇÃO DE METAIS-PESADOS, NITROGÊNIO E FÓSFORO EM
CINCO ESPÉCIES DE MACRÓFITAS NA ZONA LITORÂNEA DA LAGOA
SILVANA (CARATINGA, MG), EM RELAÇÃO À COMPOSIÇÃO QUÍMICA DA
ÁGUA E SEDIMENTOS.
LUIZ FRANCISCO BELINI
CORONEL FABRICIANO, M.G., BRASIL.
2007
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LUIZ FRANCISCO BELINI
CONCENTRAÇÃO DE METAIS PESADOS, NITROGÊNIO E FÓSFORO EM
CINCO ESPÉCIES DE MACRÓFITAS NA ZONA LITORÂNEA DA LAGOA
SILVANA (CARATINGA, MG), EM RELAÇÃO À COMPOSIÇÃO QUÍMICA DA
ÁGUA E SEDIMENTOS.
Dissertação apresentada ao
Programa de Pós-Graduação
em Engenharia Industrial do
Centro Universitário do Leste
de Minas Gerais, UNILESTE –
MG, na Linha de Mitigação e
Avaliação de Impactos
Ambientais, para a obtenção do
grau de Mestre em Engenharia
Industrial.
ORIENTADOR
Prof. Dr. Millôr Godoy Sabará
CORONEL FABRICIANO, MG. BRASIL.
2007
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CONCENTRAÇÃO DE METAIS PESADOS E NUTRIENTES EM CINCO
ESPÉCIES DE MACRÓFITAS NA ZONA LITORÂNEA DA LAGOA SILVANA
(CARATINGA, MG), EM RELAÇÃO À COMPOSIÇÃO QUÍMICA DA ÁGUA E
SEDIMENTOS.
Por
LUIZ FRANCISCO BELINI
Dissertação de mestrado aprovada para obtenção do grau de Mestre em
Engenharia Industrial, pela Banca examinadora formada por:
_________________________________________________
Presidente: Prof. Dr. Millôr Godoy Sabará – Orientador. Departamento de Pós-
Graduação e Pesquisa do Centro Universitário do Leste de Minas Gerais –
DPG/ UNILESTE-MG
_________________________________________________
Prof. Dr. Eduardo Von Sperling. - Departamento de Engenharia Sanitária e
Ambiental da Universidade Federal de Minas Gerais – DESA/UFMG.
_________________________________________________
Prof. Dra. Maria Adelaide Rabelo Vasconcelos Veado – Departamento de Pós-
Graduação e Pesquisa do Centro Universitário do Leste de Minas Gerais –
DPG/ UNILESTE-MG
_________________________________________________
Prof. Dr. Esly Ferreira da Costa Júnior - Departamento de Pós-Graduação e
Pesquisa do Centro Universitário do Leste de Minas Gerais – DPG/ UNILESTE-
MG
CORONEL FABRICIANO, 19 DE DEZEMBRO DE 2007.
vii
RESUMO
Lâminas foliares e pecíolos de Salvinia auriculata, Eleocharis interstincta, Nymphea
elegans, Mayaca fluviatilis e Eichhornia azurea, macrófitas abundantes no litoral da
lagoa Silvana (Caratinga, M.G.), foram estudadas quanto ao conteúdo de metais-
pesados (Fe, Mn, Cu e Zn), N e P, bimestralmente, entre agosto de 2006 e maio de
2007, em dois sítios amostrais no litoral da lagoa Silvana, (Caratinga, MG.). O objetivo
da pesquisa era avaliar as relações entre a concentração aquosa (sedimentos e
coluna d’água) dos elementos citados e sua concentração em amostras das
macrófitas. Nenhuma relação clara foi observada entre a composição química dos
tecidos das macrófitas, sedimentos ou água. Mas houve uma significativa variação
entre os sítios de coletas para as concentrações de Fe, Cu, Mn e P nos tecidos das
plantas (P<0.0500). Com exceção de Cu e Mn na água, todos os elementos variaram
significativamente suas concentrações em função do tempo. Houve um pico na
concentração dos elementos em setembro de 2006 no Sítio 2, especialmente em
Eichhornia azurea. Este pico foi relacionado ao abaixamento do nível da água no Sítio
2, expondo muitas macrófitas ao dessecamento e decomposição.
As razões de acumulação para as plantas enraizadas (Elemento na
macrófitas/Elemento no sedimento ou água) foram significativamente maiores
(P>0.0500) para todos os elementos no Sítio 2. As razões foram iguais a 32527 (Zn);
16115 (Cu); 303 (N); 154 (P); 3.52 (Fe) e 1.21 (Mn). Foi quase exatamente a ordem
inversa de abundância desses elementos nos sedimentos e água, exceto para o Fe, o
mais comum. Provavelmente isto é um reflexo da geologia da bacia.
Os sedimentos foram considerados orgânicos em ambos os sítios, com argila sendo a
maior fração. Concentrações de Cobre, Ferro, Manganês, Fósforo e Carbono orgânico
foram consideradas diferentes (P>0.005) entre os sítios.
Estes resultados sugerem uma elevada variação natural entre a sensibilidade das
plantas para os metais pesados e nutrientes analisados.
Todas as macrófitas escolhidas têm potencial para serem usadas como biomonitores
de lagos, rios e áreas alagadas, mas a característica intrínseca dos ambientes
tropicais aquáticos têm seu papel. Isto pode ser sentido nos processos sem fim de
absorção, crescimento, morte e decomposição simultaneamente acontecendo durante
todo o ano, com reflexos pouco compreendidos sobre a ecofisiologia das macrófitas.
viii
ABSTRACT
We examine the variation in leaves and steam accumulation (tissue
concentrations) of Zinc (Zn), Copper (Cu), Iron (Fe), Manganese (Mn), Nitrogen (N)
and Phosphorus (P) in Salvinia auriculata, Eleocharis interstincta, Nymphea elegans,
Mayaca fluviatilis e Eichhornia azurea growing in two sites at lake Silvana litoral
(Southeast Brazil) from August 2006 to May 2007 to determine the differences in
element accumulation related to their content in sediments and water.
No clear relationship between macrophytes tissue composition and sediment and water
chemistry arose, but there is a significant variation between plants in tissue
concentrations (p>0.0500) of Cu, Fe, Mn and P between sites.
Water and macrophytes concentrations of all elements does change significantly as a
function of time (P<0.0500), except Cu, and Mn in water. Plants contents of metals,
nitrogen and phosphorus peak in September 2006 in site 2, especially for Eichhornea
azurea. This peak was related to lower water level at site 2, exposing many of the
macrophytes biomass to desiccation and decomposition.
Accumulation ratios for rooted plants (Element in macrophytes/Element in sediment)
were significantly greater (P<0.0500) for all elements in site 2. The ratios were equal to
32527 (Zn); 16115 (Cu); 303 (N); 154 (P); 3.52 (Fe) and 1.21 (Mn). It’s almost the
inverse orders of abundance of these elements in sediments and water, except for Fe
that was the most common in the all aquatic compartments, likely a response to high
concentration of ferric minerals on watershed geology.
The sediments fall in the organic category in both sites, with silt as the main fraction.
Concentrations of Copper, Fe, Mn, P and Organic Carbon in sediment were different
between the sites (P>0.005)
These results suggest a high natural variation between plant sensibility to sediment
and water concentrations of analyzed heavy metals, nitrogen and phosphorus.
All the chosen macrophytes have potential to be used like monitors of lakes, rivers and
wetlands, but the intrinsic characteristics of being tropical aquatic environment play a
role. This is sensed in the end less up-taking, growing, fading and decomposition
process taking place simultaneously all over the year, with no well reflects on
macrophytes ecophysiology.
ix
SUMÁRIO
1. INTRODUÇÃO. 1
1.1 OBJETIVO 3
1.2 HIPOTESE DE TRABALHO 4
1.3 BASES CIENTIFICAS 4
2. ÁREA DE ESTUDOS 9
2.1. SITUAÇÃO AMBIENTAL DA BACIA DO RIO DOCE.
9
2.2 A LAGOA SILVANA E OS SÍTIOS DE COLETA 11
2.3 VARIÁVEIS CLIMATOLÓGICAS BÁSICAS DURANTE O PERÍODO
DE COLETAS E PROFUNDIDADE DOS SÍTIOS.
20
3. MATERIAL E MÉTODOS 22
3.1 DEFINIÇÁO DOS SITIOS DE COLETA E FREQUÊNCIA DE
AMOSTRAGEM 22
3.2 AMOSTRAGEM 23
3.3 ANALISE DE TECIDO E DESCRIÇÁO DAS ESPECIES DE
MACROFITAS 25
3.3.1 DEFINIÇÃO E CUIDADOS NA AMOSTRAGEM E NA
ANÁLISE DE METAIS E OUTROS ELEMENTOS EM
FOTÓTROFOS AQUÁTICOS.
25
3.3.2 SELEÇÃO DAS ESPÉCIES.
26
3.3.2.1. Mayaca fluviatilis Aubl
27
3.3.2.2. Nymphea elegans Hook
28
3.3.2.3 Eleocharis interstincta (Vahl) Roemer & J.A.
Schultes
29
3.3.2.4 Salvinia auriculata Aubl
30
3.3.2.5 Eichhornia azurea (Sw.) Kunth
31
3.3.3 AMOSTRAGEM E ANÁLISE DAS AMOSTRAS DE
MACRÓFITAS, SEDIMENTO E ÁGUA.
32
3.3.4 DETERMINAÇÃO DA CONCENTRAÇÃO TOTAL DE
METAIS EM AMOSTRAS DE MACRÓFITAS E SEDIMENTO.
34
3.3.4.1 DETERMINAÇÃO DA CONCENTRAÇÃO DE
FÓSFORO TOTAL EM MACRÓFITAS E SEDIMENTOS.
34
3.3.4.2 DETERMINAÇÃO DA CONCENTRAÇÃO DE
NITROGÊNIO TOTAL (N TOTAL) EM SEDIMENTOS E
MACRÓFITAS .
35
3.3.4.3 DETERMINAÇÃO DO TEOR DE MATÉRIA
ORGÂNICA NOS SEDIMENTOS.
36
3.3.4.4 CÁLCULOS.
36
3.3.5. ANÁLISES DE AMOSTRAS DE ÁGUA.
37
3.3.5.1. ALCALINIDADE TOTAL,
37
3.3.5.2 NUTRIENTES TOTAIS (N, P, FE, ZN, CU, MN) EM
ÁGUA
38
3.3.5.3. FÓSFORO TOTAL.
38
3.3.5.4 NITROGÊNIO TOTAL NA ÁGUA
39
3.3.5.5 DETERMINAÇÁO DAS CONCENTRAÇÓES DE
METAIS TOTAIS NA ÁGUA.
39
3.3.5.6 DETERMINAÇÃO DA COR APARENTE, SÓLIDOS
SUSPENSOS E TURBIDEZ.
40
3.3.6. ANÁLISES ESTATÍSTICAS.
40
4. RESULTADOS E DISCUSSÃO .
41
4.1. VARIÁVEIS FÍSICAS E QUIMICAS DA COLUNA D’ÁGUA.
41
x
4.2 VARIÁVEIS DO SEDIMENTO.
57
4.3. COMPOSIÇÃO QUIMICA DAS MACRÓFITAS
63
4.4. COMPOSIÇÃO QUÍMICA DA ÁGUA.
66
4.5. RELAÇÕES ENTRE METAIS NA ÁGUA, SEDIMENTO E
MACRÓFITAS.
69
4.6. RAZÕES DE ACUMULAÇÃO.
84
5. CONCLUSÕES. 87
6. SUGESTÓES PARA TRABALHOS FUTUROS 90
6. REFERÊÊNCIAS 91
xi
LISTA DE TABELAS
Tabela 2.1. Valores de algumas variáveis morfométricas para a lagoa
Silvana e sua bacia de captação, com símbolos para sua designação,
em negrito - itálico. O termo “superfície livre” se refere á área
superficial do lago sem as áreas alagadas associadas.
13
Tabela 3.1 Variáveis amostradas e unidades utilizadas
32
Tabela 4.1. Estatística descritiva das variáveis básicas da coluna
d’água de cada sítio medidas em campo.
41
Tabela 4.2 Resultados de Anova não-paramétrica para a significância
da variação dos valores das variáveis coletadas in situ, em função do
tempo. As probabilidades marcadas foram consideradas significativas
a p<0.0500.
43
Tabela 4.3. Resultados para a significância da diferença entre os
valores das medianas das variáveis ambientais coletadas in situ, entre
superfície e fundo dos sítios de coleta. Os valores de p marcados são
significativos ao nível α=0.05.
51
Tabela 4.4. Estatística descritiva das variáveis básicas da água
medidas em laboratório.
53
Tabela 4.5. Teste de Mann-Whitney para diferenças entre os valores
de SS (mg L
-1
), turbidez (UNT), Cor (UH) Alcalinidade Total (meq CO
2
L
-1
) , ao nível α=0.05.
54
Tabela 4.6. Estatística descritiva para os elementos analisados no
sedimento dos sítios de coleta.
58
Tabela 4.7 Teste de Mann-Whitiney para medianas nas concentrações
de metais – pesados, N, P e C-orgânico.
59
Tabela 4.8. Estatística descritiva para os elementos analisados em
amostras de todas as espécies de macrófitas pesquisadas.
63
Tabela 4.9. Concentração média (µg g
-1
) de metais-pesados,
Nitrogênio e Fósforo em cada espécie estudada.
63
Tabela 4.10. Estatística descritiva para os elementos analisados em
amostras de água. Os valores marcados para de p indicam diferenças
significativas (P>0.0500) entre os Sítios 1 e 2, pelo teste de F
(TUCKEY, 1957 citado em ZAR, 1996).
66
Tabela 4.11 Razões de acumulação (Concentração no tecido das
macrófitas (µg g
-1
) / Concentração no sedimento) para macrófitas
enraizadas.
84
Tabela 4.12. Razões de acumulação para Salvinia auriculata. 85
xii
LISTA DE FIGURAS
Fig. 1.1 Formas biológicas de macrófitas aquáticas descritas por
PEDRALLI (1990), citado em FERREIRA, (2005). 6
Fig. 2.1 – Situação da lagoa Silvana em relação à América do Sul (área marcada
na imagem superior) e ao Sudeste do Brasil. As marcas em cruz representam a
interseção das coordenadas 19.505º S - 42.419º W (ponto de profundidade
máxima da lagoa). Fonte: NASA (2007);.
12
Fig. 2.2 – Situação da lagoa Silvana em relação a Minas Gerais (imagem
superior), ao demais lagos do sistema lacustre e aos rios Piracicaba e Doce.
Fonte EMBRAPA (2001).
16
Fig. 2.3. Imagem da lagoa Silvana e linha do Fetch (A). Em (B) estão indicados os
usos dos solos na bacia, ecossistemas alagados e sítios de coleta. Fonte:
Carvalho et. al., (2005) e SIAM (2007).
17
Fig. 2.4. Imagens do Sítio 1. Autor: L. F. Belini.
18
Fig. 2.5. Imagens do Sítio 2. Autor: L. F. Belini.
19
Fig. 2.6. Variação na precipitação mensal total (mm), temperatura média mensal
do ar e profundidade nos sítios de amostragem.
21
Fig. 3.1. Esquema das amostragens. Em a): perfil dos sítios com a macrófitas
distribuídas ao longo do gradiente de profundidade. Em b): visão do topo do sítio.
Os círculos mostram o caminhamento ao acaso ao longo do transecto para
amostragem de plantas e sedimentos.
24
Fig. 3.2. Ilustrações e imagem de Mayaca fluviatilis. Fonte: USDA. Imagem: L. F.
Belini.
27
Fig. 3.3. Ilustração e imagem de Nymphea elegans. Fonte: USDA. Imagens: L. F.
Belini.
28
Fig. 3.4. Ilustração e imagem de Eleocharis interstincta. Fonte: USDA. Imagem: L.
F. Belini.
29
Fig. 3.5. Ilustração e imagem de Salvinia auriculata Aubl. Fonte: USDA. Imagem:
L. F. Belini.
30
Fig. 3.6. Imagem de Eichhornia azurea (Sw.) Kunth. Fontes da esquerda para a
direita: USDA e L. F. Belini.
31
Fig. 4.1. Variação da temperatura (°c) da água na superfície e fundo dos sítios
amostrados, em função do tempo.
45
Fig. 4.2. Variação da concentração de O
2
na superfície e fundo, em função da
data de coleta.
46
Fig. 4.3. Variação do pH em função da data da coleta, na superfície e fundo dos
sítios de coletas.
47
Fig. 4.4 Variação da condutividade elétrica em função do tempo de amostragem.
48
Fig. 4.5 Variação no potencial redox em função do tempo de amostragem.
49
Fig. 4.6. Variação nos sólidos totais dissolvidos (STD), e, função do tempo, para o
Sítio 1 (P1) e Sítio 2 (P2). As barras representam os valores máximos e mínimos
nas datas de amostragem.
50
Fig. 4.7. Variação no carbono orgânico no sedimento dos sítios amostrados.
52
Fig. 4.8. Evolução da turbidez (UNT) em função da data de coleta.
54
Fig. 4.9. Evolução da cor em função da data de coleta.
55
Fig. 4.10. Evolução dos sólidos suspensos em função da data de coleta.
56
Fig. 4. 11. Evolução da Alcalinidade Total em função da data de coleta.
56
xiii
Fig. 4.12. Valores das medianas na concentração de Cobre relativo aos sítios de
coleta.
60
xiv
Fig. 4.13. Valores das medianas na concentração de Ferro relativo aos sítios de
coleta.
60
Fig. 4.14. Valores das medianas na concentração de Manganês relativo aos sítios
de coleta.
61
Fig. 4.15. Valores das medianas na concentração de Fósforo relativo aos sítios de
coleta.
61
Fig. 4.16. Valores das medianas na concentração de Carbono Orgânico relativo
aos sítios de coleta.
62
Fig. 4.17. Valores médios de Metais Pesados, Nitrogênio e Fósforo por espécie-
Sitio 1.
65
Fig. 4.18. Valores médios de Metais Pesados, Nitrogênio e Fósforo por espécie-
Sitio 2.
65
Fig. 4.19. Valores médios de Manganês na Água relacionados aos sítios de
coleta.
67
Fig. 4.20. Valores médios de Ferro na Água relacionados aos sítios de coleta.
67
Fig. 4.21. Valores médios de Cobre na Água relacionados aos sítios de coleta.
68
Fig. 4.22. Valores médios de Nitrogênio na Água relacionados aos sítios de
coleta.
68
Fig. 4.23. Valores médios de Fósforo na Água relacionados aos sítios de coleta.
69
Fig. 4.24. Regressão bivariada para a acumulação de Zn em macrófitas Sítio 1, e
valores de r
2
(PEARSON, 1957, citado em ZAR, 1996).
71
Fig. 4.25. Regressão bivariada para a acumulação de Cu em macrófitas Sítio 1, e
valores de r
2
(PEARSON, 1957, citado em ZAR (1996).
72
Fig. 4.26. Regressão bivariada para a acumulação de Mn em macrófitas Sítio 1, e
valores de r
2
.
73
Fig. 4.27. Regressão bivariada para a acumulação de N em macrófitas Sítio 1, e
valores de r
2
.
74
Fig. 4.28. Regressão bivariada para a acumulação de P em macrófitas no Sítio 1,
e valores de r
2
.
75
Fig. 4.29. Regressão bivariada para a acumulação de Zn em macrófitas no Sítio
2, e valores de r
2
.
76
Fig. 4.30. Regressão bivariada para a acumulação de Cu em macrófitas no Sítio
2, e valores de r
2
.
77
Fig. 4.31. Regressão bivariada para a acumulação de Mn em macrófitas no Sítio
2, e valores de r
2
.
78
Fig. 4.32. Regressão bivariada para a acumulação de N em macrófitas no Sítio 2,
e valores de r
2
.
79
Fig. 4.33. Regressão bivariada para a acumulação de P em macrófitas no Sítio 2,
e valores de r
2
.
80
Fig. 4.34. Regressão bivariada para a acumulação de Zn e Cu em Salvinia
auriculata no Sítio 2, e valores de r
2
.
81
Fig. 4.35. Regressão bivariada para a acumulação de Fe e Mn em Salvinia
auriculata.
82
Fig. 4.36. Regressão bivariada para a acumulação de P em Salvinia auriculata
83
Fig. 4.37. Razões de Acumulação – macrófitas enraizadas/ sedimento
85
1. INTRODUÇÃO.
A existência de solos úmidos adjacentes a rios, lagos e reservatórios
proporcionam o aparecimento de ecossistemas de áreas alagadas e assembléias de
macrófitas aquáticas herbáceas e lenhosas. As interações entre os ambientes
terrestres e alagados formam as bases para uma definição funcional desses últimos:
a) provêem sombreamento da coluna d’água; b) são fontes de matéria orgânica detrital
finas e particuladas para as regiões pelágicas ou de águas correntes; c) criam locais
de refúgio e reprodução para a fauna aquática e anfíbia; d) criam condições propícias
ao controle de vetores de doenças de veiculação hídrica, através de teias alimentares
funcionais; e) removem poluentes orgânicos e inorgânicos de escoamento superficial e
subsuperficial através da sedimentação, adsorção e fixação em partículas de matéria
orgânica, metabolização e conversão microbiana a gases, os quais escapam para
atmosfera. Alguns valores ecológicos de ecossistemas de áreas alagadas (ou
“ecossistemas alagados”) têm sido descritos: i) proteção contra erosão das margens;
ciclagem de nutrientes; ii) as macrófitas aquáticas podem ser usadas para monitorar a
saúde ecológica e a integridade biótica dos ecossistemas alagados; iii) tamponamento
hidrológico pela recarga do aqüífero e surgência de água (ODUM, 1983; ESTEVES,
1998;).
Nestes ecossistemas alagados, as macrófitas aquáticas são uma assembléia
de tal importância e presença, que geralmente são usadas para marcar limites
daqueles. As macrófitas aquáticas, especialmente as herbáceas, estão entre as mais
utilizadas para monitorar rios, lagos, reservatórios e áreas alagadas. As principais
razões são: a) ao contrário das assembléias animais, a maior parte das macrófitas
aquáticas possui pouca ou nenhuma capacidade de movimentação estando expostas
ás variações da composição química e condições físicas da água, especialmente na
região litorânea, refletindo, desse modo, as variações físicas e químicas do ambiente,
o que influencia sua dispersão e sobrevivência; b) a preservação de amostras secas.
1
pode ser feita por períodos relativamente longos, se comparadas às amostras de
água; c) não há problemas éticos em se usar plantas em experimentos in vitro, ao
contrário dos animais; d) permitem um acompanhamento numérico contínuo de
características fisiológicas (e.g. acumulação de metais-pesados, pesticidas, Nitrogênio
e Fósforo nos tecidos), possibilitando o monitoramento das condições ambientais
antes que se tornem críticas, ao passo que assembléias animais são usadas numa
base binomial (ausência/presença). Estudos feitos sobre assembléias de fotótrofos
aquáticos continentais brasileiros sugerem que as macrófitas são objeto de menor
atenção, especialmente quando comparadas ao fitoplâncton e perifíton (ROCHA,
2000; PÓMPEO e MOSCHINNI – CARLOS, 2003; PEDRALLI, 2003; FERREIRA,
2005).
O sistema lacustre do médio rio Doce, leste de Minas Gerais, oferece
condições para pesquisas com macrófitas aquáticas, devido ao fato de que: seus
ecossistemas alagados estão presentes em praticamente todas as margens dos lagos
da região; estão localizadas próximas de grandes indústrias do setor siderúrgico;
algumas bacias são utilizadas para silvicultura ou pecuária; é um aglomerado urbano
com aproximadamente 450 mil habitantes, consequentemente é importante
compreender o papel das atividades antrópicas regionais na conservação dos lagos
(BARBOSA E MORENO, 2002).
A lagoa Silvana, localizada fora da área protegida do Parque Estadual do Rio
Doce - PERD tem sido usada há décadas para lazer, estando próxima (10 a 15 km) de
duas grandes indústrias siderúrgicas. Sua bacia foi utilizada para plantio de
Eucalyptus entre as décadas de 1950 e 1990. Hoje há uma regeneração de floresta
semi-decidual em quase toda a bacia. Ecossistemas alagados de tamanho significativo
no ambiente estão presentes, com fácil acesso em todo o ano, permitindo uma
amostragem contínua das macrófitas.
2
Pelo acima exposto, o objetivo desse estudo é investigar as relações entre a
composição química de cinco espécies de macrófitas aquáticas dominantes no litoral
da lagoa Silvana (Mayaca fluviatilis, Nymphea elegans, Salvinia auriculata, Eleocharis
interstincta e Eichhornia azurea) e as concentrações desses mesmos elementos na
água e sedimentos litorâneos. Esta relação pode produzir informações sobre o reflexo
das variações na composição química da água e sedimentos na composição química
das macrófitas em ecossistemas lênticos, lóticos e intermediários.
As informações aqui geradas podem aumentar a base de conhecimentos
necessária para o uso prático de macrófitas aquáticas em três áreas: a) tratamento de
efluentes; b) reabilitação de ecossistemas aquáticos degradados c) biomonitoramento
de fontes pontuais e difusas de poluição. Tais conhecimentos também podem ser a
base para estratégias de conservação e manejo em uma região de estudos onde se
apresentam notórios problemas sanitários e ambientais, especialmente nas áreas de
tratamento de esgotos, multiplicidade de fontes difusas de poluição (ADAMUS, 2001;
POMPÊO e MOSCHINI-CARLOS, 2003; BARBOSA et. al., 2004; GHERMANDI et. al.,
2007).
1.1- OBJETIVO
a. Caracterizar, em termos espaciais e temporais, variações inter e intra-
específicas na composição química de cinco espécies de macrófitas aquáticas
na zona litorânea de um lago natural, para 4 metais-pesados (Zn, Cu, Fe e Mn)
e dois macro-nutrientes (nitrogênio e fósforo);
b. Caracterizar a variação das concentrações dos elementos citados na água com
relação ao tempo e espaço e no sedimento com relação ao espaço, mais o
carbono orgânico do sedimento por ser uma região de intensa produção e
decomposição;
3
c. Avaliar a existência de correlações entre a variação nas composições químicas
da água e sedimentos e tecidos das macrófitas;
d. Avaliar a existência de acumulação dos elementos analisados nos tecidos das
macrófitas.
1.2 - HIPOTESE DE TRABALHO
a. Os valores das variáveis coletadas in situ não são significativas em função do
Sítio e do tempo de coleta;
b. As concentrações de Ferro, Manganês, Zinco, Cobre Nitrogênio e Fósforo, na
água não variam significativamente em função do tempo e espaço, e no
sedimento não variam em função do espaço;
c. As concentrações de Ferro, Manganês, Zinco, Cobre Nitrogênio e Fósforo nos
tecidos não diferem significativamente entre espécies e sítios de coleta;
d. Não há correlação entre a concentração dos elementos estudados nos tecidos
das macrófitas, água e sedimentos;
e. As razões de acumulação não variam em função do tempo e espécie, para
cada sítio.
1.3 - BASES CIENTÍFICAS.
A degradação dos usos designados de ecossistemas aquáticos continentais
por metais-pesados (também chamados “elementos-traço”), Nitrogênio e Fósforo é
uma perda ambiental e também econômica. O valor monetário dos ecossistemas de
água doce nos E.U.A. foi estimado em 1 trilhão de dólares (WILSON e CARPENTER,
1997). Ao mesmo tempo estima-se que entre 75 a 80% da água lançada aos oceanos
esteja com a qualidade comprometida pela ação do homem (HILTON, J. et al., 2006).
4
Essas perturbações nos ecossistemas aquáticos continentais são relacionadas à
aceleração dos ciclos biogeoquímicos, causada pelo aumento da demanda por
matéria-prima e alimentos, para atender às demandas dos processos de
industrialização e reconstrução que se verificaram após a II Guerra Mundial.
Paradoxalmente, assistimos a uma corrida para aumentar a oferta de alimento para
um número cada vez maior de pessoas, enquanto as teias alimentares, processos
ecológicos e habitats necessários para tal se tornam cada vez mais comprometidos
pelos poluentes lançados pelos processos produtivos ao ambiente (VON SPERLING,
1996; RODRIGUES-FILHO E MULLER, 1999; KRISHAM, et al., 2007;).
Desde que uma das primeiras expressões da poluição em ecossistemas
aquáticos é geralmente biológica, é importante o uso de organismos aquáticos para
sua medição (WHITTON, 1991; ARTS et. al., 2007). Um biomonitor diferencia-se de
um bioindicador, pela possibilidade de acompanhamento, no primeiro, em intervalos
iguais de tempo, de variações morfológicas (alteração na forma, número e função de
células), fisiológicas (e.g. composição química dos tecidos), e na composição de
assembléias naturais (e.g. índices de diversidade e similaridade), gerando curvas
contínuas passíveis de análises numéricas. O bioindicador é um organismo cuja única
variável passível de acompanhamento é sua presença ou ausência no ambiente
(distribuição binomial). O biomonitoramento permite, desse modo, a avaliação de
tendências na poluição antes que as condições ambientais se tornem críticas.
Dentre os biomonitores de ecossistemas aquáticos interiores, as macrófitas
aquáticas herbáceas estão cada vez mais sendo usadas como biomonitores de lagos,
rios e ecossistemas alagados para uma série de contaminantes. Na prática se
incluem, dentre as macrófitas, fotótrofos não-vasculares como briófitos e pteridófitos.
Entretanto, cada grupo necessita de técnicas diferentes de coleta e análise, sendo a
taxonomia a variável-chave para iniciar a coleta.
5
As macrófitas fixas possuem sistema radicular funcional nos sedimentos. Briófitos e
pteridófitos possuem radículas não funcionais para fixação ao substrato. Pteridófitos
possuem sistemas radiculares ativos, porém menos evoluídos (RAVEN et. al., 2001).
Esses organismos podem ser classificados de acordo com seu hábito ou nicho
ecológico (Fig. 1.1).
Figura 1.1. Formas biológicas de macrófitas aquáticas descritas por PEDRALLI
(1990), citado em FERREIRA, (2005).
Evidências da bioacumulação e biomagnificação de metais-pesados na água,
organismos individuais e teias alimentares são fornecidos por Bhattacharya et al.,
(2007). Os contaminantes mais monitorados com o uso de macrófitas aquáticas
podem ser organizados em três classes (BAIRD, 2002):
i) Compostos inorgânicos (e.g. metais-pesados);
ii) Compostos orgânicos sintéticos e naturais (e.g. agrotóxicos e toxinas algais);
iii) Nutrientes como o Nitrogênio e Fósforo.
6
Cota de cheia
Fluxo de base
As duas primeiras categorias têm suas principais fontes na indústria, mineração,
escoamento rural poluído, aterros sanitários, queima de carvão e petróleo e estações
de tratamento de esgotos e florações de algas produtoras de toxinas. Para ALLEN
(1989), metais-pesados, ou “elementos-traço” estão entre o Cobre e o Chumbo na
tabela periódica, com seus pesos atômicos variado entre 63.546 e 200.590. Alguns
são conhecidos como micro-nutrientes, sendo essenciais para ativação de enzimas e
na rota bioquímica de compostos como a clorofila. Nesse grupo, se destacam o
Cobalto, Cobre, Manganês, Molibdênio, Vanádio, Estrôncio e Zinco. Outros elementos-
traço como Mercúrio, Chumbo e Cádmio não têm funções vitais conhecidas, e sua
concentração excessiva nas células podem levar as patologias, principalmente no
sistema nervoso de vertebrados.
A contaminação com Nitrogênio e Fósforo está tipicamente associada com
aplicação maciça de fertilizantes solúveis, manejo de resíduos de criações animais,
queima de combustíveis fósseis e escoamento urbano poluído gerando a eutrofização
cultural. Essa última pode ser entendida como o aumento rápido da biomassa das
populações de fotótrofos aquáticos. Como resultado de elevadas cargas alóctones de
N e P, as águas se aproximam da “razão de Redfield”, ou 10N:1P para macrófitas e
16:1 para algas planctônicas, podendo iniciar-se o processo de aumento exponencial
das populações de fotótrofos. As conseqüências da eutrofização cultural incluem
anóxia, produção de toxinas algais, diminuições na diversidade biológica e na
qualidade de água para abastecimento. Ambientes lênticos e intermediários têm sido
mais afetados quanto aos problemas relacionados com a eutrofização - talvez um
reflexo do maior número de limnólogos dedicados ao estudo de lagos e reservatórios –
apesar do número de ambientes lóticos eutrofizados estar aumentando
significativamente nos últimos anos (MACDONALD et. al., 1991; MAINE, et.al.,2007).
Pelo acima exposto, a pesquisa pretende avaliar uso de macrófitas aquáticas
como biomonitoras de ambientes aquáticos lênticos no Vale do Aço.
7
Apesar do número expressivo de lagos naturais próximos de fontes significativas de
poluição, poucos estudos foram feitos no sentido de se utilizar essa combinação para
aumentar a compreensão sobre dispersão e acúmulo de contaminantes em
organismos aquáticos e sua transferência para a biota terrestre. Uma das possíveis
razões é a carência de estudos para seleção de organismos e variáveis ambientais
passíveis de padronização, coleta e análise para a inserção obrigatória em rotinas de
monitoramento de recursos hídricos.
Além do monitoramento, as macrófitas aquáticas têm sido utilizadas para
tratamento secundário e terciário de efluentes urbanos, industriais, escoamento
superficial poluído de áreas de mineração, cidades. áreas rurais e refinarias. As áreas
alagadas construídas têm se provado eficientes por utilizarem principalmente a
energia solar para seu funcionamento, além de se integrarem ao ambiente melhorando
a diversidade da paisagem. Macrófitas aquáticas também são usadas para reabilitar
áreas alagadas degradadas. (HAMMER, 1994; MAINE, et.al., 2007). Entretanto, os
critérios de projeto para áreas alagadas construídas devem se basear na
heterogeneidade genética das macrófitas aquáticas e suas implicações para a
eficiência dos processos de depuração. Em outras palavras, pequenas diferenças
ambientais (fotoperíodo, temperatura do ar e composição química da água) e
ecológicas (grau de herbivoria, relações com outros grupos de organismos, ciclagem
de nutrientes, competição) podem levar as alterações ao nível genético em
populações de macrófitas, como reflexo das pressões ambientais e ecológicas. Em
resposta a tais pressões, as macrófitas podem dirigir mais energia para proteção e
reprodução como táticas evolutivas, alterando as taxas de crescimento e absorção de
nutrientes e, desse modo, sua eficiência na remoção e sensibilidade a poluentes. É
necessário conhecer o comportamento de diferentes espécies de macrófitas em um
amplo espectro de situações ambientais e ecológicas, para avaliar sua efetividade
para uso como opção aos tratamentos tradicionais de efluentes.
8
Uma variedade de abordagens podem ser utilizadas para interpretar resultados
analíticos em materiais ecológicos. O mais simples (qualitativo) é procurar mostrar se
houve variação temporal e espacial entre conjuntos de dados e amostras; testes
estatísticos podem ser aplicados aos resultados. A abordagem quantitativa ocorre
quando os resultados de análises de uma espécie em particular são usados para
comentar sobre as concentrações no ambiente (WHITTON, 2003). Nesse estudo,
ambas são utilizadas para descrever o ambiente. A relação entre concentração de
metais-pesados, N e P nas plantas, água e sedimento são tratadas de forma
quantitativa.
2. ÁREA DE ESTUDOS.
O sistema lacustre do médio rio Doce se localiza em uma unidade fisiográfica
chamada “Depressão Interplanáltica do médio rio Doce”, a qual está confinada entre
as escarpas do Plateau Brasileiro Sudoeste. Consiste de uma elongada depressão
com altitudes entre 200 a 400 m acima do nível do mar. Em termos climáticos a região
está em transição entre contrastantes domínios climáticos e vegetacionais, com bacias
fisionomicamente dominadas por cerrado (Rio São Francisco e Jequitinhonha, ao
norte) e florestas ombrófilas dos vales do Paraíba do Sul. Desse modo, é uma região
potencialmente indicativa de mudanças climáticas no Holoceno (RODRIGUES-FIHO. e
MÜLLER, 1999).
2.1. SITUAÇÃO AMBIENTAL DA BACIA DO RIO DOCE.
A bacia do rio Doce está situada no leste do Estado de Minas Gerais, em uma
das mais importantes regiões de mineração de Ferro, siderurgia, indústrias mecânicas
e de celulose.
9
O rio Doce tem aproximadamente 1000 km de extensão e drena uma área de 83.300
km
2
(8 330 000 ha), com 86% da área em Minas Gerais, e o restante no Estado do
Espírito Santo (UNEP, 2004). Mineração de ouro é uma atividade continua na região
desde o século XVIII.
Poluição causada por metais-pesados derivados das usinas siderúrgicas na bacia tem
sido investigada para o Cd, Cr, Pb, Zn, Hg, Mn, Cu, Fe, Co, Mg, e Ca (JORDÃO et. al.,
1996, 1997, 1999) na água, peixes e vegetação, encontrando concentrações de Cr em
peixes, cinco vezes maiores que o limite para o consumo. Os sedimentos fluviais estão
contaminados com Cr, Cd e Mn. Amostras de plantas exibiram elevadas
concentrações de Cd, Cr e Pb, em relação a sítios de referência na bacia. Nenhum
estudo geoquímico ou ambiental, sobre a seleção de espécies de macrófitas monitoras
de contaminação e variação anual de metais pesados em fotótrofos perenes é
conhecido para esta área.
Afluentes de menor ordem do rio Doce, que drenam áreas urbanas estão
poluídos por descargas pontuais e difusas. Um desses ambientes mais estudados, o
ribeirão Ipanema, Ipatinga, mesmo após um programa de remoção e tratamento de
fontes pontuais de efluentes urbanos, continua eutrófico na maior parte de seu curso.
Dos 2,6 milhões de habitantes da bacia do rio Doce, 70% (1,82 milhão), vivem em
cidades. A taxa de atendimento por coleta de esgoto é de 80% nas cidades e 10% nas
áreas rurais. Da população total, cerca de 15% (390 mil habitantes) tem seus esgotos
tratados, em três dos 230 municípios (apud UNEP, 2004). A vegetação nativa original,
principalmente florestas semi-decíduais (90% do total), florestas ombrófilas (7%),
áreas de vegetação rupestre e campo (3%), está hoje reduzida a 5% da área original
(4165 km
2
) e altamente fragmentada (média de 24 ha por fragmento). A produção de
carvão vegetal em larga-escala para indústrias locais levou à progressiva destruição
da vegetação primária durante os últimos 60 anos. A maior área contínua é o Parque
Estadual do rio Doce, com 36000 ha (2/3 floresta semi-decíduais secundárias) e 2.000
ha de lâmina d’água de lagos.
10
Plantios de Eucalyptus totalizam 3% (2. 500 km
2
), enquanto áreas urbanas,
agricultura, estradas, reservatórios somam 12% (9 996 Km
2
). Pastagens artificiais
formadas pela derrubada da flora nativa cobrem 80% (66. 640 km
2
– 6. 664. 000 ha)
dos solos da bacia do rio Doce. A maioria dessas pastagens enfrenta graves
problemas de conservação de solo, com erosão acelerada dos solos, causando
perdas estimadas em 2. 665. 600 t de solo/ano a uma taxa de erosão de 0,4 t de
solo/ha/ano (BRITO et. al., 1997; CARVALHO et. al., 2005). Considerando o solo
como tendo uma densidade variando entre 1,4 a 1,8 kg/dm
3
, isso significa um volume
de 1. 690. 000 m
3
. perdidos na bacia, por ano.
2.2. A LAGOA SILVANA E OS SÍTIOS DE COLETA
O curso médio do rio Doce compreende uma área de mais de 1.500 km
2
, onde
um sistema lacustre (Sistema Lacustre do Médio Rio Doce – SLMRD) se formou no
pleistoceno (12000 a 10000 anos A. D.), quando os rios principais da bacia
transportaram grande quantidade de sedimento e o depositaram ao longo do seus
aluviões, formando diques. Os filetes de água sem carga hidráulica para romper esses
barramentos se transformaram em lagos. Um provável movimento epirogenético
positivo, após a formação dos lagos, deve ser a principal causa do desnível de 20
metros com o leito do rio Doce. Em 1976, foram reconhecidos 138 lagos, entre extintos
e com espelhos de água entre 1 ha e 750 ha ao longo de 9 km em ambas as margens
do rio Doce. Em 1999, 38 unidades ainda estavam com superfície livre de macrófitas
sugerindo que o SLMRD está passando por um período de dissecação (ESTEVES,
1998; PFLUG, 1969, TINTELNOT, 1995 citados em RODRIGUES-FILHO, 1999;
Barbosa e Moreno, 2002; UNEP, 2004).
A lagoa Silvana localiza-se a cerca de 290 km do Oceano Atlântico, no
município de Caratinga, leste de Minas Gerais.
11
Seu ponto de profundidade máxima (10 metros), determinado com uso de eco-sonda e
GPS está na interseção das coordenadas 19.505º S e 42.4186º W, (Fig. 2.1).
Fig. 2.1 – Situação da lagoa Silvana em relação à América do Sul (área marcada
na imagem superior) e ao Sudeste do Brasil. As marcas em cruz representam a
interseção das coordenadas 19.505º S - 42.419º W (ponto de profundidade
máxima da lagoa). Fonte: NASA (2007);.
12
A lagoa possui 4,644 km
2
(464,4 ha) de área superficial (Tabela 2.1).
RODRIGUES-FILHO E MULLER (1999) retiraram vários testemunhos de 12,7m do
sedimento da lagoa Silvana para análises de
13
C em um Acelerador de Espectrometria
de Massa. Os resultados revelaram que a seção inferior dos testemunhos tinha 9.600
± 60 anos A. D., o que está de acordo com as teorias geológicas.
Tabela 2.1. Valores de algumas variáveis morfométricas para a lagoa Silvana e
sua bacia de captação, com símbolos para sua designação, em negrito - itálico.
O termo “superfície livre” se refere á área superficial do lago sem as áreas
alagadas associadas.
Variável Valor Unidade
Área da bacia de captação
*
, A 29,03 Km
2
Área de ecossistemas alagados 0,956 Km
2
Área superficial livre do espelho d’água, A
L
4,664 Km
2
A
t
5,620 Km
2
Cota da lagoa Silvana em seu ponto de profundidade máxima,
no início das coletas
226 m
Cota do rio Doce no início das coletas, 206 m
Cota média do divisor topográfico da bacia, em relação ao
nível da água
188 m
Distância perpendicular entre a margem do rio Doce e ponto
de profundidade média
2,29 Km
Fetch (maior extensão linear percorrida pelo vento entre duas
massas d’água) **, l
2,98 km
Índice de desenvolvimento da margem**, D
l
=
A
P28,0
3,3 -
Perímetro da superfície livre, Ll 25,48 Km
Perímetro dos ecossistemas alagados 6,78 Km
akagadis alagados), L
t
32,26 Km
Profundidade máxima, z
m
10 m
Razão A/A
t
5,249 -
*Refere-se à área superficial de solo que recebe a precipitação e drena para a lagoa.
** Segundo VON SPERLING (1998).
13
Apesar de variar com a altitude, o clima da região do médio rio Doce é
classificado como Aw pelo método de Köppen, ou seja: clima tropical úmido
(megatérmico) de savana, com invernos secos e verões chuvosos, sendo a
temperatura média do mês mais frio superior a 18 ºC e a precipitação do mês mais
seco inferior a 60 mm. A precipitação total anual varia entre 1100 mm nas partes
baixas e 1400 mm nas elevações. O vento dominante é de nordeste, subindo a calha
do Rio Doce. A região tem temperaturas médias anuais de 21 ºC (elevações) e 23 ºC
(baixadas). As temperaturas anuais máximas médias são de 28 e 29 ºC nas partes
altas e nas baixadas, respectivamente, enquanto as temperaturas anuais mínimas
médias ficam entre 18 ºC (elevações) e 19 ºC (baixadas). Há entre 1900 a 2000 horas
de insolação por ano e entre 200 a 250 mm de deficiência hídrica anual do solo
(UNEP, 2004).
O valor do índice de desenvolvimento de margem sugere uma grande área de
ecótono possibilitando maior entrada de material alóctone e dificultando a mistura
completa das camadas de água durante períodos de desestratificação térmica, por
extensões relativamente pequenas de superfície de água livre. A capacidade de haver
mistura completa da coluna d’água é importante para a oxigenação do hipolímnio, mas
pode causar a ressuspensão dos sedimentos e perturbar a comunidade de macrófitas
aquáticas. Como resultado, outras variáveis do lago, como claridade e disponibilidade
de nutrientes são afetadas (WETZEL, 1983; VON SPERLING, 1998).
Apesar de baixo valor para o D
l
(índice de desenvolvimento da margem), o relevo em
torno da lagoa Silvana, formado por morros baixos , não fornece uma proteção
eficiente contra os ventos, o que pode compensar sua morfologia e permitir a mistura
das camadas. Por outro lado, o ¨fetch¨ da lagoa Silvana (2,98 km), relativamente
pequeno, concorre para diminuir as chances de mistura completa da coluna d’água.
14
A razão área da bacia de captação/área do lago (5.249) é relativamente elevada
quando comparada com outros lagos naturais do sistema (SABARÁ et. al., 2007):
Lagoa Hortência (3.201) e lagoa Pedra (2.890). Valores elevados dessa razão
significam lagos mais sensíveis às mudanças no uso do solo da bacia de captação,
por aumento dos aportes alóctones que aceleram processos de assoreamento e
eutrofização (MARGALEF, 1998; WETZEL, 1983).
O trecho médio do rio Doce e um de seus afluentes da margem esquerda, rio
Piracicaba, formam o assim chamado Vale-do-Aço, onde três grandes usinas
siderúrgicas, nos municípios de João Monlevade, Timóteo e Ipatinga, operam mais de
60 anos (Fig. 2.2).
A bacia da lagoa Silvana foi ocupada com plantios de Eucalyptus até fins da
década de 1980, quando mudanças no Código Florestal Brasileiro aumentaram a faixa
de proteção ciliar para 100 m, no caso de lagos ou reservatórios com mais de 20 ha de
lâmina d’água. A regeneração da floresta semi-deciduais domina hoje a maior parte da
bacia (12.092 km
2
). Há 16.611 km
2
de Eucalyptus abandonado há menos de 10 anos,
0.685 km
2
de plantios comerciais de Eucalyptus na parte sul da bacia. As instalações
de um clube náutico ocupam 0,12 km
2
. Foi construído um vertedouro para controlar a
vazão da lagoa em sua vazante. Após deixar a lagoa, a água percorre 2,6 km antes de
desaguar no rio Doce (Fig. 2.3).
Os sítios de coleta estão nas seguintes coordenadas: Sítio 1 = 19.5215
o
- N
42.4129
o
S; Sítio 2 = 19.5008 42.4088. A distância entre sítios. em linha reta é de
2,86 km. Ambos drenam micro-bacias cobertas por regeneração de floresta semi-
decídua com mais de 15 anos. O Sítio 1 possui uma maior densidade de cobertura por
macrófitas, sedimento argilo-siltoso e com maior teor de matéria orgânica (Fig. 2.4). O
Sítio 2 tem menor densidade de macrófitas, sedimento areno-siltoso e pobre em
matéria orgânica (Fig. 2.5)
15
290 km
+
Fig. 2.2 – Situação da lagoa Silvana em relação a Minas Gerais (imagem
superior), aos demais lagos do sistema lacustre e aos rios Piracicaba e Doce.
Fonte EMBRAPA (2001).
16
20.2 km
K
Rio Doce
Rio Doce
Rio Piracicaba
USIMINAS
ACESITA
BELGO-MINEIRA
Fig. 2.3 - Imagem da lagoa Silvana e linha do Fetch (A). Em (B) estão indicados
os usos dos solos na bacia, ecossistemas alagados e sítios de coleta. Fonte:
Carvalho et. al., (2005) e SIAM (2007).
17
Legenda :
Floresta secundária semi - decidual (>15 anos).
Floresta secundária semi - decidual (< 10 anos).
Áreas alagadas.
Eucalyptus.
Espelho d’água.
Área do Clube Náutico Alvorada.
Vazante para o rio Doce.
Limites da bacia de captação.
A
B
Sítios de coleta 1 e 2
01
02
K
Profundidade máxima
K
Fig. 2.4 - Imagens do Sítio 1. Autor: L. F. Belini.
18
Fig. 2.5 - Imagens do Sítio 2. Autor: L. F. Belini.
19
2.3 VARIÁVEIS CLIMATOLÓGICAS BÁSICAS DURANTE O PERÍODO DE COLETAS
E PROFUNDIDADE DOS SÍTIOS.
Os dados da variação na precipitação total mensal e temperatura média
mensal do ar foram obtidos da plataforma de coleta de dados (PCD) do INPE (2007)
em Ipatinga, distante 6 km em linha reta do ponto de profundidade máxima da lagoa
Silvana e plotados em função do período de coletas.
A precipitação total foi de 1402 mm referente ao período de Agosto/2006 a
Maio/2007, com 80% da mesma concentrados entre novembro de 2006 e março de
2007. Janeiro de 2007 foi o mês mais chuvoso (271 mm) e agosto de 2006 e maio de
2007 os mais secos (5 mm). A temperatura média para os períodos de coletas foi 23,3
°C. Março de 2007 foi o mês mais quente (25,8 °C), com agosto de 2006 registrando a
menor média (21,7 °C). O oitavo dia de agosto de 2006 registrou a maior amplitude
térmica para um único dia (15 °C), durante o período de coletas, com temperatura
mínima do ar igual a 15,2 e máxima 31,3°C e, às 5h e 18h, respectivamente. A menor
amplitude foi de 4,2 °C, registrada em 21/01/2007, com máxima diária de 29,3 °C
(18h) e mínima de 25,1 °C (3h). Essa maior amplitude térmica na escala de um dia do
que na escala sazonal, sugere que os períodos de circulação da lagoa são mais
numerosos nos períodos mais frios e secos do ano, não por uma queda maior na
temperatura média mensal do ar, mas por declínios rápidos de temperatura à noite,
que podem levar o lago à desestraficar-se durante a madrugada, permanecendo assim
até as primeiras horas da manhã. O gradiente térmico do ar sendo aquecido pelo sol
pode provocar ventos que sejam fortes o suficiente para misturar as camadas.
Mergulhadores do serviço de Salva-Vidas da lagoa declararam que treinamentos de
mergulho abaixo de 3 – 4 m são impossíveis nos meses de inverno, devido à
diminuição da luz subaquática. A Fig. 2.6 indica a profundidade ocorrida nos sítios 1 e
2, bem como a variação na precipitação mensal com a temperatura media mensal
relativo ao período de amostragem.
20
Fig. 2.6 - Variação na precipitação mensal total (mm), temperatura média mensal
do ar e profundidade nos sítios de amostragem.
21
3. MATERIAL E MÉTODOS.
3.1. DEFINIÇÃO DOS SÍTIOS DE COLETA E FREQÜÊNCIA DE AMOSTRAGEM.
Para seleção dos sítios de coleta, realizou-se um estudo de mapas em escala
1:100. 000 da região do médio rio Doce e imagens de satélite (EMBRAPA, 2001).
Procurou-se delimitar áreas na lagoa Silvana onde a perturbação antrópica é mínima.
Trabalho de reconhecimento em campo foi necessário para complementar a seleção.
A medição do perímetro da lagoa foi feito através de caminhamento com GPS
Garmim, com precisão de 3 m. Os dados foram colocados em planilha do AUTOCAD
MAP 2000 para cálculo do comprimento da margem. A medição da área da bacia de
captação e das diferentes formas de usos dos solos foi feita com uso do DVD-ROM
sobre flora nativa e reflorestamentos de Minas Gerais, usando o programa ARCGIS
9.0 ® .
Dificilmente, a locação da rede de amostragem de água e materiais biológicos
se dá de forma aleatória (MAC DONALD et.al., 1991). Os pontos de coleta foram
estabelecidos de acordo com critérios práticos, tais como: acesso garantido durante
todo o ano; mesma cobertura vegetal na sub-bacia de drenagem das áreas alagadas;
distância das atividades antrópicas e presença de espécies de macrófitas claramente
abundantes e de fácil identificação. Além dos critérios já mencionados, o custo da
amostragem e da análise das amostras foi outro parâmetro observado na definição da
quantidade e na seleção das unidades experimentais (sítios) pesquisadas. Por outro
lado, o ano hidrológico (definido como o intervalo entre os dois meses com menor teor
de água no solo), começa na região entre agosto-setembro, de modo que se procurou
iniciar e finalizar as coletas dentro do mesmo ano hidrológico
Desse modo, os dois sítios escolhidos, bem como a freqüência de amostragem
(Agosto/2006 a Maio/2007), representaram o equilíbrio encontrado entre as
necessidades teóricas e a disponibilidade de recursos para a realização da pesquisa.
22
3.2. AMOSTRAGEM.
Em cada um dos Sítios, um transecto de 10 (dez) metros foi estabelecido
paralelo à margem, marcado com uma corda fixadas em estacas. A distância entre a
corda e margem era de dois a três metros. Ao longo do transecto, 10 amostras
aleatórias de sedimentos e 10 amostras de macrófitas (tipicamente 2 amostras por
espécie) eram retiradas à direita e à esquerda, em distâncias de que iam até a linha da
margem e no final da zona de macrófitas submersas. A forma semicircular dos sítios
facilitou a marcação e a amostragem (Fig. 3.1).
A técnica utilizada foi a da Busca Não-Estruturada (ADAMUS, et.al., 2001),
modificada. Tem a vantagem de ser a opção mais rápida e menos restritiva.
Geralmente envolve um pesquisador que caminha pelo sítio enquanto coleta uma lista
de espécies (também chamada de “caminhamento aleatório”). A técnica original
corresponde a um levantamento rápido da riqueza de espécies. Essa técnica é afetada
pelo tamanho dos sítios. Para aumentar a capacidade de comparação entre sítios, o
transecto foi estabelecido e as amostras tomadas dentro de sua extensão.
Amostrava-se durante a manhã, sendo gastas aproximadamente 2 horas por
sítio. A coleta da água e variáveis ambientais in situ era feita inicialmente para evitar
que a resuspensão do sedimento, causada pela movimentação do barco no sítio,
alterasse a amostra e os valores lidos.
Somente plantas sem flores, sinais de herbivoria e sadias foram escolhidas
para coleta. Os caules foram cortados próximos dos sedimentos. Cada uma das 10
amostras de macrófitas consistia de 3 a 4 espécimes. O material era lavado
abundantemente na água do local para remoção preliminar de sedimentos e detritos,
colocado em saco plástico e etiquetado.
23
b)
Fig. 3.1. Esquema das amostragens. (Em a): perfil dos sítios com a macrófitas
distribuídas ao longo do gradiente de profundidade. Em b): visão do topo do
sítio. Os círculos mostram o caminhamento ao acaso ao longo do transecto para
amostragem de plantas e sedimentos.
Zona Litorânea
Zona Profunda ou de
Águas Abertas.
3 m
3 m
10 m
1
10
24
a)
3.3. ANÁLISES DE TECIDO E DESCRIÇÃO DAS ESPÉCIES DE MACRÓFITAS.
3.3.1 DEFINIÇÃO E CUIDADOS NA AMOSTRAGEM E NA ANÁLISE DE METAIS E
OUTROS ELEMENTOS EM FOTÓTROFOS AQUÁTICOS.
O termo “Análises de tecido” pode ser definido como: a análise para
concentração total de um ou mais elementos em organismos vivos inteiros ou suas
partes (WHITTON et.al., 1991; WHITTON, 1989). Usando-se técnicas de
Espectrofotometria por Absorção Atômica (EAA) por plasma ionizado, para os metais-
pesados e colorimetria para N e P Totais, um estágio preliminar de digestão é
requerido. Para a análise da água, as mesmas técnicas foram utilizadas. Para briófitas
e piteridófitas, somente tecido jovem (usualmente as pontas das raízes e folhas novas)
são utilizáveis, por acumularem metais e outros elementos, sem ainda ter havido lise
celular e perda de material. Para macrófitas com flores, somente as folhas e caules
são utilizáveis. Na maioria dos processos analíticos, 25 mg de material seco são
suficientes. Um grande número de amostras (>50) é necessário para refletir a
heterogeneidade ambiental. Algas devem ser coletadas em 2 ou 3 populações ao
longo de um gradiente de poluição. Para macroalgas perifíticas, o passo mais
importante é a remoção, em laboratórios de outras espécies associadas e detritos.
Fitoplâncton requer técnicas diferenciadas para cada grupo, sendo a contagem de
células ou frústulas de diatomáceas imprescindível para extrapolação dos resultados
das análises. Cultivos axênicos de algas validam dados de campo sobre o papel dessa
comunidade na ciclagem de poluentes.
25
3.3.2 SELEÇÃO DAS ESPÉCIES.
Para propósitos de rotina, recomendam-se no mínimo dez espécies para não
encorajar o acúmulo de dados relevantes sobre os níveis naturais de concentração de
metais e outros, além de permitir a comparação com resultados de diferentes fontes
que já usam o biomonitoramento. As espécies devem ser escolhidas de acordo com
alguns critérios: relativamente fáceis de identificar; cosmopolitas; fáceis de limpar ou
de se obter frações jovens, livres de densa cobertura de perifítica, ou incrustações de
Mg, Ca e óxidos de Ferro (WHITTON et. al., 1995). As 5 espécies escolhidas para este
trabalho preencheram os requisitos acima: (Mayaca fluviatilis, Nymphea elegans,
Salvinia auriculata, Eleocharis interstincta e Eichhornia azurea), as espécies são
perenes (Fig.s 3.2 a 3.6) tornando mais provável sua presença em ambos os sítios
durante todo o período de coletas. Mayaca fluviatilis não ocorreu no Sítio 2,
provavelmente pela menor profundidade. Do mesmo modo Eichhornia azurea estava
ausente do sítio 1. A identificação e dados sobre hábitos das espécies foram obtidos
com uso de literatura especializada (JOLY, 1973; POTT, 2000).
26
3.3.2.1. Mayaca fluviatilis Aubl.
Família: Mayacace.
Grupo: Monocotiledônia.
Hábito: Submersa enraizada.
Duração: Perene.
Distribuição: Trópicos americanos e África
27
.
28
Fig. 3.2. Ilustrações e imagem de Mayaca fluviatilis. Fonte: USDA. Imagem: L. F.
Belini.
29
3.3.2.2. Nymphea elegans Hook.
Família: Nympheace
Grupo: Dicotiledônea.
Hábito: Flutuante fixa.
Duração: Perene
Distribuição: Sub trópicos e trópicos Amenicanos. Considerada invasora em países do
mediterrâneo europeu.
Fig. 3.3. Ilustração e imagem de Nymphea elegans. Fonte: USDA. Imagens: L. F.
Belini.
30
3.3.2.3 Eleocharis interstincta (Vahl) Roemer & J.A. Schultes.
Família: Cyperaceae.
Crupo: Monocotiledônea.
Hábito: Submersa fixa.
Duração: Perene.
Distribuição: Canadá ao Chile. Invasora na Ásia e África.
Fig. 3.4. Ilustração e imagem de Eleocharis interstincta. Fonte: USDA. Imagem: L.
F. Belini.
31
3.3.2.4 Salvinia auriculata Aubl.
Família: Sauviniacea
Grupo: Pterophyta (Samambaias)
Hábito: Flutuante livre.
Distribuição: Trópicos Americanos. Invasora no Sul dos E.U.A. e Ásia.
Duração: Perene
Fig. 3.5. Ilustração e imagem de Salvinia auriculata Aubl. Fonte: USDA. Imagem:
L. F. Belini.
Freqüentemente confundida com Azolla spp., simbionte com Cyanophyta. Essa
simbiose enriquece a água com Nitrogênio e são umas das causas de florações de
Azolla (RAVEN et.al., 2001).
32
3.3.2.5 Eichhornia azurea (Sw.) Kunth
Família: Pontederiácea.
Grupo: Monocotiledônea.
Hábito: Flutuante fixa.
Distribuição: Tropical. Sul dos E.U.A ao Sul do Brasil. Nativa da África.
Duração: Perene.
33
Fig. 3.6. Imagem de Eichhornia azurea (Sw.) Kunth. Fontes de cima para baixo :
USDA e L. F. Belini.
34
3.3.3 AMOSTRAGEM E ANÁLISE DAS AMOSTRAS DE MACRÓFITAS, SEDIMENTO
E ÁGUA.
Duas amostras de água foram recolhidas da sub superfície, no meio do
transecto. Sondas HACH registraram valores para temperatura da água, O
2
dissolvido,
pH, potencial de oxi-redução, condutividade elétrica e sólidos totais dissolvidos na
superfície e fundo da coluna d’água (Tabela 3.1).
Tabela 3.1. Variáveis amostradas e unidades utilizadas
Variáveis Unidades
Temperatura da água* ºC
Oxigênio dissolvido* mg L
-1
e % de saturação
pH*
Condutividade elétrica da água* µS cm
-1
Potencial redox da água* mV
STD* mg L
-1
Profundidade m
Alcalinidade total meq L
-1
Cor aparente da água UH
Sólidos Suspensos mg L
-1
Turbidez NTU
Concentração de Nitrogênio total na água mg L
-1
Concentração de N-total no tecido das macrófitas µg g
-1
Concentração de Nitrogênio total no sedimento µg g
-1
Concentração de Fósforo total na água mg L
-1
Concentração de Fósforo total nas macrófitas µg g
-1
Concentração de Fósforo total no sedimento µg g
-1
Concentração de Fe total na água mg l
-1
Concentração de Fe total nas macrófitas µg g
-1
Concentração de Fe total no sedimento µg g
-1
Concentração de Cu total na água mg L
-1
Concentração de Cu total nas macrófitas µg g
-1
Concentração de Cu total no sedimento µg g
-1
Concentração de Mn total na água mg L
-1
Concentração de Mn total no sedimento µg g
-1
Concentração de Mn total nas macrófitas µg g
-1
Concentração de Zn total na água mg L
-1
Concentração de Zn total nas macrófitas µg g
-1
Concentração de Zn total no sedimento µg g
-1
Concentração de Carbono Orgânico no sedimento µg g
-1
* Medidas in situ.
35
Em cada sítio, as amostras foram guardadas separadamente em sacos
plásticos. Flores, frutos e sementes não foram coletados devido à grande variação em
sua composição química (WHITTON e KELLY, 1995). As dez amostras de sedimento
foram coletadas manualmente e também guardadas em sacos plásticos individuais
para análise em laboratório.
Foram produzidas 120 amostras de sedimentos e macrófitas; 24 amostras de
água e 156 valores das variáveis de qualidade de água, coletadas in situ. Em
laboratório as amostras de água foram analisadas para seu conteúdo de N e P totais,
cor, turbidez e concentração de Sólidos Suspensos. No total, as amostragens
produziram 2306 dados.
Para as amostragens da água foram usadas garrafas de polietileno com
volume variando entre 0,5 e 1,0 L. Antes de cada coleta, as garrafas foram lavadas
três vezes em água de torneira, depois em água destilada e então submersas em
banho de HCl 10% por 24 horas. Após este período foram lavadas com água
destilada. Após a última lavagem, verificava-se a condição de cada garrafa enchendo-
a com água desmineralizada - cuja condutividade elétrica estava originalmente em
torno 1,0 µS cm
-1
- e medindo-se novamente o valor da condutividade elétrica. Caso o
valor observado fosse menor ou igual a 2,0 µS cm
-1
, a garrafa era considerada
utilizável para amostragem. Caso contrário procedia-se nova lavagem até que o valor
de condutividade estivesse dentro do intervalo aceitável (≤ 2,0 µS cm
-1
).
Transportavam-se as amostras em caixas de material refratário ao calor até o
laboratório. Para cada espécie de macrófita foram retirados os sedimentos e outros
detritos mais evidentes e posteriormente seca separadamente até peso constante (40
± 2 °C) antes das análises para metais-pesados, N e P. Os sedimentos também foram
limpos de detritos e secos nas mesmas condições, separando-se cada amostra por
sítio. As amostras de sedimentos e macrófitas foram trituradas antes de envio para
determinação da composição química.
36
3.3.4 DETERMINAÇÃO DA CONCENTRAÇÃO TOTAL DE METAIS EM AMOSTRAS
DE MACRÓFITAS E SEDIMENTO.
Pesou-se 0,500 g do material seco, o qual foi transferido para um tubo de
ensaio de 50 ml. Adicionou-se 5 ml de solução nitroperclórica (1 ml de HClO
4
60%, 5
ml de HNO
3
concentrado e 0,5 ml de H
2
SO
4
concentrado). Colocou-se o tubo no bloco
aquecedor e digeriu-se lentamente em calor moderado. A mineralização total da
amostra foi reconhecida quando se obtinha um extrato claro e límpido. Avolumou-se
para 100 ml. O branco era tratado da mesma maneira. Este extrato estava então
pronto para a determinação das concentrações totais de Fe, Zn, Cu e Mn por EAA a
plasma ionizado. O aparelho marca GBC foi calibrado com as curvas padrões, e
procedia-se à leitura.
3.3.4.1 DETERMINAÇÃO DA CONCENTRAÇÃO DE FÓSFORO TOTAL EM
MACRÓFITAS E SEDIMENTOS.
O método adotado foi uma adaptação daquele proposto por Eisenrich et.al.
(1975):
• Solução 4% de persulfato de potássio. Dissolveu-se 4g de persulfato de potássio
em 100 ml de água deionizada, ou 10g de persulfato de sódio em 100 ml de água
deionizada;
• H
2
SO
4
10N. Adicionou-se 27,7 ml de H
2
SO
4
concentrado em 70 ml de água
deionizada e completou-se para 100 ml;
• Fenolfetaleína 0,1% p/v. Dissolveu-se 0,1g de fenolfetaleína em 100 ml de
ethanol;
• NaOH 10N. Dissolveu-se 40 g de NaOH em 100 ml de água deionizada;
• soluções de H
2
SO
4
- antimônio, molibdato e ácido de digestão;
37
• Reagente Misto II: Misturou-se 25 ml da solução de H
2
SO
4
- antimônio e 25 ml da
solução de molibidato adicionaram-se 10 ml do ácido de digestão e 0, 2 g de ácido
ascórbico e diluiu-se para 100 ml.
• Misturou-se 15 ml de água deionizada com aproximadamente 0,01g a 0, 02 g do
material.
• Adicionou-se 3 ml de solução 4% de persulfato de potássio ou da solução 10% de
persulfato de sódio;
• Adicionou-se 0,6 ml de H
2
SO
4
10N;
• Procedeu-se da mesma maneira para o branco e os padrões;
• Levou-se à autoclave por 60 minutos (1,5 atm, 120 ºC);
• Deixou-se para esfriar e elevou-se para 50 ml com água deionizada;
• Tomou-se uma alíquota de 10 ml e adicionou-se 1 a 2 gotas de fenolfitaleína;
• Adicionou-se uma gota de NaOH 10N para surgimento de uma cor rosa;
• Adiconou-se H
2
SO
4
1N gota a gota com uma pipeta até o líquido tornar-se incolor;
• Então, adicionou-se 2 ml da reagente misto II ;
• Deixou-se por 15 minutos para a cor azul aparecer e leu-se a 882 nm.
3.3.4.2 DETERMINAÇÃO DA CONCENTRAÇÃO DE NITROGÊNIO TOTAL (N
TOTAL) EM SEDIMENTOS E MACRÓFITAS .
Para a determinação de N total digeriu-se a amostra em meio ácido, para
oxidação de todos os compostos nitrogenados a nitrato. Após a digestão, a
concentração de nitrato foi determinada como descrito por EBINA et al., 1983):
• Pesou-se entre 0,01 e 0,02 g do material a ser analisado e transferiu-se para tubo
de ensaio de 50 ml;
• Adicionou-se, à amostra; 25 ml de água e 0,58 g de persulfato de Potássio (ou
1,45 g de persulfato de Sódio);
38
• Preparou-se dois brancos e padrões, utilizando água desmineralizada;
• Adicionou-se 4,4 ml de solução de hidróxido de sódio 0,5 N;
• Levou-se a autoclave por 60 minutos a 1,5 atm e 120ºC;
• Deixou-se esfriar por duas horas;
• Ajustou-se o pH a 8-9 com solução de Hidróxido de Sódio 0,5 N ou solução de
Ácido Sulfúrico 0,1 N;
• Elevou-se a amostra para 50 ml e a partir desse ponto, procedeu-se como
descrito para o nitrato; Escrever o procedimento para nitrato ???
3.3.4.3 DETERMINAÇÃO DO TEOR DE MATÉRIA ORGÂNICA NOS SEDIMENTOS.
Para determinação do teor de matéria orgânica nos sedimentos, 1 g da amostra
de sedimento foi oxidada com dicromato de potássio e ácido sulfúrico concentrado. À
solução foi adicionado ácido orto-fosfórico e solução indicadora de difenilamina. Em
seguida titulou-se com sulfato ferroso amoniacal. O teor de carbono orgânico foi
calculado pela relação, teor de matéria orgânica /1,8 (LAMIM et.al., 1998).
3.3.4.4 CÁLCULOS.
Chegou-se à concentração de C, N, P e metais-pesados totais nas amostras de
macrófitas e sedimento pela fórmula:
m
1000
v
x
1000
c
=g M
1-
g
µ
Onde:
µg M g
-1
: concentração do elemento M total na amostra, em microgramas por grama;
c : concentração de M total da solução, em µg M L
-1
;
v : acerto de volume final, em litros (e.g. 0.05 L)
m : massa de amostra utilizada de macrófitas e sedimento, em gramas;
39
3.3.5. ANÁLISES DE AMOSTRAS DE ÁGUA
3.3.5.1. ALCALINIDADE TOTAL,
Para a determinação da alcalinidade total, utilizou-se a metodologia descrita
em GOLTERMAM et.al., (1978) modificada. Alíquotas com volume conhecido (100 ml),
foram tituladas com HCl de normalidade 0,050 ou, através de uma micro bureta
eletrônica METRON modelo DOSIMAT, com resolução de 0,001 ml. O volume de
ácido gasto para fazer o pH da amostra cair até 4,35 foi anotado. A variação de pH foi
medida com um pHâmetro portátil marca ORION.
Calcula-se o valor da alcalinidade total em meq de CO
2
L
-1
, através da seguinte
fórmula:
AT (mmol l
N 1000 Vac
Vam
-1
)
=
Onde:
AT(meq. L
-1
): Alcalinidade Total da amostra, em milimoles por litro;
N: normalidade do HCl, sendo que 1N de HCl = 1 mol de HCl l
-1
;
1000: fator para transformação da normalidade do HCl em meq. CO
2
L
-1
;
Vac: volume de ácido gasto na titulação, em ml;
Vam: volume da amostra, em ml;
40
3.3.5.2 . NUTRIENTES TOTAIS (N, P, Fe, Zn, Cu, Mn) EM ÁGUA
A concentração de metais totais (Fe, Zn, Cu, Mn) é definida como a
concentração do metal, determinada em uma porção não filtrada da amostra, após
digestão da mesma; pode também ser definida como a soma das concentrações do
metal nas formas dissolvida e em suspensão (APHA, 1995)
3.3.5.3. FÓSFORO TOTAL.
Para esta determinação não se filtrou a amostra. Digeriu-se a amostra
preliminarmente com a solução (Eisenrich, 1975):
• Ácido de Digestão: diluiu-se 6,0 g de K
2
S
2
O
8
(persulfato de potássio), em 100 ml de
H
2
SO
4
1,8 M;
A 25 ml de amostra não-filtrada, branco e padrões, adicionava-se 5,0 ml do
ácido de digestão, cobria-se o frasco com papel alumínio e autoclavava-se (127 ºC,
1.5 atm) por 30 minutos. Após o esfriamento da amostra, preparava-se o Reagente
misto II, que não pode ser armazenado.
• Reagente misto II (apenas para P total): 25 ml da solução H
2
SO
4 -
Antimônio, mais
25 ml de solução de molibdato, acrescidas de 0,2 gramas de ácido ascórbico e
elevadas para 100 ml com água desmineralizada.
Retirava-se a cobertura de alumínio da amostra, branco e padrões, e
adicionava-se 5,0 ml do Reagente misto II. Aguardava-se 15 minutos e lia-se a
absorbância a 882 nm.
41
3.3.5.4 NITROGÊNIO TOTAL NA ÁGUA.
Oxidavam-se a nitrato todos os compostos nitrogenados da amostra, pelo
aquecimento (127 ºC) da mesma em solução alcalina de persulfato e sob pressão de
1,5 atm por 30 minutos.
Procedia-se então à análise do íon NO
3
-
, por reação com sulfalinamida e 1-naftiletileno
diamina dicloreto, resultando em uma solução avermelhada, lida em 543 nm. Os
resultados eram expressos em mg NO
3
-
-N L
-1
(Mackereth et.al., 1978).
3.3.5.5 DETERMINAÇÃO DAS CONCENTRAÇÕES DE METAIS TOTAIS NA ÁGUA.
A metodologia seguida na preparação das amostras para análise por
Espectrofotometria de Absorção Atômica (EAA) a plasma ionizado foi a mesma
utilizada para as amostras de sedimento e macrófitas - APHA (1995), modificada.
Toda a vidraria empregada nas análises por EAA foi lavada com mistura
sulfocrômica enxaguada com água destilada, em seguida com solução de ácido nítrico
PA 1:1 e posteriormente com água desmineralizada.
Para as análises de EAA, 250 ml da amostra foram transferidos para um
béquer de 400 ml e adicionados 5 ml de HNO
3
PA concentrado. A amostra foi então
evaporada em chapa de aquecimento, sem ferver, até quase completa secagem. Após
resfriamento adicionou-se 5 ml de HNO
3
P.A. concentrado, cobria-se o béquer com
vidro de relógio e aumentava-se a temperatura da chapa de modo a se manter um
pequeno refluxo. O processo era repetido com a adição de ácido nítrico até a completa
digestão, indicada pela presença de um resíduo límpido. Adicionou-se mais 2 ml de
HNO
3
PA concentrado para dissolver o resíduo; lavavam-se as paredes do bequer e
42
completava-se o volume até 50 ml em balão volumétrico, com água desmineralizada.
A amostra foi analisada em um espectrofotômetro de absorção atômica, marca GBC.
3.3.5.6 DETERMINAÇÃO DA COR APARENTE, SÓLIDOS SUSPENSOS E
TURBIDEZ.
Para determinação dos valores das variáveis dessa seção, foi utilizado um
espectrofotômetro MERCK, modelo NOVA 400, com curvas pré-programadas. Uma
alíquota de água de cada amostra foi colocada em cubeta de quartzo, com 20 mm de
passo ótico. O aparelho reconhece automaticamente o tamanho da cubeta e oferece
um menu de variáveis, acessíveis através de códigos. A digitação do código para cor
aparente (UH), sólidos suspensos (mg SS L-1) e turbidez (FAU) forneceu os valores
instantâneos para essas variáveis. No caso da turbidez, uma equação de regressão
permitiu transformar os valores FAU em NTU.
3.3.6. ANÁLISES ESTATÍSTICAS.
Os resultados de todas as análises foram tratados pelo programa STATISTICA®,
versão 6.0 seguindo o texto de ZAR (1996).
43
4. RESULTADOS E DISCUSSÃO.
4.1. VARIÁVEIS FÍSICAS E QUÍMICAS DA COLUNA D’ÁGUA.
O valor das variáveis básicas da coluna d’água de cada sitio, obtidos em
campo encontram-se na Tabela 4.1.
Tabela 4.1. Estatística descritiva das variáveis básicas da coluna d’água de cada
sítio medidas em campo.
Síti
o N Média Mediana Mínimo Máximo variação
Desvio
Padrão
C.V.
(%)
Temperatura na
superfície (°C)
1
6 23,66 24,01 20,32 26,42 6,10 2,24 9,49
2
6 25,18 25,07 21,03 29,11 8,08 3,06 12,17
Temperatura no fundo
(°C)
1
6 23,33 23,70 20,32 26,12 5,80 2,15 9,22
2
6 25,00 24,70 21,10 28,93 7,83 2,97 11,88
O.D* (mg O
2
L
-1
) na
superfície.
1
6 6,84 6,70 5,90 7,90 2,00 0,72 10,49
2
6 7,39 7,40 6,90 8,10 1,20 0,39 5,29
O.D.* (mg O
2
L
-1
) no
fundo
1
6 5,19 5,50 4,10 6,20 2,10 0,54 10,44
2
6 5,97 6,05 4,90 6,70 1,80 0,56 9,44
O.D.* (% de
saturação) superfície
1
6 82,02 81,71 76,62 89,77 13,15 4,45 5,42
2
6 88,78 88,10 84,27 96,10 11,83 4,33 4,88
O.D.* (% de
saturação) no fundo
1
6 57,77 61,11 44,90 75,61 30,71 7,78 13,47
2
6 73,01 75,47 56,32 82,72 26,39 9,27 12,70
pH na superfície
1
6 6,45 6,10 6,60 0,50
2
6 6,60 6,10 6,70 0,60
pH no fundo
1
6 6,20 5,90 6,50 0,60
2
6 6,15 6,10 6,40 0,30
C.E.** (µS cm
-1
) na
superfície
1
6 55,42 53,50 44,00 73,00 29,00 9,07 16,37
2
6 64,50 63,50 58,00 71,00 13,00 4,39 6,80
C.E.**(µS cm
-1
) no
fundo
1
6 60,55 63,00 45,00 79,00 34,00 11,67 19,27
2
6 66,17 67,50 59,00 73,00 14,00 4,56 6,90
E.h.*** (mV) na
superfície
1
6 59,98 56,00 12,00 132,00 120,00 39,09 65,17
2
6 48,67 46,00 5,00 103,00 98,00 37,72 77,50
E.h. *** (mV) no fundo
1 6 31,03 41,00 3,00 83,00 86,00 20,55 66,22
2
6 33,17 33,00 -10,00 83,00 93,00 36,28 109,39
STD .
‡
(mg L
-1
)
1
6 58,45 59,00 29,00 124,00 95,00 23,82 40,76
2
6 99,50 102,00 61,00 124,00 63,00 19,25 19,34
*Oxigênio Dissolvido; ** Condutividade Elétrica; *** Potencial de Oxi-Redução;
‡
Sólidos Totais Dissolvidos.
44
Os valores médios de temperatura da água para os dois sítios ficaram entre 23
e 25 °C, para superfície e fundo, respectivamente. Os valores de condutividade
elétrica variaram entre 44 a 79 µS cm
-1
durante as coletas, com valores máximos
encontrados próximos aos sedimentos do Sítio 1. As medianas de pH variaram entre
6,15 e 6, 60, com valores mínimos encontrados no fundo do Sítio 1. Sempre se
registrou um déficit de saturação de oxigênio dissolvido durante as coletas. Os valores
variaram entre o mínimo de 44,9% 1 (fundo) e 96,1% (superfície), ambos no Sítio 1.
Leituras do potencial redox sugerem um ambiente oxidante na maioria das coletas,
com menores potenciais registrados próximos ao sedimento do Sítio 1.
Estes resultados sugerem um maior consumo de O.D. próximo ao sedimento
do Sítio 1, provavelmente relacionado com uma maior atividade microbiana
decompositora e mineralizadora sobre o carbono orgânico no sedimento do Sítio 1,
cuja média para carbono orgânico foi de 50,8%, enquanto no Sítio 2 a média foi igual a
21, 9%. Uma Anova não-paramétrica KRUSKAL – WALLIS (1947), citados em ZAR
(1996), testou a hipótese das diferenças entre os valores das variáveis coletadas in
situ não serem significativas em função do tempo de coleta, α = 0,0500. (Tabela 4.2).
As águas se encontravam levemente mais ácidas ao fundo dos sítios, e a
condutividade elétrica revelava águas desmineralizadas. Esse ponto chama a atenção,
pois, geralmente as zonas litorâneas mostram valores de condutividade elétrica (C.E.)
mais elevados que os medidos em água aberta (WETZEL, 1983, HENRY, 2003).
Entretanto, os lagos do médio rio Doce com profundidades abaixo de 10m, como a
lagoa Silvana, geralmente exibe fracas estratificações térmicas, circulando a maior
parte do ano (Tundisi et al., .1997). Conseqüentemente, há uma constante circulação
na coluna d’água nesses lagos, que pode renovar rapidamente a água das zonas
litorâneas antes de haver acúmulo de íons resultantes da mineralização, afetando
assim as leituras de C.E. e STD.
45
Os potenciais de oxi-redução estiveram, na maior parte do tempo, positivos, refletindo
o ambiente oxidante. Rodrigues-Filho e Müller (1999) argumentam que ambientes
como a lagoa Silvana, devido às elevadas cargas de material orgânico alóctone e
autóctone, apresentam um hipolímnio redutor, com a matéria orgânica formando uma
camada gelatinosa de alguns milímetros. A circulação do lago, entretanto, renova a
água do hipolímnio freqüentemente, mudando o estado de oxi-redução da água.
Tabela 4.2 Resultados de Anova não-paramétrica para a significância da
variação dos valores das variáveis coletadas in situ, em função do tempo. As
probabilidades marcadas foram consideradas significativas a p<0,0500.
Variável Probabilidade
Temperatura na superfície (°C) 0,0016
Temperatura no fundo (°C) 0,019
O.D* (mg O
2
L
-1
) na superfície. 0,0047
O.D.* (mg O
2
L
-1
) no fundo 0,2750
O.D.* (% de saturação) na superfície 0,0060
O.D.* (% de saturação) no fundo 0,5657
pH na superfície 0,0371
pH no fundo 0,1412
C.E.**(µS cm
-1
) na superfície 0,0761
C.E.**(µS cm
-1
) no fundo 0,0385
E.h.*** (mV) na superfície 0,1460
E.h. *** (mV) no fundo 0,0362
STD .
‡
(mg L
-1
) 0,6710
*Oxigênio Dissolvido; ** Condutividade Elétrica; *** Potencial de Oxi-Redução;
‡
Sólidos Totais Dissolvidos.
Essa circulação freqüente pode mascarar as variações sazonais e fazer com
que a água exiba variações significativas em suas variáveis básicas. Das 13 variáveis
básicas medidas in situ, oito variaram em função do tempo, metade para a superfície
(temperatura, concentração e saturação de O.D., pH e Eh).
O oxigênio variou significativamente na superfície, durante os meses de
coleta. Já para o O
2
próximo ao sedimento, local de oxidação da matéria orgânica, não
houve variação significativa ao longo do ano.
46
Isso sugere que as taxas de consumo de O
2
pelo sedimento foram mais ou menos
constantes, enquanto que, próximo da superfície, os resultados são prováveis efeitos
da produção de O
2
pelo fitoplâncton e entrada de O
2
da atmosfera (FARJALA et.al.,
2006). Para a região de águas profundas de outros lagos, no parque do Rio Doce, a
concentração de O.D. nas camadas fóticas varia entre 5 e 8 mg L
-1
(TUNDISI et.al., .
1997). Para os sítios amostrados, as médias de O.D, na superfície e fundo ficaram
dentro da variação encontrada para as camadas fóticas, sem apresentar anóxia.
Não houve variação significativa para temperatura na superfície e no fundo, em
função do tempo de coleta (Fig. 4.1), o que pode refletir as pequenas variações entre
as temperaturas médias máximas e mínimas na superfície (6.10 – 8.08°C) e no fundo
(5,8 a 7,8°C) dos sítios de coleta. TALLING e LEMOALLE (1998) sugerem que a
pequena variação no comprimento do dia em latitudes tropicais (3 horas, no máximo),
concorre para pequena variação intra-anual do gradiente térmico na coluna d’água de
lagos nessas latitudes. A variação dia-noite no inverno, quando os gradientes térmicos
entre o dia e noite são maiores, seriam mais importantes. Como as coletas aconteciam
pela manhã é possível que não tenha sido detectado o gradiente térmico na água,
pois, a temperatura máxima do ar é atingida, para aquela região (INPE, 2007).
A variação significativa do pH da água de superfície provavelmente reflete a
variação na produção primária das macrófitas e fitoplâncton. O sistema carbonato é o
responsável pelo pH em águas naturais. Entretanto, a atividade microbiológica influi
decisivamente para a variação diária do pH (STUMM e MORGAN, 1996). O CO
2
dissolvido na água se hidrata e forma H
2
CO
3
. Para águas a 25°C e a 1 atm de
pressão, a quantidade de CO
2
que pode ser dissolvida é de 0,51 mg L
-1.
A constante da
reação de hidratação do CO
2
(CO2 (aq) + H
2
0 D H
2
CO
3
) é baixa (2,5 x10
-3
mol/atm),
resultando em 0,25% do CO
2
na água se transformando em H
2
CO
3
- ou 0,51 mg L
-1
x
0,0025 = 0,001275 mg H
2
CO
3
L
-1
. Para a ionização do ácido carbônico (H
2
CO
3
D H
+
+
HCO
3
-
) a constante de equilíbrio (Ke a 25°C) vale 0.00000047, indicando que a
quantidade de prótons H
+
(na verdade H
3
O
+
) é ínfima.
47
TUNDISI et al., (1997) sugerem que outros 15 lagos da região são levemente
mais ácidos e com maior C.E. que a lagoa Silvana, em seu ponto de profundidade
máxima mais próxima dos valores encontrados nas regiões litorâneas.
Fig. 4.1. Variação da temperatura °C da água na superfície e fundo dos sítios
amostrados, em função do tempo.
Para HÅKANSON (2004) ambientes lênticos rasos, com significativa atividade
biológica, podem fazer variar o pH em até duas unidades durante o dia (fotossíntese) e
noite (respiração). Algumas horas após o amanhecer já há um saldo da fotossíntese
algal sobre a respiração (produção primária líquida), resultando em maiores
concentrações junto à superfície, onde há mais luz. A Fig. 4.2 sugere que as
concentrações de O
2
dissolvido na superfície estiveram acima das concentrações
desse gás no fundo. Na Fig. 4.3, o pH da superfície tendeu a estar mais elevado na
superfície, onde era maior a produção de O
2
e consumo de CO
2
.
48
Fig. 4.2. Variação da concentração de O
2
na superfície e fundo, em função da
data de coleta.
49
Fig. 4.3. Variação do pH em função da data da coleta, na superfície e fundo dos
sítios de coletas.
A maior variação no pH no sítio 1 pode estar ligada também à produção de
ácidos húmicos. Os valores mais baixos de pH (levemente abaixo de 6) ocorrem antes
do início e ao final das chuvas, quando a matéria orgânica detrital se acumula pelo
abaixamento do nível da lagoa (GROPPO, 2005). A variação do pH junto a sedimentos
parece estar, de qualquer modo, relacionada à respiração microbiana e à presença de
O.D. e carbono orgânico detrital. Nesse caso, a variação no pH será maior ou menor
dependendo da alcalinidade total (CHALMERS et al., 2007). No presente trabalho, a
correlação entre alcalinidade e pH na superfície foi positiva (r
2
= 0,42).
50
A condutividade elétrica da água fornece uma indicação da concentração de íons na
coluna d’água, sem tratar da natureza desses íons (Fig. 4.4). Para Rodrigues-Filho e
Müller (1999), as chuvas de verão diminuem a condutividade elétrica da lagoa Silvana,
por dissolução.
Fig. 4.4 Variação da condutividade elétrica em função do tempo de amostragem.
A variação da condutividade elétrica foi significativa próxima ao sedimento. Os
coeficientes de variação foram maiores (19,27%) para o Sítio 1, em relação ao Sítio 2
(6,90%). Os maiores valores de C.E. foram alcançados em novembro/2006. As
correlações entre C.E. na superfície e próximo ao sedimento e as variáveis físicas e
químicas da água sugerem que as únicas variáveis significativamente correlacionadas
com a condutividade elétrica próximo ao sedimento foram o N-Total (+0,82 p>0,05) e
O.D. (-0,54 p>0,05). Possivelmente isto é um resultado da oxidação do N-orgânico a
NO
3
-.
.
51
A variação nos valores de potencial redox (Eh) nos sítios de coleta (P1 e P2),
em função do tempo encontram-se na Fig. 4.5.
Fig. 4.5 Variação no potencial redox em função do tempo de amostragem.
Na maior parte das amostragens, o Eh estava positivo, sugerindo um ambiente
oxidante. Em setembro de 2006, os valores foram negativos próximos aos sedimentos
sugerindo atividade de mineralização da matéria orgânica. O valor máximo (+ 135 mV)
aconteceu em novembro de 2006, para a superfície do Sítio 1. A partir de novembro
de 2006, a tendência dos valores de Eh foi de aumento (r
2
= +0, 56, p>0,05) em
função do tempo. A correlação Eh x O.D. foi de +0, 31, próximo ao sedimento, mas
não foi considerada significativa.
A variação dos STD (Fig. 4.6) em função do tempo foi considerada significativa,
com os valores para o Sítio 2 se afastando dos valores do Sítio 1, a partir de setembro
de 2006, e chegando a ser 3 vezes mais elevados ao final das coletas.
52
Fig. 4.6. Variação nos sólidos totais dissolvidos (STD), em função do tempo,
para o Sítio 1 (P1) e Sítio 2 (P2). As barras representam os valores máximos e
mínimos nas datas de amostragem.
Os valores para as médias de STD foram mais elevados no Sítio 2 (99,5 mg
STD L
-1
), enquanto o Sítio 1 obteve um valor médio de 58,45 mg STD L
-1
. O
comportamento dessa variável foi significativamente diferente para os dois sítios. A
partir de outubro de 2006, os valores no Sítio 2 mantiveram uma tendência de alta,
enquanto os valores do Sítio 1 diminuíram até valor médio menor que 30 mg STD L
-1
.
Nesse mesmo mês o valor médio do Sítio 2 se manteve acima de 100 mg STD L
-1
.
Esses resultados apontam para uma diferença nas taxas de decomposição de
matéria orgânica, uma grande fonte de STD em água. KRUSCHE, et al., 2005,
encontraram diferenças significativas na composição iônica e valores de STD em rios
de menor ordem na bacia do rio Ji-paraná (RO), relacionadas com a taxa de
decomposição e carbono orgânico na água.
53
DISSMEYER (1994) e DISSMEYER (2000) argumentam que ambientes lênticos em
áreas florestais apresentam valores de STD elevados (>500 mg L
-1
), devido às
elevadas cargas de material orgânico alóctone particulado, que se decompõe com
facilidade em profundidades menores que 1 m. (SABARÁ et al., 2007), avaliaram a
carga orgânica alóctone para um lago do SLMRD em 1670 kg ano
-1
, a maior parte,
folhas (82,3%). Essas folhas perdiam 26% de sua massa, submersas em água, em 90
dias. Essa fração perdida era quase completamente transformada em matéria
orgânica dissolvida (<0,45 µm).
Foi calculado o valor da estatística U de MANN E WHITINEY (1947), citados
em ZAR (1996), para se testar a significância da diferença entre os valores das
variáveis de qualidade da água, para os sítios. As probabilidades marcadas foram
significativas ao nível α=0,05 (Tabela 4.3).
Tabela 4.3 . Resultados para a significância da diferença entre os valores das
medianas das variáveis ambientais coletadas in situ, entre superfície e fundo
dos sítios de coleta. Os valores de p marcados são significativos ao nível
α=0,05.
SITIO 1 SITIO 2 U p
Temperatura na superfície (°C)
12 12 52
Temperatura no fundo (°C)
12 12 48
0,16476
O.D* (mg O
2
L
-1
) na superfície.
12 12 40
O.D.* (mg O
2
L
-1
) no fundo
12 12 16
0,00117
O.D.* (% de saturação) na superfície
12 12 16
O.D.* (% de saturação) no fundo
12 12 16
0,00119
pH na superfície
12 12 30
pH no fundo
12 12 60
0,01251
C.E.**(µS cm
-1
) na superfície
12 12 24
C.E.**(µS cm
-1
) no fundo
12 12 46
0,00546
E.h.*** (mV) na superfície
12 12 68
E.h. *** (mV) no fundo
12 12 64
0,64330
*Oxigênio Dissolvido; ** Condutividade Elétrica; *** Potencial de Oxi-Redução;
‡
. #
Número de observações.
54
As tendências de concentração de C - orgânico em função do tempo sugerem
significantes processos de deposição (Fig. 4.7). (SÁBARÁ e BARBOSA, et.al., 2007)
avaliaram a taxa média de sedimentação em um lago do SLMRD cercado de floresta
semi-caducifólia secundária em 0,7 a 1,2 cm.m
-2
. dia
-1
, para a seca e as chuvas,
respectivamente. Cerca de 75% desse material era de natureza orgânica.
Fig. 4.7. Variação no carbono orgânico no sedimento dos sítios amostrados.
MATTSSON et al., .(2007) encontrou coeficientes de variação acima de 150%
para os valores anuais de Carbono Orgânico Total (COT) em sedimentos de rios
finlandeses cujas bacias drenavam florestas. Cerca de 80% da variação ocorreu entre
o verão e o final do outono. O resultado foi atribuído à sazonalidade da temperatura da
água e das cargas alóctones.
55
Os resultados de RODRIGUES-FILHO e MULLER (1999) para os primeiros 10 cm de
sedimentos da lagoa Silvana, no ponto de profundidade máxima, apontam para uma
concentração de Carbono Orgânico (%) entre 9,9 e 9,5. Na profundidade de 50 cm, o
Carbono Orgânico no sedimento foi estimado em 4,7%. A dinâmica do carbono
orgânico no sedimento da lagoa Silvana se assemelha à dinâmica no solo de planícies
de inundação do Pantanal de Mato-Grosso, onde a variação anual do Carbono
Orgânico foi estimada em 65%, entre a época de seca e chuvas.
A Tabela 4.4 mostra a estatística descritiva para cor aparente, sólidos
suspensos, turbidez e alcalinidade total na coluna dágua dos sítios. As Fig.s 4.8, 4.9,
4.10 e 4.11 mostram a evolução dos valores dessas variáveis em função da data de
coletas.
Para os sólidos suspensos (SS), turbidez e cor, o teste de Mann-Whitiney
sugere que as diferenças entre os valores médios dessas variáveis, entre os sítios, foi
significativas para a turbidez e cor (Tabela 4.5).
Tabela 4.4. Estatística descritiva das variáveis básicas da água medidas em
laboratório.
Sítio
N Média Mediana Mínimo Máximo Variação
C.V.
(%)
Cor
Aparente
(UH)*
1 6 37,96 43,00 6,00 76,00 70,00 40,26
2 6 66,40 70,50 11,00 89,00 78,00 27,02
S.S.**
(mg L
-1
)
1 6 41,21 41,00 14,00 66,00 52,00 31,89
2 6 57,17 54,00 37,00 85,00 48,00 31,84
Turbidez
(NTU)***
1 6 85,77 83,00 61,00 108,00 93,00 26,18
2 6 60,78 67,00 39,00 78,00 39,00 20,78
Alcalinidade
Total (meq.
L
-1
)
1 12 0,164 0,162 0,130 0,192 0,062 12,584
2 12 0,311 0,328 0,215 0,395 0,180 20,085
• Unidades Hanzen; ** Sólidos Suspensos; *** Unidades Nefelométricas de Turbidez.
•
56
Tabela 4.5. Teste de Mann-Whitney para diferenças entre os valores de
SS (mg L
-1
), turbidez (UNT), Cor (UH) Alcalinidade Total (meq CO
2
L
-1
) , ao nível
α=0.05.
Soma de
rank
Soma de
rank Z N N
SITIO 1 SITIO 2 U ajustado p SITIO 1 SITIO 2
SS 121 179 43 -1,6765 0,0936 12 12
Turbidez 191,5 108,5 30,5 2,4017 0,0163 12 12
Cor 79 221 1 -4,1054 4,05E-05 12 12
Alcalinidade
Total 78 22 0,0034 4,15692 0,0032 12 12
A média da cor aparente da água no Sítio 1 (38 UH) foi quase a metade da cor
média medida do Sítio 2 (66 UH), (Fig.4.9). As médias de Sólidos Suspensos não
foram estatisticamente diferentes (P<0,0500). A turbidez foi maior, em média, no Sítio
1 (Fig. 4.8) e a Alcalinidade Total foi maior, em média, no Sítio 2 (0,311 meq L
-1
).
57
Fig. 4.8. Evolução da turbidez (UNT) em função da data de coleta.
Em ambos os sítios a turbidez diminui em função da data da coleta, com o sitio
2 atingindo o valor mínimo (40 UNT). A maior turbidez no sitio 1 pode ser explicada
pela maior densidade de macrófitas. O pico de turbidez no sítio 1 foi registrado pouco
antes das primeiras chuvas do verão 2006/2007, o nível da água atingiu seu mínimo
(25 a 30 cm).
À medida que aumentava a profundidade diminuíam os valores das variáveis
acima. Em novembro de 2006, quando os sítios atingiram menor profundidade (0,25 a
0,30 m), partes das macrófitas ficaram expostas completamente ao ar, com morte de
indivíduos e rápida decomposição. O retorno das chuvas provavelmente lavou parte
do material parcialmente decomposto para a água do litoral, afetando os valores
medidos.
58
Fig. 4.9. Evolução da cor em função da data de coleta.
Fig. 4.10. Evolução dos sólidos suspensos em função da data de coleta.
59
Fig. 4. 11. Evolução da Alcalinidade Total em função da data de coleta.
A alcalinidade total é afetada pela decomposição incompleta da matéria
orgânica, através da produção de ácidos húmicos que consomem o bicarbonato
(ESTEVES, 1998). No geral, o Sítio 1 apresentou menores valores de alcalinidade,
com o mínimo (0,14 meq CO
2
L
-1
) no mês de novembro, coincidindo com a menor
profundidade. Ambos os sítios apresentaram maiores valores de alcalinidade total
após o retorno das chuvas.
4.2 VARIÁVEIS DO SEDIMENTO.
Ambientes lacustres em áreas florestais ou eutróficos são caracterizados por
grandes quantidades de matéria orgânica no fundo levando as condições redutoras no
hipolímnio. Para a lagoa Silvana, cercada de formações florestais, o sedimento tende
a apresentar gels orgânicos (gyttja) que se caracterizam por baixa densidade e
60
conteúdos de matéria orgânica (M.O.) variando entre 10 a 50% (RODRIGUES FILHO
e MULLER, 1999).
Os resultados para os teores de M.O. encontrados nesse trabalho mostram
sedimentos com elevado teor de M.O (Tabela 4.6.). Testes de Mann-Whitiney para
medianas nas concentrações de metais – pesados, N, P e C-orgânico encontram-se
na Tabela 4.7.
A textura do sedimento do Sítio 2 é argilosa (53%), enquanto o Sítio 1 possui
teor de argila igual a 26%. O conteúdo médio de carbono orgânico nos sedimentos
variou entre o máximo 66% (Sítio 1) e 12% (Sítio 2). O Ferro foi o metal mais
abundante nos sedimentos, seguido do Manganês, Zinco e Cobre. Amostras de
sedimentos foram consideradas estatisticamente diferentes (p<0,0500) em suas
concentrações médias de Cobre entre o Sítio 1 (0,29 µg Cu g
-1
) e o Sitio 2 (0,39 µg Cu
g
-1
). A média para o Ferro foi mais elevada no Sítio 2 (12 µg Fe g
-1
) do que no Sítio 1
(6,73 µg Fe g
-1
).
O mesmo foi observado para o Manganês entre os Sítio 2 (3,54 µg Mn g
-1
) e Sítio 1
(1,03 µg Mn g
-1
). A média de P no Sítio 1 (6,69 µg P g
-1
) foi mais elevada que a média
do Sítio 2 (4,75 µg P g
-1
). A média para N-Total no sedimento do Sítio 2 (60,80 µg N
g
-
1) foi quase o dobro da média calculada para o Sítio 1 (36,38 µg N g
-1
)
Tabela 4.6. Estatística descritiva para os elementos analisados no sedimento
dos sítios de coleta.
Sítio
N Média Mediana Mínimo Máximo variação
Desvio
Padrão
C.V.
(%)
C.org.
(%)
1 59 50,80 53,00 32,06 66,64 34,57 8,34 16,42
2 60 21,88 20,03 12,09 33,65 21,56 6,42 29,35
Zinco
(µg Zn g
-1
)
1 60 3,09 2,99 0,41 7,78 7,37 1,65 53,33
2 60 4,11 2,88 0,52 12,92 12,40 2,99 72,84
61
Cobre
(µg Cu g
-1
)
1 60 0,29 0,06 0,01 2,06 2,05 0,56 195,46
2 60 0,3956 0,0942 0,0116 2,2164 2,2048 0,5786 146,26
Ferro
(µg Fe g
-1
)
1 60 6,73 5,58 1,63 16,63 15,00 4,17 61,98
2 60 12,00 6,33 0,77 39,32 38,55 10,08 83,96
N-Total
(µg N g
-1
)
1 60 36,38 37,33 3,06 70,91 67,85 18,98 52,15
2 59 60,80 34,00 3,89 183,60 179,71 51,88 85,33
P- total
(µg P g
-1
)
1 60 6,96 0,41 0,00 5,24 5,24 1,22 127,55
2 50 4,75 27,19 2,28 268,80 266,52 56,18 117,66
Manganês
(µg Mn g
-1
)
1 60 1,03 0,87 0,10 2,67 2,57 0,71 69,02
2 60 3,54 1,07 0,11 22,51 22,40 5,42 153,38
Tabela 4.7 Teste de Mann-Whitiney para medianas nas concentrações de metais
– pesados, N, P e C-orgânico.
N n
SITIO
1
SITIO
2 U p SITIO 1 SITIO 2
Zinco (µg g
-1
) 3422 3838 1592 0,27495 60 60
Cobre (µg g
-1
) 3212 4048 1382 0,028244 60 60
Ferro (µg g
-1
) 3155 4105 1325 0,012667 60 60
Mn (µg g
-1
) 3245 4015 1415 0,043315 60 60
N (µg g
-1
) 3337 3803 1507 0,162167 60 59
P (µg g
-1
) 1845 4260 15 5,15E-19 60 50
C orgânico (%) 5305 1835 5 6,94E-21 59 60
Os resultados sugerem que os sedimentos do Sítio 1 não são diferentes em
seu conteúdo de Zn, enquanto Cu, Fe, e Mn estavam em maiores concentrações no
sítio 2, (Figs. 4.12, 4.13 e 4.14). O mesmo vale para e P (Fig. 4.15) . O N não mostrou
62
diferença significativa . Já o teor de C-orgânico foi significativamente maior no Sítio 1
(Fig. 4.16).
O Carbono orgânico foi o único elemento que apresentou maior concentração
média no sedimento do Sítio 1, em relação ao Sítio 2. Isso sugere maior deposição de
material orgânico detrital no primeiro, já que a saturação de oxigênio sugere haver
condições para decomposição. JAMNICKÁ et al., 2007, encontraram uma correlação
positiva entre a concentração de metais em sedimentos fluviais e a concentração de C
orgânico no sedimento.
63
Análise de Cobre (µg Cu g
-1
) no Sedimento
0.00
0.01
0.02
0.03
0.04
0.05
0.06
0.07
0.08
0.09
0.10
Mediana
Sítio 1
Sítio 2
Fig. 4.12 - Valores das medianas na concentração de Cobre relativo aos sítios de
coleta.
Fig. 4.13 - Valores das medianas na concentração de Ferro relativo aos sítios de
coleta.
64
Análise de Ferro (µg Fe g
-1
) no Sedimento
5.20
5.40
5.60
5.80
6.00
6.20
6.40
Mediana
Sítio 1
Sítio 2
Análise de Manganês (µg Mn g
-1
) no Sedimento
0.00
0.20
0.40
0.60
0.80
1.00
1.20
Mediana
Sítio 1
Sítio 2
Fig. 4.14 - Valores das medianas na concentração de Manganês relativo aos
sítios de coleta.
Fig. 4.15 - Valores das medianas na concentração de Fósforo relativo aos sítios
de coleta.
65
Análise de P Total (µg P g
-1
) no Sedimento
0.00
5.00
10.00
15.00
20.00
25.00
30.00
Mediana
Sítio 1
Sítio 2
Análise de C. Org (%) no Sedimento
0
10
20
30
40
50
60
Mediana
Sítio 1
Sítio 2
Fig. 4.16 - Valores das medianas na concentração de Carbono Orgânico relativo
aos sítios de coleta.
Alguns estudos sobre a relação entre a concentração de metais pesados e
nutrientes em água e plantas aquáticas sugerem que resultados mais confiáveis são
obtidos quando a concentração aquosa dos elementos não varia significativamente.
Entretanto, a necessidade de se usar plantas é mais provável onde a situação é
poluição difusa da água ou em “pulsos” vindos de fontes pontuais, onde a
concentração máxima do metal pesado já passou pelo local e não é mais detectável
acima de limites permitidos na água. A única maneira de lidar com o problema é
formar um banco de dados sobre concentrações do maior número de elementos em
plantas e água de ambientes “limpos” e cultivos em laboratórios. Um exemplo são as
macrófitas aquáticas usadas para monitorar metais-pesados e nutrientes em rios, onde
a existência de ambientes prístinos é improvável. Lagos e reservatórios na mesma
ecoregião podem suprir dados e espécimes necessários para comparação (KELLY e
WHITTON, 1989; CRAFT et.al., 2006.)
4.3. COMPOSIÇÃO QUÍMICA DAS MACRÓFITAS.
A tabela 4.8 mostra os resultados de todos os elementos pesquisados em
todas as macrófitas e a estatística descritiva. A tabela 4.9 mostra as concentrações
médias por espécie.
Tabela 4.8. Estatística descritiva para os elementos analisados em amostras de
todas as espécies de macrófitas pesquisadas.
Sítio N Média Mediana Mínimo Máximo Variação
Desvio
Padrão.
C.V.
(%)
66
Ferro
(µg Fe g
-1
)
1 60 125,66 103,09 7,89 404,76 396,88 81,36 64,74
2 60 243,71 115,15 18,27 1 482,87 1 464,60 321,44 131,89
Cobre
(µg Cu g
-1
)
1 60 45,84 18,32 1,78 591,32 589,54 92,15 201,02
2 60 113,67 35,59 1,10 2 250,81 2 249,71 311,39 273,93
Zinco
(µg Zn g
-1
)
1 60 78,32 55,98 10,96 303,22 292,26 64,12 81,86
2 60 133,08 51,98 9,14 911,04 901,90 182,45 137,10
Manganês
(µg Mn g
-1
)
1 60 131,94 89,65 5,33 638,64 633,30 111,92 84,83
2 60 235,02 134,63 30,58 1 186,04 1 155,46 269,54 114,69
N Total
(µg N g
-1
)
1 60 96,92 77,00 11,00 330,00 319,00 68,43 70,61
2 59 181,75 110,00 13,34 1 009,20 995,86 215,59 118,62
P - Total
(µg P g
-1
)
1 60 24,07 19,00 0,90 70,30 69,40 15,85 65,85
2 60 47,12 35,73 2,28 268,80 266,52 51,24 108,73
Tabela 4.9. Concentração média (µg g
-1
) de metais-pesados, Nitrogênio e Fósforo
em cada espécie estudada.
Sítio e espécie Zn Cu Fe Mn N P
SÍTIO 1 Mayaca fluvialitilis 100,865 19,803 113,309 76,895 82,761 30,372
SÍTIO 1 Salvinia auriculata 79,921 34,092 129,546 99,414 92,412 21,110
SÍTIO 1 Eleocharis interstincta 60,479 132,694 152,279 156,043 115,233 20,153
SÍTIO 1 Nymphea elegans 59,952 15,660 111,761 239,195 106,622 22,960
SÍTIO 2 Salvinia auriculata 162,639 96,695 224,682 217,330 160,874 39,987
SÍTIO 2 Eichhornia azurea 118,468 334,602 251,508 295,383 196,924 38,022
SÍTIO 2 Nymphea elegans 96,130 27,020 187,729 295,868 206,705 40,597
SÍTIO 2 Eleocharis interstincta 137,900 41,139 294,871 171,893 177,248 64,681
67
Para o Sítio 1, Mayaca fluviatilis apresentou a maior concentração para Zn
(100,865 µg Zn g
-1
). As maiores concentrações médias de Cobre (132 µg Cu g
-1
) e Fe
(152 µg Fe g
-1
) foram encontradas em Eleocharis interstincta. A concentração média de
Manganês nos tecidos de Nymphea elegans foi igual a 239 µg Mn g
-1
. Eleocharis
interstincta foi a espécie com maior teor de N no sítio 1 (115 µg N g
-1
), enquanto o
Fósforo foi mais abundante nos tecidos de Mayaca fluviatilis (30 µg P g
-1
), (Fig. 4.17).
Para o Sítio 2, o Zinco foi encontrado mais concentrado em tecidos de Salvinia
auriculata ( 162 µg Zn g
-1
). Eichchornia azurea concentrou mais Cobre (334 µg Cu g
-1
).
Para o Ferro os tecidos de Eleocharis interstincta apresentaram a maior concentração
(294 µg Fe g
-1
). Para o Manganês, a concentração média encontrada foi a mesma (295
µg Mn g
-1
) para Nymphea elegans e Eichchornia azurea. A concentração média de
Nitrogênio (206 µg N g
-1
) foi verificada em Nymphea elegans, enquanto Eleocharis
interstincta apresentou a concentração média de Fósforo (64 µg P g
-1
), (Fig.4.18).
As amostras de macrófitas no Sítio 2 para as concentrações médias de Cobre,
Manganês e Fósforo foram considerados estatisticamente maiores que as do Sítio 1
(P>0,0500). A ordem de abundância nos tecidos, para os metais pesados foi Ferro,
Manganês, Zinco e Cobre. As concentrações de Nitrogênio foram 4 a 3 vezes maiores
que a do Fósforo.
68
Fig.4.17 - Valores médios de Metais Pesados, Nitrogênio e Fósforo por espécie-
Sitio 1.
Fig.4.18 - Valores médios de Metais Pesados, Nitrogênio e Fósforo por espécie-
Sitio 2.
69
0
50,000
100,000
150,000
200,000
250,000
Zn Cu Fe Mn N P
Concentração média (µg g
-1
) de Metais-pesados,
Nitrogênio e Fósforo em cada espécie - Sítio 1
Mayaca fluviatilis
Salvinia auriculata
Eleocharis interstincta
Nymphea elegans
0
50,000
100,000
150,000
200,000
250,000
300,000
350,000
Zn Cu Fe Mn N P
Concentração média (µg g
-1
) de Metais-pesados,
Nitrogênio e Fósforo em cada espécie - Sítio 2
Salvinia auriculata
Eichchornia azurea
Nymphea elegans
Eleocharis interstincta
4.4 COMPOSIÇÃO QUÍMICA DA ÁGUA.
A Tabela 4.10 mostra a Estatística descritiva para os elementos analisados nas
amostras de água .
Tabela 4.10 . Estatística descritiva para os elementos analisados em amostras de
água. Os valores marcados para p indicam diferenças significativas (P<0,0500)
entre os Sítios 1 e 2, pelo teste de F (TUCKEY, 1957 citado em ZAR, 1996).
Sítio
N
Média
Mediana
Mínimo
Máximo
p
Desvio Padrão
C.V.(%)
Ferro
(mg Fe L
-1
)
1 12 55,40 54,60 0,54 123,40
2 12 63,74 67,17 0,65 102,20
0,00008
46,44 83,84
32,18 50,48
Zinco
(mg Zn L
-1
)
1 12 0,003 0,003 0,001 0,007
2 12 0,005 0,004 0,002 0,010
0,256
0,002 61,83
0,003 65,87
Manganês
(mg Mn L
-1
)
1 12 132,65 109,71 0,04 283,10
2 12 180,27 142,87 0,06 509,30
0,00174
92,75 69,92
161,25 89,45
Cobre
(mg Cu L
-1
)
1 12 0,009 0,003 0,002 0,003
2 12 0,006 0,003 0,001 0,002
0,01414
0,001 128,10
0,007 114,42
N – Total
(mg N L
-1
)
1 12 0,43 0,43 0,03 0,75
2 12 0,53 0,54 0,13 1,12
0,00220
0,27 62,46
0,31 58,05
Total – P
(mg P L
-1
)
1 12 0,16 0,16 0,06 0,26
2 12 0,26 0,21 0,09 0,66
0,00032
0,07 43,91
0,20 74,68
O Manganês foi o metal pesado mais abundante nas amostras de água, (Fig.
4.19), seguido pelo Ferro e Cobre, (Figs. 4.20 e 4.21). Nitrogênio foi cerca de 3 vezes
mais abundante que o Fósforo, (Figs. 4.22 e 4.23) . Apenas o Zinco não apresentou
diferença significativa entre os sítios. A química da água de zonas litorâneas pode ser
afetada principalmente pelos processos de mineralização da matéria orgânica, textura
dos sedimentos e pH da água. Maiores concentrações de argila e matéria orgânica
detrital formam quelatos com metais, diminuindo sua concentração na coluna d’água.
(CUVIN-ARALAR et.al., 2004; FERRAZ, 2003; FELDMANN, 2007).
70
Fig. 4.19 – Valores médios de Manganês na Água relacionados aos sítios de
coleta.
Fig. 4.20 - Valores médios de Ferro na Água relacionados aos sítios de coleta.
71
Análise de Ferro (µg Fe g
-1
) na Água
50
52
54
56
58
60
62
64
66
Médio
Sítio 1
Sítio 2
Fig. 4.21 - Valores médios de Cobre na Água relacionados aos sítios de coleta
Fig. 4.22 - Valores médios de Nitrogênio na Água relacionados aos sítios de
coleta
72
Análise de Cobre (µg Cu g
-1
) na Água
0,0000
0,0005
0,0010
0,0015
0,0020
0,0025
0,0030
0,0035
Médio
Sítio 1
Sítio 2
Análise de N Total (µg N g
-1
) na Água
0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
Médio
Sítio 1
Sítio 2
Fig. 4.23 - Valores médios de Fósforo Total na Água relacionado aos sítios de
coleta
4.5. RELAÇÕES ENTRE METAIS NA ÁGUA, SEDIMENTO E MACRÓFITAS.
Macrófitas enraizadas absorvem metais e nutrientes da água intersticial através
do sistema radicular. Alguma absorção é possível da coluna d’água, mas é improvável.
Para as flutuantes livres, essa é a única fonte disponível de nutrição mineral. As
concentrações de metais-pesados e nutrientes podem ser 1 x10
5
vezes maiores que
na água. Essa razão de acumulação pode ser calculada para espécies individuais que
se tornam monitoras de poluentes de difícil detecção .
73
Análise de P Total (µg P g
-1
) na Água
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
0,3
Médio
Sítio 1
Sítio 2
Para estudar as diferenças de acumulação entre as espécies investigadas, e
identificar aquelas espécies que acumulam significantes quantidades dos metais
pesados e nutrientes examinados foram utilizadas duas abordagens: a) gráficos entre
o conteúdo de cada metal-pesado, N e P e os seus conteúdos nas macrófitas
pesquisadas; b) cálculo da razão média de acumulação dos elementos do
compartimento sedimento/planta e água/planta, dependendo do hábito.
Não houve uma tendência clara entre o conteúdo de Zn na macrófita e no
sedimento. Nymphea elegans apresentou tendência de aumento em suas
concentrações de Zn à medida que se aumentavam as concentrações no sedimento,
para o Sítio 1 (Fig. 4.24).
Outros estudos sugerem que Zn, Cu e Fe tendem a se acumular em tecidos de
macrófitas, como função da espécie examinada e não como uma função da
concentração do metal . JAMNICKÁ et al., 2007 investigaram a acumulação de Zn e Cu
em 23 plantas aquáticas e observaram que o Zn na planta diminuía à medida que
aumentava a sua concentração na água. Já para o Cobre houve uma tendência de
acúmulo nos tecidos das plantas, em função do aumento do elemento na água.
HARRIS e DAVIDSON (2002) observaram que Zn, Cu e Fe se acumulavam de forma
diferente em Juncus continuus e Myriophyllum aquaticum crescendo juntas em
diferentes sítios de Manly Laggon (Austrália). Enquanto Myriophyllum aquaticum
possui a maior parte de sua biomassa imersa, Juncus continuus sobrevive se mais de
20% do pecíolo estiver submerso.
74
µg Zn g-1 (sedimento)
µg Zn g -1 (macrófita)
Specie: Mayaca fluviatilis
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9
0
50
100
150
200
250
300
350
Specie: Salvinia auriculata
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9
0
50
100
150
200
250
300
350
Eliocharis interstincta
0
1
2 3 4 5 6 7 8 9
0
50
100
150
200
250
300
350
Specie: Nymphea elegans
0
1
2 3 4 5 6 7 8 9
0
50
100
150
200
250
300
350
Mayaca fluviatilis: r² = 0,0002
Salvinia auriculata: r² = 0,0171
Interstincta: r² = 0,0024
Nymphea elegans: r² = 0,0041
Fig. 4.24 Regressão bivariada para a acumulação de Zn em macrófitas Sítio 1, e
valores de r
2
(PEARSON, 1957, citado em ZAR, 1996).
As concentrações de zinco em Myriophyllum aquaticum (média de 188 µg g
-1
)
foram 2,5 vezes maiores que as encontradas em Juncus continuus. Já para o Cobre e
Ferro as maiores concentrações foram encontradas para esse último. No entanto, a
variação da concentração desses metais nas macrófitas, em função do tempo, não foi
significativa. Trabalhando com a briófita Rhynchostegium riparioides, WHITTON (1991)
encontrou uma relação positiva (r
2
= 0,64, p<0,001) entre as concentrações de Zn em
porções apicais e organismo como um todo (r
2
= 0,44 , p<0,001). Para Cromo e
Chumbo, as relações não foram significativas.
75
Para o presente estudo, as tendências observadas para concentração dos
elementos no tecido, em função da concentração no sedimento, foram:
• Diminuição na concentração de Cobre em relação às concentrações no
sedimento, especialmente para Nymphea elegans (Fig. 4.25);
µg Cu g-1 (sedimento)
µg Cu g -1 (macrófita)
Specie: Mayaca fluviatilis
0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0 2.2
-10
0
10
20
30
40
50
60
Specie: Salvinia auriculata
0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0 2.2
0
20
40
60
80
100
120
140
Specie: Eliocharis interstincta
0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0 2.2
-100
0
100
200
300
400
500
600
700
Specie: Nymphea elegans
0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0 2.2
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
Mayaca fluviatilis r
2
= 0,1107
Salvinia auriculata: r
2
= 0,1049
Eliocharis interstincta: r
2
= 0,0054
Nymphea elegans: r
2
= 0,0872
Fig. 4.25 - Regressão bivariada para a acumulação de Cu em macrófitas Sítio 1, e
valores de r
2
(PEARSON, 1957, citado em ZAR (1996).
76
• Eliochharis interstincta apresentou a melhor correlação positiva entre
Manganês na planta e no sedimento. Salvínia auriculata apresentou uma
relação inversa entre Mn na planta e no sedimento. (Fig. 4.26);
µg Mn g-1 (sedimento)
µg Mn g -1 (macrófita)
Specie: Mayaca fluviatilis
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
1.4
1.6
1.8
2.0
2.2
2.4
2.6
2.8
0
100
200
300
400
500
600
700
Specie: Salvinia auriculata
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
1.4
1.6
1.8
2.0
2.2
2.4
2.6
2.8
0
100
200
300
400
500
600
700
Specie: Eliocharis interstincta
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
1.4
1.6
1.8
2.0
2.2
2.4
2.6
2.8
0
100
200
300
400
500
600
700
Specie: Nymphea elegans
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
1.4
1.6
1.8
2.0
2.2
2.4
2.6
2.8
0
100
200
300
400
500
600
700
Mayaca fluviatilis r
2
= 0,0224
Salvinia auriculata: r
2
= 0,0003
Eliocharis interstincta: r
2
= 0,0613
Nymphea elegans: r
2
= 0,0104
Fig. 4.26 - Regressão bivariada para a acumulação de Mn em macrófitas Sítio 1, e
valores de r
2
.
77
• N na planta em função de N no sedimento (Síto1), não apresentou padrão
para o modelo de regressão linear (Fig. 4.27);
µg N g-1 (sedimento)
µg N g -1 (macrófita)
Specie: Mayaca fluviatilis
0 10 20 30 40 50 60 70 80
-50
0
50
100
150
200
250
300
350
Specie: Salvinia auriculata
0 10 20 30 40 50 60 70 80
-50
0
50
100
150
200
250
300
350
Specie: Eliocharis interstincta
0 10 20 30 40 50 60 70 80
-50
0
50
100
150
200
250
300
350
Specie: Nymphea elegans
0 10 20 30 40 50 60 70 80
-50
0
50
100
150
200
250
300
350
Mayaca fluviatilis: r
2
= 0.0372
Salvinia auriculata : r
2
= 0.0110
Eliocharis interstincta : r
2
= 0.0984
Nymphea elegans: r
2
= 0.0801
Fig. 4.27 - Regressão bivariada para a acumulação de N em macrófitas Sítio 1, e
valores de r
2
.
78
• O P foi o elemento com melhor coeficiente de regressão entre conteúdo nos
tecidos e na planta. (Fig. 4.28);
µg P g-1 (sedimento)
µg P g -1 (macrófita)
Specie: Mayaca fluviatilis
0 1 2 3 4 5 6
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Specie: Salvinia auriculata
0 1 2 3 4 5 6
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Specie: Eliocharis interstincta
0 1 2 3 4 5 6
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Specie: Nymphea elegans
0 1 2 3 4 5 6
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Mayaca fluviatilis r
2
= 0,0542
Salvinia auriculata r
2
= 0,0663
Eichhornia interstincta r
2
= 0,8393
Nymphea elegans r
2
= 0,2194
Fig. 4.28 - Regressão bivariada para a acumulação de P em macrófitas no Sítio 1,
e valores de r
2
.
79
• Zn na planta e no sedimento (Fig. 4.29), não sugeriram padrão de
acumulação.
µg Zn g-1 (sedimento)
µg Zn g -1 (macrófita)
Specie: Salvinia auriculata
0 2 4 6 8 10 12 14
0
200
400
600
800
1000
Specie: Eliocharis interstincta
0 2 4 6 8 10 12 14
0
200
400
600
800
1000
Specie: Nymphea elegans
0 2 4 6 8 10 12 14
0
200
400
600
800
1000
Specie: Eichornia azurea
0 2 4 6 8 10 12 14
0
200
400
600
800
1000
Salvinia auriculata r
2
= 0,0221
Eliocharis interstincta r
2
= 0,3143
Nymphea elegans r
2
= 0,0112
Eichhornia azurea r
2
= 0,0199
Fig. 4.29 - Regressão bivariada para a acumulação de Zn em macrófitas no Sítio
2, e valores de r
2
.
80
• Não houve padrão de acumulação de Cobre e Nitrogênio nos tecidos das
macrófitas do Sítio 2 (Fig.s 4.30 e 4.32);
µg Cu g-1 (sedimento)
µg Cu g -1 (macrófita)
Specie: Salvinia auriculata
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
1.4
1.6
1.8
2.0
2.2
2.4
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
Specie: Eliocharis interstincta
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
1.4
1.6
1.8
2.0
2.2
2.4
-200
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
2000
2200
2400
Specie: Nymphea elegans
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
1.4
1.6
1.8
2.0
2.2
2.4
-10
0
10
20
30
40
50
60
70
Specie: Eichornia azurea
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
1.4
1.6
1.8
2.0
2.2
2.4
-20
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
Salvinia auriculata r
2
= 0,7239
Eliocaris interstincta r
2
= 0,2822
Nymphea elegans r
2
= 0,1225
Eichhornia azurea r
2
= 0,6934
Fig. 4.30 - Regressão bivariada para a acumulação de Cu em macrófitas no Sítio
2, e valores de r
2
.
81
• As espécies não tendem em aumentar as concentrações de Zn em função
das concentrações de Mn no sedimento (Fig. 4.31). Para o Sítio 1, apenas
Nymphea elegans mostrou tal tendência. Esse resultado sugere que um
grande número de amostras é necessário para caracterizar a
heterogeneidade fisiológica das espécies crescendo em sítios com
características diversas;
µg Mn g-1 (sedimento)
µg Mn g -1 (macrófita)
Specie: Salvinia auriculata
-2 0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24
-100
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
Specie: Eliocharis interstincta
-2 0 2 4 6 8 10 12 14 16 18
-200
0
200
400
600
800
1000
1200
Specie: Nymphea elegans
-1 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
Specie: Eichornia azurea
-2 0 2 4 6 8 10 12 14 16
0
100
200
300
400
500
600
Salvinia auriculata: r
2
= 0,0008
Eichornia interstincta: r
2
= 0,0029
Nymphea elegans: r
2
= 0,0023
Eichhornia azurea: r
2
= 0,0063
Fig. 4.31 - Regressão bivariada para a acumulação de Mn em macrófitas no Sítio
2, e valores de r
2
.
82
• Como sugerido no Sítio 1 não houve uma clara tendência de aumento nas
concentrações de N nos tecidos das macrófitas em função do aumento das
concentrações de N no sedimento (Fig. 4.32);
µg N g-1 (sedimento)
µg N g -1 (macrófita)
Specie: Salvinia auriculata
0 20 40 60 80 100 120 140 160
-100
0
100
200
300
400
500
600
700
Specie: Eliocharis interstincta
-20 0 20 40 60 80 100 120 140
-100
0
100
200
300
400
500
600
700
Specie: Nymphea elegans
0
20
40 60 80 100 120 140 160 180 200
-200
0
200
400
600
800
1000
1200
Specie: Eichornia azurea
0
20
40 60 80 100 120 140 160 180 200
0
100
200
300
400
500
600
700
800
Salvinia auriculata: r
2
= 0,0188
Eliocharis interstincta: r
2
= 0,2354
Nymphea elegans: r
2
= 0,2311
Eichhornia azurea r
2
= 0,0252
Fig. 4.32 - Regressão bivariada para a acumulação de N em macrófitas no Sítio 2,
e valores de r
2
.
83
• P em Eichornia azurea obteve o melhor valor de regressão (r
2
= 0,55) para a
variação da concentração de P no sedimento entre as macrófitas enraizadas
em função do tempo (Fig. 4.33);
µg P g-1 (sedimento)
µg P g -1 (macrófita)
Specie: Salvinia auriculata
-20 0 20 40 60 80 100 120 140 160
0
20
40
60
80
100
120
140
160
Specie: Eliocharis interstincta
-20 0 20 40 60 80 100 120
0
20
40
60
80
100
120
Specie: Nymphea elegans
0 20 40 60 80 100 120 140 160
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
220
240
260
280
Specie: Eichornia azurea
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
220
240
260
280
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
220
240
260
280
Salvinia auriculata: r
2
= 0,1244
Eichornia interstincta: r
2
= 0,2502
Nymphea elegans: r
2
= 0,0249
Eichhornia azurea: r
2
= 0,5545
Fig. 4.33. Regressão bivariada para a acumulação de P em macrófitas no Sítio 2,
e valores de r
2
.
Para Salvinia auriculata, única macrófita flutuante livre amostrada, foram
construídos gráficos de regressão entre os metais pesados, e as concentrações no
tecido dessa pteridófita (Fig.s 4.34 a 4.36).
84
µg Zn L
-1
* 1x10
-3
(água)
µg Zn g -1 (macrófita)
SITE: P1
0
20
40
60
80
100
120
140
160
50
60
70
80
90
100
110
120
130
SITE: P2
-100
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1 000
35
40
45
50
55
60
65
70
75
80
SITE: 1 Zn_ÁGUA: Zn_MAC: r
2
= 0,0354
SITE: 2 Zn_ÁGUA: Zn_MAC: r
2
= 0,0693
mg Cu L
-1
* 1x10
-3
(água)
µg Cu g -1 (macrófita)
SITE: P1
0 20 40 60 80 100 120 140
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
SITE: P2
0 50 100 150 200 250 300 350 400 450
0
2
4
6
8
10
12
14
SITE: P1 Cu_ÁGUA: Cu_MAC: r
2
= 0,0126
SITE: P2 Cu_ÁGUA: Cu_MAC: r
2
= 0,0112
Fig. 4.34 - Regressão bivariada para a acumulação de Zn e Cu em Salvinia
auriculata no Sítio 2, e valores de r
2
.
85
mg Fe L
-1
(água)
µg Fe g -1 (macrófita)
SITE: P1
40
60
80
100
120
140
160
180
200
220
240
260
280
300
320
340
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
1.4
1.6
1.8
2.0
2.2
SITE: P2
-100
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
1.4
1.6
1.8
2.0
2.2
SITE: P1 Fe_AGUA: Fe_MAC: r
2
= 0,0650
SITE: P2 Fe_AGUA: Fe_MAC: r
2
= 0,6522
.
mg Mn L
-1
(água)
µg Mn g -1 (macrófita)
SITE: P1
-50
0
50
100
150
200
250
300
350
400
0
2
4
6
8
10
12
14
16
SITE: P2
-100
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
22
24
26
28
SITE: P1 Mn_AGUA: Mn_MACR: r
2
= 0,0060
SITE: P2 Mn_AGUA: Mn_MACR: r
2
= 0,0040
Fig. 4.35 - Regressão bivariada para a acumulação de Fe e Mn em Salvinia
auriculata.
86
mg N L
-1
* 1x10
-3
(água)
µg N g -1 (macrófita)
SITE: P1
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
200
220
240
260
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
1.4
1.6
1.8
2.0
2.2
2.4
2.6
2.8
SITE: P2
-100
0
100
200
300
400
500
600
700
-2
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
22
24
SITE: P1 N_AGUA: N_MACRO: r
2
= 0,0567
SITE: P2 N_AGUA: N_MACRO: r
2
= 0,0012
mg P L
-1
* 1x10
-3
(água)
µg P g -1 (macrófita)
SITE: P1
-10 0 10 20 30 40 50 60 70
0
10
20
30
40
50
60
70
SITE: P2
-20
0
20
40
60
80
100
120
140
160
0
20
40
60
80
100
120
140
160
SITE: P1 P_ÁGUA: P_MACR: r
2
= 0,1884
SITE: P2 P_ÁGUA: P_MACR: r
2
= 0,0000
Fig. 4.36 - Regressão bivariada para a acumulação de P em Salvinia auriculata.
87
4.6. RAZÕES DE ACUMULAÇÃO.
As razões de acumulação para macrófitas enraizadas (Tabela 4.11) sugerem
elevada heterogeneidade na disponibilidade de metais e fisiologia das espécies.
Manganês parece ser o metal mais fácil de acumular nas macrófitas com
sistema radicular no sedimento, seguido do Ferro, Zinco e Cobre que acumulam
menos. Talvez isso simplesmente reflita a concentração do metal no ambiente
(CARDWELL et. al.,2002).
Tabela 4.11 Razões de acumulação (Concentração no tecido das macrófitas (µg
g
-1
) / Concentração no sedimento (µg g
-1
) para macrófitas enraizadas.
N Média Mínimo Máximo Variação s
Zn Macrófita/Zn
Sedimento
120 40,42 2,22 316,69 314,46 46,55
Cu Macrófita/Cu
Sedimento
120 2,75 0,04 77,61 77,58 7,97
Fe Macrófita/Fe
Sedimento
120 34,41 0,79 418,35 417,56 54,55
Mn Macrófita/Mn
Sedimento
120 235,08 3,36 2863,10 2859,74 335,05
Para espécies enraizadas individuais, Nymphea elegans mostrou a maior
razão de acumulação para o Zn (178); Eliocharis interstincta para o Cobre (77);
Eichhornia azurea para o Ferro (418) e Eliocharis interstincta para o Manganês (2863).
A flutuante livre Salvinia Auriculata exibiu significantes razões para o Cobre (16115) e
Zinco (32527) sugerindo a água como o meio mais fácil para retirada de metais
(Tabela 4.12).
88
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
Variação
Razões de Acumulação
(Tecido das macrófitas enraizadas (µg g
-1
) / Sedimento)
Zn Macrófita/Zn Sedimento
Cu Macrófita/Cu Sedimento
Fe Macrófita/Fe Sedimento
Mn Macrófita/Mn Sedimento
Fig. 4.37 - Razões de Acumulação – macrófitas enraizadas/ sedimento
Tabela 4.12. Razões de acumulação para Salvinia auriculata.
Água (mg L-1)
Salvinia auriculata
razão
Ferro
Site 1 55,4 129,546 2,34
Site 2 63,74 224,682 3,52
Manganês
Site 1 132,65 99,414 0,75
Site 2 180,27 217,33 1,21
Cobre
Site 1 0,009 34,092 3788,00
Site 2 0,006 96,695 16115,83
Zinco
Site 1 0,003 79,921 26640,33
Site 2 0,005 162,639 32527,80
TALLING e LEMOALLE (1998) citam vários estudos sobre a dinâmica de águas
tropicais para concluir que o controle das comunidades aquáticas é biológico. Luz e
calor estão disponíveis durante todo o ano, fazendo as estações de crescimento,
senescência, morte e decomposição não serem sincrônicas dentro da comunidade,
levando a elevada variação na dominância. É razoável pensar que as características
fisiológicas das espécies têm ciclos diferentes entre espécies.
FERREIRA (2005) estudou assembléias de macrófitas em três lagos do
Sistema Lacustre do Médio Rio Doce, no PERD, próximas da lagoa Silvana. Seus
resultados apontam para uma variação entre os picos de densidades das macrófitas
estudadas:
89
Eleocharis Interstincta cresce no verão (dezembro a março). Salvinia auriculata tem o
máximo populacional em setembro, provavelmente como resposta a altos níveis de
luz. Em janeiro, as chuvas trouxeram a população de S. auriculata para seu mínimo.
Mayaca fluviatilis registrou o máximo de densidade populacional entre maio e julho.
Eichhornia azurea e Nymphea elegans têm picos populacionais em agosto e
setembro, respectivamente.
CARDWELL et.al., (2002) analisaram quinze diferentes espécies de macrófitas
para seus conteúdos de Cd, Cu, Pb e Zn. Entre esses metais, somente o zinco
mostrou um padrão razoavelmente claro de aumento nas concentrações nas
macrófitas aquáticas, com o aumento do metal no sedimento. A macrófita aquática
Myriophylum aquaticum acumulou os níveis mais altos de metais (Zn = 4300 µg g
-1
; Cd
= 6,5 µg g
-1
). Estes resultados são similares aos obtidos para Mayaca fluviatilis no
presente estudo. QUAN et. al., (2007) sugerem que pecíolos e folhas de Spartina
alterniflora acumulam mais Cobre que as raízes.
A acumulação de todos os elementos mostrou tendência de ser maior nas
amostras do sítio 2. Esse ambiente tem provavelmente uma maior renovação de água
causada pela circulação do lago. A circulação pode favorecer diferenças em
sedimentos aquáticos pela deposição e transporte de material.
Pequenas diferenças nos solos da bacia de captação podem produzir diferenças
sensíveis nos sedimentos.
No presente estudo, ambos os processos (circulação da massa d’água e diferenças
nos solos) são razoáveis causas, influenciando a química do sedimento.
90
5. CONCLUSÕES.
Em relação às hipóteses de trabalho (seção 1.2) pode-se sugerir que:
1. Todos os valores das variáveis coletados in situ na superfície variaram
significativamente em função do tempo de coleta, com exceção da Condutividade
elétrica e Potencial de Oxi-Redução. Os valores de fundo somente a Temperatura
, Condutividade elétrica e o Potencial de Oxi-Redução variaram em função do
tempo;
2. Todos os valores das variáveis coletadas in situ na superfície e fundo variaram
significativamente em função do sitio, com exceção da temperatura e Potencial de
Oxi-Redução;
3. As concentrações de Ferro, Manganês, Zinco, Cobre, Nitrogênio e Fósforo, na
água variaram significativamente em função dos sítios de coleta, com exceção do
Zinco;
4. As concentrações de Ferro, Manganês, Zinco, Cobre, Nitrogênio, e Fósforo, no
sedimento variaram significativamente em função do sitio de coleta, com exceção
do Nitrogênio e Zinco;
5. A concentração de Carbono Orgânico no sedimento variou significativamente em
função do sitio de coleta, sendo a maior concentração media no Sitio 1, sugerindo
maior deposição de material orgânico detrital;
6. As concentrações de Ferro, Manganês, Zinco, Cobre, Nitrogênio e Fósforo, nos
Tecidos diferiram significativamente entre as Espécies e Sítios de coleta, sendo a
concentração do cobre o metal com maior variação entre as espécies;
7. Houve algumas correlações entre as concentrações dos elementos estudados nos
tecidos das macrófitas, água e sedimentos que são:
• Fósforo na Macrófita Eichhornia azurea com o sedimento nos sítios 1 e 2;
91
• Cobre nas Macrófitas Salvinia auriculata e Eichhornia azurea com o sedimento
no Sitio 2;
• Ferro na Macrófita Salvinia auriculata com a água no sitio 2;
8. As razões de Acumulação variaram significativamente com o tempo, espécie e
sitio de coleta;
9. O Manganês foi o metal que apresentou maior razão de acumulação com o
sedimento, seguido de Ferro, Zinco e Cobre respectivamente;
10. Entre as espécies a flutuante livre Salvinia auriculata apresentou a maior razão de
acumulação com a água para o Zinco, seguida do Cobre, sugerindo a água como
meio mais fácil para retirada de metais.
11. Existem poucas informações acerca da bioacumulação em macrófitas aquáticas
no Brasil. O trabalho vem acrescentar dados numéricos sobre a sensibilidade de
espécies representativas de macrófitas à metais-pesados e nutrientes;
12. Para uso em biomonitoramento de águas superficiais, os resultados do trabalho
sugerem que se devem usar várias espécies, pois, existe uma diferença natural
na sensibilidade de cada planta a poluentes específicos;
13. Em casos de remoção de poluentes da água e sedimentos, os resultados do
trabalho sugerem que a macrófita flutuante (Sauvinia auriculata) é mais eficiente
na remoção de metais (Zn e Cu), por ter seu sistema radicular em contato com a
água. As macrófitas enraizadas, no entanto, são as mais efetivas para
despoluição dos sedimentos.
14. Uma combinação de macrófitas de hábitos diversos deve provocar efeitos mais
efetivos. Pode-se cultivar ou transplantar as espécies de locais “limpos” para
locais poluídos e comparar as concentrações de metais-pesados e nutrientes;
92
15. Entretanto, para uso em trabalhos de despoluição, um monitoramento contínuo da
biomassa das espécies deve ser implementado, com cada uma delas tendo
limites físicos para impedir uma dominância e crescimento exponencial das
populações, o que levaria os efeitos contrários aos esperados.
16. As influências do clima tropical conferem uma maior complexidade nas relações
planta – elemento - ambiente, e são ainda pobremente compreendidas.
Conseqüentemente, necessitamos aumentar nosso conhecimento sobre a
ecofisiologia das macrófitas tropicais antes de seu uso prático.
93
6. SUGESTÕES PARA TRABALHOS FUTUROS.
1. Realizar experimento piloto com Macrófitas para remoção de Fósforo e
Nitrogênio;
2. Realizar experimento com a espécie Salvinia auriculata para retirada de Zinco e
Cobre da água;
3. Utilizar as espécies de macrófitas estudadas para identificar fontes de P;
4. Medir durante o ano as entradas atmosféricas dos elementos estudados;
5. Monitorar mensalmente o conteúdo dos metais e Nutrientes estudados em mais
pontos da lagoa para verificação de poluição.
94
7. REFERÊNCIAS.
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